Foszfortartalom eltávolítása a szennyvíztisztításnál

Foszfortartalom eltávolítása a szennyvíztisztításnál A lakossági szennyvizek biológiai tisztítását végző eleveniszapos telepeket, melyeket gyakorlatilag az elmúlt század első évtizedeiben fejlesztettek ki, a század közepéig csak a biológiai oxigénfelvételt, s így a befogadók oxigén túlterhelését okozó szerves anyagok eltávolítására tervezték. Az ilyen üzemekből a befogadókba kerülő tisztított elfolyó vizek azonban napjainkra már világszerte általános gondot jelentenek. A mikroorganizmusok által felvételre nem kerülő nitrogén és foszformennyiség a természetes befogadókba, élővizekbe kerülve, felboríthatja azok ökológiai egyensúlyát. Ez napjainkban általános jelenség a tavak, lassan folyó vízfolyások, víztárolók, sőt a tenger sekély parti vizeinél is. A lakossági szennyvizek szerves anyaghoz viszonyítottan túlzott szervetlen (N és P) tápanyag terhelése vezetett igen sok esetben a befogadók súlyos eutrofizációjához. Ez ott a növényi szervezetek, algák túlzott elszaporodását, algavirágzását eredményezhette. Ennek a következményei ismertek: úszó hab jelentkezése a víz felszínén, tapadó iszap keletkezése a vízben, a fürdőhelyeken, a ciano-baktériumok toxin termelése, amely azután bőr irritációt és légzési elégtelenségeket, problémákat okoz a lakosságnál, míg a vízi állatok esetén azok elpusztulását eredményezheti. Az algák, illetőleg az azokat hasznosító baktériumok éjszakai oxigén felhasználása abban az időszakban súlyos oxigénhiányt okozhat, ami komoly alga és iszapberothadással, kénhidrogén fejlődéssel járhat, ha az oxigénen túl már a nitrát is elfogy a vízből. Ilyen körülmények között mérgező nitrit keletkezésére is sor kerülhet, illetőleg a korábban megkötött foszfor is visszaoldódik az elhaló mikroorganizmusok és algák sejtanyagából, valamint a fenékiszapból. Az ivóvíz előállítása is lényegesen nehezebb és költségesebb az eutrofizálódott, nagy algatartalmú élővizekből, mint az egészséges természetes vizekből. Ennek megfelelően a szerves anyag szennyvizekből történő eltávolítása mellett a modern szennyvíztisztítás egyik legfontosabb feladata napjainkban a szervetlen tápanyagok, nitrogén és foszfor sokkal hatékonyabb eltávolítása. A természetes vizekben az iónos formájú szervetlen nitrogén (nitrát és ammónium) nem okvetlenül szükségesek a cianobaktérium (kék-zöld alga) szaporodásához, mivel azok asszimilálni tudják a molekuláris nitrogént is sejtanyaguk kiépítéséhez. Az algák fotoautotróf metabolizmusukkal a víz szervetlen szén tartalmát (HCO3- -á disszociáló CO2) hasznosítják szénforrásként. Szükségszerű tehát, hogy az élővizekben a foszfát az algák szaporodását meghatározó kulcskomponens, melynek koncentrációja az úgynevezett szaporodás-limitáló tényező. Az eutrofizáció csak 10 mg/l foszfát koncentráció alatt csökkenthető az élővizekben számottevő mértékben (Dryden és Stern, 1968). A nitrogén vegyületeivel (ammónium és nitrát) szemben, melyek a már említett biológiai folyamatokkal gáz formában is eltávolíthatók a vízből, a foszfor a szennyvizekből csak szilárd formában távolítható el, ülepítéssel. Ez lehetséges a foszfor szerves anyagból keletkező biomasszába történő beépítésével, immobilizációjával, vagy a foszfát vegyszerrel történő kicsapatásával. A hagyományosan üzemeltetett szennyvíztisztítóknál, melyeknél csak a szerves anyag eltávolítása, esetlegesen a többlet ammónium, majd a nitrát eltávolítása a cél, a nyers lakossági szennyvízzel átlagosan érkező 7-12 mg/l foszfornak átlagosan csak a 30-40 %-a távolítható el az előülepítés úgynevezett primer, valamint az oldott és finom lebegő

szerves anyagból keletkező szekunder iszap révén (Nesbitt, 1969; Jardin,1995). Hogy a befogadókban, élővizekben az erőteljes alga elszaporodás elkerülhető legyen, 90 % fölötti hatékonyságot kellene biztosítani a foszfor eltávolításánál (Schaak és társai, 1985). Ez azt jelenti, hogy a szennyvíztisztító elfolyó vizében csak 0,5-1,0 mg/l foszfor koncentráció lenne megengedhető. Ahhoz, hogy ilyen kis koncentrációt (< 1 mg/l) lehessen a tisztításnál elérni, különböző vegyszeres foszfor kicsapatási módszerek kerültek kifejlesztésre. Mintegy három évtizede kiderült azonban, hogy megfelelő üzemeltetés esetén bizonyos mikroorganizmus csoportok lényegesen nagyobb mennyiségű foszfor felvételére, s így eltávolítására ösztönözhetők. Hogy ilyen megnövelt biológiai többletfoszfor eltávolítást tudjon az eleveniszapos rendszer biztosítani, iszapjának ciklikusan aerob, majd anaerob körülmények közötti kezelésére van szükség. Az aerob fázisban a megfelelően kifejlődő, többletfoszfor eltávolításra alkalmas mikroorganizmusok (úgynevezett poly-P baktériumok) nagy koncentrációban képesek foszfor betárolására a sejtközi állományban poli-foszfát formában (Levin és Shapiro, 1965; Yall és társai, 1970; Schön, 1994, van Loosdrecht és társai, 1997; ATV, 1989). Az anaerob fázisban, vagy ciklusban (anaerob környezetben) ugyanakkor a többletfoszfor felvételére képes mikroorganizmusok a betárolt poli-foszfátot depolimerizálják, oldatba engedik, miközben az ebből nyert energiával szerves tápanyagot tárolnak be a sejtjeikbe. 3.1

Biológiai többletfoszfor eltávolítás

3.1.1 Felfedezése, alkalmazása Az első publikáció, amely valamiféle "normál" mértékűnél nagyobb foszfor-eltávolításról számolt be szakaszos rendszer esetében, 1955-ben jelent meg (Greenber és társai, 1955). Ezt követően több szerző említette, hogy feltehetően a levegőztetés intenzitása eltéréseinek eredményeként, a különböző üzemekben a tisztított szennyvíz foszfortartalma alapján, esetenként nagyon változó foszfor eltávolítási hatásfok volt tapasztalható (Srinath és társai, 1959; Alarcon, 1961). A biológiai többletfoszfor eltávolítás az eleveniszapos rendszereknél végül is az aerob foszforfelvétel és anaerob leadás pontosítását követően vált tisztázott biokémiai lehetőséggé (Levin és Shapiro, 1965). Az ő kísérleti munkájuk vezetett egy olyan eleveniszapos tisztítási mód kidolgozásához, amelyből később a "Phostrip" technológia kifejlődhetett. 1967-ben a San Antonio-i (Texas) eleveniszapos szennyvíztelepen igen jó foszforeltávolítási hatékonyság alakult ki (Vacker és társai, 1967). A tisztítandó szennyvíz folyadékáramának fluktuációja, az oxigén alacsony koncentrációja a nyers szennyvíz és a recirkuláltatott szennyvíziszap keveredési zónájában, nagy foszfortartalmú iszap recirkuláltatása ebbe a szakaszba, majd a további rész jó nitrifikációja és oxikus iszapstabilizációja mellett kitűnő foszfor-eltávolítási hatásfok alakult ki. Hasonló jelenséget ebben az időszakban az Egyesült Államok (USA) más szennyvíztelepein is tapasztaltak (Yall és társai, 1970; Milburn és társai, 1971; Garber, 1972) A múlt század 70-es éveinek az elején a többletfoszfor eltávolítás alapelveinek tisztázására intenzív kutatások kezdődtek, különösen Dél-Afrikában. Barnard (1974) vizsgálatai alapján vált egyértelművé, hogy a nagy terhelésű tisztítókon túl az ilyen típusú kis terhelésű egységeknél is fokozott foszfor-eltávolítás érhető el a technológia célszerű módosításával. Az ő nevéhez fűződik a szimultán nitrogén és foszfor eltávolításra alkalmas eleveniszapos

szennyvíztisztítási technológia, az úgynevezett "Bardenpho" eljárás kidolgozása. A név a kifejlesztő, valamint a denitrifikáció és foszforeltávolítás szavainak kezdőbetűiből származik. Fuhs és Chen (1975) alapvető mikrobiológiai vizsgálatai során izolálták először az Acinetobacter mikroorganizmus fajokat a foszfát akkumulációra képes iszapokban. Ettől az időtől kezdődően elsősorban ennek a baktériumfajnak tulajdonították a megnövelt biológiai foszfor-eltávolítási képességét. Ezek a fajok azonban mint később kiderült, nem különösebben felelősek az üzemi szennyvíztisztítókban a foszfor eltávolításáért. A poli-foszfát granulumok kimutatása az eleveniszap sejtjeinek belsejében ugyanis hamarosan lehetségessé vált az elektronmikroszkóp, a festési technika és egyéb fizikai-kémiai módszerek fejlődésével (Buchan, 1983). Egyértelművé vált a kondenzált foszfát mennyiségének növekedése a sejt belsejében az aerob ciklusban, illetőleg annak csökkenése az anaerob körülmények között. Egyes kutatócsoportok az intracelluláris foszfát vegyületek kémiai analízisét is megoldották (Mino és társai,1984; Arvin,1985). Módszereik alkalmazásával a foszfor leadás és felvétel az eleveniszapban különböző környezeti körülmények között is vizsgálhatóvá vált. Többféle foszfát vegyületet is azonosítottak a többletfoszfát akkumuláló eleveniszap sejtjeiben (Florentz és társai, 1984). Napjainkra egyértelművé vált, hogy a többletfoszfor eltávolításáért az eleveniszap specifikus baktériumai felelősek, de nem egyértelmű melyik csoport tevékenysége a meghatározó abban. 3.1.2 Mikrobiológiai folyamatok 3.1.2.1 A mikroorganizmusok foszforfelvétele. Az eleveniszap valamennyi mikroorganizmusa tartalmaz foszfort sejtjében különböző formákban. A foszfor a sejt metabolizmusának alapanyaga (poli-foszfidek, nukleinsavak), szükséges az az energiaátviteli folyamatoknál is (ADP, ATP), de a bioszintézisnek is meghatározó komponense (foszforilezett cukrok). A foszfortartalom a sejtben annak szárazanyagára számítva átlagosan mintegy 3 %. Ennek megfelelően jó tápanyag-ellátottság, szaporodási körülmények esetén a többletfoszfor akkumulációra nem képes mikroorganizmusok is jelentős mennyiségű foszfort tudnak szervezetükbe felvenni. Sok mikroorganizmus azonban ezen a növekedéssel kapcsolatos foszfor asszimiláción túl is képes többletfoszfor felvételére (Harold, 1966; Kulaev és Vagabov, 1983). Az utóbbi mikroorganizmusok száraz tömegükre számítva akár 12 % foszfor felvételére is képesek. A többletfoszfort ezek sejtjeikben poli-foszfát formájában tárolják be. A poli-foszfátok hosszú láncú polimer foszfátok, melyek (-PO3Hn) formáját a mikroorganizmus anyagcseréje alakítja ki, s ahol az n mintegy 100 körüli érték. A poli-anion negatív töltéseit különböző kationok semlegesítik (K+, Mg2+, Ca2+) (Kornberg, 1995).

(1) Polifoszfát A monomer egységek energia gazdag sav-anhidrid kötéssel kapcsolódnak össze, hasonlóan az adenozin-trifoszfát kapcsolódásához (ATP). Ennek megfelelően a poli-foszfát szintézise csak akkor lehetséges a heterotróf mikroorganizmusoknál, ha megfelelő szerves tápanyag áll

rendelkezésre energiaforrásként. A szerves anyag oxidációjánál keletkező energia révén lehetséges azután a poli-foszfát kiépítése. A polifoszfát kialakulása a sejtben természetesen olyan környezeti tényezőktől függ, mint a foszfát és tápanyag jelenléte a közegben, illetőleg a sejtben, valamint megfelelő koncentrációjú különböző ellenion, fémion jelenléte ugyanott. A poli-foszfát több különböző sejtrészben is felhalmozódhat a baktériumban, de elsődlegesen volutinként (metachromatikus granulum) a citoplazmában raktározódik, de emellett a citoplazma közi térben, a sejtmembránok közötti térben, valamint a sejtfalban is előfordul (Schön, 1991). A foszfát és a fémionokon túl azonban a poli-foszfát (poli-P) granulumok kis mennyiségben más anyagokat, fehérjét és zsírokat is tartalmaznak. A poli-P granulumok festéssel metilénkék ( Neisser festés), toluidinkék (ibolyafestés) és 4,6diamidino-2-phenilindol (DAPI) (fénylő sárga fluoreszcens festés a kéken fluoreszkáló cellában) segítségével is kimutathatók. Elektronmikroszkópos vékonyréteg-vizsgálatoknál a poli-P granulumok elektrongazdag (fekete) egységeknek látszanak a sejtben (1.ábra).

