Víz- és szennyvíztisztítási technológiák

Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék

Víz- és szennyvíztisztítási technológiák BMEEOVKMHT1

Dr. Laky Dóra, Dr. Szabó Anita 2011.08.09.

0

Tartalomjegyzék

Tartalomjegyzék ...................................................................................................................................... 1 Bevezetés ................................................................................................................................................ 5 1.

Előadás – Víztisztítási technológiák ismétlése ................................................................................ 6

2. Előadás – Vízminőségi problémák feltárása, megoldási javaslatok mintaterület vízminőségi adatai alapján (három feladat megoldása közösen) ............................................................................. 11 1. feladat............................................................................................................................................ 12 2. feladat............................................................................................................................................ 13 3. feladat............................................................................................................................................ 14 3. Előadás – Az arzénprobléma ismertetése, az arzénmentesítési technológiák hatékonyságát befolyásoló vízminőségi paraméterek .................................................................................................. 15 3.1

Nemzetközi helyzetkép ......................................................................................................... 15

3.2 Az arzénmentesítési technológiák hatékonyságát befolyásoló vízminőségi paraméterek......... 18 3.2.1

Koagulációs technológia ................................................................................................ 18

3.2.2

Az adszorpciós arzénmentesítés hatékonyságát befolyásoló vízminőségi paraméterek 30

3.3

Arzénmentesítési technológiák előnyeinek és hátrányainak ismertetése, költségek .......... 31

3.4

Összefoglalás, következtetések ............................................................................................. 33

Felhasznált szakirodalom .................................................................................................................. 33 4.

Előadás – Arzénmentesítési félüzemi kísérletek ........................................................................... 35 4.1

Bevezetés............................................................................................................................... 35

4.2

A félüzemi berendezés kialakítása ........................................................................................ 36

4.3

Eredmények........................................................................................................................... 36

4.3.1

Optimális vegyszerkoncentrációk meghatározása ........................................................ 37

4.3.2

A szűrés hatékonyságának értékelése........................................................................... 40

4.3.3

A keverési program változtatásának hatása.................................................................. 41

4.3.4

A szakaszos laboratóriumi és félüzemi kísérleti eredmények összehasonlíthatósága.. 44

4.3.5

A pocsaji félüzemi kísérletek eredményeinek összefoglalása ....................................... 46

Felhasznált szakirodalom .................................................................................................................. 47 5.

1

Előadás - Nitrifikáció az ivóvízellátásban....................................................................................... 48 5.1

Bevezetés............................................................................................................................... 48

5.2

Szakirodalmi összefoglaló...................................................................................................... 48

5.2.1

Alapfolyamatok ............................................................................................................. 48

5.2.2

Nitrifikáció a víztisztító telepen ..................................................................................... 49

5.2.3

Nitrifikáció a vízellátó hálózatban ................................................................................. 49

5.3

A mintaterületi adatok elemzése (Ebes, Hajdúszovát).......................................................... 50

5.3.1

Ebes ............................................................................................................................... 50

5.3.2

Hajdúszovát ................................................................................................................... 52

5.4

Összefoglalás ......................................................................................................................... 54

Felhasznált irodalom ......................................................................................................................... 55 6. Előadás – Mélységi vizek tisztítására alkalmas komplex ammónium-, vas-, mangán-, arzén és gázmentesítő technológia kidolgozása – helyszíni kísérleti eredmények bemutatása......................... 57 6.1

Bevezetés............................................................................................................................... 57

6.2

A mintavételezés eredményei ............................................................................................... 57

6.3

Technológiai megoldások vizsgálata ..................................................................................... 59

6.3.1

A törésponti klórozás alkalmazhatóságának vizsgálata ................................................ 59

6.3.2

Biológiai ammónium-mentesítés vizsgálata .................................................................. 63

6.4

Összefoglalás, következtetések, javaslatok a technológia módosítására ............................. 75

7. Előadás – Vízbiztonsági tervezés - A Szolnoki Felszíni Vízműben alkalmazott módszertan bemutatása............................................................................................................................................ 77 7.1

Előzmények ........................................................................................................................... 77

7.2

A vízbiztonsági tervek felépítése az OKI útmutatója alapján ................................................ 77

7.2.1

Víznyerő hely, nyersvíz-források védelme..................................................................... 80

7.2.2

Vízkezelés ...................................................................................................................... 82

7.2.3

Elosztóhálózat................................................................................................................ 83

7.2.4

Fogyasztói pontok ......................................................................................................... 84

7.3

8.

A kidolgozott módszertan bemutatása ................................................................................. 85

7.3.1

A vízmű bemutatása ...................................................................................................... 85

7.3.2

A VBT felépítése ............................................................................................................ 85

7.3.3

Eredmények, következtetések ...................................................................................... 91

Előadás – Szennyvíztisztítási alapismeretek .................................................................................. 93 8.1.

Bevezetés............................................................................................................................... 93

8.2.

A szennyvíztisztítás célja, eltávolítandó szennyezőanyagok ................................................. 93

8.3.

Szennyvíztisztítási technológiák és alapfolyamatok .............................................................. 94

9.

Előadás – Technológia-fejlesztési javaslatok kidolgozása ............................................................. 97

10.

Előadás – Csatornahálózatokban kialakuló bűzproblémák ....................................................... 98

10.1. A csatornahálózatban lejátszódó mikrobiológiai folyamatok és azok hatása a szennyvízminőségre .......................................................................................................................... 98 10.1.1.

A csatornahálózat, mint bioreaktor............................................................................... 98

10.1.2.

A mikrobiológiai folyamatok alapja ............................................................................... 99

10.1.3.

Aerob és anoxikus mikrobiológiai folyamatok, és azok hatása a szennyvíz minőségére 100

10.1.4.

Anaerob heterotróf mikrobiológiai folyamatok és hatásaik ....................................... 101

10.2. 2

Bűzképződés a csatornahálózatban, lakossági panaszok ................................................ 102

10.3.

A bűzképződés csökkentésének lehetőségei .................................................................. 105

10.4.

Irodalom .......................................................................................................................... 107

11. Előadás – Szennyvíztisztító telepek tervezésének és működtetésének feltételei, a csökkenő ivóvízfogyasztás hatása a szennyvíztisztítás folyamataira, a hazai problémák ................................... 109 11.1. Az érkező szennyvíz mennyisége és a szennyezőanyagok koncentrációja, ezek hatása a telep tervezésére és működtetésére .............................................................................................. 109 11.2.

A csatornahálózatban lejátszódó folyamatok hatása a szennyvíztisztítás folyamataira. 112

11.3.

Bűz a szennyvíztisztító telepen, a csökkentés lehetőségei ............................................. 113

11.4.

Rekonstrukciós igények, intenzifikálás ............................................................................ 113

11.5.

Irodalom .......................................................................................................................... 115

12.

Előadás – Eleveniszapos szennyvíztisztítás intenzifikálása kémiai előkezeléssel .................... 116

12.1.

Bevezetés......................................................................................................................... 116

12.2.

A különböző típusú vegyszerek szennyezőanyag eltávolítási hatékonysága .................. 117

12.2.1.

Lebegőanyag és szervesanyag eltávolítás ................................................................... 117

12.2.2.

Foszfor-formák eltávolítása ......................................................................................... 121

12.2.3.

A vegyszerválasztás szempontjai, vegyszer kombinációk ........................................... 123

12.3.

A kémiai előkezelés hatása a további tisztítási folyamatokra ......................................... 124

12.3.1. A kémiai előkezelés hatása a szervesanyagok mennyiségére, méret-eloszlására és biológiai bonthatóságára............................................................................................................. 124 A kémiai előkezelés hatása a nitrifikációra ................................................................. 125

12.3.3.

A kémiai előkezelés hatása a denitrifikációra ............................................................. 127

12.3.4.

A kémiai előkezelés hatása az iszap mennyiségére és szerkezetére........................... 128

12.4.

Összefoglalás, javaslatok ................................................................................................. 132

12.5.

Irodalom .......................................................................................................................... 133

13.

3

12.3.2.

Előadás – Biológiai okokra visszavezethető ülepedési problémák okai és megoldásai .......... 135

13.1.

Bevezetés......................................................................................................................... 135

13.2.

Az eleveniszap pehely mérete ......................................................................................... 136

13.3.

Az eleveniszap pelyhek összetétele................................................................................. 136

13.4.

Az eleveniszap pelyhek szerkezete.................................................................................. 137

13.5.

A fonalasodás problémája ............................................................................................... 139

13.6.

Az iszapfelfúvódási probléma azonosítása és a javasolt beavatkozás módjai ................ 140

13.6.1.

A befolyó (nyers) szennyvíz alacsony PH értéke ......................................................... 140

13.6.2.

Alacsony oldott oxigén (DO) koncentráció .................................................................. 140

13.6.3.

Alacsony F:M arány (a biomasszához viszonyított alacsony szervesanyag koncentráció) 140

13.6.4.

Szeptikus befolyó (berothadt szennyvizek hatásai) .................................................... 141

13.6.5.

Tápanyaghiány a befolyó szennyvízben ...................................................................... 142

13.6.6.

A denitrifikáló és biológiai foszforeltávolítást végző telepek iszapfelfúvódási problémái 142

13.7.

Javasolt beavatkozások a fonalas iszapfelfúvódás letörésére......................................... 143

13.8.

Irodalom .......................................................................................................................... 146

14.

Előadás – Membrán bioreaktorok alkalmazása a szennyvíztisztításban ................................. 148

14.1.

Bevezetés......................................................................................................................... 148

14.2.

A membránszűrés alapjai ................................................................................................ 149

14.2.1.

4

Definíciók ..................................................................................................................... 149

14.3.

A membrántechnológiák osztályozása ............................................................................ 150

14.4.

A membránok kialakítása ................................................................................................ 153

14.5.

A membránok anyaga...................................................................................................... 157

14.6.

A szennyvíztisztításban alkalmazott MBR rendszerek jellemzői ..................................... 157

14.6.1.

A membrán bioreaktorok kialakítása .......................................................................... 157

14.6.2.

Az MBR rendszerek előnyei és hátrányai .................................................................... 159

14.6.3.

A membrán bioreaktorok hatékonyságát befolyásoló tényezők ................................ 160

14.7.

Az MBR rendszerek jövője ............................................................................................... 164

14.8.