1. ábra (a - e). Különböző szennyvíztisztító telepektől származó polifoszfát akkumuláló mikroorganizmusok elektronmikroszkópos felvételei: (a-c) nitrifikáló telepek mikroorganizmusai, (d-e) nagy terhelésű telepek mikroorganizmusai. A méretvonalak 0,5 mikront jelölnek; a sűrű (fekete) részek: poli-foszfát; fénylő (fehér) részek: poli-béta-hidroxi-butirát (a felvételt dr.J.Golecki készítette Freiburgban (Schön, 1996)). A sejtek az akkumulált poli-foszfátot, mint foszforforrást és mint energiaforrást is hasznosítják. Az utóbbi energiaszegény környezetben lehetséges (Kulaev és Vagabov, 1983; Kornberg, 1995). Nagyon valószínű, hogy a poli-foszfát a metabolizmus szabályozásában is

igen fontos szerepet tölt be, mint a foszfát és a megfelelő fémionok koncentrációjának fenntartása, stabilizálása a sejtben. 3.1.2.2. A foszfor felvétele az eleveniszapos szennyvíztisztító rendszerekben A foszfor a szennyvízben döntő mennyiségében oldott szervetlen foszfátként (ortofoszfátként; (PO4)3-), és szerves kötésben lévő foszfátként van jelen. A poli-foszfátot és a többi kondenzált foszfát vegyületeket az exoenzimek általában igen gyorsan hidrolizálják. Szükségszerű ezért, hogy a levegőztető medencében a foszfor döntő része oldott foszfátként legyen jelen a vízben. A hagyományos szennyvíztisztításnál, mint már említésre került, a foszfornak csak egy részét veszik fel a sejtek a biomassza kiépítésére. Elméletileg a mikroorganizmusok ilyen aerob szaporodásához a C:N:P arány 100:14: 3 körül optimális. Természetesen az élő sejt sokkal nagyobb arányban tartalmazza a foszfort, mint a döntően sejtfal anyagból kiépülő, oxidációs stabilizáción átesett iszap. A kommunális szennyvízben annak előülepítését követően a fenti három tápanyag aránya közelítőleg 60:12: 3, ami azt jelenti, hogy a foszfortartalma mintegy 40 %-kal meghaladja a normális növekedéshez szükséges mennyiséget, vagy arányt (Schönborn, 1986). Speciális üzemeltetési módot alkalmazva, melynél az eleveniszapot a tisztítás során váltakozva anaerob és aerob körülményeknek teszik ki - időszakosan vagy térben ciklizálva -, a poli-foszfát akkumuláló baktériumok elszaporodnak, részarányuk megnő az iszapban. Ennek megfelelően az eleveniszap foszfortartalma is növekszik. Ez természetesen különösen a levegőztetési ciklus elfolyó iszapjára igaz, melyben a poli-foszfát éppen az ilyen sejtekbe betárolva található (Levin és Shapioro, 1965; Yall és társai, 1970; Schön, 1994; ATV 1998). Ennek megfelelően az így működő üzemeknél a fölösiszappal több foszfor távolítható el, mint a hagyományosoknál. A szennyvíztisztítás során a foszfát a mikroorganizmusok normális, vagy megnövelt foszfát felvételén túlmenően fizikai kémiai folyamatok révén is megkötésre, kicsapatásra, eltávolításra kerülhet. Ez a nem biológiai foszfát megkötés a mikroorganizmusok metabolizmusának is egy része, amelynek mértéke mindig a szennyvíz összetételétől, elsődlegesen annak Ca-tartalmától és kémhatásától (pH) függ (Arvin és Kristensen, 1985; Streichan és Schön, 1991). Legtöbb biológiai tisztítóban azonban az utóbbi folyamat a levegőztetett medencében csak jelentéktelen szerepet játszik. Ezzel szemben anaerob vagy anoxikus körülmények között a kémiai úton megkötődő foszfát mennyiség éppen a vizes fázis foszfát koncentrációjának jelentős növekedése miatt fokozottabb lehet. A hagyományos, szerves anyag eltávolító és nitrifikáló / denitrifikáló rendszereknél a keletkező fölösiszap foszfortartalma 1 - 2 %. Olyan tisztítóknál, ahol a biológiai többletfoszfor eltávolításhoz a megfelelő anaerob-oxikus ciklusok is kialakításra kerülnek, az iszap foszfortartalma 5 %-ot is elérhet. Az utóbbi eredményeként azoknál az üzemeknél a tisztított szennyvíz foszfortartalma 1 mg/l alá is csökkenhet.

3.1.2.3 Az eleveniszap anaerob foszfor-leadása és aerob foszfor-felvétele. A mikroorganizmusok megnövelt foszfor felvételéhez elengedhetetlen a levegőztető medencét megelőzően egy anaerob zóna vagy reaktortér kialakítása (Fuch és Chen, 1975; Nichols és Osborn, 1979; Rensink és társai, 1986). Az anaerob körülmények között a levegőztetés során poli-foszfáttá alakult foszfor egy része depolimerizálódik és mint foszfát oldatba kerül (2. ábra). A tisztított elfolyó vízben ettől függetlenül a foszfor koncentrációja lényegesen csökken, mivel az anaerob ciklust követő aerob szakaszban a foszfát újra felvételre kerül, sőt annál is nagyobb mértékben, mint ahogyan az leadásra került az anaerobban. Ezt az anaerob foszfát leadást, mely az aerob foszfát felvétel vagy eltávolítás szükségszerű előzménye, mind az oxigén mind a nitrát jelenléte gátolja. Ennek megfelelően a nitrifikáló szennyvíztisztítóknál a denitrifikációt úgy kell biztosítani, hogy az anaerob térbe visszavezetett folyadékáram nitrátmentes legyen. Ha ez az előfeltétel csak részlegesen teljesül, szükségszerűen a foszfor eltávolítás is gyengébb hatásfokú lesz.

2.ábra. Biológiai többletfoszfor eltávolításra alkalmas eleveniszapos szennyvíztisztító anaerob foszfát leadása és anoxikus, valamint oxikus foszfát felvétele. Mivel az aerob fázisban az iszap több foszfátot vesz fel, mint amennyit az anaerob fázisban lead, a foszfor a keletkező szennyvíziszapban koncentrálódik, s így a többletfoszfor a szennyvíziszappal eltávolítható. Az anoxikus szakaszban a foszfát felvétele rendszerint lassúbb mint az aerobban. A foszfátkoncentrációk: [A] a szennyvízben (befolyó víz), [B] a recirkuláltatott iszapból leadott foszfát hatására az anaerob szakaszban kialakuló, [C] az eleveniszap foszfátfelvétele. Az anaerob reaktortérben egy sor biokémiai átalakulás játszódik le. Pontos mechanizmusuk jelenleg még nem teljesen ismert. A kizárólagosan aerob poli-P baktériumok anaerob környezetben nem tudnak növekedni. Képesek azonban tápanyag felvételére (acetát), és annak zsírszerű szerkezetű tápanyagként történő tárolására. A bioszintézisnél a poli-foszfát

mintegy energiaforrásként hasznosul, miközben az orto-foszfát a folyadékfázisba kerül (Nichols és Osborn, 1979; Wentzel és társai, 1986). A poli-foszfát bomlása az anaerob körülmények között, valamint a betáplálásra kerülő szerves tápanyag szintézise ugyanott a következőképpen írható fel (Henze és társai 1997): 2 C2H4O2 + (HPO3)n + H2O  (C2H4O2)2 + PO43- + 3 H+ -poli-P- PHB-

(2)

A poli-foszfát hidrolízise következtében növekvő oldott foszfát mennyiség, ezért szükségszerűen a szintetizált poli-béta-hidroxi-alkanoátok (poli-3-hidroxi-butirát) (PHB), vagy (poli-3-hidroxi-valerát) (PHV) mennyiségével arányos (Fukase és társai, 1984; Schön és társai, 1993). Minél nagyobb az anaerob foszfát leadás és így a lipid tápanyag betárolás, annál jobb a következő ciklusban az aerob foszfor felvétel, vagy eltávolítás (Wentzel és társai, 1985). A PHB betárolása a sejtben jól látható a fluoreszcens níluskék festékkel történő mikroszkópos vizsgálatoknál.

Poli-(3-hidroxi-butirát) -PHB

(3)

Poli-(3-hidroxi-valerát) PHV

(4)

A lipid szintézis alapanyagai a rövid szénláncú szerves savak, az ecetsav és a propionsav. Ezek a fermentáció során keletkeznek az anaerob zónában a szennyvízből a fakultatív anaerob baktériumok tevékenysége eredményeként (oxigén és nitrátmentes környezet), mint a biológiailag könnyen bontható tápanyagok fermentációjának a termékei. Az anaerob térben a szerves anyag az iszappelyhekhez, illetőleg a baktériumok nyálkás rétegéhez adszorbeálódik. Ezeket a tápanyagokat az iszappehely baktériumai aerob vagy anoxikus körülmények között gyorsan hasznosítják, s az anaerob tápanyag betárolás tekintetében veszendőbe mennek (Schön és társai, 1993). A hatékony foszfor eltávolítás alapfeltétele a megfelelő, könnyen hasznosítható tápanyag ellátás az anaerob ciklusban (Marais és társai, 1983; Gerber és társai, 1986). Az aerob poli-foszfát akkumuláció egyszerűsítve az alábbi egyenletekkel írható le (Henze és társai, 1997). C2H4O2 + 0,16 NH4+ + 1,2 O2 + 0,2 PO43- 

(5)

0,16 C5H7NO2 +1,2 CO2 + 0,2 (HPO3)n +0,44 OH- + 1,44 H2O -poli-PAnoxikus körülmények között ugyancsak megfigyelhető a foszfor felvétele (Yall és társai, 1970; Schön és Streichan, 1989; Kern-Jespersen és Henze, 1993). A polifoszfát anoxikus akkumulációja egyszerűsítve a következő egyenletekkel írható le (Henze és társai, 1997).

C2H4O2 + 0,16 NH4+ + 0,96 NO3- + 0,2 PO43- 

(6)

0,16 C5H7NO2 +1,2 CO2 + 0,2 (HPO3)n +0,14 OH- + 0,48 N2 + 0,96 H2O -poli-PAz anoxikus foszfátfelvétel általában kisebb mértékű az oxikusnál. Napjainkban azonban olyan megoldásokat is javasoltak már, melyben jó foszfor-eltávolítás volt elérhető az anaerob és denitrifikációs körülmények ciklizálásával (Kuba és társai, 1997; van Loosdrecht és társai, 1997). 3.1.2.4. Aerob poliszacharid betárolás. A poli-P mikroorganizmus fajoknál a foszfát felvétel mellett az aerob medencékben egyidejűleg poli-szacharidok sejtben történő betárolására is sor kerül (Arun és társai, 1988; Matsuo és társai, 1992, Satoh és társai, 1992). Vékonyréteg kromatográfiás és enzimanalitikai vizsgálatok bizonyították, hogy a betárolt polimer döntően glykogénszerű poli-glükóz. A poli-P baktériumok tevékenységéhez a poli-szacharidok fontossága még nem teljesen világos. Valószínű, hogy a kizárólagosan aerob poli-P baktériumok anaerob körülmények közötti túlélését biztosítja ez a tápanyag és egyidejűleg mintegy ekvivalens mennyiségű redukálható alapanyagot biztosít a poly-hidroxi-alkanoátok felépítéséhez (Satoh és társai, 1992). 3.1.2.5 A foszfát eltávolítás foszfát koncentráció függése A mindenkori maximális foszfát felvétel a szennyvíz foszfát tartalmától is függ. A nagy terhelésű eleveniszapos rendszerekben igen nagy poli-foszfát granulumokat tartalmazó baktériumokat lehet megfigyelni (1. d-e. ábrák). Ezzel szemben a kis terhelésű rendszerekben kevésbé domináns ez a foszfát akkumuláció, mivel csak kevés poli-foszfát granulum látható a baktériumokban (1. a-c. ábrák). Az anaerob zóna növekvő foszfát koncentrációjával (maximum mintegy 60 mg/l –ig) mind a biológiai foszfátfelvétel sebessége, mind a maximális foszfor eltávolítási hatásfok növekszik. Azokban az eleveniszapos rendszerekben, melyek csak a szerves anyag eltávolítását végzik nitrifikáció nélkül, lényegesen nagyobb többletfoszfor felvétel tapasztalható. Szükségszerű ez az ilyen tisztítók fajlagosan nagyobb iszaphozama következtében is. A tisztítandó szennyvíz kisebb foszfát koncentrációja, vagy a szimultán kémiai foszforkicsapatás csökkenti a biológiai eltávolításra kerülő foszfor mennyiségét. 3.1.2.6. A nitrát által okozott foszfát leadás csökkenés A nitrát, ha visszakerül az anaerob térbe, ahol a foszfor leadásának és ezzel egyidejűleg az energiatartalékot biztosító szerves tápanyag szintézisének kell megtörténnie, gátolja azokat a folyamatokat (Hascoet és Florentz, 1985). Mivel az anaerob ciklusban betárolt tápanyag mennyisége meghatározó a következő, aerob ciklus foszfát-felvételére és polifoszfát betárolására, ilyenkor az aerob foszfor eltávolítás is csökken. Ezért olyan üzemeknél, ahol a nitrifikációnál sok nitrát keletkezik, s abból sok kerülhetne vissza redukció nélkül az anaerob szakaszba, igyekezni kell valamiképpen eltávolítani a nitrátot a visszavezetésre kerülő folyadékáramból, hogy ne zavarja a foszfor eltávolítását.

Mostert és társai (1988) úgy vélték, hogy a "normál" denitrifikáló baktériumok és a poli-P baktériumok anoxikus környezetben versengenek a tápanyagért, s ez eredményezi a nitrát kedvezőtlen hatását. Más szerzők a foszfát metabolizmusban fontos szerepet játszó enzimek inhibíciójáról számoltak be (Lötter és van der Merwe, 1987). Megjegyzést érdemel, hogy a nitrogén-monoxid (NO), amely a nitrát redukció közti terméke, erősen gátló hatású a foszfát leadásra az eleven iszapoknál (Kortstee és társai, 1994). Az is elképzelhető, hogy a nitrát által okozott redox-potenciál növekedés gátolja a poli-foszfát depolimerizációját, leadását (Iwema és Meunier, 1985). A nitrát emellett a NADH/NAD+ átalakulás folyamatait is befolyásolhatja a sejtben, a szaporodás ezen keresztül történő befolyásolásával. Legvalószínűbb, hogy számtalan tényező együttes hatása érvényesül a foszfát leadás csökkenésében, a nyers szennyvíz összetételéé, valamint a rendszerben kialakuló baktériumflóráé egyaránt. 3.1.3 A többletfoszfor felvétel és leadás biokinetikája. Laboratóriumi, fél-üzemi és üzemi vizsgálatok alapján a baktériumok foszfát leadási és felvételi metabolizmusára számos modellt dolgoztak ki az elmúlt évtizedekben (Comeau és társai, 1986; Mino és társai, 1987, Wentzel és társai, 1991; Mino és társai, 1994) ( 3. a-c. ábra). Az aerob fázisban a baktériumok az anaerob ciklusban betárolt tápanyagot és a környezetükből felvehető könnyen bontható szerves anyagot egyaránt hasznosítják energiaforrásként (3. a. ábra). Az endogén tápanyag hasznosításával a sejt gyorsan adaptálódik az aerob környezethez, és rögtön megindítja a oxigénfelvételét és növekedését. A belső és külső tápanyag oxidációjával biztosítja ehhez a szükséges energiát (ATP), Ugyanebben a bőséges energiával bőségesen ellátott szakaszban kerül sor a foszfát egyidejű felvételére és poli-fosztfátként történő betárolására, valamint a poli-glükóz (glykogén) szintézisére is. Az anaerob szakaszban valószínűleg számos különböző metabolikus folyamat játszódik le egyidejűleg, melyek az azt követő aerob szakaszban történő foszfor-eltávolításhoz szükségesek (3. b-c. ábrák). A fakultatív anaerob baktériumok fermentációja döntően rövid szénláncú szerves savakat, ecetsavat és propionsavat termel, melyeket a poli-P baktériumok azután felvesznek, és tartalék-tápanyaggá polimerizálnak (PHB). Az utóbbi szintéziséhez szükséges energiát a levegőztetett ciklusban előzetesen betárolt poli-foszfát depolimerizációja biztosítja. Egyidejűleg a a sejtfalon keresztül az orto-foszfát ismételten a folyadékfázisba kerül. A poli-foszfát ugyanakkor valószínűleg energiaforrást jelent a sejtek anaerob körülmények közötti túlélése érdekében is. Az anoxikus térben (oxigén hiányában, de nitrát jelenlétében) a foszfor felvétel az aerob folyamatokéhoz hasonlóan megtörténhet, az ilyen metabolizmusra képes baktériumokkal. Az obligát aerob poli-P baktériumok anaerob tápanyag betárolása eredményeként azok az aerob térben helyzeti előnybe kerülnek más obligát aerob mikroorganizmusokkal szemben, melyek kizárólagosan a külső tápanyag hasznosítására szorítkoznak aerob szaporodásuk során. Feltehetően ez a metabolizmus eltérés eredményezi, hogy a poli-P baktériumok az alternáló anaerob-aerob rendszerekben nagyobb részarányban szaporodhatnak el.