Irodalom .......................................................................................................................... 165

Bevezetés A víz- és szennyvíztisztítási technológiák c. tantárgy célja, hogy a korábban – a BSc tanulmányok keretén belül – megismert technológiák részleteit tárgyalja, továbbá esettanulmányok bemutatásán keresztül az alkalmazásukkal kapcsolatos ismereteket bővítse. A jegyzet két jól elkülönülő részre tagolódik: a víztisztítási és a szennyvíztisztítási technológiákra. A víztisztítási technológiákkal kapcsolatos első két előadás egyrészt egy rövid ismétlést tartalmaz (ennek célja, hogy a korábban az alapozó tárgyakat már teljesített hallgatók felfrissíthessék tudásukat, valamint a más szakirányon végzett hallgatók rövid áttekintést kapjanak a szennyezőanyagokról, és az eltávolításukra szolgáló technológiákról). A két bevezető előadásban ezt követőenhárom feladat kidolgozása történik meg. Ezek a feladatok a gyakorlatban felmerült vízminőségi problémákat tárgyalják, és az órákon a hallgatók közösen vitatják meg a lehetséges megoldásokat. Ez a két bevezető óra tehát interaktív jellegű, a hallgatók az oktatóktól további információkat kérhetnek a feladatok megoldásához (hiszen a cél az is, hogy felismerjék, hogy milyen adatokra, célzott mérésekre van még szükségük a vízminőségi problémák feltárásához), ennek során lépésről lépésre haladnak a probléma meghatározásában, és végül megoldási javaslatot kell adniuk. A következő előadásokon a kiemelt vízminőségi paraméterek: arzén, ammónium, továbbá vas és mangán eltávolításával kapcsolatos esettanulmányokat ismertetünk. A víztisztítási blokk utolsó előadása a vízbiztonsági tervekkel foglalkozik. Ez igen aktuális kérdés, hiszen Kormányrendelet alapján az 1000 m3/nap-nál nagyobb kapacitású vagy 5000 főt meghaladó állandó népességet ellátó vízellátó rendszerek vízbiztonság-irányítási rendszerét vízbiztonsági tervben kell rögzítenie az üzemeltetőnek. Itt konkrét példán – a Szolnoki Felszíni Víztisztító mű tisztítás-technológiai sorának egy részére kidolgozott vízbiztonsági terven keresztül – mutatjuk be, hogy milyen részekből áll egy ilyen dokumentáció. A szennyvíztisztítási technológiákkal foglalkozó első két előadás során a szennyvíztisztításban alkalmazott alapfolyamatokat, illetve a főbb technológiákat ismételjük át. A bevezető előadás után a hazai szennyvíztisztító telepek üzemeltetése során felmerült tipikus gyakorlati problémákat tárgyalunk, melyek megoldására a hallgatók közösen dolgoznak ki technológiai alternatívákat. Hasonlóan a víztisztítási blokkhoz, célunk, hogy a hallgatók a BSc tanulmányaik során megszerzett alapismereteket alkalmazzák, illetve hogy a más szakirányon végzett hallgatók rövid áttekintést kapjanak a szennyíztisztítási technológiák alapjairól. A tárgy további részében az alapismeretekre támaszkodva a kommunális szennyvíztisztítási technológiák néhány speciális vonatkozásával foglalkozunk bővebben. Tárgyaljuk a szennyvíztisztító telepek intenzifikálásának témakörét, az eleveniszap biológiai okokra visszavezethető ülepedési problémáit, a bűz problémák kialakulásának folyamatait, illetve csökkentésének lehetőségeit, illetve a membrán bioreaktorok alkalmazását.

5

1.

Előadás – Víztisztítási technológiák ismétlése

Az előadás célja, hogy a korábban az alapozó tárgyakat már teljesített hallgatók felfrissíthessék tudásukat, valamint a más szakirányon végzett hallgatók rövid áttekintést kapjanak a szennyezőanyagokról, és az eltávolításukra szolgáló technológiákról. Az előadás első felében a mélységi vizekben előforduló szennyezőanyagok körét ismételjük át, valamint az eltávolításukra szolgáló technológiákat mutatjuk be. Minta-technológiai sorok kidolgozására kerül sor a hallgatókkal közösen, melyekben lépésről lépésre elemezzük az egyes technológiai egységek feladatait. A szennyezőanyagok, és eltávolításukra szolgáló technológiák a BSC-s tanulmányokban részletesen bemutatásra kerültek; a következőkben egy táblázatban összefoglalva láthatóak a fő komponensek és folyamatok.

6

Technológiai alapfolyamatok Kémiai kicsapatás

Szilárd-folyadék fázisszétválasztás

Levegőztetés

(A vas oxidációja következtében kémiai kicsapatás is létrejön, hiszen az oldott állapotú Fe(II)ből szilárd Fe(III) képződik)

Homokszűrő (ha esetleg szükséges, akkor előtte ülepítő)

KMnO4



Ózon



Aktív szén az ózon által "apró" méretűvé alakított, oldott szervesanyagok megkötésére

Klór / Nátrium-hipoklorit



(Aktív szén a klórozás miatt esetlegesen keletkező klórozási melléktermékek, pl. AOX és THM eltávolítására)

Levegőztetés

(A mangán oxidációja következtében kémiai kicsapatás is létrejön, hiszen az oldott állapotú Mn(II)-ből szilárd Mn(IV) képződik)


KMnO4 (ez lehet közvetlen vegyszeradagolás, de lehet a levegőztetést követően bedolgozott szűrőrétegen történő átvezetés, ez utóbbi esetben katalitikus oxidációról van szó)



Ózon




Klór / Nátrium-hipoklorit




Oxidáció-redukció

Eltávolítandó komponensek I.

Fe(II)

Mn(II)

7

pH és pufferkapacitás szabályozás

Adszorpció

Gáz-folyadék fázisszétválasztás

Egyéb (az előző 6 kategóriába be nem sorolható technológiák)

Eltávolítandó komponensek II.

Technológiai alapfolyamatok Oxidáció-redukció

pH és puffer-kapacitás szabályozás

Klór / Nátrium-hipoklorita redukált állapotú As(III) szilárd As(V)-é alakításához

(Alacsonyabb pH értéken a koagulációs arzénmentesítés hatásfoka kedvezőbb, de Magyarországon nem gazdaságos megoldás a nyersvíz pH értékének változtatása)

Ózon a redukált állapotú As(III) szilárd As(V)-é alakításához


KMnO4 a redukált állapotú As(III) szilárd As(V)-é alakításához


As

Kémiai kicsapatás


Adszorpció

Koaguláció (vas vagy alumínium só adagolása az As(V) szilárd formájúvá alakításához)

Homokszűrő (ha esetleg szükséges, akkor előtte ülepítő) / A keletkezett arzéntartalmú pelyhek eltávolítására alkalmazható továbbá mikroszűrés is (ez a membrántechnológiák körébe tartozik), de ez Magyarországon jelenleg lényegesen drágább eljárás, mint a homokszűrés







GEH tölteten, vagy egyéb vasalapú tölteten történő adszorpció Aktivált alumínium oxid tölteten, vagy egyéb alumínium-alapú tölteten történő adszorpció

8





Kémiai kicsapatás


Adszorpció

Sztripping (első lépésben pH emelést hajtunk végre, így az NH4+ forma NH3 gázzá alakul)

NH4+



A gáz formájú HN3-t "kihajtjuk" a vízből (az ammónia-sztrippinget általában nem alkalmazzák ivóvízkezelésben)

Mikrobiológiai oxidáció (nitrifikáció révén az ammóniumot először nitritté, majd nitráttá alakítjuk)

Eltávolítandó komponensek III.

Zeolitos adszorpció, ioncsere műgyantán (Aktív szén a klórozás miatt esetlegesen keletkező klórozási melléktermékek, pl. AOX és THM eltávolítására)

Törésponti klórozás

Bizonyos szerves mikroszennyezők átalakíthatóak pl. ózonizálással, de felszín alatti víztisztítás során ez általában nem szükséges, inkább felszíni vizek esetén fordulhatnak elő ilyen típusú mikroszennyezők Koaguláció (kolloid mérettartományba eső szerves anyagok kicsapatására) Szervesanyag

Homokszűrő (ha esetleg szükséges, akkor előtte ülepítő) Adszorpció aktív szénen (oldott szervesanyagok eltávolítására) Szervesanyagok átalakulása biológiai úton (aktív szén tölteten, partiszűrés során, lassúszűrés során, talajvízdúsítás alkalmazásakor)

9



Kémiai kicsapatás


Adszorpció



Vákuumos gázmentesítés Szórórózsás levegőztetés Ütközőtányéros levegőztetés Kaszkádos levegőztetés agresszív CO2

Agresszív CO2 eltávolítása fermágóval

Eltávolítandó komponensek IV.

Agresszív CO2 eltávolítása márványtölteten történő átvezetéssel Vákuumos gázmentesítés Szórórózsás levegőztetés Ütközőtányéros levegőztetés Kaszkádos levegőztetés

CH4

Mész adagolása


Szóda adagolása


Trisó adagolása


Ca, Mg

Ioncsere, zeolitos adszorpció

Fertőtlenítés (mikroorganizmusok eltávolítása)

Klór Klór-dioxid Ózon KMnO4 UV fertőtlenítés Fordított ozmózis (bármely szennyező anyag eltávolítására alkalmas, még az oldott formájú szennyezőket is eltávolítja, azonban meglehetősen drága technológia, utósózás szükséges)

Bármilyen szennyezőanyag

1. Táblázat – A víztisztítás során eltávolítandó komponensek és a technológiai alapfolyamatok kapcsolata

10

2. Előadás – Vízminőségi problémák feltárása, megoldási javaslatok mintaterület vízminőségi adatai alapján (három feladat megoldása közösen) Ezen az órán interaktív óra keretén belül három feladatot oldanak meg a hallgatók az oktatókkal közösen. Ezek a feladatok a gyakorlatban felmerült vízminőségi problémákat tárgyalják. A hallgatók feladata, hogy • • • •

•

11

Megállapítsák, hogy mely komponensek tekintetében nem felel meg a szolgáltatott ivóvíz a 201/2001-es Kormányrendelet előírásainak Értékeljék a jelenleg alkalmazott vízkezelési technológiát és a fellépő vízminőségi problémák okait Meghatározzák, hogy milyen további adatokra, célzott mérésekre van szükségük a probléma lehatárolása érdekében Az oktatóktól kért és kapott további információk alapján javaslatot adjanak a szükséges beavatkozásokra (üzemeltetés, jelenlegi technológia módosítása, laborkísérletek tervei, további mérések, stb. részletezésével) Rövid jegyzőkönyv formájában dokumentálják a feladat megoldását

1. feladat

19

A településen alkalmazott vízkezelésitechnológia a következő: • • • • • • •

18 17

Nyersvíz: mélységi víz, nyersvíztározó medence nincs KMnO4 adagolás (3 mg/L KMnO4) Homokszűrés (két, 2200 mm átmérőjű homokszűrő, párhuzamosan kapcsolva) Szűrőöblítés naponta történik A víz hálózati fertőtlenítés alkalmazása nélkül jut a fogyasztókhoz A hálózatba táplált víz mennyisége: 350 m3/nap (éves átlagérték) Adottak továbbá a hálózat különböző pontjain mért koncentráció értékek vas, mangán, arzén, ammónium, nitrit, valamint szervesanyag tekintetében

Megjegyzés: a tervfeladatban közölt adatok kitalált értékek, nem valós mérési eredmények

8, 9 Mintavételi pont sorszáma

Mintavételi pont jellege

1

Vízműtelep, kútvíz

1,52

0,87

2

Vízműtelep, nyersvíz

1,45

3

Vízműtelep, 1. szűrő után

0,03

4


5

Hálózatra menő víz

6

Tűzcsap

0,12

7

Acél bekötő- és belsővezetékes ingatlan

1,13

8

0,11

10

Tűzcsap Műanyag bekötővezetékes és acél belsővezetékes ingatlan Tűzcsap

11


2,14

12

Műanyag bekötő- és belsővezetékes ingatlan

13

9

Fe (mg/L)

KOIPS (mg/L)

NH4 (mg/L)

17

3,4

1,2

mha

0,96

19

3,1

1,3

mha

0,02

mha

2,5

1,1

mha

0,01

3

2,3

1,2

mha

0,01

3

2,4

1,1

0,01

0,02

2

2,8

1,2

0,02

4

2,7

1,2

0,02

5

2,6

1,1

0,01

mha 0,01

NO2 (mg/L)

mha

1,2

3

2,5

1,1

0,03

0,03

4

2,2

1,2

0,02

0,64

0,01

1

2,4

1,2

0,01

Tűzcsap

0,73

0,02

2

2,7

1,1

0,03

14


1,52

0,02

3

2,4

1,2

0,02

15

Tűzcsap

0,85

0,01

4

2,2

1,2

16


1,56

0,03

5

2,6

1,0

17

Tűzcsap

0,67

0,01

3

2,7

1,1

0,01

18

0,65

0,02

2

2,5

1,2

0,02

1,32

0,01

3

2,7

1,1

0,01

20

Műanyag bekötő- és belsővezetékes ingatlan Műanyag bekötővezetékes és acél belsővezetékes ingatlan Hidroglóbusz függőleges töltővezetéke

0,42

0,01

4

2,4

1,2

21


1,38

0,02

3

2,3

1,1

mha

20, 21

mha

2

11, 12 10

0,01 mha

mha 0,02

500 m

13, 14

12

6, 7

15, 16

0,01

2,4

0,52

0,02

As (µg/L)

2

19

0,12

Mn (mg/L)

1

1, 2, 3, 4, 5

2. feladat

19

A településen alkalmazott vízkezelésitechnológia a következő: • • • • • • • •

18 17

Nyersvíz: mélységi víz; a nyersvízmedencében klór adagolás történik, kb. 1 mg Cl2/L alkalmazásával (nátrium-hipoklorit formájában) Levegőztetés KMnO4 adagolás (1 mg/L KMnO4) Homokszűrés (két, 2200 mm átmérőjű homokszűrő, párhuzamosan kapcsolva) Szűrőöblítés naponta történik A hálózatra menő vizet időszakosan klórozzák (nincs folyamatos vegyszeradagolás) A hálózatba táplált víz mennyisége: 350 m3/nap (éves átlagérték) Adottak továbbá a hálózat különböző pontjain mért koncentráció értékek vas, mangán, arzén, ammónium, nitrit, valamint szervesanyag tekintetében


8, 9 Mintavételi pont sorszáma


1


1,52

0,87

2


1,45

3


0,03

4


mha

5


mha

6

Tűzcsap

0,12

7


0,11

8

0,11

10

Tűzcsap Műanyag bekötővezetékes és acél belsővezetékes ingatlan Tűzcsap

11


0,12

0,03

12

Műanyag bekötő- és belsővezetékes ingatlan

0,11

13

Tűzcsap

0,13

14


15 16

9

Fe (mg/L)

KOIPS (mg/L)

NH4 (mg/L)

38

3,4

1,2

mha

0,96

36

3,1

1,3

mha

0,02

13

2,5

0,9

0,5

0,01

14

2,3

0,9

0,6

0,01

12

2,4

0,8

0,5

0,02

11

2,8

0,6

1,1

10

2,7

0,7

1,2

12

2,6

0,5

0,9

mha 0,01

NO2 (mg/L)

2,4

0,5

1,0

13

2,5

0,5

0,9

11

2,2

0,6

0,8

0,01

9

2,4

0,5

0,9

0,02

10

2,7

0,3

0,6

0,08

0,02

12

2,4

0,2

0,7

Tűzcsap

0,09

0,01

9

2,2

0,5

1,0


0,12

0,03

12

2,6

0,5

1,1

17

Tűzcsap

0,09

0,01

11

2,7

0,2

0,6

18

Műanyag bekötő- és belsővezetékes ingatlan Műanyag bekötővezetékes és acél belsővezetékes ingatlan

0,08

0,02

12

2,5

0,1

0,7

0,12

0,01

13

2,7

0,2

0,6

20

Hidroglóbusz függőleges töltővezetéke

0,10

0,01

9

2,4

0,5

1,1

21


0,09

0,02

10

2,3

0,5

1,0

0,05

0,02

As (µg/L)

11

19

0,12

Mn (mg/L)

mha

20, 21

2

11, 12 10

500 m

13, 14

13

6, 7

15, 16

1

1, 2, 3, 4, 5

3. feladat

19

A településen alkalmazott vízkezelésitechnológia a következő: • • • • • • •

18 17

Nyersvíz: mélységi víz; a nyersvízmedencében klór adagolás történik, kb. 9,5 mg Cl2/L alkalmazásával (nátrium-hipoklorit formájában) Homokszűrés (két, 1400 mm átmérőjű homokszűrő, párhuzamosan kapcsolva) Szűrőöblítés naponta történik Aktív szén adszorpció (2 db töltet párhuzamosan kapcsolva; átmérő: 1200 mm; töltetmagasság: 0,6 m) A hálózatra menő vizet időszakosan klórozzák (nincs folyamatos vegyszeradagolás) A hálózatba táplált víz mennyisége: 650 m3/nap (éves átlagérték) Adottak továbbá a hálózat különböző pontjain mért koncentráció értékek vas, mangán, arzén, ammónium, nitrit, valamint szervesanyag tekintetében. Időnként történtek THM és AOX mérések; ezen eredmények is adottak.


8, 9

Mintavételi pont sorszáma


KOIPS (mg/L)

NH4 (mg/L)

1


2,12

1,14

38

3,4

2


1,98

1,08

36

3


4


0,31

0,07

0,20

0,06

5 6


0,17

Tűzcsap Acél bekötő- és belsővezetékes ingatlan Tűzcsap Műanyag bekötővezetékes és acél belsővezetékes ingatlan Tűzcsap Acél bekötő- és belsővezetékes ingatlan Műanyag bekötő- és belsővezetékes ingatlan Tűzcsap Acél bekötő- és belsővezetékes ingatlan Tűzcsap Acél bekötő- és belsővezetékes ingatlan Tűzcsap Műanyag bekötő- és belsővezetékes ingatlan Műanyag bekötővezetékes és acél belsővezetékes ingatlan

0,21 0,18

20 21

7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

14

Fe (mg/L)

Mn (mg/L)

As (µg/L)

NO2 (mg/L)

THM (µg/L)

AOX (µg/L)

1,2

mha

mha

mha

3,1

1,3

mha

na.

na.

9

2,5

0,4

0,09

na.

na.

8

2,3

0,5

0,08

na.

na.

0,06

8

2,4

0,4

0,05

23

98

0,07

9

2,8

0,5

0,08

na.

na.

0,08

10

2,7

0,4

0,07

na.

na.

0,19

0,07

7

2,6

0,3

0,05

na.

na.

0,21

0,06

8

2,4

0,4

0,06

na.

na.

0,18

0,05

9

2,5

0,5

0,08

na.

na.

0,19

0,09

7

2,2

0,5

0,07

na.

na.

0,21

0,08

9

2,4

0,4

0,04

31

97

0,14

0,05

10

2,7

0,6

0,03

na.

na.

0,15

0,06

9

2,4

0,7

0,08

na.

na.

0,18

0,07

9

2,2

0,4

0,09

na.

na.

0,17

0,09

7

2,6

0,4

0,08

na.

na.

0,22

0,07

6

2,7

0,6

0,05

na.

na.

0,25

0,08

8

2,5

0,7

0,04

na.

na.

0,19

0,07

8

2,7

0,6

0,06

na.

na.

Hidroglóbusz függőleges töltővezetéke

0,21

0,06

9

2,4

0,5

0,08

na.

na.


0,22

0,07

7

2,3

0,6

0,09

25

102

6, 7

15, 16

20, 21

2

11, 12 10

500 m

13, 14

1

1, 2, 3, 4, 5

3. Előadás – Az arzénprobléma ismertetése, az arzénmentesítési technológiák hatékonyságát befolyásoló vízminőségi paraméterek Magyarországon a 201/2001-es Kormányrendelet 10 μg/L-ben állapította meg a maximálisan megengedhető arzénkoncentráció értéket. Eredetileg 2009. decemberéig kellett volna a határidőt teljesítenünk, azonban az érintett települések töredékén épült csak ki a megfelelő technológia. Hazánk újabb halasztást kért az Európai Uniótól 2012-ig; a tárgyalások jelenleg is folynak az illetékes magyar hatóságok és az Európai Bizottság között. Mivel az elkövetkezendő időszakban a mintegy 400 érintett településen a pályázás, megvalósítás és beüzemelés rendkívül rövid időn belül kell, hogy megtörténjen, ezért ebben az előadásban a technológia-kiválasztással kapcsolatos szempontokat mutatjuk be. Ehhez ismertetjük a nemzetközi, és ezen belül is az európai helyzetképet, az arzénproblémával érintett országok körét, valamint a külföldön alkalmazott technológiákat, és a technológiák hatékonyságát befolyásoló vízminőségi paramétereket.

1. ábra – Az arzén-problémával érintett országok köre (van Halem et al., 2009 szakirodalmi összefoglalója alapján)

3.1

Nemzetközi helyzetkép

A vízben található arzén koncentrációja számos országban meghaladja az Egészségügyi Világszervezet által ajánlott maximális koncentrációértéket (10 µg/L). Legsúlyosabb a helyzet Indiában (NyugatBengália) és Bangladesben. Ezeken a területeken az arzén a legjelentősebb egészségkárosító környezeti tényezővé lépett elő, hiszen mintegy 100 millió embert fenyeget az arzénfogyasztás következtében kialakuló daganatos megbetegedés veszélye. Jelentős mennyiségű arzént találtak még a Föld különböző pontjain a mélységi rétegvizekben: Tajvanon, Mexikóban, Chilében, Japánban, Nagy-Britanniában, az Amerikai Egyesült Államokban és hazánk területén is (Smidley és Kinniburgh, 2002).

15

Arzén eredete

Ország Magyarország Görögország északi része

Geológiai eredetű Geotermikus eredet

Érintett lakosok száma 1 400 000 -

Arzénkoncentráció

Alkalmazott eltávolítási technológia

Forrás

10 – 100 μg/L

Koaguláció, adszorpció

-

10 – 70 μg/L

Nincs adat

Katsoyiannis et al., 2007

Koaguláció, és ezt követően szűrés, vagy csak szűrés. Mivel gyakran a határértéknek nem felel meg a kezelt víz (pl. Eszéken a 250 μg/L-es arzénkoncentrációt 40 μg/Lre tudják csökkenteni koagulációval), kísérleteznek vassal bevont adszorberekkel. Nem közvetlenül ivóvíz-célú felhasználás, hanem állattartás

Horvátország keleti része

Geológiai eredetű

200 000

10 – 610 μg/L

Románia Franciaország

Bányászat

-

-

Svájc

Bányászat

-

100 – μg/L

Szlovákia

Ipari eredetű szennyezés

-

1780 μg/L Kyjov) 27 μg/L (Ondava)

Nem közvetlenül ivóvíz-célú felhasználás, hanem öntözés

Hiller 2009

http://www.ad min.cam.ac.uk/ news/dp/20070 82901

160

Habuda-Stanic et al., 2007

Pfeifer, 2007

et

al.,

Anglia

-

-

-

Főként magánkutakat érint, a közüzemi vízellátásban nem probléma

Németország

Bányászat

-

-

GEH adszorpció alkalmazása számos németországi vízműben

van Halem et al., 2009

Lengyelország

Bányászat

-

-

-

van Halem et al., 2009

-

-

-

-

Petrusevski al., 2007

et

-

500 000

-

-

Petrusevski al., 2007

et

Ausztria, Finnország, Olaszország, Oroszország Szerbia északi része

2. Táblázat – Az arzénproblémával érintett európai országok köre

Az arzén egyrészt emberi eredetű szennyezés következtében, másrészt természetes úton, a kőzetekből történő lassú kioldódás révén jut vizeinkbe. A magyarországi arzénszennyezés teljes mértékben természetes eredetű. Az eltávolítására szolgáló technológiáknak alapvetően két csoportját különböztetjük meg: • •

16

Koagulációs technológia Adszorpciós technológia

A koagulációs-flokkulációs technológia az ivóvízkezelésben régóta alkalmazott, széleskörűen elterjedt megoldás. Az eljárás lényege, hogy többértékű fémsó adagolása következtében az ivóvízben található kolloid mérettartományba eső szennyezőanyagok felületi töltését semlegesítjük, így azok aggregálódására sor kerül, majd a kialakuló pelyhek ezt követően szilárd-folyadék fázisszétválasztási technológiával (ülepítés, szűrés) eltávolíthatóak a vízből. Az eljárás alkalmazása során a nyersvízben található arzenát is beépül a kialakuló pelyhekbe, így azok eltávolításával a víz arzéntartalma is csökken. Magyarországon számos vízműtelepen jelenleg csak vas- és mangántalanításra kerül sor. Amennyiben a nyersvíz arzént is tartalmaz, az in-situ koaguláns (vas(III)-hidroxid) jelenléte miatt természetesen valamilyen szintű arzéneltávolítás is létrejön, azonban a 10 µg/L-s határérték sok esetben nem teljesíthető a jelenlegi technológiával. Ezeken a telepeken, és az előző határértéket (50 µg/L) teljesíteni tudó, de a jelenleginek nem megfelelő vízműveknél mindenképpen valamilyen átalakítás szükséges annak érdekében, hogy a 10 µg/L-es határérték tartható legyen. pH

HCO3-

szervesa.