3. a-c. ábra. A biológiai foszforeltávolítás modelljei a tápanyag betárolásra és a foszfor metabolizmusára. (a): az aerob ciklus kezdeti szakasza; (b): az anaerob ciklus kezdeti szakasza; (c) az anaerob ciklus végső szakasza. (Wentzel és társai, 1991). 3.1.4 Polifoszfát akkumuláló baktériumok Napjainkig nem sikerült egyértelmű bizonyítani, hogy a kommunális szennyvíztelepeken bármely egyedi poli-P baktériumfajta domináns lenne a biológiai többletfoszfor eltávolításban. Az igen nagy számú vizsgálat ellenére sem tisztázott, melyik poli-P baktériumcsoport szerepe a meghatározó a foszforfelvétel javításában. A hagyományos elválasztási technikák alapján sok szerző arra a megállapításra jutott, hogy az Acinetobacter fajok a meghatározók a többletfoszfor eltávolításánál (Fuch és Chen, 1975; Deignema, 1980; Lötter és Murphy, 1985, Wentzel és társai, 1986; Stephenson, 1987). Éppen ezért ennek a baktériumfajnak a szűkebb csoportjai kedvelt tárgya voltak a foszfát metabolizmussal kapcsolatos vizsgálatoknak (Kortstee és társai, 1994 ). Wentzel és társai (1986, 1991) foszfor eltávolítási modellje is elsődlegesen erre a baktériumcsoportra alapozott.

Cloete és Steyn (1988) vizsgálatai azonban egyértelműsítették, hogy az Acinetobacter nem tehető egyedül felelőssé a szennyvizek többletfoszfor tartalmának az eltávolításáért. A különböző szennyvíztisztítókból származó ilyen fajok immunológiai vizsgálatai alapján bebizonyították, hogy azok a többletfoszfát felvételének csak 5-15 (maximum 34 százalékát adhatják. Különböző biológiai többletfoszfor eltávolító eleveniszapos üzemek mikroorganizmusainak morfológiáját vizsgálva igen különböző gram pozitív és gram negatív sejtek esetében találtak poli-foszfát betárolást, közöttük a fonalas formában szaporodóknál is (Streichan és társai, 1990). Acinetobacter populációk részletesebb vizsgálatai (Auling és társai, 1991) és különleges rRNA oligonukleotid vizsgálatok (Wagner és társai, 1994; Bond és társai, 1995) is azt bizonyították, hogy az Acinetobacter fajok csak kisebb szerepet játszhatnak a biológiai többletfoszfor eltávolításában a üzemi szennyvíztisztítóknál. Sokféle egyéb gram-negatív, valamint gram-pozitív baktériumfajt is izoláltak szennyvíz üledékekből, melyekben az átlagosnál jóval nagyobb poli-foszfát koncentráció volt mérhető. Ezek a Pseudomonas, Arthrobacter, Coryne bacterium, és Microlunatus fajokhoz tartoztak (Suresh és társai, 1985; Hiraishi és társai, 1989; Kamper és társai, 1990, Nakamura és társai, 1991, 1995). Elektronmikroszkópos és populáció-dinamikai vizsgálatok bizonyították, hogy a poli-foszfát akkumulációját végző baktériumok skálája nagymértékben változhat az üzemeltetés és a tisztítandó szennyvíz összetétele függvényében. Az üzemi egységekben az Acinetobacter fajok szerepe a biológiai többletfoszfor eltávolításban úgy tűnik, túlbecsült volt. Valószínűleg más fajok egyedei is nagymértékben hozzájárulnak a foszfor eltávolításához. Úgy tűnik, hogy a gram-pozitív fajok szerepe a szennyvíztisztítók esetében lényegesen nagyobb, mint korábban feltételezték. A nem csoportosan élő poli-foszfát akkumuláló baktériumok mellett egyre gyakrabban figyeltek meg fonalasan szaporodó baktérium fajokat is az utóbbi években. Ezek okozzák az iszap felhabzását és iszapréteg kialakulását a biológiai többletfoszfor eltávolítással, illetőleg a kémiai foszfor eltávolítással működő telepeken (Schön, 1994). A fonalasok leggyakoribb képviselője a Mycrothrix parvicella, de gyakoriak a Nocardia félék is. Ezen fonalas baktérium fajok gyakori elszaporodásának a pontos oka még nem ismeretes. Zsírok, esetleg tenzidek jelenléte kedvező a Nocardia (Lemmer, 1985) és a Mycrothrix (Slijkhuis, 1983) elszaporodásának. Biológiailag nagyon érdekes, hogy ezek a felhabzást okozó fajok egyidejűleg alkalmasak szerves tápanyag és poli-foszfát tárolására is (Schön és társai, 1993). Így két fontos metabolikus tulajdonsággal is rendelkeznek, amely általánosan is jellemzi a poli-foszfát akkumuláló baktériumokat. Hogy ezek a baktériumok milyen mértékben vesznek részt a biológiai többletfoszfor eltávolításában a tisztító telepeken, jelenleg még tisztázatlan. A szennyvíztisztító telepek eleveniszapjai olyan kevert baktériumkultúrák, melyek különböző fiziológiájú csoportokból tevődnek össze, és kölcsönösen hatnak egymásra (Brodisch, 1985). Így nem zárható ki, hogy azok a poli-P baktériumok, melyek tiszta kultúrában nem teljesen felelnek meg az elméleti követelménynek, az eleveniszap szimbiotikus szaporodási körülményei között eltérő metabolizmussal rendelkeznek. Nagyon valószínű, hogy az üzemi rendszerek esetében tapasztalható anaerob-oxikus foszfát leadásért és felvételért nem egyetlen, vagy néhány baktériumcsoport, hanem a különböző baktériumfajok együttese és kölcsönös tevékenysége a felelős.

3.1.5 Technológia tervezés

A mikrobiológiai elvek tárgyalása során egyértelművé vált, hogy az anaerob zóna vagy anaerob időszak beiktatása az aerob rendszerbe a biológiai többletfoszfor eltávolítás alapfeltétele. Két jól elkülöníthető tervezési alapelv ismeretes az anaerob fázis beépítését illetően: - főáramban történő többletfoszfor eltávolítás, melynél a teljes szennyvízmennyiség és eleveniszap tömeg az anaerob körülményeket biztosító reaktortéren keresztül áramlik, - segéd iszapkörös eljárás, amely a biológiai többletfoszfor eltávolítást fizikai kémiai foszfor kicsapatással kombinálja. Az utóbbinál a foszfor eltávolítás az eleveniszap segítségével, de végső soron a mellék-áramú körben vegyszeres kicsapatással kerül eltávolításra a többletfoszfor a vízből. 3.1.5.1 Főáramkörös technológia A biológiai többletfoszfor és nitrogén eltávolítást a meghatározó folyadékáramban biztosító technológia sémája látható a 4./a ábrán. Ezen az alapváltozaton túl számos alternatív megoldást alakítottak ki a többletfoszfor eltávolítás optimalizálására. Elsősorban az anaerob szakaszba történő nitrát és oxigén visszavezetés csökkentésére irányultak a változtatások. Azok kizárásával a könnyen bontható tápanyagok csaknem teljes mennyisége a biológiai többletfoszfor eltávolításra (poli-foszfát és szerves tápanyag csere) kerül felhasználásra. Néhány más főáramú megoldást mutat a 4./ b-d. ábra. Egy 1994-ben készített felmérés alapján a leggyakrabban alkalmazott többletfoszfor eltávolító eleveniszapos eljárás Németországban a Phoredox, mint az 5. ábra gyakoriság adatai is mutatják ( Seyfried és Scheer, 1995). Az anaerob tér méreteinek behatárolására különböző megoldások lehetségesek. Az eleveniszapos szennyvíztisztítás dinamikus szimulációs modelljei, mint például a No.2 (ASM No.2) (Henze és társai, 1995a) is lehetőséget adnak erre. Mellette a németországi tapasztalatok azt bizonyították, hogy a biológiai többletfoszfor eltávolítás tervezésénél az anaerob tér méreteinek meghatározására megfelelő lehet a hagyományos empirikus módszer is (ATV, 1994; Anonymous, 1995). Az ilyen tervezésnél is persze az anaerob zóna az összes reaktortérfogat szerves része. Az összes szükséges iszaptömeg, vagy térfogat ugyanakkor jelentősen függ a szennyvíz várható hőmérsékletétől. Az aktuális üzemi hőmérséklet függvényében a nitrifikáció / denitrifikáció biztosításához szükséges reaktortérfogat, illetőleg a melegebb időszakban jelentkező többletkapacitás 100000 LEÉ kapacitású eleveniszapos szennyvíztisztítóra számolva a 6. ábrán látható. Ezen az ábrán a biológiai többletfoszfor eltávolításához szükséges anaerob reaktortérfogat a legfelső, mennyiségileg nem jelölt zónába esik. A gyakorlatban legtöbbször nem is vesznek ahhoz igénybe többlet reaktorteret, hanem a kaszkádszerűen kialakításra kerülő anoxikus tér bevezető szakaszát használják anaerob zónaként.

4. ábra. (a) - fő áramban történő biológiai többletfoszfor eltávolítás (Phoredox); (b-d) különböző főáramban történő biológiai foszfor eltávolítási megoldások: (b) - ISAH eljárás, (c) - módosított UCT eljárás, (d) - EASC eljárás.

5. ábra A különböző biológiai foszfor eltávolító technológiák relatív gyakorisága Németországban 1994-ben ( Seyfried és Scheer, 1995).

6. ábra. A tisztításhoz szükséges nitrifikáló / denitrifikáló medencetérfogat igény az év folyamán a hőmérséklet változása függvényében (100 000 lakos egyenérték szennyvíztisztító terhelés esetén) Mint látható a tervezési hőmérséklet (10 oC) feletti hőmérsékleteknél megfelelő szabad térfogat, vagy kapacitás áll rendelkezésre a biológiai többletfoszfor eltávolításra, ami anaerob tér lesz abban az időszakban. Mivel a szennyvíz hőmérséklete a 10 oC hőmérsékletet csak az év 10-15 %-ában éri el, a többi időszakban (az üzemeltetési időszak több mint 80 %-ában) megfelelő többlet anaerob térfogat nem is szükséges az üzemben. Ilyenkor azután a többletfoszfor eltávolítása az anaerob tér leválasztásával teljes hatékonysággal üzemelhet. Az év többi 10-15 %-ában az elfolyó víz foszfor határértékének a biztosítása rendszerint vegyszeres foszfor kicsapatással történik. Olyan üzemeknél, ahol a szennyvíz összetétele azt célszerűvé teszi, egész évben a biológiai többletfoszfor eltávolítást hasznosítják. Meghatározó tervezési szempont az anaerob térre vonatkozóan ilyenkor annak a hidraulikus tartózkodási ideje, amelynek nagyobbnak kell lenni 0,8 óránál. A főáramú biológiai többletfoszfor eltávolításnál 1 mg/literes átlagos elfolyó víz foszfor koncentráció optimális nyersszennyvíz összetétel és üzemeltetési körülmények között biztosítható. 3.1.5.2. Segédáramkörös technológia A segédáramkörös biológiai többletfoszfor eltávolítás sematikus folyamatábráját, reaktor elrendezését a 7. ábra szemlélteti. Ilyen folyamatkialakítást alkalmazva a cirkuláltatott iszapnak csak egy része (mintegy 20 %-a) kerül az anaerob reaktorba, a foszfát iszapból történő kivonása (sztrippelése) érdekében. A kevert iszap átlagos hidraulikus tartózkodási ideje a sztripperben 24 óráig is növelhető. Ez alatt az idő alatt az iszap foszfortartalmának döntő részét leadja a folyadék fázisba. Az anaerob sztrippert ülepítő reaktorként üzemeltetve a mikroorganizmusok által leadott foszfát a túlfolyó vízzel a vegyszeres kicsapatási lépcsőre kerül, míg a foszforszegény iszap az ülepítő fenekéről visszavezetésre kerül a főáram elejére. Általában kalcium, vagy alumíniumsók használatosak a foszfátok a vizes fázisból történő kicsapatására.

7. ábra. Mellék-iszapkörös biológiai többletfoszfor eltávolítás (Phostrip). A hagyományos sztrippelésen túl, amely a nyers szennyvíznek az anaerob térbe történő bevezetése nélkül történik, a korszerűbb technológiák kialakításnál a nyers szennyvíz egy részét az úgynevezett elősztripperbe vezetik be, hogy az iszap nitrát tartalmát csökkentsék, illetőleg gyorsítsák a jobb tápanyagellátással a foszfát leadását. A mellékáramkörű folyamatok tervezésénél a kísérleti üzemi tapasztalatokat kell figyelembe venni. A főáramkörös megoldással összehasonlítva a mellékáramkörös biológiai többletfoszfor eltávolítás a tapasztalatok szerint stabilabb és kisebb elfolyó víz foszfortartalmat biztosít. Ezzel szemben az utóbbi megoldásnál a beruházási költségek lényegesen nagyobbak. 3.1.6. Gyakorlati szempontok 3.1.6.1. A szennyvíz minőségének hatása a többletfoszfor eltávolításra. Az aerob lépcsőben történő foszfor felvétel hatásfoka (egyéb üzemeltetési tényezők mellett) a foszfort akkumuláló mikroorganizmusok számára az anaerob szakaszban hozzáférhető, könnyű tápanyagok mennyiségétől, koncentrációjától függ. A baktériumok PHB kellő sebességű betárolásához a telepre érkező nyers szennyvízben a szerves anyag megfelelő hányadának már rövid szénláncú szerves sav (illó savak) formájában kell érkezni, vagy az anaerob körülmények között a jól bontható szerves komponensekből hidrolízis és fermentáció révén megfelelő sebességgel azokká kell lebomlania. A biológiai többletfoszfor eltávolító eleveniszapos rendszerek biokinetikai modelljénél, pl. az ASM-2 modelnél (Henze és társai, 1995a), a befolyó nyers szennyvíz KOI-jét a következő frakciókra osztják: 1. 2. 3. 4. 5.

rövid szénláncú szerves savak (SA ) biológiailag könnyen bontható oldott tápanyag (Sbs) oldott inert tápanyag (Se), biológiailag bontható lebegő tápanyag (XS), inert lebegő szerves anyag (Xe).

A korábbi szimulációs modellekkel szemben ennél a modellnél a biológiailag bontható szerves tápanyagot láthatóan két további alcsoportra osztották, a könnyen fermentálható oldott

anyagokra (Sbs) és a rövid szénláncú szerves savakra (SA). Az utóbbiak közvetlen felvételre kerülnek a foszfort akkumuláló mikroorganizmusok által, míg a könnyen bontható oldott tápanyagot a mikroorganizmusoknak az anaerob körülmények között ilyen tápanyaggá kell fermentálni. A biológiailag könnyen bontható oldott tápanyag mennyisége (Sbs) respirációval könnyen meghatározható mind oxigén, mind nitrát elektron-akceptorként történő felhasználásával. A nitrát vagy oxigén- fogyasztás alapján a respiráció eredményéből ez a frakció közvetlenül számítható (Ekema és társai, 1986; Kristensen és társai, 1992; Kapeller és Gujer, 1992, Hulsbeek, 1995; Anonymous, 1995). A rövid szénláncú szerves savak koncentrációja (SA) közvetlen titrálással határozható meg, vagy gázkromatográfiás módszerrel is mérhető. Nagyszámú mérés alapján feltételezhető, hogy az ilyen foszfor eltávolító megoldásoknál a szükséges illó sav mennyiség több mint 50 mg/l (Anonymous, 1995). 3.1.6.2. A biológiailag könnyen bontható tápanyagmennyiség növelése. Mint korábban már említésre került, a biológiailag könnyen bontható tápanyag koncentrációja különösen meghatározó a többletfoszfor eltávolításánál. Ennek megfelelően számos próbálkozás történt koncentrációjának, vagy részarányának a növelésére a szennyvízben. A külső tápanyag adagolás mellett (acetát vagy más rövid láncú szerves savak), a szennyvíz minőségének optimalizálása a nyers szennyvíz hidrolízisének, fermentációjának az optimalizálásával is lehetséges. A szennyvíz és/vagy iszap hidrolízisre két módszert javasoltak. 1. Az EASC (Extended Anaerobic Sludge Contact) eljárásnál az anaerob teret ülepítő reaktorként alakították ki, melyben a nyers szennyvíz kiülepedik és stagnál, a megfelelő hidrolízis és fermentáció elérése érdekében (Schönberger, 1990). Mivel a megoldásnál az ülepítő reaktor a szennyvíz főáramában van, az iszap hidrolízise meglehetősen korlátozott. 2. Az iszap-hidrolízis és fermentáció növelése érdekében előbb a nyers szennyvíz hatékony kiülepítést javasolják, majd az iszap hidrolízisét optimalizálják. Különböző megoldásokat alkalmaztak arra is, elsősorban a primer iszap ülepítését követő fermentációnál, mint ahogy a 8. ábra mutatja. Az üzemi eredmények alapján a hidrolízis hatékonysága (hidrolízis), vagy hozama 10-15 %-ra várható. A denitrifikációra, vagy biológiai többletfoszfor eltávolításra közvetlenül felvehető tápanyag frakciója a teljes oldott tápanyag hányadnak mintegy 70 -90 %-a (Anonymous, 1995, Jönsson és társai, 1996, Urbain és társai, 1997, Andreasen, 1997, Schlegel, 1989). A keletkező, közvetlenül felvehető tápanyag (SA) elsősorban rövid szénláncú illó savakból áll, s így a foszfát cseréhez az anaerob zónában az acetáttal azonos hatékonyságú. Külső tápanyag adagolás esetén a tapasztalatok alapján a folyamatos adagolás hatékonyabbnak bizonyult, mint az időszakos acetát adagolás (Teichfischer, 1995, Witt, 1997). Az iszap tartózkodási ideje és hőmérséklete a reaktorban a hidrolízis / fermentáció hatékonyságát meghatározó paraméterek. A lebegő anyag tartózkodási ideje 20oC hőmérsékleten 1 nap fölött optimális, és alacsonyabb hőmérsékleten (10 oC) 4 napos átlagos iszap-tartózkodási idő is szükségessé válhat. Ilyen nagy tartózkodási idő esetén az iszapréteg belső iszaprecirkulációja is mindenképpen szükséges az illó savak iszaprétegből történő megfelelő kimosása érdekében.

8. ábra. Primer iszap hidrolízisének kialakítása a többletfoszfor eltávolítás javítására. Az elméletileg számítható könnyen bontható szerves tápanyag termelése az előző megoldásnál átlagos szennyvíz minőségre és körülményekre, feltételezve hogy a primer iszaphozam 40 g lebegő anyag / fő x d, a hidrolízis hatásfoka 12 %, s a keletkező anyag 80 %a kis molekulatömegű szerves sav. Ilyenkor a naponta egy lakosra számítható illó sav termelése 1 = KOI : TS arányt feltételezve 4 g KOI / fő x d (S A). Átlagos szennyvízhozammal számolva (250 l / fő x d) ez további 16 mg/l illó sav koncentráció-növekedést jelent. A foszfát fajlagos KOI igényére 20 mg KOI / mg P értéket vehetünk figyelembe. Így a primer iszap hidrolízisnél keletkező illó sav mennyiséggel csak 0,8 mg/l foszfor távolítható el a szennyvízből. Ez az egyszerű számítás is jól mutatja, hogy a primer iszapból keletkező kis molekulatömegű illó savak mennyisége viszonylagosan kevés, amiért is a foszfor eltávolítás javítása az ilyen megoldással eléggé korlátozott. Az ilyen kis molekulatömegű illó savak termelése során, az iszapból nitrogén is visszaoldódik a vízbe, ami visszakerülve a főáramba, ott nitrogéntöbbletet jelent. Az így visszakerülő nitrogén mennyisége az üzemeltetési körülmények függvénye, de rendszerint nem haladja meg a nyers víz nitrogén tartalmának az 5 %-át. Egyéb probléma is jelentkezhet a primer iszap hidrolíziséből, nevezetesen a kellemetlen szagú illó komponensek keletkezése. Célszerű a hidrolizáló reaktort zártra építeni ilyen kedvezőtlen környezeti hatásainak a csökkentésére. Ugyancsak megemlíthető, hogy anaerob iszap-hidrolízis esetén a szennyvíztisztítás szilárd maradékának a metanizálása során kisebb gázhozam várható. Dániai tapasztalatok alapján a gázhozam csökkenés 25 % -ot is elérhet (Andreasen és társai, 1997). 3.1.6.3

Anaerob térbe történő nitrát és oxigén visszaforgatás csökkentése.

A biológiai többletfoszfor eltávolító eleveniszapos rendszereknél a nitrát és oxigén az anaerob térben a foszfát leadás csökkenését okozhatja, mivel a poli-P baktériumok elől a többi heterotróf szervezetek a legkönnyebben felvehető biológiai tápanyagot az oxigén és nitrát felhasználásával elfogyasztják. Amíg oxigén és nitrát van a szennyvízben, ezért nem foszfát leadás, hanem foszfát felvétel történik, a nem poli-P mikroorganizmusok foszfor igényének

megfelelő mértékben. Legtöbb esetben ilyenkor azután a végső aerob foszfor felvétel kisebb lesz, rontva ezzel a teljes folyamat többletfoszfor eltávolítását. Meg kell azonban jegyezni, hogy megfelelő foszfát leadását követően már az anoxikus szakaszban is jelentkezik többletfoszfor felvétel, ami bizonyos mértékben hozzájárul a teljes többletfoszfor eltávolításhoz (Carlsson, 1996; Kuba és társai, 1996). Természetesen ez csakis megfelelő anaerob foszfát leadást követően működik hatékonyan. A nitrát két forrásból adódhat: 1. Olyan térségekben, ahol a talajvíz nitrát tartalma különösen nagy, a szennyvízcsatornák infiltrációja miatt a telepre érkező szennyvízben is jelentős nitrát tartalom fordulhat elő. 2. Gyakran az anaerob zónába az utóülepítőből visszavezetett iszappal is kerül nitrát. A nitrát bevitel jelentősége könnyen érzékelhető, figyelembe véve, hogy üzemi körülmények között minden mg nitrát-N 4-6 mg illó sav (ecetsav, propionsav) felvételét eredményezi. Ha a szennyvíztisztító elfolyó vizében 10 mg/l nitrát-N maradhat (határérték), és az iszaprecirkulációs arány a rendszerben 1 (ami általánosan jellemző a nitrogén eltávolítás esetén), 5 mg/l nitrát koncentrációval ékezik a nyers szennyvíz és a recirkuláltatott iszap keveréke az anaerob térbe. Ez a nitrát visszavezetés 20 - 30 mg/l acetát KOI azonnali felvételét jelenti foszfát leadás létrejötte nélkül. Hogy az iszap recirkulációjával történő nitrát visszavitelt megakadályozzák, három különböző megoldást alakítottak ki. A Johannesburg (JHB) eljárásnál a recirkuláltatott iszapot megfelelő ideig anoxikus körülmények között tartják, a nitrát denitrifikációja érdekében. Mivel a visszaforgatott iszapban ilyenkor elhanyagolható mennyiségű tápanyag van csak a denitrifikációhoz, az endogén folyamatoknak kell a szükséges tápanyagot megtermelniük. Ilyen körülmények között a fajlagos denitrifikációs sebesség ezért az iszap denitrifikálóban 0,4-0,8 mg nitrát-N / g iszap szerves anyag x óra. Az denitrifikáció gyorsítására természetesen a nyers szennyvíz egy részének ebbe a denitrifikálóba történő visszavezetése is szolgálhat. Ezzel csökkenteni lehet a szükséges denitrifikáló reaktor méretét. Az UTC eljáráshoz hasonlóan az ISAH reaktorelrendezés is tápanyag adagolást alkalmaz a denitrifikáció sebességének növelésére (4. b. ábra). Az ilyen technológiai kialakítás esetén elérhető denitrifikációs sebesség a nyers szennyvíz összetételének és a mellékágra vezetett tisztítóba érkező szennyvíz részarányának a függvénye. A nitrát ilyen kedvezőtlen hatásán túl az anaerob térben az oxigénbevitel hasonló gátlást eredményez. Az oxigén, mint elektron akceptor hasonlóan kedvezményezett a leggyorsabban hasznosítható szerves tápanyagok heterotróf felvétele tekintetében. Az anaerob térben mintegy 3 g KOI kerül felvételre 1 mg oxigén felhasználásakor. Ennek megfelelően, ha a nyers szennyvíz oxigén koncentrációja 6 mg/l, az iszap recirkulációs aránya 1, akkor 3 mg/l oxigén koncentrációval érkezik a kevert folyadék az anaerob reaktortérbe. Természetesen ez csak akkor igaz, ha a recirkuláltatott szennyvíziszap egyáltalán nem tartalmaz oxigént. Ilyenkor az oxigénbevitel miatt mintegy 10 mg illósav (acetát) KOI kerül felvételre a többletfoszfort nem akkumuláló heterotróf mikroorganizmusok oxigén hasznosítása eredményeként.

Hogy az anaerob térben kialakuló feltételeket az oxigén bevitel szempontjából is optimalizálják, az oxigén elfogyasztását még az anaerob reaktort megelőzően biztosítani kell. Magában az anaerob térben is el kell kerülni a túlzott túrbulencia okozta zavaró oxigénbevitelt, ami többnyire a folyadék bevezetések (szennyvíz, recirkuláltatott iszap) miatt alakulhat ott ki. További lehetőség a centrifugál szivattyúk alkalmazása a csavarszivattyúk helyett az iszap visszaforgatásánál, valamint a levegő bejutásának minimalizálása a levegőztetett homokfogóknál. Az utóbbinál a levegőbevitel ne legyen több, 0,1-0,2 m3/m3xóra fajlagos mennyiségnél. 3.1.6.4. Iszaptermelés A biológiai többletfoszfor eltávolítási eljárásnak gyakran előnyeként említik a kémiai foszfor kicsapatással szemben a kisebb iszaphozamot (ATV, 1998; Witt és Hahn, l995). Ezt a megállapítást arra alapozzák, hogy a foszfor eltávolításához ilyenkor nem kell vegyszert adagolni. A foszfor eltávolítási módtól függetlenül azonban a foszfát biomasszába történő felvétele is jelent a hagyományos iszapszaporulaton túl további iszaphozam növekedést. Elméletileg a biológiai többletfoszfor eltávolítás az iszaphozamot három mechanizmus szerint befolyásolja: 1 A többlet poli-foszfát felvétele az iszapba szükségszerűen iszaphozam növekedést jelent. A poli-P baktériumok átlagos összetételének megfelelően a minden gramm eltávolított foszfor 3 g iszaptömeg növekedést jelent (Jardin és Pöpel, 1994). 2 A foszfor akkumuláló mikroorganizmusok felszaporodása az iszapban magának az iszap szaporodásának a kinetikáját is megváltoztatja, mint azt Wentzel és társai (1990) kimérték. A poli-P baktériumoknál sokkal kisebb elhalási sebességet tapasztaltak, mint a többi nem poli-P mikroorganizmusnál. A foszfor akkumuláló baktériumok lassúbb elhalási sebessége ennek megfelelően az ilyen rendszereknél nagyobb fajlagos iszap produkciót jelent. Méréseik alapján a 20 napos iszapkorú rendszereknél ez mintegy 10 % iszaphozam növekedés (Wentzel és társai, 1990). 3 A tisztítandó szennyvíz minősége, valamint a tisztító üzemeltetési paraméterei (anaerob hidraulikus tartózkodási idő) függvényében úgynevezett anaerob iszapstabilizáció jelentkezhet (Randall és társai, 1987), amely az iszaptömeg fermentációs folyamatainak eredménye. Az anaerob folyamatok ezzel kisebb iszaphozamot eredményeznek, ami az anaerob tér beépítését a tisztításba önmagában is indokolja, Mivel a poli-foszfát betárolása meghatározóan az iszap szervetlen hányadának növekedését eredményezi, az utóbb két mechanizmus nem erre, hanem az iszap szerves hányadának a változására vonatkozik. Részletes kísérleti vizsgálatok során úgy találták, hogy a többletfoszfor felvétellel jól korrelált a nyers szennyvíz Mg2+ és K+ koncentrációjának a csökkenésével. Az egyes kationok és a foszfor felvétele, illetőleg a fölösiszap foszfortartalma közötti összefüggés látható a 9. és 10. ábrán.