Arzén kioldódása kőzetekből

Emberi eredetű As szennyezés

Arzén oxidációja Arzén megjelenése a vízbázisban

Arzén a víztisztító telepen

Si PO43-

Koaguláció (fém-só adagolás)

Adszorpciós arzénmentesítés

Szil./foly. fázisszétvál. gyorsszűrés Szil./foly. fázisszétvál. ultra/mikrosz.

Nanoszűrés/ fordított ozmózis

TECHNOLÓGIÁK As-tartalmú iszap víztelenítése

Arzén tartalom visszanyerése

Iszap elhelyezése

2. ábra – Arzén megjelenése az ivóvízbázisokban és az eltávolítására szolgáló technológiák - összefoglalás

Az arzéntartalmú pelyhek eltávolítása történhet hagyományos gyorsszűréssel (esetleg ezt megelőzően ülepítéssel) vagy membrántechnológiával. Ultraszűrés és mikroszűrés alkalmazása során az arzént tehát előzetesen szilárd formájúvá kell alakítani, ez esetben a membrán a homokszűrő feladatát veszi át. Bizonyos membrántechnológiák (pl. nanoszűrés és fordított ozmózis) alkalmasak oldott állapotú szennyezők eltávolítására. Ebben az esetben tehát előkezelésre (oxidációra és koagulációra) nincsen szükség, hiszen a fordított ozmózison alapuló technológia lényegében ionmentes vizet állít elő. Jelenleg azonban a nanoszűrés és fordított ozmózis rendkívül költséges eljárások, így arzénmentesítésre történő alkalmazásuk nem lehet reális cél. Az arzénmentesítési technológiák másik csoportját a különféle adszorpciós megoldások alkotják. Üzemeltetési szempontból az adszorpció kedvező eljárás, ezért az utóbbi években számos arzénmegkötő töltetanyag jelent meg a hazai piacon.

17

3.2 Az arzénmentesítési vízminőségi paraméterek

technológiák

hatékonyságát

befolyásoló

3.2.1 Koagulációs technológia A következőkben – szakaszos laboratóriumi kísérletek eredményei alapján – mutatjuk be számos vízminőségi paraméter (pH, foszfát koncentráció, szilikát koncentráció lúgosság, adagolt koaguláns mennyisége) a koagulációs arzénmentesítési technológiára gyakorolt hatását. 3.2.1.1 A pH hatása Tág pH tartományban (pH = 5,0 – 11,0) kísérleteket végeztünk annak megállapítására, hogy a pH milyen mértékben befolyásolja az arzéneltávolítást a három koagulálószer (vas(III)-klorid, alumíniumszulfát, Bopac) alkalmazása esetén. 100

As eltávolítás hatásfoka [%]

90

Vas-klorid koagulálószer; 200 µg/L As(V); 0,95 mg/L Fe

80 70

Alumínium-szulfát koag.szer; 300 µg/L As(V); 3,5 mg/L Al

60 50 40

Bopac koagulálószer; 230 µg/L As(V); 3,7 mg/L Al

30 20

Vas-klorid koagulálószer, 200 µg/L As(V); 0,67 mg/L Fe

10 0 4.5

5

5.5

6

6.5

7

7.5

8

8.5

9

9.5

10

10.5

11

pH

3. ábra – Arzéneltávolítás hatásfokának változása a pH függvényében (budapesti csapvízből készített modell oldatok; 200 – 300 µg/L kezdeti As(V) koncentráció; alkalmazott koagulálószer dózisok: 0,95 mg/L Fe vas(III)klorid formájában; 3,5 mg/L Al alumínium-szulfát formájában, 3,7 mg/L Al Bopac formájában)

A három vizsgált koagulálószer hasonlóan viselkedett a pH változtatás hatására. Az eltávolítás hatásfoka a pH függvényében a 3. ábrán látható. Mindhárom koagulálószer esetén a legnagyobb mértékű eltávolítás a 7,0 – 7,5 közötti pH értékeken figyelhető meg, ugyanisez az a pH tartomány, amely az oldhatatlan, arzént tartalmazó vas(III)-hidroxid pelyhek kialakulásának leginkább kedvez, így az arzéneltávolítás ebben a tartományban a leghatékonyabb. Ennél alacsonyabb, illetve magasabb pH értékeken a hatékonyság csökken, majd 10-es pH felett ismét nő. Ennek a tartománynak csupán elméleti szempontból van jelentősége, hiszen a vízkezelés során ilyen magas pH értékeket már nem alkalmaznak. Az eltávolítási hatásfok növekedésének az oka a magas pH-n kiváló Mg(OH)2 csapadék, mellyel a koprecipitációs/adszorpciós folyamatok eredményeképpen az arzén oldhatatlan formára hozható. A tág pH tartomány, és magas (200-300 µg/L) kezdeti arzénkoncentrációjú modell oldattal végzett kísérleteket követően hajdúbagosi nyersvízzel további kísérletek végrehajtására került sor, melyek során a cél az arzéneltávolítás hatékonyságának vizsgálata volt a 7,0 – 7,8 közötti pH tartományban. A 4. ábrán a nátrium-hipokloritos előoxidációhoz és alumínium-szulfáttal végzett koagulációhoz tartozó eredmények láthatóak. A pH hatása egyértelmű, azonban a koagulálószer dózisok növelésével (ami természetesen maga után vonja a maradék arzénkoncentráció csökkenését) a pHtól való függés hatása egyre kisebb. Ezt jól tükrözik a grafikonok meredekségei, amelyek a koagulálószer dózis növelésével fokozatosan csökkennek. A magyarországi vizek pufferkapacitása a geológiai adottságok következtében jellemzően magas (> 3 meq/L), így a nyersvíz pH értékének megváltoztatásához általában jelentős mennyiségű sav

18

adagolása szükséges. Ezért minden nyersvízminőség esetén egyedi vizsgálatok szükségesek annak meghatározása céljából, hogy melyik megoldás a költséghatékonyabb: a nyersvíz pH értékének csökkentése vagy a koagulánsdózis növelése annak érdekében, hogy az arzénhatárérték teljesíthető legyen. Magyarországon – a jellemzően magas nyersvíz lúgosság értékek miatt – feltehetően az utóbbi megoldás kedvezőbb gazdaságossági szempontból. 60

5,2 mg/L Al3+ 3,1 mg/L Al3+

Oldott As [µg/L]

50

1,0 mg/L Al3+ 40 30 20 10 0 7

7.1

7.2

7.3

7.4

7.5

7.6

7.7

7.8

pH

4. ábra – Maradék oldott arzén koncentrációk a pH függvényében nátrium-hipoklorittal oxidált hajdúbagosi nyersvíz esetén (70 µg/L kezdeti As(V) koncentráció; 1,0 – 5,2 mg/L Al koaguláns alumínium-szulfátként adagolva)

A pH hatásának vizsgálatára végrehajtott kísérletek eredményeit összegezve elmondható tehát, hogy a pH jelentős hatást gyakorol az arzéneltávolítás hatékonyságára, azonban olyan koaguláns dózisoknál, amelyeknél a maradék arzén koncentráció már határérték körüli, ez a hatás kevésbé jelentős. Magas (200 – 300 µg/L) kezdeti arzénkoncentrációk esetén számottevő mértékben csökkenhet az eltávolítási hatásfok a pH emelkedésével, azonban a jellemző vízkezelési körülmények között (~ 50 µg/L kezdeti As koncentráció, és határérték körüli maradék As koncentrációk esetén) ez a befolyásoló hatás már kevésbé jelentős. 3.2.1.2 Karbonát/hidrogénkarbonát hatása Hazánk geológiai adottságai következtében vizeink pufferkapacitása meglehetősen magas, amely kedvez a hidroxidok képződésének. Másrészről azonban kutatási eredmények igazolták, hogy a fémhidroxid pelyhek felületén verseny alakul ki az arzenát és karbonát/hidrogénkarbonát ionok között a szabad adszorpciós helyekért, ezért a karbonát/hidrogénkarbonát ionok jelenléte csökkentheti az arzéneltávolítás hatásfokát (Holm, 2002). A HCO3- ion hatását szakaszos laboratóriumi kísérletekben vizsgáltuk két különböző kezdeti pH értéken (pH = 7,0 és pH = 8,0), ioncserélt vízből készített modell oldatokkal. A kísérletek során az oldatokhoz növekvő mennyiségben adagoltunk NaHCO3 oldatot, úgy, hogy a kialakuló lúgosság értékek 0 – 10 meq/L legyenek. A maradék arzénkoncentráció értékek, valamint a kísérlet végrehajtását követően kialakuló pH értékek az5. ábrán láthatóak. 0, illetve 0,05 meq/L lúgosság esetén a koaguláns adagolását követően a pH drasztikusan csökkent, ami arra utal, hogy a víz pufferkapacitása nem volt elegendő ahhoz, hogy megfelelő mértékű hidroxid-képződés létrejöjjön, és a pH is elfogadható szinten maradjon. Ennek következtében arzenát eltávolítás nem, vagy csak nagyon gyenge hatásfokkal jött létre. 0,25 – 1 meq/L lúgosság tartományban a kezelt víz arzénkoncentrációja jóval határérték alatti. Ebben a tartományban tehát a hidroxid képződés végbement, azonban az anionok között folyó verseny még nem olyan mértékű, ami negatívan befolyásolná az arzénmentesítés folyamatát. Arzénmentesítés szempontjából kedvező körülmény továbbá a 6,5 – 7,5 közötti pH értékek kialakulása a koagulációt követően, ugyanis ezen az alacsonynak tekinthető pH tartományon az arzénmentesítés hatásfoka

19

kedvező. 1 meq/L felett azonban a kezelt víz arzénkoncentrációjában növekedés figyelhető meg, különösen a 8-as kezdeti pH-val végzett kísérletek esetén. 10 meq/L lúgosság esetén, 8-as pH-n a maradék arzénkoncentráció már 25 µg/L, 7-es pH értéken pedig határérték közeli (10,2 µg/L). Bizonyos magyarországi vízbázisokban akár 10 meq/L is lehet a nyersvíz lúgossága, így arzénmentesítési technológia alkalmazása esetén a lúgosságot – mint arzénmentesítést befolyásoló tényezőt – már figyelembe kell venni. As (kezdeti pH = 8,0)

As (kezdeti pH = 7,0)

végső pH (kezdeti pH = 8,0)

végső pH (kezdeti pH = 7,0)

50

8.5 8 7.5 7

30

6.5

pH

As [µg/L]

40

6

20

5.5 5

10

4.5 0

4 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

Lúgosság [meq/L]

5. ábra – Maradék arzénkoncentrációk a kezdeti lúgosság (NaHCO3 tartalom) függvényében (ioncserélt vízből készített modell oldat; 50 µg/L kezdeti As(V) koncentráció; 1 mg/L Fe koaguláns adagolása vas(III)-klorid formájában)

További elemzések kimutatták, hogy a hidrogénkarbonát tartalom éppen a kísérletet követően kialakuló pH érték révén játszik szerepet: ugyanis kis lúgosságú vizek esetében a koagulálószer adagolását követően jelentősen csökken a víz pH értéke, ami kedvezőbb arzéneltávolítási hatásfokot eredményez. Magasabb hidrogén-karbonát tartalom esetén azonban a kísérlet végrehajtását követően magasabb pH értékek alakulnak ki, ami viszont csökkenést jelent az arzénmentesítés hatékonyságában. Ily módon tehát a lúgosságnak leginkább a koagulációt követően kialakuló pH érték befolyásolásában van szerepe, és ezáltal közvetetett módon gyakorol hatást az arzénmentesítés hatásfokára. 3.2.1.3 Orto-foszfát anion hatása A foszfát jellemzően előforduló ion a hazai mélységi vizekben. Vizsgálatok kimutatták, hogy az adszorpciós arzénmentesítés hatékonyságát jelentős mértékben befolyásolja az orto-foszfát ionok jelenléte. Hasonlóan az adszorpciós technológiához, koagulációs arzénmentesítés hatékonyságát is befolyásolja a foszfát jelenléte a nyersvízben (Holm, 2002), ugyanis a foszfát az adagolt vas(III) koagulánssal oldhatatlan vas-csapadékot képez, ami csökkenti az arzén számára rendelkezésre álló koaguláns mennyiségét. Kutatások kimutatták továbbá, hogy a foszfát és arzenát között verseny alakul ki a szabad adszorpciós helyekért a vas(III)-hidroxid felületén (Holm, 2002; Manning és Goldberg, 1996). Laboratóriumi kísérletek célja annak vizsgálata volt, hogy a foszfátion koncentráció növekedésével milyen mértékben változik a maradék oldott arzénkoncentráció értéke, valamint annak meghatározása, hogy az arzén határérték eléréséhez milyen mennyiségű koaguláns adagolása szükséges különböző kezdeti foszfát koncentrációk esetén. A kísérleteket csapvízből, valamint ioncserélt vízből készített modell oldatokkal végeztük, különböző kezdeti pH értékek alkalmazásával. A növekvő foszfátkoncentrációval, és fix vas(III)-koaguláns dózissal végzett kísérletek eredményeit a 6. ábra foglalja össze.