9.ábra A foszfor és magnézium tartalom összefüggése biológiai többletfoszfor eltávolító eleveniszapos rendszer iszapjában. Megfigyelhető az adatokból, hogy 0,3 mól Mg / mól P, illetőleg 0,26 mól K / mól P arány a jellemző. Ezek az értékek jól egyeznek más szerzők korábbi mérési adataival (Wentzel és társai, 1992, Arvin és Kristensen 1985). Az idézett tanulmány vizsgálatai során a poli-foszfát képződés volt a megnövelt foszfor eltávolítás meghatározója. Kísérleti üzemi vizsgálatok alapján megállapították, hogy a biológiai többletfoszfor eltávolítás hatása a keletkező iszap fajlagos mennyiségére elsősorban a szervetlen iszaphányad növekedéséből adódik, ami csak kis mértékű szerves iszaphozam növekedéssel jár együtt.

10. ábra A foszfor és kálium tartalom összefüggése biológiai többletfoszfor eltávolító eleveniszapos rendszerek iszapjában. Szimulációs vizsgálatok alapján úgy találták, hogy a poli-P baktériumok elhalási sebessége csak alig különbözik a nem poli-P baktériumokétól, azaz az előbbiek szerves anyag vesztesége az iszap stabilizációja során igen hasonló az utóbbiakéhoz. Más kutatók ugyanezt kísérleti vizsgálataikkal igazolták (McClintock és társai, 1992, Hulsbeek, 1995, Ante és társai, 1995). A kísérleti eredmények során mért iszapelhalási sebesség értékeknél a dinamikus szimuláció értékeinél elhanyagolható mértékben voltak csak kisebbek. A biológiai többletfoszfor felvétel során ennek megfelelően mintegy 3 g iszap szárazanyag / g P iszaphozam növekmény vehető figyelembe az ilyen megoldásoknál (11. ábra).

11. ábra Az iszaphozam eltérése biológiai többletfoszfor eltávolítás nélküli, illetőleg azzal üzemelő eleveniszapos telepeknél (az adatok különböző módon üzemeltetett telepek átlagértékei). A többletiszap termelés számításához a teljes iszaphozam meghatározása kapcsán egyszerű megoldás javasolható. A nyers szennyvíz fajlagos foszforterhelésére alapozva, ami 2,5 g P / fő x nap, mintegy 0,3 g P / fő x nap foszfor eltávolítást feltételezhető az előülepítés során. Mintegy 0,5 g P / fő x nap foszfor kerül felvételre az iszap normális szaporodásához. 1,3 g P / fő x nap mennyiséget kell így a biológiai többletfoszfor eltávolítással immobilizálni, hogy a tisztított szennyvíz foszfor koncentrációja 2 mg/l (0,4 g P / fő x nap) alá kerüljön. Az 1,3 g P / fő x nap 3,9 g iszap szárazanyag / fő x nap iszaphozam növekményt eredményez, amely mintegy 11 % a teljes iszaphozamra vonatkoztatva (a fajlagos iszaphozam a tisztításnál átlagosan 35 g iszap szárazanyag / fő x nap értéknek tekinthető). 3.1.6.5. Foszforleadás az iszapkezelésnél, visszavitel az eleveniszapos lépcsőre Annak megállapítására, hogy az iszapkezelés során milyen foszfát leadás következik be, különböző iszapsűrítőkkel végeztek vizsgálatokat. A mérések azt bizonyították, hogy az iszapleadás és ezzel az iszap visszavitele a főáramba igen jelentéktelen. A mechanikus iszapsűrítés rövid iszaptartózkodási ideje, mint a centrifugák, szűrők vagy flotálók esetén várható, minimális foszforleadást eredményezhet csak. A kísérleti vizsgálatok szerint a csurgalékvízek foszfor tartalma 90 %-ának a visszavitele (iszapsűrítésről) a biológiai foszfor eltávolító telepek esetén a nyers szennyvíz foszforterhelésére vonatkozóan csak a foszfor 2 % -ának a visszaforgatását jelenti flotálás, 2,2 %-át centrifugálás esetén. A 12. ábrán a fölösiszap sűrítésénél szóba jöhető foszfor visszaforgatás %-os értékének a gyakoriság görbéje látható.

12. ábra Az iszapvízzel visszavitt foszforterhelés hányad gyakorisága a fölösiszap sűrítés következményeként (a visszavitt foszfor mennyiségét az iszapsűrítőbe érkező foszfor tömegére vonatkozóan mutatja az ábra.) A mechanikus víztelenítéssel szemben a gravitációs iszapsűrítőknél lényegesen nagyobb foszfor visszaforgatás várható, hiszen az utóbbiak sokkal nagyobb, mintegy fél napos átlagos iszap-tartózkodási idővel működnek. A görbék alakja arra utal, hogy más iszapsűrítési megoldásoknál is hasonló jelleg várható: jelentős foszfor leadás az iszaprétegben, nagyon kis foszformennyiség jelentkezésével a csurgalékvízben. A 13. ábra a gravitációs iszapsűrítő túlfolyó vízének a foszfát koncentrációját szemlélteti különböző medence mélységeknél, különböző iszap tartózkodási idők esetére.

13. ábra Foszfát koncentrációk alakulása egy gravitációs iszapsűrítőnél az ülepítő különböző mélységeiben, különböző átlagos iszap-tartózkodási időknél.

Látható, hogy bár a foszfor felszabadulása az iszapból 2,8 nap alatt 95 %-os, foszfát a túlfolyóvízben ennek ellenére viszonylag kevés. Ettől függetlenül a gravitációs iszapsűrítők meghibásodása (ha pl. flotáció jelentkezik a sűrítőben), olyan függőleges átkeveredést eredményezhet, melynek eredménye azután a foszfor koncentráció növekedése lesz a túlfolyó vízben. Ilyenkor a visszaforgatott foszfor mennyisége is jelentősen nőhet. A poli-P mikroorganizmusokban tárolt foszfát nagyobb része a mérések szerint az anaerob iszapkezelés során oldatba kerül (Pöpel és Jardin, 1993). Mégis a legtöbb németországi szennyvíztelepen az iszaprothasztó csurgalékvízében vagy elfolyó vizében általában kis foszfor-koncentrációk mérhetők (Seyfried és Hartwig, 1991, Baumann és Krauth, 1991). Néhány telepnél jelentős foszfortartalom került a túlfolyó vízbe, ami a 100 %-ot is csaknem elérhette (Pitman és társai, 1991, Sen és Randall, 1988, Murakami és társai, 1987). Ez azt jelenti, hogy a környezeti feltételek függvényében eltérő lehet a foszfor immobilizációja az iszapfázisban: 1 csak a foszfor egy része kerül leadásra a folyadékfázisba az iszapkezelésnél, vagy 2 az oldatba kerülő foszfor valamekkora hányada kémiai kötésekkel fém-foszfátként, vagy más mechanizmussal kerül kicsapatásra. A félüzemi vizsgálatok során bebizonyosodott, hogy az anaerob termofil rothasztásnál a fölösiszapba került polifoszfát csaknem teljes mennyisége hidrolizál (Aspergen, 1995,Jardin és Pöpel, 1996, Wild és társai, 1996). Ettől függetlenül hiába történik meg a foszfor teljes leadása a sejtközi állományból, a foszfornak csak egy része marad oldatban. Ez a nagy különbség a foszfát leadás és a recirkuláló foszfor mennyisége között elsősorban a fizikai kémiai foszfát megkötésnek tulajdonítható, amely a hidrolízissel egyidejűleg következik be a "stabilizáló" reaktorban. A Mg, az ammónium és foszfát struvitként (Mg(NH4)PO4 - MAP) történő kicsapódása mellett a szennyvíz mosószertartalmából eredő zeolitok is hozzájárulnak a foszfát megkötéséhez (Aspergen, 1995; Jardin, 1995, Wild és társai,1996). Ezeknek a hatásoknak az együttes következménye, hogy az átlagos foszfor visszaforgatás lényegesen kisebb, mint az a polifoszfát hidrolíziséből számítható lenne. Ezért nagy, biológiai többletfoszfor eltávolítást is végző szennyvíztisztítók esetében azok foszfor terhelésére vonatkoztatva a fölös iszap foszfortartalmának visszaforgatása 10 % alatti. Ugyanakkor az ilyen iszapokban a foszfortartalom 2,5 - 3 %. Nem szükséges ezért az iszapvíz foszfortartalmának csökkentésére további lépéseket tenni a főfolyamat foszforeltávolítási hatékonyságának javítása érdekében. Számos üzem esetén azonban sajnálatosan nagy foszforhányad visszaforgatása figyelhető meg az ilyen biológiai többletfoszfor eltávolításnál, ami elsősorban üzemeltetési problémák eredménye. Hogy ezeknél az üzemeknél a nagy foszfor visszavitel kedvezőtlen hatását a főágon csökkentsék, az iszapvízből célszerű lehet a foszfát vegyszeres kicsapatása. A gyakorlatban elvileg valamennyi foszfát kicsapó vegyszer felhasználható az iszapvíz foszformentesítésére. Az iszapvíz viszonylagosan nagy ammónium tartalma és nagy alkalinitása eredményeként a mészhidráttal történő kicsapatás igen nagy vegyszert jelent. Ugyancsak figyelembe kell venni a vas-III ionok vas-II-vé történő redukciójának lehetőségét is. A gyakorlatban a foszfor kicsapatására az alumínium bizonyult a leghatékonyabbnak, átlagosan 80 % feletti oldott foszfát eltávolítással 1 mól Al / mól P vegyszeraránynál. Mészhidrát és vas-só adagolásakor 80 %-os foszforeltávolításhoz mintegy 2 mól Ca / mól P, illetőleg 1,5 mól Fe / mól P kicsapószer túladagolás szükséges (14 a-c ábrák)

14. ábra: Foszfát kicsapatása az iszapvízből különböző vegyszerekkel.

3.2. Vegyszeres foszforeltávolítás 3.2.1 Alapelvek 3.2.1.1 Fizikai, kémiai ismeretek A szerves anyag szennyvíziszappá alakítása során felvételre kerülő foszfor, továbbá az előzőekben részletezett biológiai többletfoszfor eltávolításon túl, a foszfort kémiai úton, vegyszeres kicsapatással is el lehet távolítani. A szennyvizek vegyszeres foszfor kicsapatásánál tisztításánál esetében Erre a célra általában a többértékű fémionok, mint vas, alumínium vagy kalcium ionok használatosak. A foszfát ilyen kicsapatása a következő egyenlettel jellemezhető: Me3+ + PO43- = MePO4 (7) Az oldhatósági konstans figyelembevételével a pH függvényében a rendszer mindenkori foszfát koncentrációja kiszámolható. Ezt a 15. ábra szemlélteti. Ezen az ábrán jól látható, hogy a különböző fémek esetében különböző az optimális pH tartomány. A vassal és alumíniummal történő kicsapatásnak a kicsit savas - semleges pH (pH 5-6) kedvez. Kalciumfoszfátnál ilyen pH értéken nem érhető el jó foszfor kicsapatás, ezért kalciumvegyület adagolásakor a szükséges vegyszermennyiségre, és a rendszer pH-jára egyaránt ügyelni kell, figyelembe véve a tervezéskor a rendszer puffer-kapacitását is.

15.ábra: Különböző fém-foszfátok oldhatósága (Stumm és Morgan, 1981). A sav-bázis egyensúlyi állandót aszerint kell figyelembe venni, hogy a foszfát köztudottan dihidrogén-foszfát, vagy monohidrogén-foszfát formájában lehet jelen a semleges pH-val rendelkező szennyvizekben. A foszfát és alumínium reakciója a következő egyenlettel jellemezhető: Al (H2O)63- + H2PO4- = AlPO4 + 6 H2O + 2 H+ (8) A keletkező foszfát csapadékon túl azonban az alumínium ionokból hidroxid csapadék is keletkezik, ami teljes kicsapatási érdekében megfelelő túladagolást igényel: Al (H2O)63- = Al (H2O)3(OH)3 + 3 H+

(10)

Mint ahogy az a 8-9. egyenletekből látható, az oldhatatlan foszfát és hidroxid keletkezése mellett a szennyvíz alkalinitása is jelentősen csökken a keletkező hidrogén ionok hatására. A pH csökkenésének mértéke mindig a rendszer puffer-kapacitásának figyelembevételével számolható, és kritikus is lehet, hiszen nitrifikációt végző rendszerekben az ott keletkező további savmennyiség hatására a pH olyan kedvezőtlen tartományba is csökkenhet, amelynél már a nitrifikáció lelassul. Természetesen lúgos hatású kicsapó szereket is használható, pl. nátrium-aluminát, de annak az adagolásánál is vigyázni kell, hogy a rendszer pH-ja ne kerülhessen kedvezőtlen pH tartományba (15. ábra). A fém-foszfátok keletkezése több lépcsős folyamat. Folyamatának lépcsői a következők: A vegyszer szennyvízbe történő adagolását követően gyors, mindössze néhány perces keverés szükséges a fém- foszfátok nagy sebességű keletkezése érdekében,

illetőleg fém-hidroxidok keletkezésének a megakadályozására. Ez a vegyszer bekeverése során megfelelő energia bevitelt igényel, ami általában 10-150 W/m3 körüli érték. A fém-foszfátok és fém-hidroxidok kialakulását követően a rendszer összetétele függvényében természetesen karbonátok gyors kialakulására is sor kerül. A folyamat további lépcsője a rendszerint negatív felületi töltéssel rendelkező természetes kolloid részecskék semlegesítése (destabilizációja), és ennek eredményeképpen a részecskék nagyobb egységekké történő tömörülése (koagulációja). 4.

Hogy a kisebb részecskék jó összetapadása, nagyobb részekké történő egyesülése (makroflokkulátumok) lehetővé váljon, a flokkulációs szakaszban már csak sokkal kisebb energia bevitel (keverési intenzitás) engedhető meg. Ilyenkor általában 5 W/m3 fajlagos energiafelhasználás elegendő, míg a hidraulikus tartózkodási idő ebben a szakaszban 20-30 percesre tervezhető.

5.

Végül a flokkulált részecskéket megfelelő ülepítő vagy flotáló, netán szűrő alkalmatossággal kell eltávolítani a vizes fázisból (ATV, 1992).

3.2.1.2 A foszfor kicsapatásra használható vegyszerek A foszfát kicsapatására széles körben használt vegyszereket az 1. táblázat mutatja be. Vas(II)só alkalmazása esetén azt előzetesen vas(III)-á kell oxidálni, hogy a kicsapatás valóban hatékony lehessen. Ez úgy érhető el, ha a vas(II)-sót a levegőztető előtt adagolják a rendszerbe, hiszen a levegőzetés során az vas(III)-sóvá oxidálódik. Az adagolás lehetséges pl. a levegőztetett homokfogóban is, vagy közvetlenül a levegőztető medence előtt, ahol azután gyors vas(II) => vas(III) átalakításra van lehetőség. 1.táblázat: A foszfát kicsapatásra alkalmazható vegyszerek és tulajdonságaik (ATV, 1992). -----------------------------------------------------------------------------------------------------------Fém Képlet Adagolás módja Javasolt vegyszerdózis (mg vegyszer / liter ) ------------------------------------------------------------------------------------------------------------Vas (II) FeSO4 oldat 74 FeSO4 x 7 H2O granulátum 135 ------------------------------------------------------------------------------------------------------------Vas (III) FeClSO4 oldat (40%) 97 FeCl3 oldat (30-40%) 79 FeCl3 x H2O vagy granulátum 131 -----------------------------------------------------------------------------------------------------------Alumínium Al2(SO4)3 x H2O + granulátum Fe2(SO4)3 x H2O AlCl3 x H2O oldat (30-40%) 65 AlCl3 Poli-Al-klorid (Al(OH)nCl6-n)m oldat (5-10%-os) Na-aluminát NaAl(OH)4 oldat 57 NaAl(OH)4 Kalcium CaO por 50-150 CaO

Ca(OH)2

por

50-150 Ca(OH)2

Ha olyan szennyvizeknél kerül sor a vegyszeres foszforeltávolításra, amelyeknek kicsi az alkalinitása (< 5 mmol), ügyelni kell a nitrifikáció miatt fenntartandó pH értékére. A szennyvíztisztítóból elfolyó tisztított víznek a pufferkapacitásának, vagy alkalinitásának nem ajánlatos 1,5 mmol alatt lenni, hogy a rendszeren belüli helyi pH csökkenés nehogy káros hatású lehessen. Túlzottan lágy vizeknél általában alumínium-só használata ajánlatos, illetőleg abból is a vegyszer egy része célszerűen a lúgos forma kell legyen. A gyakorlatban a lúgos alumínium adagolása esetén többször is megfigyelték a nitrifikációs sebesség jelentős növekedését (Fettig és társai, 1996). 3.2.2 Folyamattervezés 3.2.2.1 Általános ismeretek A fizikai-kémiai foszfát eltávolítást a szennyvíztisztításban aszerint különböztetik meg, hogy a vegyszer adagolás a medencesor melyik pontján, továbbá a keletkezett csapadék eltávolítása hol történik a szennyvíztisztító rendszerben. Ennek megfelelően a különböző lehetőségek előkicsapatás, szimultán kicsapatás, vagy utókicsapatás néven ismeretesek a szennyvíztisztítás gyakorlatában. Ezek technológiai kialakítását a 16 a-c ábrák mutatják. 3.2.3.2 Előkicsapatás Abban az esetben, ha a foszfátot a tisztítás során előzetesen kívánják eltávolítani a szennyvízből, a vegyszert vagy a levegőztetett homokfogó előtt, vagy közvetlenül az előülepítő előtt kell a szennyvízhez adagolni. A 16. a) ábra egy ilyen előkicsapatási lehetőséget mutat be. Az előkicsapatás előnye, hogy azzal egyidejűleg az előülepítő medencében, ahol a vegyszeres foszfát eltávolítására sor kerül, további szerves anyag eltávolítás is várható a vegyszerek hatása következtében. Ilyenkor az előülepítést követő levegőztető medencénél kisebb fajlagos szerves anyag terhelés, és azzal egyenértékű oxigénigény jelentkezik. Gondot jelenthet az előkicsapatásnál a befejező biológiai lépcsőben a denitrifikáció teljessé tétele, hiszen ilyen esetben nagyobb szerves anyag mennyiség kerül eltávolításra az előülepítésnél, és a denitrifikációhoz még kevesebb tápanyag marad a szennyvízben. Néhány eleveniszapos üzemnél az előkicsapatás az iszapindex növekedését is eredményezte, amely esetenként úszó iszap keletkezéséhez vezetet az utóülepítőben. Előkicsapatás során valamennyi felsorolt vegyszer felhasználható, kivéve a vas(II)-sókat. Ezeket egy előzetes lépcsőben oxidálni kell, hogy kellő hatékonysággal eltávolításra kerülhessenek az előülepítő medencében.

16. ábra a) előkicsapatás, b) szimultán foszfát kicsapatás, c) utókicsapatás 3.2.2.3 Szimultán foszforkicsapatás A szimultán foszforkicsapatás a legáltalánosabban használt módszer a vegyszeres többletfoszfor eltávolításra. A vegyszert rendszerint a levegőtető medencét megelőzően adják az iszaphoz. Lehetséges az is, hogy a fémsókat a recirkuláltatott iszaphoz adagolják. A szimultán kicsapatás technológiai kialakítását a 16. b) ábra mutatja. A kalcium kivételével valamennyi fémsó, ami a táblázatban felsorolásra került, felhasználható a szimultán foszforkicsapatáshoz. A tisztított elfolyó vízben a szimultán foszforkicsapatás és hatékony utóülepítés esetén 10 mg/l alatti lebegőanyag koncentráció várható, melynek a foszfortartalma 0,2-0,3 mg alatt marad literenként. Átszámolva ezeket az értékeket, ez az elfolyó vízben 1 mg/l összes foszfor koncentrációt eredményez. A 17. ábra olyan nagyüzemi eredményeket mutat be, melyek 45000 lakosegyenérték terheléssel működő üzemnél kaptak ezzel a módszerrel. Mint látható, az 1 mg/l-es foszfor koncentráció megfelelő biztonsággal tartható az ilyen vegyszeres foszfor eltávolítás esetén.

17. ábra: Szimultán foszforeltávolítással működő eleveniszapos szennyvíztisztító elfolyó vízében mért foszfor-koncentráció gyakoriság görbéje.

3.2.2.4 Utókicsapatás Az utólagos foszfor kicsapatás használata a kommunális szennyvizek tisztításánál meglehetősen ritka. Ez három lépésből tevődik össze: vegyszer adagolás, vegyszer elkeverés, és az iszap elválasztása a szennyvízből. Ezt gyakran egyetlen lépcsőbe koncentrálják (16. c) ábra). Leggyakrabban ilyenkor kalcium-sót, nevezetesen mész-hidrátot adagolnak a foszfát kicsapatása érdekében. Rendszerint nincs semmilyen kapcsolat ennél a megoldásnál a biológiai és kémiai foszforeltávolítás között, mivel az utóbbi egy teljesen elkülönített folyamat. Ennek megfelelően, akkor érhetők el kis tisztított víz foszfor-koncentráció értékek, amikor az utólagos fázisszétválasztás is megfelelő. 3.2.2.5 Szűrés Abban az esetben, ha a tisztított elfolyó víz foszfát-koncentrációjára nagyon kis értékeket követel meg a hatóság, vagy az előírások, további foszfor-eltávolítás is szükséges lehet. Ezt általában vegyszeres koagulációval, flokkulációval és szűréssel lehet biztosítani. Az elfolyó tisztított víz foszfor-koncentrációja ekkor rendszerint 0,5 mg/l alatt tartható. 3.2.3 Gyakorlati szempontok 3.2.3.1 A biológiai szennyvíztisztításra gyakorolt hatás A fizikai-kémiai foszfor kicsapatás az előkicsapatásnál a vegyszer révén növeli az előülepítés szerves anyag eltávolítását, s ilyen értelemben hat a biológiára. A szimultán kicsapatásnál ezzel szemben az adott iszapkor fenntartásához szükséges iszap mennyiségét növeli a rendszerben. Ennek megfelelően a következőket kell a tervezésnél és üzemeltetésnél figyelembe venni:

1. A fém-hidroxidokkal történő foszfát kicsapatás eredményeként a keletkező iszap mennyisége a biológiai szennyvíztisztítás során megnövekedik (lásd 3.3.2 alfejezet). Ennek következményeként az iszapkor csökken. Ez gondot jelenthet a nitrifikációnál, hiszen annál az oxikus iszapkort adott értéken kell tartani, hogy a nitrifikáló mikroorganizmusok ne mosódjanak ki a szennyvíziszapból. A folyamat tervezésénél ez azt jelenti, hogy meg kell növelni ilyen vegyszeres szimultán foszforkicsapatás esetében az iszap tartózkodási idejét, ami vagy a reaktortérfogat növelésével, vagy az iszapkoncentráció növelésével biztosítható. Szerencsére a vas vagy alumínium adagolásakor a szimultán kicsapatásnál a keletkező iszap idexe általában csökken, ülepedése javul. Az utóülepítőt illetően ez azt jelenti, hogy nagyobb lebegőanyag- és folyadékterheléssel üzemeltethető az utóülepítő, illetőleg magában az eleveniszapos medencében is megnövelhető az iszapkoncentráció. Ez azt eredményezi, hogy általában ilyenkor mégsem szükséges megnövelni a reaktortérfogatot. 2. A vegyszer adagolása az eleveniszapos tisztítás során ugyanakkor a nitrifikálók aktivitásának a csökkenését eredményezheti a tapasztalatok alapján. Különösen vas(II)szulfát adagolása okoz nitrifikáció csökkenést. Ilyen esetre a nitrifikáció mintegy 35 %os csökkenését tapasztalták a korábbi vizsgálatok során (Höbel, 1991). Másrészről a szimultán vegyszer-felhasználásnál a vas(III)-só (FeCl3) javíthatja a nitrifikációs sebességet, mintegy 40 %-os mértékben. Mint a 8. és 9. egyenletek alapján látható, a fémsók adagolása rendszerint csökkenti a szennyvíz puffer-kapacitását, amely nitrifikációnál olyan mértékű pH csökkenést is eredményezhet, hogy jelentősen fékezi a nitrifikációt. Az alkalinitás változása (ΔAlk) a következő képlettel számolható: ΔAlk = 0,11 SAl – 0,04 SFe2 – 0,06 SFe3 (10) A gyakorlati tapasztalatok azt mutatták, hogy az alkalinitás egy szennyvíztisztítás során nem csökkenhet olyan mértékben, hogy a tisztított elfolyó vízben annak értéke 1,5 mmol/l alá kerüljön. Ez azért fontos, mert ha ilyen értékig csökken, előfordulhat, hogy a levegőztető medencében, ahol a nitrifikáció a sav döntő részét termeli, a pH kritikus tartományba esik, ami lefékezheti a nitrifikációt. Olyankor, ha lágy szennyvizek eleveniszapos nitrifikációjára, denitrifikációjára kerül sor, meszet vagy nátrium-hidroxidot célszerű adagolni a vízhez, a kívánt alkalinitás biztosítására. 3.2.3.2 Iszaphozam növekedés A következő elméleti eszmefuttatás a többlet iszaptermeléssel kapcsolatosan az alumínium- és vas-sók felhasználására szorítkozik, mint a leggyakrabban alkalmazott kicsapó-szerekre. Feltételezhető, hogy az említett kicsapó-szerek a foszfát kicsapatása során olyan fémfoszfátokat és fém-hidroxidokat képeznek, melyek a következő képletekkel jellemezhetők: MePO4, valamint Me(OH)3. Ilyen csapadékok keletkezésére az iszaphozam növekedés igen egyszerűen számítható. A fajlagos iszapeltávolítás mértékét e –vel jelölve: E = (Po – Pe) / Po a relatív vegyszer-felesleg (β)a következőképpen adható meg: a kicsapószer moláris dózisa (mól/l) β = ----------------------------------------------------------a kicsapandó foszfor mól-koncentrációja (mól/l)

(11)

(12)

A tisztítandó szennyvíz foszfor koncentrációjára vonatkozó iszaphozam növekedés: ΔTS/Po = e · (fém-foszfát móltömege) / 31 + (β – e) (fém-hidrixid móltömege) / 31 (13) A megfelelő fajlagos iszaphozamokat vas- és alumínium-sókkal történő foszforkicsapatás esetére a 2. táblázat tartalmazza. A táblázatban található adatokat 90 %-os foszfor eltávolító hatékonysággal, valamint 1,5 mólos vegyszer túladagolással számolták. 2. táblázat: A fizikai-kémiai foszfor-kicsapatásnál keletkező többlet iszaphozam fajlagos értékei (Pöpel, 1995) Vegyszerek

Vas Alumínium

Vonatkozási Képlet alap

Átlagos körülményeknél számítható iszaphozam növekedés (e=0,9; β=1,5) P0-ra számolva Me dózisra számolva (gTS/gP) (gTS/gMe) P0 ΔTS=1,42e+3,45 β 6,45 Me (adagolt) ΔTS=1,91e+0,788e/ β 2,39 P0 ΔTS=1,42e+2,52 β 5,06 Me (adagolt) ΔTS=2,87e+1,63e/ β 3,87

A fém-foszfátok és hidroxidok mellett egyidejűleg a vegyszer a szerves kolloidok koagulációját is eredményezi. A szerves anyag kicsapódása ebben az esetben attól függ, hogy milyen mennyiségű szűrhető lebegőanyag érkezik a szennyvízzel a vegyszer adagolási pontjához. A szimultán foszforkicsapatás esetén a szerves anyag eltávolításának mértéke átlagosan mintegy 10 %-kal növekszik. Ezt a többlet mennyiséget figyelembe véve, az átlagos iszaphozam növekedés (TS) a vegyszeres foszforkicsapatás esetén a következő: Vas adagolásakor: Δ TS = 7,1 g TS / g P illetőleg Δ TS = 2,52 g TS / g Fe Alumínium felhasználásánál: Δ TS = 5,57 g TS / g P illetőleg Δ TS = 4,26 g TS / g Al Feltételezve, hogy naponta egy lakos többlet-foszfor kibocsátása körülbelül 1,3 g, amit vegyszeresen kell eltávolítani, mivel csak a többit lehetett a biológiai szennyvíztisztítással eltávolítani, a vegyszeres foszforkicsapatás eredményeként 9,2 vas 7,2 g iszapmennyiség növekedés várható a tisztításnál a vegyszeres foszforkicsapatásból lakosonként naponta a vas, illetőleg az alumínium adagolásnál. Az átlagos napi 35 g iszap szárazanyag / fő x d mennyiséggel számolva, a szennyvíztisztításnál az iszaphozam növekedés 26, illetőleg 21 % vas-, valamint alumínium-só felhasználásakor. Weddi és Niedermeyer (1992) részletes laboratóriumi vizsgálatokat végeztek annak megállapítására, hogy a vas és alumínium kicsapószereknél hogyan változik az iszaphozam. Hasonló összefüggések alapján számították az elméleti iszaphozam növekedést. Adataik alapján a vegyszerdózist és az iszaptermelést a 18. ábrának megfelelő értékekre kapták. Az elméletileg számított iszaphozam szintén látható az ábrán, mégpedig 90 %-os foszforeltávolítást számolva, és egyidejűleg 10 %-os szerves lebegőanyag együttes kicsapatást feltételezve.