20

Minden vizsgált pH érték és koaguláns dózis esetén a foszfát arzénmentesítésre gyakorolt negatív hatása egyértelműen kimutatható volt. Alacsonyabb koaguláns dózisok (vö.: pl. csapvízből készített modell oldatok esetén: 0,84 mg Fe(III)/L, pH = 7,5 és 1,5 mg Fe(III)/L, pH = 7,5 értékeket), illetve magasabb pH értékek esetén a hatás erősebben jelentkezett (vö.: pl. csapvízből készített modell oldat: pH = 7,5, Fe(III) = 1,5 mg/L és ioncserélt vízből készített modell oldat: pH =8,0, Fe(III) = 1,5 mg/L értékeket). Egy kísérletsorozatot végeztünk előre létrehozott pelyhek alkalmazásával is. Ebben az esetben 3 mmol/L NaHCO3 koncentrációjú oldathoz vas koagulánst adagoltunk, majd 1 perc gyors keverést (400 rpm fordulatszámon) és 10 perc lassú keverést (20 rpm fordulatszámon) alkalmaztunk. Ezt követően adagoltuk egyidejűleg az arzenát és foszfát oldatot, melyet 15 perc lassú keverés követett (20 rpm fordulatszámon). A megegyező összetételű modell oldattal, azonban in-situ pehelyképződés alkalmazásával kapott eredményekkel összehasonlítva (ld.: in-situ pelyhek; ioncserélt víz; pH = 7,8; Fe(III) = 1,5 mg/L), mintegy 6-12 µg/L eltérés adódik a maradék oldott arzénkoncentráció értékekben. Ez az eltérés felhívja a figyelmet a koprecipitáció jelentőségére a koagulációs arzénmentesítés során. Az a tény, hogy az előre létrehozott pelyhek esetében is megfigyelhető az arzénmentesítésre gyakorolt negatív hatás, igazolja azt a megállapítást, miszerint a foszfát és arzenát ionok között verseny alakul ki a vas(III)-hidroxid szabad adszorpciós helyeiért. Budapesti csapvízből készített modell oldatokkal, három különböző kezdeti foszfátkoncentráció esetén vizsgáltuk, hogy milyen koaguláns dózissal érhető el a 10 µg/L-es arzén határérték (7. ábra). A 0,17 mg/L-es PO4-P koncentráció 0,3-0,4 mg/L-re történő emelésével mintegy 80%-al több koagulálószerre volt szükség az arzén határérték biztosításához. Ez az eredmény felhívja a figyelmet arra, hogy a foszfát megjelenése az ivóvízben nem káros ugyan, a jelenlegi szabályozás nem állapít meg határértéket rá, mégis fontos paraméter koagulációs arzénmentesítési technológia alkalmazása során, hiszen a szükséges koaguláns mennyiségét jelentősen növelheti.

70

In-situ pelyhek; ioncserélt víz; pH = 7,8; Fe(III) = 1,5 mg/L

As [µg/L]

60 50

Előre létrehozott pelyhek; ioncserélt víz; pH = 7,8; Fe(III) = 1,5 mg/L

40

In-situ pelyhek; csapvíz; pH = 7,5; Fe(III) = 1,5 mg/L

30

In-situ pelyhek; ioncserélt víz; pH = 8; Fe(III) = 1,5 mg/L

20

In-situ pelyhek; ioncserélt víz; pH = 8; Fe(III) = 3 mg/L

10

In-situ pelyhek; csapvíz; pH = 7,5; Fe(III) = 0,84 mg/L

0 0

0.2

0.4

0.6

0.8

PO4-P [mg/L]

6. ábra – Maradék oldott arzénkoncentráció értékek a kezdeti foszfát koncentráció függvényében (ioncserélt vízből, illetve csapvízből készített modell oldatok; 50-60 µg/L kezdeti arzenát koncentráció; 1,5 mg/L Fe vas(III)-klorid formájában adagolva; 1,25 – 3 meq/L lúgosság)

21

60 0,38 mg /L kezdeti PO4-P koncentráció 50

0,27 mg /L kezdeti PO4-P koncentráció 0,17 mg /L kezdeti PO4-P koncentráció

As [µg/L]

40 30 20 10 µg/L

10 0 0

1

2

3

4

5

6

Fe [mg/L]

7. ábra –Maradék oldott arzénkoncentráció értékek a koaguláns dózis függvényében három különböző kezdeti foszfát koncentráció esetén (csapvízből készített modell oldatok; kezdeti pH = 7,6 – 7,7; Fe koaguláns alkalmazása vas(III)-klorid formájában adagolva)

3.2.1.4 Szilikát hatása Liu et al. (2007) eredményei alapján a szilikát jelenlétében a vas(III)-hidroxid ζ - potenciálja csökken, ami gátat szab a vas(III)-hidroxid pelyhek összekapcsolódásának, növekedésének. Továbbá, a vas(III) és a szilikát reakciója következtében oldható polimerek képződnek (Swedlund és Webster, 1999). A vas(III)-hidroxid pelyhek aggregálódásának hiányában a keletkező pelyhek mérete nem elegendő ahhoz, hogy szűréssel eltávolíthatóak legyenek a vízből, így az oldott vas megjelenik a kezelt vízben. Az oldott vas mennyisége a pH emelésével növekszik. Szilikát hiányában az említett jelenség nem figyelhető meg. A 8. ábra mutatja be a szilikát arzénmentesítésre gyakorolt hatását. 15 mg/L SiO2 jelenléte már jelentősen befolyásolta a maradék oldott arzén mennyiségét mindkét vizsgált pH értéken. 8,5-s pH esetén a határérték kétszeresét meghaladó arzénkoncentráció alakult ki a membránszűrt vízben (8. ábra). 60 mg/L SiO2 koncentráció értékeknél már 7,5-s pH értéken is a kezdeti arzén mintegy kétharmada a vízben maradt, míg 8,5-s pH esetén már 90% ez az arány.

60 pH = 7,5 50

pH = 8,5

As [µg/L]

40 30 20 10 0 0

10

20

30

40

50

60

70

SiO2 [mg/L]

8. ábra – Maradék arzénkoncentrációk (0,45 µm pórusméretű membránon történő szűrést követően) a szilikát koncentráció függvényében (3 mmol/L NaHCO3; 0,005 M KCl, ioncserélt vízből készített modell oldat; 60 µg/L kezdeti As(V) koncentráció; 1,5 mg Fe/L vas(III)-klorid koagulálószer adagolása)

22

A 9. és 10. ábrák olyan kísérleti eredményeket mutatnak be, amikor a mintákat nem csupán 0,45 µm pórusméretű, hanem 0,2 µm pórusméretű membránon is átszűrtük. A kísérleteket 0 – 60 mg/L SiO2 szilikát koncentrációval, és 1,5 mg/L Fe(III) dózis alkalmazásával hajtottuk végre 7,5-s és 8,5-s kezdeti pH értékeken. 15 mg/L SiO2 jelenlétében már mindkét esetben jelentős mennyiségű arzén (20 – 25 µg/L) jelent meg a szűrt vízben 0,45 µm pórusméretű membránon történő átvezetést követően. 0,2 µm-s pórusátmérő alkalmazása esetén a szűrt víz arzénkoncentrációja csökkent, főként az alacsonyabb pH érték (7,5) alkalmazása esetén. 8,5-s pH-n a kisebb pórusméretű membránnak már nem volt annyira számottevő a hatása az arzénkoncentráció csökkentésében. Vas tekintetében azonban mindkét vizsgált pH értéken jelentős csökkenés tapasztalható a kisebb pórusátmérő alkalmazásával. A kapott eredmények alapján arra következtethetünk, hogy a szilikát jelenlétében olyan apró vas(III)-pelyhek alakulnak ki, melyek a 0,45 µm pórusméretű membránon átjutnak. A keletkező pelyhek mérete többnyire a 0,2 – 0,45 µm tartományba esik, így a fajlagos felületük nagyobb, mint a 0,45 µm-nél nagyobb pelyheknek. Az arzén koprecipitációja/adszorpciója ezért hatékonyabb kellene, hogy legyen a szilikát jelenlétében, azonban a kísérletek ennek pont az ellenkezőjét mutatják. Ennek oka Liu et al. (2007) mérési eredményei szerint az, hogy a szilikát hatására a kialakuló vas(III) pelyhek nem megközelíthetőek az arzenát számára. Ez az oka annak, hogy a 0,45 µm pórusméretű membránon történő szűrést követően alkalmazott további szűrés a 0,2 µmes membránon a vas-koncentráció jelentős csökkentését eredményezte ugyan, azonban az arzenát koncentráció ilyen mértékben nem változott, továbbra is a határértéket jelentősen meghaladó mértékben maradt a vízben. A növekvő szilikát koncentráció arzénmentesítésre gyakorolt hatásának vizsgálatát követően kísérleteket végeztünk fix szilikát koncentráció és növekvő vas(III) dózis alkalmazásával, annak meghatározására, hogy létezik-e olyan vas(III) koncentráció, amellyel az oldott arzén koncentrációja (pontosabban a 0,45 µm pórusméretű membránon átjutó arzén koncentrációja) határérték alatti lesz. A kísérleteket két különböző kezdeti szilikát-koncentráció érték beállításával (30 mg/L SiO2 és 50 mg/L SiO2) hajtottuk végre 8-as kezdeti pH érték alkalmazásával. A kísérletek eredményeit a 11. és 12. ábrák mutatják be. 30 mg/L kezdeti SiO2 koncentráció esetén már 3,75 mg/L vas(III) dózis elegendőnek bizonyult a 10 µg/L arzénkoncentráció eléréséhez 0,45 µm pórusméretű membránon történő szűrést követően. 50 mg/L kezdeti SiO2 koncentráció esetén 4 mg/L vas(III) adagolására volt szükség. A magas koaguláns tartományban (> 5 mg/L Fe), a 0,45 µm-s membránon történő szűrést követően azonban határérték (0,2 mg/L) feletti vas(III) maradt a vízben. A kisebb pórusméretű membrán (0,2 µm) alkalmazásával vas(III) tekintetében is sikerült elérni a határérték alatti koncentráció értékeket a kezelt vízben.