18. ábra: A számított illetőleg a laboratóriumi méréseknél kapott iszaphozam növekedés összehasonlítása (Weddi és Niedermeyer, 1992)

Mint az ábra alapján látható, a laboratóriumban mért iszaphozam eredmények csak alig tértek el az elméletileg számított értékektől, különösen a fajlagos vegyszerigénynél. Átlagos körülményeknél vasnál a fajlagos iszaphozam növekedés 2,5-3 g iszap szárazanyag / g vas értéknek adódott, amikor a vegyszerkicsapatást előkicsapatásként alkalmazták. Alumíniummal ilyenkor a fajlagos értékek közelítőleg 4-5 g iszap szárazanyag / g Al. Skandináviában, ahol a vegyszeres foszforkicsapatást nagyon széles körben alkalmazzák, de általában nagyobb dózissal, hogy a lebegő szerves anyagnak is nagyobb részarányát távolíthassák el az előkicsapatással, a fajlagos iszaphozamok lényegesen nagyobbak. Odegaard és Karlsson (1997) részletes üzemi vizsgálataik alapján a nagy norvég szennyvíztisztítókra mintegy 3,6 g összes iszap szárazanyag / g vas, és 7 g összes iszap szárazanyag / g Al átlagos értékeket kaptak. Hasonló eredményeket kapott Balmeer (1994) a svédországi szennyvíztisztítóknál. Óvatosan kell azonban ezeket az értékeket használni, amikor a laboratóriumi fajlagosokkal hasonlítják össze, hiszen a felhasznált vegyszer is eltérő hatóanyag tartalmú és szennyezettségű lehet, továbbá a szennyvízek maguk is eléggé eltérőek ezekben az országokban az Európában átlagos szennyvizektől (pH, alkalinitás). Abban az esetben, ha csak kémiai foszfor-eltávolítás történik a szennyvíztisztítás során, 6,5-8 g iszap szárazanyag /g P iszaphozam növekedés számolható vas, és 5-6,6 g iszap szárazanyag / g P alumínium felhasználásakor.

Jelölések jegyzéke Alk alkalinitás ( mM ) ASM eleveniszapos tisztítás biokinetikai modelje ATP adenozin-trifoszfát  stöchiometrikus arány (M Me / M P) KOI kémiai oxigénigény (mg KOI / l) KOIösszösszes KOI (mg KOI / l) e relatív foszforeltávolítás (-) EBPR biológiai többletfoszfor eltávolítás Kx eleveiszap kálium tartalma (mg K / g SS) Mgx eleveiszap magnézium tartalma (mg Mg / g SS) hidrol a hidrolizis hozam állandója (Ssb / KOItot) NVS a lebegő anyag tartalam nem illó része (mg / l) PE lakos egyenérték (60 g BOI5 / fő d) Pössz összes foszfor koncentráció (mg / l) Px az eleveniszap foszfor tartalma (mg P/ g SS) SA rövid szénláncú, illó savak koncentrációja (mg KOI / l) SAL alumínium koncentráció (mg Al / l) Sbs biológiailag könnyen bontható tápanyag mg KOI / l) SFe2 vas-II- koncentráció (mg Fe / l) SFe3 vas-III- koncentráció (mg Fe / l) SI inert oldott szerves anyag (mg KOI / l) SS lebegőanyag koncentráció (mg / l) TS összes oldott és lebegő anyag (mg / l) UCD University of Cape Town eljárás VD denitrifikációs térfogat (m3 ) VN nitrifikációs térfogat (m3 ) VSS a lebegőanyag tartalom illó része (mg /l ) X1 inert lebegőanyag koncentráció (mg KOI / l) XPP0 polifoszfát koncentráció a foszforleadás előtt (mg P / l) XS lebegőanyag koncentráció (mg KOI / l)

Irodalomjegyzék ALARCON, G. O.(1961). Removal of Phosphorus from sewage. Thesis. The Johns Hopkins University, Baltimore, MD, USA ANDREASEN, K., PETERSEN,G., THOMSEN.H., STRUBE,R. (1997), Reduction of nutrient emission by sludge hydrolisis, Water Sci. Technol. 35, 79-85. Anonymous (1995). Vermehrte biologische Phosphorelimination in der Abwasserreinigung Abschlussbericht einesErfahrungsaustausches deutschsprachiger Hochschulen. Mitteilungen der Oswald-Schulze-Stiftung. Heft 19. Gladbeck: Oswald-SchulzeStiftung. ANTE, A., Hese,H., Voss,H. (1995). Mikrokinetisches dynamisches Modell der Bio-P. Veröffentlichungen des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik der Univerität Hannover, Heft 92. 15/1-15/21. ARUN, V., MINO,T., MATSUO,T. (1988). Biological mechanism of acetate uptake mediated by carbohydrate consumption in excess phsphorus removal systems, Water Res. 22. 565-570. ARVIN, E. (1985). Biological removal of phosphorus from wastewater. CPR Crit. Rev. Environ. Control 1. 25-64. ARVIN, E., KRISTENSEN,G.H. (1985). Exchange of organics, phosphate and cations between sludge and water in biological phpsphorus and nitrogen removal process. Water Sci. Technol. 17. 147-162. ASPERGEN, H. (1995). Evaluation of a high loaded activated sludge process for biological phosphorus removal. Department of Water and Environmental Engineering. Lund Institute if Technology/Lund University. Report 1004. ATV (1989). Arbeitsbericht der ATV-Arbeitsgruppe 2. 6. 6: Biologische Phosphorentfernung. Korrespondenz Abwasser 36. 337-348. ATV(1992). ATV-Arbeitsblatt A 202: Verfahren zur Elimination von Phosphor aus Abwasser. Hennef: Gesellschaft zur Förderung der Abwassertechnik e. V. ATV (1994). Biologische Phosphorentfernung bei Belebungsanlagen. Merkblatt M 208. Hennef: Gesellschaft zur Förderung der Abwassertechnik e.V. AULING, G., PILZ,F., Busse,H.-J., KARRASCH,S., STREICHAN,M., SCHÖN,G. (1991). Analysis of the polyphosphate accumulating microflora in phosphorus-eliminating anaerobic. Aerobic activated sludge systems by using diaminopropane as a biomarker for rapid estimation of Acinetobacter spp., Appl. Environ. Microbiol. 57. 3585-3592. BALMÉR, P (1994). Chemical treatment – Consequences for sludge biosolids handling, in: Chemical Water and Wastewater Treatment III (Klute, R. – Hahn, H.H. Eds.) pp. 319-327. Berlin, Heidelberg: Springer-Verlag BARNARD, J. L. (1974). Cut P and N without chemicals. Water Wastes Eng. 11. 33-36. BAUMANN, P., KRAUTH, K. H. (1991). Untersuchung der biologischen Phosphatelimination bei gleichzeitiger Stickstoffelimination auf Kläranlage Waiblingen. Korrespondenz Abwasser 38. 191-198. BOND, P. L., HUGENHOLTZ, P., KELLER, J., BLACKALL, L. L. (1995). Bacterial community structures of phosphate-removing and non-phosphate-removing activat4d sludges from sequencing batch reactors. Appl. Environ. Microbiol. 61. 1910-1916. BRODISCH, K. (1985). Zusammenwirken zweier Bakteriengruppen bei der biologischen Phosphateliminierung.gwf - Wasser/Abwasser 126.237-240. BUCHAN, L. (1983). Possible biological mechanism of phosphorus removal. Water Sci. Technol. 15. 87-103.

CARLSSON, H. (1996). Biological Phosphorus abd nitrogen removal in a single sludge system. Thesis. Dept. of Water and Environmental Ebgineering. Lund University, Sweden. CLOETE, T. E., STEYN, P. L. (1988). The role of Acinetobacter as a phosphorus removing agent in activated sludge. Water Res. 22. 971-976. COMEAU, Y., OLDHAM, W. K., HALL, K. J. (1986). Biological model for enhanced biological Phosphorus removal. Water Res. 20. 1511-1521. DEINEMA, M. H., HABITS, L.H. A., SCHOLTEN, A., TURKSTR, A. E., WEBERS, H. A. A. M. (1980). The accumulation of polyphosphate in Acinetobacter sp., FEMS Microbiol. Lett. 9. 275-279. DEINEMA,M.H., VAN LOOSDRECHT,M., SCHOLTEN,A. (1985). Some Physiological characteristics of Acinetobacter spp. Accumulating large amounts of phosphate. Water Sci. Technol. 17. 119-125. DRYDEN, F. D., STERN, G. (1968). Renovated waste water creates recreational lake. Environ. Sci. Technol. 2. 268-278. EKAMA, G. A., DOLD, P. L., MARAIS, G. V. R. (1986). Procedures for determining influent COD fractions and the maximum specific growth rate of heterotrophs in activated sludge systems. Water Sci. Technol. 18. 91-114. FETTIG,J., MIETHE,M, KASSEBAUM, F(1996), Coagulation and precipitation by an alkaline aluminium coagulant, Proc. 7th Gothenburg Synposium, pp. 107-117. Heidelberg: Springer-Verlag FLORENTZ, M., GRANGER, P., HARTEMANN, P. (1984). Use of 31-P nuclear magnetic resonance spectroscopy and electron micrpscopy to study phosphorus metabolism of microorganisms from wastewater. Appl. Environ. Microbiol. 47. 519-525. FUHS, G. W., CHEN, M. (1975). Mocrobiological basis of phosphate removal in the activated sludge process for the treatment of wastewater. Microb. Evol. 2. 119-138. FUKASE, T., SHIBATA, M., MIYAJI, Y. (1984). The role of an anaerobic stage on biological phosphorus removal. Water Sci. Technol. 17. 69-80. GARBER, W. F. (1972). Phosphorus Removal by Chemical and Biological Mechanisms. Applications of New Concepts of Physical Chemical Wastewater Treatment. Vanderbilt University Conf. 1972. Oxford: Pergamon Press. GERBER, A., MOSTERT, E. S., WINTER, C. T., DE VILLIERS, R. H. (1986). The effect of acetate and other short-chain carbon compounds on the kinetics of biological nutrient removal. Water SA 12. 7-12. GREENBER, A. E., LKEIN, G., KAUFMANN, W. J. (1955). Effect of phosphorus removal on the activated sludge process. Sewage Ind. Wastes 27. 277. HAROLD, F. M. (1966). Inorganic polyphosphates in biology: Structure, metabolism and function. Bacteriol. Rev. 30. 772-794. HASCOET, M. C., FLORENTZ, M. (1985). Influence of nitrate on biological phosphorus removal from wastewaters. Water SA 11. 1-8. HENZE, M., GUJER, W., MINO, T., MATSUO, T.,WENTZEL, M. C., MARAIS, G. V. R. (1995a). Activated Sludge Model No. 2. IAWQ Scientific and Technical Reports. No.3 .London: IAWQ. HENZE, M., GUJER, W.,MINO, T., MATSUO, T.,WENTZEL, M. C., MARAIS, G. V. R. (1995b). Wastewater and biomass characterization for he Activated Sludge Model No. 2: Biological phosphorus removal. Water Sci. Technol. 31. 2. 13-23. HENZE, M., HARREMOES, P., LA COUR, C., JANSEN, J., ARVIN, E. (1997). Wastewater Treatment, Biological and Chemical Processes. P.95. Berlin, Heidelberg. New York: Springer

HIRAISHI, A., MASAMUNE, K., KITAMURA, H. (1989). Characterization of the bacterial population structure in an anaerobic-aerobic activated sludge system on the basis of resporatory quinone profiles. Appl. Microbiol. 55. 897-901. HULSBEEK, J. (1995). Bestimmung von Parametern zur Beschreibung der Prozesse bei der biologischen Stickstoff- und Phosphoreliminierung. Veröffentlichungen des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik der Universität Hannover, Heft 92, 12/1-12/20. IWEMA, A., MEUNIER, P. (1985). Influence of nitrate on acetic acid induced biological phosphate removal. Water Sci. Technol. 17. 289-294. JARDIN, N. (1995). Untersuchungen zum Einfluss der erhöhten biologischen Phosphorelimination auf die Phosphordynamik bei der Schlammbehandlung. Schriftenreihe des Instituts für Wasserversorgung, Abwasserbeseitigung, Abfalltechnik und Umwelt- und Raumplanung der TH Darmstadt, Vol. 87. JARDIN, N., PÖPEL, H. J. (1994). Phosphate fixation in sludges from nhanced biological Premoval during stabilization. in: Chemical Water and Wastewater Treatment III. (KLUTE, R., HAHN, H. H., Eds.) 353-372. Berlin, Heidelberg: Springer-Verlag. JARDIN, N., PÖPEL,H.J.(1996). Behavior of waste activated sludge from enhanced biological phosphorus removal during sludge treatment. Water Environ. Res. 68. 965-973. JÖNSSON, K., JOHANSSON, P., CHRISTENSSON, M., LEE, N., LIE, E., WELANDER, T. H. (1996). Operational factors affecting enhanced biological phosphorus removal at the waste water treatment plant in Helsingborg. Swede. Water Sci. Technol. 34. 1-2. 67-74. KAMPFER, P., EISENTRäGER, A., HERGT, V., DOTT, W. (1990). Untersuchungen zur bakteriellen Phosphatelim inierung. I. Mitteilung: Bakterienflora und bakterielles Phosphatspeicherungsvermögen in Abwasserreinigungsanlagen. Gwf-Wasser/Abwasser 131. 156-164. KAPELLER, J., GUJER, W. (1992). Estimation of kinetic parameters of heterotrophic biomass under aerobic conditions and charcterization of wastewater of activated sludge modeling. Water Sci. Technol. 25. 125-139. KERRN-JESPERSEN, J. P., HENZE, M. (1993). Biological phosphorus uptake under anoxic and aerobic conditions. Water Res. 27. 617-624. KORNBERG, A. (1995). Inorganic polyphosphate: toward making a forgotten polymer unforgettable. J. Bacteriol. 177. 491-496. KORTSTEE, G. J. J., APPELDOORN, K. J., BONTING, C. F. C., VAN NIEL, E. W. J., VAN VEEN, H. W. (1994) Biology of polyphosphate-accumulating bacteria involved in enhanced biological phosphorus removal. FEMS Microbiol. Rev. 15. 137-153. KRISTENSEN, G. H., JORGENSEN, P. E., HENZE, M. (1992). Characterization of functional microorganisms group and substrate in for activated sludge and wastewater by AUR, NUR and OUR. Water Sci. Technol. 25. 43-57. KUBA,T., VAN LOOSDRECHT,M.C.M., HEIJNEN,J.J. (1996). Effect of cyclic oxygen exosure on the activity of denitrifying phosphorus removing bacteria. Water Sci. Tchnol. 34. 1-2. 33-40. KUBA, T., VAN LOOSDRECHT, M. C. M., BRANDSE, F., HEIJNEN, J. J. (1997). Occurrence of denitrifying phosphorus removing bacteria in modified UCT-type wastewater treatment plants. Water Res. 31. 777-787. KULAEV, I. S., VAGABOV, V. M. (1983). Polyphosphate metabolism in microorganisms. Adv. Microbiol. Physiol. 24. 83-171.

LEMMER, H. (1985). Wachtumsverhalten von Actinomyceten (Nocardia) in Kläranlagen mit Schwimmschlammproblemen. Korrespondenz Abwasser 32, 965-971. LEVIN, G. V., SHAPIRO, J. (1965). Metabolic uptake of phosphorus by wastewater organisms. J . Water Pollut. Control Fed. 37. 800-821. LÖTTER,L.H., Murphy,M. (1985). The identification of heterotrophic bacteria in an activated sludge plant with particular reference to polyphosphate accumulation. Water SA 11, 179-184. LÖTTER, L. H., VAN DER MERWE, E. H. M. (1987). The activities of some fermentation enzymes in activated sludge and their relationship to enhanced phosphorus removal. Water Res. 21. 1307-1310. MARAIS, G.V.R., LOEWENTHAL, R.E., SIEBRITZ, I.P. (1983). Observations supporting phosphate removal by biological excess uptake. A review. Water Sci. Technol. 15. 15-41. MATSUO, T., MINO, T., SATO, H. (1991). Metabolism of organic substances in anaerobic phase of biological phosphate uptrake process. Water Sci. Technol. 25. 6. 83-92. McCLINTOCK, S. A., PATTARKINE, V. M., RANDALL, C. W. (1992). Comparison of yields and decay rates for a biological nutrient removal process and a conventional activated sludge process, Water Sci. Technol. 26. 2196-2198. MEGANCK, M. T. J., FAUP, G. M. (1988). Enhanced biological phosphorus removal from waste waters. Biotreatment Syst. 3. 111-204. MILBURY, W. F., McCAULY, D., HAWTHORNE, C. H. (1971) Operation of conventional activated sludge for maximum phosphorus removal. J. Water Pollut. Control. Fed. 43. 1890-1901. MINO, T., KAWAKAMI, T., MATSUO, T. (1984). Location of phosphorus in activated sludge and function of intracellular phosphates in biological phosphorus removal process. Water Sci. Technol. 17. 93-106. MINO, T., ARUN, V., Tsuzuki, Y., MATSUO, T. (1987). Effect of phosphorus accumulation on acetate metabolism in the biological phosphorus removal process. Advances in Water Pollution Control. Vol. 4 (RAMADORI, R., Ed.). pp. 27-38. Oxford: Pergamon Press. MINO, T., SATOH, H., MATUO, T. (1994). Metabolism of different bacterial populations in enhanced biological phosphate removal processes. Water Sci. Technol. 29. 67-70. MOSTERT, E. S., GERBER, A., VAN RIET, C. J. J. (1988). Fatty acid utilization by sludge from full-scale nutrient removal plants. with special reference to the role of nitrate. Water SA 14. 179-184. MURAKAMI, T., KOIKE, S., TANIGUCHI, N., ESUMI, H. (1987). Influence of return of flow phosphorus load on performance of the biological phosphorus removal process. In: Biological Phosphate Removal from Wastewaters (Ramadori, R., Ed.) pp 237247. Oxford: Pergamon Press NAKAMURA, K., MASUDA, K., MIKAMI, E. (1991) Isolation of a new type of polyphosphate-accumulating bacterium and its phosphate removal characteristics. J. Ferment. Bioeng. 71. 259-264. NAKAMURA, K., HIRAISHI, A., YOSHIMI, Y., KAWAHARASAKI, N., MASUDA, K., KAMAGATA, Y. (1995) Microlunatus phosphorus gen. nov., sp. nov., a new grampositive polyphosphate-accumulating bacterium isolated from activated sludge. Int. J. Syst. Bacteriol. 45. 17-22. NESBITT, J. B. (1969). Phosphorus removal, the state of th art. J. Walter Pollut. Control Fed. 41. 701-713. NICHOLLS, H. A., OSBORN,D. W. (1979). Bacterial Stress, a prerequisite for biological removal os phosphorus. J. Walter Pollut. Control Fed. 51. 557-569.

ODEGAARD, H , KARLSSON,I(1994) Chemical wastewater treatment – value for money, in Chemical Water and Wastewater Treatment III (Klute, R. – Hahn, H.H. Eds.) pp. 191-209. Berlin, Heidelberg: Springer-Verlag PITMAN. A. R. (1995). Practical experiences with biological nutrient removal on full-scale wastewater treatment plants in South Africa. Veröffentlichungen des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik der Universität Hannover, Heft 92. 6/16/21. PITMAN, A. R., DEACON, S. L., ALEXANDER, W. V. (1991). The thickening and treatment of sewage sludges to minimize phosphorus release. Water Res. 25. 12851294. PÖPEL,H.J.(1995), Schlammanfall bei der chemisch-hhysikalischen Phosphorelimination, pp 17-30. Schriftenreihe des Instituts für Wasserversorgung, Abwasserbeseitigung, Abfalltechnik und Umwelt- und Raumplanung der TH Darmstadt, Vol. 84. PÖPEL, H. J., JARDIN, N. (1993). Influence of enhanced biological phosphorus removal on sludge treatment. Water Sci. Technol. 28. 1. 263-271. PROHASKA BRINCH. P., RINDEL, K., KALB, K. (1994). Upgrading to nutrient removal by means of internal carbon from sludge hydrolysis. Water Sci. Technol. 29. (12) 3140. RANDALL, C. W., BRANNAN, K. P., BENEFIELD, L. D. (1987). Factors Affeting Anaerobic Stabilizatiopn during Biological Phosphorus Removal. in: Biological Phosphate Removal from Wastewaters. Proc. IAWPRC Specialized Conf. (RAMADORI, R., Ed.), held in Rome. Italy. 28-30 September 1987. pp. 111-122. RENSINK,J.H.,DONKER,H.J.G.W.,SIMONSW,T.S.J.(1986).Biologische Phosphorelimination bei niedrigen Schlammbelastungen. Gwf-Wasser/Abwasser 127. 449453. SATOH, H., MINO, T., MATSUO, T. (1992). Uptake of organic substrates and accumulation of poly-hydroxyalkanoates linked with glycolysis of intracellular carbohydrates under anaerobic conditions in the biological excess phosphate removal processes. Water Sci. Technol. 26. 933-942. SCHAAK, F., BOSCHET, A. F., CHEVALIER, D., KERLAIN, F., SENELIER, Y. (1985). Efficiency of exiting biological treatment plants againts phosphorus pollution. Tech. Sci. Municip. 80. 173-181. SCHLEGEL, S. (1989). Untersuchungen zur Versäuerung des Vorklärschlammes mit dem Ziel einer besseren P-Elimination. pp. 77-88. Schriftenreihe des Instituts für Siedlungs-wasserwirtschaft der TU Braunschweig. Heft 47. SCHÖN, G. (1996). Polyphosphatsspeichernde Bakterien und weitergehende biologische Phosphorentfernung in Kläranlagen, in: Ökologie des Abwassers (LEMMER et al., Eds.) Berlin: Springer-Verlag. SCHÖN, G., STREICHAN, M. (1989). Anoxische Phosphataufnahme und Phosphatabgabe durch belebten Schlamm aus Kläranlagen mit biologischer Phosphorentfernung. gwfWasser/Abwasser 130. 67-72. SCHÖN, G., GEYWITZ-HETZ, S., VALTA, A. (1993). Weitergehende biologische Phosphorentfernung und organische Reservestoffe im belebten Schlamm, in: Biologische Phosphoreliminierung aus Abwässern. Kolloquium an der TU Berlin, 27./28. 9. 1993.pp.181-194. Schriftenreihe Biologische Abwasserreinigung der Technischen Universität Berlin. SCHÖNBERGER, R. (1990). Optimierung der biologischen Phosphorelimination beider kommunalen Abwasserreinigung. P.93. Berichte aus Wassergütewirtschaft und Gesundheitsingenieurwesen. TU München.

SCHÖNBORN, W. (1986). Historical developments and ecological fundamentals, in: Biotechnology. 1st Edn., Vol.8 (REHM, H.-J., REED, G., Eds.). pp.3-42. Weinheim: VCH. SEN, D., RANDALL, C. W. (1988). Factors controlling the recycle of phosphorus from anaerobic digesters sequencing biological phosphorus removal systems. Hazard. Ind. Waste 20. 286-298. SEYFRIED, C. F., HARTWIG, P. (1991). Grosstechnosche Betriebserfahrungen mit der biologischen Phosphorelimination in den Klärwerken Hildesheim und Husum. Korrespondenz Abwasser 38. 185-191. SEYFRIED, C. F., SCHEER, H. (1995). Bio-P in Deutschland. Veröffentlichungen des Institutes für Siedlungswarrwewirtschaft ubd Abfalltechnik der Univeristät Hannover. Heft 92.9/1-9/26. SRINATH, E. G., SASTRY, C. A., PILLAI, S. C. (1959). Rapid removal of phosphorus from sewage by activated sludge. Experienta 15. 339-340. STEPHENSON, T. (1987). Acinetobacter: 1st role in biological phosphate removal, in: Biological phosphate removal from Wastewaters. Advances in Water Pollution Control. Vol. 4 (RAMADORI, R., Ed.). pp. 313-316. Oxford: Pergamon Press. STREICHAN, M., SCHÖN, G. (1991). Periplasmic and intracytoplasmic polyphosphate and easily washable phosphate in pure cultures of sewage bacteria. Water Res. 25. 9-13. STREICHAN, M., GOLECKI,J. R., SCHÖN, G. (1990). Polyphosphate-accumulating bacteria from sewage plants with different processes for biological phosphorus removal. FEMS Microbiol. Ecol. 73. 113-124. SURESH, N., WARBURG, R., TIMMERMANN, M., WELLS, J., COCCIA, M. et al. (1985). New strategies for the isolation of microorganisms responsible for phosphate accumulation. Water Sci. Technol. 17. 99-111. TEICHFISCHER, T. (1995). Möglichkeiten zur Stabilisierung des Bio-P Prozesses, Veröffentlichungen des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik der Universität Hannover, Heft 92. 20/1-20/20. URBAIN, V., MANEM, J., FASS, S., BLOCK, J.- C. (1997). Potential of in situ volatile fatty acids production as carbon source for denitrification. Proc. 70th WEFTEC Conf. Vol. 1. Part II.pp.333-339. Water Environment Federation. Alexandria, VA. VACKER, D., CONNELL, C. H., WELLS, W. N. (1967). Phosphate removal through municipal wastewatetr treatment at San Antonio. Texas. J. W P C F. 39. 750-771. VAN LOOSDRECHT, M. C. M., HOOIJMANS, C. M., BRDJANOVIC, D., HEIJNEN, J. J. (1997). Biological phosphate removal processes. Appl. Microbiol. Biotechnol. 48. 289-296. WAGNER, M., ERHART, R., MANZ, W., AMANN, R., LEMMER, H., WEDI, D., SCHLEIFER, K.- H. (1994). Development of an rRNA-targeted oligonucleotide probe specific for the genus Acinetobacter and its application for in situ monitoring in activated sludge. Appl. Environ. Microbiol. 60. 792-800. WEDI,D NIEDERMEYER, R.(1992), Berechnungs vorschlag zur Phosphorfallung aus Kommunalen Abwassern mit sauren Metallsalzen, gwf-Wasser/Abwasser 133. pp. 557-566. WENTZEL, M. C., DOLD, P. L., EKAMA, G. A., MARAIS, G. V. R. (1985). Kinetics of biological phosphorus release. Water Sci. Technol. 17. 57-71. WENTZEL, M. C., LÖTTER, L. H., LOEWENTHAL, R. E., MARAIS, G. V. R. (1986). Metabolic behavior of Acinetobacter spp. In enhanced biological phosphorus removal - a biochemical model. Water SA 12. 209-224. WENTZEL, M. C., EKAMA, G. A., DOLD, P. L., MARAIS, G. V. R. (1990). Biological phosphorus removal - steady state process design. Water SA 16. 1. 29-48.

WENTZEL, M. C., LÖTTER, L. H., EKAMA, G. A., LOEWENTHAL, R. E., MARAIS, G. V. R. (1991). Evaluation of biochemical models for biological excess phosphorus removal. Water Sci. Technol. 23. 567-576. WENTZEL, M. C., EKAMA, G. A., MARAIS, G. V. R. (1992). Processes and modelling of nitrification denitrification biological excess phosphorus rekmoval systems - a Review, Water Sci. Technol. 25. 59-82. WILD, D., KISLIAKOVA, A., SIEGRIST, M. S. (1996). D-fixation by Mg, Ca and zeolite a during stabilization of excess sludge from enhenced biological P-removal. Water Sci. Technol. 34. (1-2) 391-398. WITT, P. CH. (1997). Untersuchungen und Modellierungen der biologischen Phosphatelimination in Kläranlagen, Schriftenreihe des Instituts für Siedlungswasserwirtschaft der Universität Karlsruhe, Vol. 81. WITT, P. CH., HAHN, H. H. (1995). Bio-P und Chem-P: Neue Erkenntnisse und Versuchsergebnisse. Veröffentlichungen des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik der Universität Hannover, Heft 92. 5/1-5/23. YALL, I., BOUGHTON, W. H., KNUDSON, C., SINCLAIR, N. A. (1970). Biological uptake of phosphorus by activated sludge. Appl. Microbiol. 20. 145-150.