23

As: szűrés 0,2 µm pórusméretű membránon

Fe: szűrés 0,45 µm pórusméretű membránon


50

1

45

0.9

40

0.8

35

0.7

30

0.6

25

0.5

20

0.4

15

0.3

10

0.2

5

0.1

0

Fe [mg/L]

As [µg/L]


0 0

10

20

30

40

50

60

SiO2 [mg/L]





60

1.2

50

1

40

0.8

30

0.6

20

0.4

10

0.2

0

Fe [mg/L]

As [µg/L]

9. ábra – Maradék arzén és vas(III) koncentrációk a szilikát koncentráció függvényében 0,45 µm és 0,2 µm pórusméretű membránon történő szűrést követően (ioncserélt vízből készített modell oldat; 50 µg/L kezdeti As(V) koncentráció; 1,5 mg/L Fe dózis vas(III)-klorid adagolásával; kezdeti pH = 7,5)

0 0

10

20

30

40

50

60

SiO2 [mg/L]

10. ábra – Maradék arzén és vas(III) koncentrációk a szilikát koncentráció függvényében 0,45 µm és 0,2 µm pórusméretű membránon történő szűrést követően (ioncserélt vízből készített modell oldat; 50 µg/L kezdeti As(V) koncentráció; 1,5 mg/L Fe dózis vas(III)-klorid adagolásával; kezdeti pH = 8,5)

Az arzén és a vas(III) koncentráció értékek különbözően alakultak az adagolt vas(III)-klorid mennyiségének növelésével. Az arzén koncentráció folyamatos csökkenést mutatott a koaguláns dózis emelésével mindkét vizsgált szilikát koncentráció esetén. A kisebb pórusméretű membrán alkalmazása ugyan eredményezett bizonyos mértékű csökkenést az arzén koncentrációban, azonban ennek mértéke maximum 5-10 µg/L volt. Ugyanakkor a vas koncentrációkban ismét jelentős csökkenést okozott a 0,2 µm pórusméretű membrán alkalmazása. Míg a 0,45 µm pórusméret esetén akár 1 mg/L maradék vas is megjelent a vízben, addig a 0,2 µm pórusméretű membrán alkalmazásával biztonságosan 0,2 mg/L alatti koncentráció értékeket sikerült elérni. Az előzőekben

24

ismertetett kísérletekhez hasonlóan, ez esetben is tehát jelentős vas koncentráció csökkenést eredményezett a kisebb pórusméret, míg arzén tekintetében a csökkenés ugyan egyértelmű volt, de megközelítően sem ilyen mértékű. A már korábban tapasztaltakhoz hasonlóan, ezekben a kísérletsorozatokban is jelentős szórás adódott a 0,45 µm pórusméretű szűréshez tartozó vaskoncentrációk esetén. As: szűrés 0,45 µm pórusméretű membránon


60 50

As [µg/L]

40 30 20 10 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

Koaguláns dózis [mg Fe(III)/L]



1

Fe [mg/L]

0.8

0.6

0.4

0.2

0 0

1

2

3

4

5

6

7

8


11. ábra – Arzén és vas(III) koncentráció értékek 0,45 µm és 0,2 µm pórusméretű membránon történő szűrést követően növekvő vas(III) koaguláns és fix szilikát dózis (30 mg/L SiO2) alkalmazása esetén (ioncserélt vízből készített modell oldat; 50 µg/L kezdeti As(V) koncentráció; kezdeti pH = 8)

25



60 50

As [µg/L]

40 30 20 10 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8




1.4 1.2

Fe [mg/L]

1 0.8 0.6 0.4 0.2 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8


12. ábra – Arzén és vas koncentráció értékek 0,45 µm és 0,2 µm pórusméretű membránon történő szűrést követően növekvő vas koaguláns és fix szilikát dózis (50 mg/L SiO2) alkalmazása esetén (ioncserélt vízből készített modell oldat; 50 µg/L kezdeti As(V) koncentráció; kezdeti pH = 8)

Ezek az eredmények tehát arra utalnak, hogy a kialakuló – leginkább a 0,2 – 0,45 µm mérettartományba eső – apró vas-hidroxid pelyhek és a vízben található arzenát között nem alakul ki megfelelő kapcsolat. Ez az oka annak, hogy a 0,2 µm pórusméretű membránszűrés alkalmazásával a vas(III)-hidroxid pelyhek eltávolíthatóak, ugyanakkor az arzén jelentős része továbbra is oldatban marad. A fenti jelenségnek gyakorlati szempontból is nagy a jelentősége koagulációs technológiát alkalmazó, vagy egyszerű vas- mangántalanító víztisztító telepeken. Mivel a szilikát jelenlétében kialakuló apró vas(III)-hidroxid pelyhek már a 0,45 µm pórusméretű membránon is áthaladnak, ezért a gyakorlatban alkalmazott gyors homokszűrők biztosan nem alkalmasak az ilyen mérettartományba eső pelyhek eltávolítására. Így ezeken a víztisztító telepeken megfelelő hatásfokú arzénmentesítéshez lényegesen több koaguláns adagolása szükséges, mint a hasonló vízminőséggel rendelkező, de szilikátot nem tartalmazó vizek esetében. A szilikát hatását a vízben jelenlévő Ca2+ ionok valamelyest csökkentik, erre vonatkozóan Liu et al. (2007) közöl eredményeket; ezzel a kérdéssel a kísérletek során nem foglalkoztunk.

26

3.2.1.5 Szervesanyag tartalom hatása Magyarországon nem ritka, hogy a kezelendő víz szervesanyag tartalma meghaladja a 10 mg/L KOIPS értéket. Kelemen (1991) kutatásai igazolták, hogy a szervesanyag tartalomdöntően befolyásolja az arzénmentesítéshez szükséges koaguláns mennyiségét. Ennek oka az, hogy a szervesanyag – az előzőekben már részletesen vizsgált vízminőségi paraméterekhez hasonlóan – szintén kapcsolatba lép a koagulálószerrel, ezért az arzén számára rendelkezésre álló koaguláns mennyisége csökken. Ennek vizsgálata céljából modell oldatokkal laboratóriumi kísérleteket hajtottunk végre. A modell rendszer „alapját” magas szervesanyag tartalmú hortobágy-szásztelki víz alkotta, amely természetes eredetű arzént nem tartalmazott, ezért arzenát oldat adagolására került sor. Az így kialakuló kezdeti arzén koncentráció 200 – 220 µg/L volt. Ez az érték ugyan a magyarországi vízbázisokra jellemző arzén koncentráció értékeket meghaladja, de a kísérlet célja a két különböző szervesanyag tartalmú víz (hortobágy-szásztelki és csepeli nyersvízből készített modell oldatok) esetén az arzénhatárérték eléréséhez szükséges koagulálószer dózisok összehasonlítása volt. A kísérletek eredményeit a

13. ábra, valamint az 3. Táblázat foglalják össze. Az alkalmazott vas(III)-klorid, illetve alumínium-szulfát koagulálószerek

közül – az adagolt fém móljainak számát összehasonlítva – a vas koaguláns bizonyult hatékonyabbnak. A 10 µg/L arzén határérték eléréséhez kb. 6,5-szer több alumíniumra mint vasra van szükség mind az alacsony, mind a magas szervesanyag tartalmú vizek esetében. Amennyiben a határérték eléréséhez szükséges fém:arzén mólarányt hasonlítjuk össze a két különböző vízminőség esetén, látható, hogy nagyságrendi különbség van az értékekben ( 3. Táblázat). Ez tehát azt jelenti, hogy magas szervesanyag tartalom esetén lényegesen (akár egy nagyságrenddel) több koagulálószer adagolása szükséges ugyanolyan kezdeti arzénkoncentrációk esetén. A határérték eléréséhez szükséges fém:arzén mólarányra tapasztalt nagy eltérés felhívja arra a figyelmet, hogy arzénmentesítési technológia tervezése nem alapulhat csupán a kezdeti arzénkoncentráción, ugyanis a szervesanyag tartalom, a már korábban vizsgált vízminőségi paraméterekhez (pH, foszfát koncentráció, szilikát koncentráció) hasonlóan alapvetően megváltoztatja az arzén határérték biztosításához szükséges koaguláns dózist. 250 Fe koaguláns; KOI = 13 mg/L

200

Fe koaguláns; KOI = 1 mg/L

As [µg/L]

Al koaguláns; KOI = 13 mg/L 150

Al koaguláns; KOI = 1 mg/L

100

50

10 µg/L 0 0

0.5

1

1.5

2

2.5

Me [mmol/L]

13. ábra – Arzenát eltávolítása vas(III)-klorid és alumínium-szulfát koagulálószerrel előoxidált csepelinyersvízből (KOIPS = 1 mg/L) és hortobágy-szásztelki nyersvízből (KOIPS = 13 mg/L) készített modell oldatokból (kezdeti arzén koncentráció 200 – 220 µg/L)

27

3

Szükséges Me3+ mmol/L

Fe3+ (vas-klorid koaguláns) Al3+ (alumínium-szulfát koaguláns)

Szükséges fém:arzén mólarány

KOIPS ~ 1 mg/L

KOIPS ~ 13 mg/L

KOIPS ~ 1 mg/L

KOIPS ~ 13 mg/L

0,02 0,13

0,25 0,8

6,8 44,3

85,1 272,5

3. Táblázat – 10 µg/L arzén koncentráció eléréséhez szükséges koaguláns mennyisége alacsony (~ 1 mg/L KOIPS) és magas (~ 13 mg/L KOIPS) szervesanyag tartalmú vizek esetén, vas(III)-klorid, illetve alumíniumszulfát koagulálószerek alkalmazásával

3.2.1.6 A kísérleti eredmények statisztikai értékelése (pH, szilikát, foszfát, hidrogénkarbonát, vas koaguláns koncentrációjának együttes hatása a maradék arzénkoncentrációra) Az egyes vízminőségi paraméterek egyenkénti vizsgálatát követően ezen jellemzők együttes hatását is vizsgáltuk abból a célból, hogy meghatározzuk, hogy melyek a legjelentősebb, arzénmentesítést befolyásoló tényezők. Célunk volt továbbá egy olyan összefüggés kidolgozása, melynek segítségével adott nyersvíz minőség esetén a 10 µg/L-es határérték eléréséhez szükséges vas(III)-koaguláns dózis értéke becsülhető. Az elemzés során azon kísérleti eredményeket használtuk fel, melyeket ioncserélt vízből készített modell oldatokkal hajtottunk végre, és 50-60 µg/L kezdeti arzenát-As koncentráció, valamint vas koaguláns (vas(III)-klorid formájában) alkalmazására került sor in-situ pehelyképződés kíséretében. Ugyan korábbi kutatási eredmények (Kelemen, 1991; Laky et al., 2007) kimutatták, hogy a nyersvíz szervesanyag tartalma rendkívüli mértékben befolyásolja (akár egy nagyságrenddel is növelheti) az adagolandó koaguláns mennyiségét, azonban a lineáris regresszió analízis során a szervesanyag tartalmat mégsem vontuk be a változók körébe. Ennek oka az volt, hogy a szervesanyagok eltérő jellegűek, általában csoportparaméterekkel (KOIPS – kémiai oxigénigény és TOC – összes szerves szén) jellemezzük őket, azonban ezen értékek nem adnak információt a szervesanyag jellegére vonatkozóan. Ugyanolyan KOIPS és TOC értékekkel jellemezhető szervesanyagok eltérő jellegük következtében különböző mértékben gátolhatják a koagulációs folyamatokat, így részletes vizsgálatuktovábbi kutatásokat igényel. Az első elemzések során igazolódott, hogy a kísérletet követően kialakuló pH-t („végső pH”) szükséges bevonni a változók körébe a kísérlet kezdetén mért pH érték helyett. A végső pH érték alkalmazásával azonban az a probléma, hogy azt befolyásolja a kezdeti pH, a lúgosság, továbbá az adagolt koaguláns mennyisége. Az, hogy a pH mennyire csökken a koaguláns adagolásának hatására egyrészt tapasztalati/kísérleti úton is meghatározható adott jellegű nyersvízre, valamint számítható is. Laky (2010) részletezi ennek a számításnak a módját, valamint grafikonokat mutat be, melynek segítségével adott lúgosságra és kezdeti pH értékre meghatározható, hogy a vas(III) koaguláns dózis növekedésével hogyan csökken a végső pH értéke. Az elemzés során így a következő vízminőségi paramétereket vettük figyelembe mint változókat: a kísérletet követően kialakuló pH érték, szilikát, foszfát, hidrogén-karbonát koncentráció, és vas(III) koaguláns dózis. Első lépésként egy olyan összefüggés meghatározása volt a cél, amely ezen paraméterek együttes hatását figyelembe veszi, és közelítő becslést tesz lehetővé a maradó arzén koncentrációra (50 – 60 µg/L kezdeti arzenát-As koncentráció esetén). Az első elemzések során a hidrogén-karbonát koncentráció nem bizonyult jelentős, befolyásoló tényezőnek. Ez alátámasztja azt a korábbi feltevést, hogy a lúgosságnak közvetett úton, a kísérletet követően kialakuló pH érték befolyásolásán keresztül van hatása az arzénmentesítésre. 125 adatsor elemzése alapján az alábbi összefüggést kaptuk a kezelést követően a vízben maradó, oldott arzénkoncentrációra:

28

Oldott As [µg/L] = = – 94,44 + 31,14 * PO4-P [mg/L] + 14,71 * pH + 0,55 * SiO2 [mg/L] – 5,80 * Fe [mg/L] A kapott összefüggés az alábbi tartományon érvényes: 50 – 60 µg/L kezdeti As(V) koncentráció; végső pH = 5,7 – 8,3; NaHCO3 = 0,125 – 10,0 mmol/L; SiO2 = 0 – 60 mg/L; PO4-P = 0,0 – 0,66 mg/L; Fe(III) koaguláns = 0,5 – 8,2 mg/L. Az első lépés az adott vas(III) koaguláns dózishoz, kezdeti pH értékhez és lúgossághoz tartozó végső pH érték meghatározása (Laky, 2010). Ezt követően a fenti összefüggés már alkalmazható a koagulációt követően maradó arzénkoncentráció meghatározására. A parciális korreláció értékeket tekintve megállapítottuk, hogy a legjelentősebb befolyásoló paraméter a szilikát tartalom, majd ezt követően a vas(III) koaguláns dózis nagysága. A többszörös korrelációs együttható értéke 0,86 (R2 = 0,74), amely arra utal, hogy a független változók (végső pH, PO4-P, SiO2, Fe) és a függő változó (maradó oldott As koncentráció) között a regressziós kapcsolat szoros. A regressziós összefüggés meghatározását követően további 24 kísérletet hajtottunk végre különböző minőségű modell oldatokkal az összefüggés igazolása céljából. A mért és számított értékek jó egyezést mutattak (R2=0,88; 14. ábra), tehát a kapott regressziós összefüggés alkalmas arra, hogy a vizsgált tartományban az adott mennyiségű koaguláns adagolásával elérhető maradék arzénkoncentráció értékét becsülje.

50

40

Mért As [µg/L]

y = 1.0702x R2 = 0.8757 30

20

10

0 0

10

20

30

40

50

Számított As [µg/L]

14. ábra – Számított és mért arzénkoncentrációk közötti összefüggés: a regressziós egyenlet igazolása (24 db kísérleti eredmény alapján)

Az egyenlet átrendezésével a 10 µg/L maradó arzénkoncentráció eléréséhez minimálisan szükséges koagulálószer dózis a következőképpen számítható: Fe [mg/L] ≥ -18,01 + 5,37 * PO4-P [mg/L] + 2,54 * pH +0,09 * SiO2 [mg/L] Mivel a kapott összefüggés nem tartalmazza a szervesanyag tartalmat, így alacsony (KOIPS< 2,0 mg/L) szervesanyag tartalom esetén alkalmazható. 2,0 mg/L KOIPS feletti szervesanyag tartalom esetén a számítás segítségével a minimálisan szükséges vas koaguláns mennyisége becsülhető, a 10 µg/L arzénkoncentráció eléréséhez ennél biztosan magasabb koaguláns dózis alkalmazása szükséges.

29

Ebben az esetben a modell által kapott becslést követően a szükséges koaguláns dózis pontosítása kísérleti úton kell, hogy megtörténjen. A 4. táblázat a regressziós összefüggés által számított minimálisan szükséges vas koaguláns dózisok értékét mutatja eltérő kezdeti vízminőségek esetén, 50 – 60 μg/l kezdeti arzenát-As koncentráció esetén. Az eredmények jól szemléltetik, hogy ugyanolyan kezdeti arzénkoncentráció esetén is igen jelentős eltérések lehetnek a koaguláns igényben. A befolyásoló paraméterek egy része (orto-foszfát ion koncentráció és szilikát koncentráció) olyan vízminőségi jellemzők, melyek egyéb (vízminőségi) szempontból érdektelenek, azonban a számítások alapján a koaguláns dózist igen jelentősen befolyásolják, ami módosítja az üzemeltetési költségeket (vegyszerigény, öblítések gyakorisága, keletkező iszap mennyisége, stb.). PO4-P (mg/L) pH SiO2 (mg/L) KOIPS (mg/L) min. Fe (mg/L) 0,15 7,2 40 1,5 4,7 0,4 7,2 40 1,5 6,0 0,15 7,2 60 1,5 6,5 0,4 7,2 60 1,5 7,8 0,4 8,2 60 1,5 10,4 4. Táblázat – A regressziós összefüggés alkalmazása 50 – 60 μg/L kezdeti As(V) koncentráció esetén alacsony szervesanyag tartalmú, eltérő minőségű nyersvizekre

A koagulációs technológia ismertetése során a szakirodalomban az alkalmazott kísérleti körülmények között elért eredmények alapján gyakran általánosítanak a technológia alkalmazhatóságára, hatékonyságára vonatkozóan. Gyakori általánosítás pl. az arzénhatárérték (10 µg/L) eléréséhez szükséges fém:arzén tömegarány megállapítása vagy egy adott típusú koagulálószerhez társuló eltávolítási hatásfok megadása. A legújabb szakirodalmak is gyakran a koagulációs technológia által elérhető hatékonyságot maximálisan 90 %-ban határozzák meg (pl. Mondal et al., 2006), ami alapvetően téves állítás. Az ilyen jellegű általánosítások igen félrevezetőek lehetnek, hiszen a nyersvíz jellege alapvetően befolyásolja a koagulációs arzénmentesítés hatékonyságát. 3.2.2 Az adszorpciós paraméterek

arzénmentesítés

hatékonyságát

befolyásoló

vízminőségi

A koagulációs technológiához hasonlóan, az adszorpciós arzénmentesítés hatékonyságát is számos vízminőségi paraméter befolyásolja. Ezeket a hatásokat a szakirodalomban közölt kísérleti eredmények alapján mutatjuk be. Kardos (2006) dolgozatában átfogó szakirodalmi feltárást hajtott végre, melyben kitért az adszorpciós arzénmentesítést befolyásoló vízminőségi paraméterek hatására, és összefoglalta az adszorpciós kapacitás meghatározására vonatkozó kísérletek eredményeit. Vas-hidroxid alapú adszorbensek arzénmegkötő kapacitására vonatkozóan a szakirodalomban található kapacitásértékek meglehetősen eltérnek egymástól. Ennek okai:

30

•

Eltérő vízminőség, az adszorpciós helyekért versengő egyéb ionok jelenléte (kiemelendő az orto-foszfát ion jelenléte)

•

Eltérő nyersvíz pH

•

Nagyon jelentősen befolyásolja a kapacitásértékeket a kezdeti arzénkoncentráció, hiszen pl. 100 μg/l-es nagyságrendű arzénkoncentráció esetén lényegesen nagyobb kapacitások adódnak, mint pl. 50 μg/l kezdeti arzénkoncentráció esetén.

Az5. táblázat egy vas-hidroxid alapú arzénmegkötő adszorbensre mutatja be – különböző kísérleti eredmények között tapasztalt – kapacitásértékeket. A forgalmazók által megadott kapacitás kb. 2 – 10 g As / kg adszorbens (más források szerint 55 – 60 g As / kg töltet, illetve 28 g As / kg töltet), azonban a táblázat adataiból látható, hogy a ténylegesen kimért kapacitásértékek ettől jelentősen eltérnek. Kontaktidő

Adsz. kap.

[μg/l]

Áttörési Askonc. [μg/l]

[min]

[g/kg]

7,6

500

5

2

0,37

Thirunavukkarasu et al., 2003

7,3

12-22

5

5-10

0,29

Khandaker et al., 2006

7-8

8-25

5

2,5-5,4

1,4

Holy et al., 1998

7,9

21

10

6

1,3

Seith et al., 1999

Kezdeti As pH

Forrás

5. Táblázat – Granulált vas-hidroxid kapacitása Kardos (2006) alapján

A vízben található bizonyos anionok és az arzenit/arzenát ionok között verseny alakul ki a szabad adszorpciós helyekért. Amennyiben a nyersvízben foszfát, bikarbonát, szilikát vagy szulfát található, számolni kell azzal, hogy az adszorbens arzénmegkötő kapacitása jelentősen csökken. Driehaus (1994) granulált vas-hidroxid (GEH) adszorbens arzénmegkötő képességét vizsgálta foszfát, fluorid, szulfát és klorid ion jelenlétében. A moláris arányokat figyelembe véve a vizsgált anionokra a következő szelektivitási sorrendet írta fel: arzenát > foszfát > fluorid > szulfát > klorid. A sorrend alapján tehát a GEH arzénre szelektív adszorbensnek minősül, azonban míg az arzén a vizekben többnyire 10-100 µg/L koncentrációban fordul elő, addig a többi anion koncentrációja általában egy (esetleg több) nagyságrenddel nagyobb, így jelenlétük drasztikusan csökkentheti az adszorbens arzén-megkötő kapacitását. Driehaus (1994) részletesen vizsgálta a foszfát hatását a GEH kapacitására. Eredményei szerint kezdetben a foszfát/arzenát arány növekedésével a megkötött arzenát mennyiség rohamosan, később kisebb mértékben csökken. Foszfát/arzenát = 5 aránynál mintegy negyedannyi arzenát kötődik meg, mint foszfát jelenléte nélkül, ez a szám 10-es arány esetén 10%, 20-as arány esetén 7-8% (Kardos, 2006). Az arzénmegkötő adszorbensekkel végzett kutatások eredményei tehát felhívják a figyelmet arra, hogy amellett, hogy az adszorpciós technológia üzemeltetési szempontból kedvező megoldás, a vízminőségi paraméterek befolyásoló hatásától ennél az eljárásnál sem lehet eltekinteni. Amennyiben adszorpciós technológia kerül betervezésre, az arzénmegkötő kapacitás akár nagyságrenddel (nagyságrendekkel) kisebb lehet, mint a tervezett érték, ami az adszorbens idő előtti kimerüléséhez, és a tervezetthez képest jóval gyakoribb töltet-cseréhez vezet.

3.3 Arzénmentesítési ismertetése, költségek

technológiák

előnyeinek

és

hátrányainak

A 6. táblázat foglalja össze az arzénmentesítési technológiák előnyeit és hátrányait, míg a7. táblázat az egyes eljárásokhoz tartozó költségeket mutatja be Mondal et al. (2006) szakirodalmi összefoglalója alapján. A költségek számításánál 501 – 1000 fő közötti település feltételezésével, 50 μg/L kezdeti és 10 μg/L kezelt víz arzénkoncentráció értékekből indultak ki. Meg kell azonban jegyezni, hogy – mivel arzénmentesítési technológia költségeit a nyersvíz minőségek alapvetően befolyásolják – a közölt adatok inkább csak tájékoztató jellegűek, és az egyes technológiák összehasonlítására szolgálnak. Az itt bemutatott eredmények kis kapacitású vízművekre vonatkoznak (501 – 1000 fő), így a fajlagos költségek igen magasnak adódtak.

31

Technológiák

Előnyök

Koaguláció, majd ezt követő homokszűrés

Jól ismert technológia, megbízható működés, széleskörű tapasztalatok

Meszes vízlágyítás

Megbízható működés

Koaguláció, majd ezt követő mikroszűrés / ultraszűrés

Hatékony szilárd-folyadék fázisszétválasztás

Fordított ozmózis

Nem szükséges előkezelés (oxidáció, koaguláció), hatékony arzéneltávolítás érhető el

Hátrányok

Tévhitek

Előoxidáció szükséges, nagy mennyiségű arzéntartalmú iszap keletkezése

„Nem hajtható végre megfelelő hatásfokú arzéneltávolítás, különösképpen alumínium koagulálószer alkalmazása esetén” – valójában a megfelelő koagulánsdózis alkalmazásával a szükséges mértékű arzéneltávolítás érhető el „Adott Fe/Al : As esetén érhető el 10 μg/L alatti elfolyó As koncentráció” – valójában az egyes vízminőségi paraméterek hatása mellett a kezdeti arzénkoncentráció szinte elhanyagolható tényező a szükséges koaguláns dózis meghatározása során

10,5 feletti pH értéken hatékony Előkezelés (oxidáció, koaguláns adagolása) szükséges Magas üzemeltetési költségek

-

-

-

Versengő ionok Az adszorbens arzénmegkötő (legfőképpen Adszorpciós kapacitására vonatkozó adatok orto-foszfát ion) arzénmentesítés – valójában a nyersvíz Egyszerű üzemeltetés, befolyásoló (granulált vasminősége alapvetően nem szükséges előoxidáció hatása, gyakori hidroxid, aktivált befolyásolja a kapacitás (elvileg) monitoring alumínium, értékét, akár több szükséges, mivel a ioncsere) nagyságrendnyi különbség is kimerülés várható lehet a kapacitásban ideje nem ismert 6. Táblázat – Arzénmentesítési technológiák előnyei és hátrányai

Folyamatok

1 millió gallon víz kezelési költsége (US dollár)

HUF / m kezelt víz

Koaguláció-szűrés

11 325

650

Meszes vízlágyítás

19 681

1 130

Fordított ozmózis

143 199

8 224

Ioncsere

169 273

9 722

Aktivált alumínium

83 871

4 817

3

7. Táblázat – Arzénmentesítési technológiák: kezelési költségek Mondal et al. (2006) szakirodalmi összefoglalója alapján

32

3.4

Összefoglalás, következtetések

Az arzénes ivóvizek nem csak Magyarországon jelentenek problémát, hanem világszerte számos országban. A technológia-kiválasztás során azonban nem elegendő a külföldi jelentések által BAT (Best Available Technology = Legjobb, rendelkezésre álló technológia) technológiákra vonatkozó megállapításokra szorítkozni, hiszen minden esetben a helyi sajátosságok határozzák meg, hogy végül melyik megoldás a leghatékonyabb, leggazdaságosabb. Az előadásban ismertetésre került a koagulációs és adszorpciós arzénmentesítési technológia, különös tekintettel az eljárások hatékonyságát befolyásoló paraméterek körére. Az eredmények alapján megállapítható, hogy mindkét technológia alkalmazása esetén az arzén mellett található egyéb vízszennyező paraméterek figyelembe vétele elengedhetetlen a tervezés során, nem elegendő csupán a külföldi szakirodalomban található ajánlásokat figyelembe venni.

Felhasznált szakirodalom Driehaus, W. (1994). Arsenentfernung mit Mangandioxid und Eisenhydroxid in der Trinkwasseraufbereitung, VDI Fortschrittsberichte Reihe 15 Nr. 133, Dissertation, Technische Universität Berlin GVOP projekt: Mélységi vizek tisztítására alkalmas komplex technológia kidolgozása a megfelelő minőségű ivóvíz biztonságos szolgáltatása érdekében, projekt azonosító: GVOP 3.1.1.-2004-050186/3.0, Témavezető: Dr. Licskó István, Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem, Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék Habuda-Stanić M., Kuleš M., Kalajdžić B., Romić Z. (2007) Quality of groundwater in eastern Croatia. The problem of arsenic pollution. Desalination, 210(1-3), 157-162 van Halem D., Bakker A., Amy G.L., Dijk J.C. (2009) Arsenic in drinking water: a worldwide water quality concern for water supply companies. Drinking Water Engineering and Science 2(2009), 29-34 Hiller E., Jurkovic L., Kordík J., Slaninka I., Jankulár M., Majzlan J., Göttlicher J., Steininger R. (2009) Arsenic mobility from anthropogenic impoundment sediments – Consequences of contamination to biota, water and sediments, Poša, Eastern Slovakia. Applied Geochemistry 24 (2009), 2175–2185 Holy A., Stetter D., Driehaus W., Overath H. (1998) Arsenentfernung aus Trinkwasser durch Adsorption. Fachtechnik Wasseraufbereitung, 11(1998), 18-23 Kardos M. (2006) Arzén eltávolítása ivóvízből granulált vashidroxid alkalmazásával. Tudományos Diákköri Konferencia, Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem, Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék Katsoyiannis I. A., Hug S. J., Ammann A., Zikoudi A., Hatziliontos C. (2007) Arsenic speciation and uranium concentrations in drinking water supply wells in Northern Greece: Correlations with redox indicative parameters and implications for groundwater treatment, Science of the Total Environment 383(2007), 128–140 Kelemen B. (1991) Huminanyag-tartalmú ivóvizek arzénmentesítése vas(III)-sóval. Egyetemi doktori értekezés. Budapest, 1991 Khandaker N. R., Krumhansl J., Neidel L. és Siegel M. (2006). Performance Evaluation of ALCANAASF50 - Ferric Coated Activated Alumina and Granular Ferric Hydroxide (GFH) for Arsenic Removal in the Presence of Competitive Ions in an Active Well: Kirtland Field Trial–Initial Studies. Sandia Report 33

Laky D. (2010) Arzénmentesítés koagulációval. Doktori (PhD) értekezés, Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem, Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék Laky D., László B., Czégény I., Hajdu J., Juhász J., Licskó I. (2007) Arzén eltávolítása ivóvízből a koagulációs/flokkulációs technológia alkalmazásával – laboratóriumi és félüzemi kísérletek ÖKOAQUA, 2007. évi Országos Vízi Közmű Konferencia, Sopron, 2007. június 12-14. Liu R., Qu J., Xia S., Zhang G. és Li G. (2007). Silicate Hindering In Situ Formed Ferric Hydroxide Precipitation: Inhibiting Arsenic Removal from Water. Environmental Engineering Science 24(5), 707715 Mondal P., Majumder C.B., Mohanty B. (2006) Laboratory based approaches for arsenic remediation from contaminated water: Recent developments. Journal of Hazardous Materials 137(1), pp 464-479 Petrusevski B., Sharma S. (2007), Arsenic in Drinking Water, Thematic Overview Paper 17, UNESCOIHE, IRC Pfeifer H.F., Gueye-Girardet A., Reymond D., Schlegel C., Temgoua E., Hesterberg D.L., Chou J.W. (2004) Dispersion of natural arsenic in the Malcantone watershed, Southern Switzerland: field evidence for repeated sorption–desorption and oxidation–reduction processes. Geoderma, 122 (2004), 205–234 Seith R., Böhmer C., Jekel M. (1999) Vergleich konventioneller und neuer Verfahren zur Entfernung vonArsen in der Trinkwasseraufbereitung. Wasser – Abwasser, 140(10) Smedley P.L. és Kinniburgh D.G. (2002). A review of the source, behavior and distribution of arsenic in natural waters. Applied Geochemistry, 17(5), 517-568 Thirunavukkarasu O.S., Viraraghavan T. és Subramanian K. S. (2003). Arsenic removal from drinking water using granular ferric hydroxide. Water SA 29(2), 161-170

34

4.

Előadás –Arzénmentesítési félüzemi kísérletek

4.1

Bevezetés

A koagulációs technológiával történő arzénmentesítés három fő lépésből áll: az oldott állapotú, redukált arzenit oxidálása arzenáttá, majd koagulálószer adagolásával az oldott arzenát átalakítása partikulált arzenáttá, ezt követően pedig a partikulált arzenát eltávolítása szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiával. Amennyiben mindhárom folyamat megfelelő hatékonysággal végbemegy, a kezelt vízben tartósan biztosítható a határérték (10 µg/L) alatti arzénkoncentráció. Az alapozó laboratóriumi kísérletek eredményei alapján megállapítottuk, hogy a koagulációs/flokkulációs arzénmentesítési eljárás esetén a nyersvíz bizonyos paraméterei (pH, szervesanyag tartalom, foszfát tartalom, szilikát koncentráció) jelentős mértékben befolyásolják az adagolandó koagulálószer mennyiségét (Laky et al., 2007; Holm, 2002; Kelemen, 1991; Montiel és Welté, 1996, Liu et al., 2007). A technológia tervezése során az arénkoncentráció helyett elsősorban a víz szervesanyag- és foszfáttartalmát, valamint szilikát koncentrációját kell alapul venni, mivel az arzénkoncentráció ezeknél általában nagyságrendekkel kisebb. Mivel természetes vizekben előforduló szervesanyag minősége (azonos KOIPS érték mellett is) jelentősen eltérő lehet, ezért annak koagulálószer igénye nem számszerűsíthető egyértelműen, általános érvényű tervezési értékek nem adhatók meg. Az előző előadásban bemutatott összefüggés korlátai közé tartozik egyrészt az, hogy a szervesanyag tartalom – mint változó – nem szerepel benne, továbbá a szakirodalmi adatok alapján a kálcium ionok jelenléte a szilikát arzénmentesítést befolyásoló hatását valamelyest csökkenteni tudja, azonban az összefüggésben ez a hatás sem jelenik meg. Alacsony szervesanyag tartalom (KOIPS< 2 mg/L esetén) az összefüggés alkalmas arra, hogy hozzávetőlegesen a koagulánsdózist meghatározzuk, azonban előkísérletekkel szükséges pontosítani a szükséges vegyszermennyiséget. Az oxidálószer mennyiségének meghatározására szintén előkísérleteket alkalmazunk. Jelen előadás célja az, hogy bemutassa, hogy •

•

A tervezési fázis előtt milyen egyszerű előkísérletekkel lehet a vegyszerdózisokat meghatározni, ezen eredmények mennyire közelítik az üzemi (félüzemi) szinten elért eredményeket A beruházást (az új technológia kialakítását követően) milyen módon lehet az üzemeltetési paramétereket pontosítani. Ennek szemléltetésére egy félüzemi kísérletsorozat eredményeit ismertetjük, melynek célja az volt, hogy az alábbi kérdésekre választ kapjunk: o

Milyen oxidálószer és koagulálószer dózisra van szükség az adott településen a megfelelő hatásfokú arzénmentesítés végrehajtásához?

o

A homokszűrés kellő hatékonysággal el tudja távolítani a koagulációs során keletkező pelyheket?

o

A szűrési ciklus során hogyan alakulnak az arzénkoncentráció értékek?

o

Elhagyható a mechanikus bekeverés?

o

A nyersvíz pH csökkentésnek pozitív hatása kimutatható félüzemi szinten is?

A félüzemi kísérletsorozatban az üzemeltetés leginkább egy próbaüzemhez hasonlítható. Az új technológiák kialakítását követően 6 hónapnyi idő áll rendelkezésre, hogy a megfelelő üzemeltetési paramétereket (vegyszerdózisok, szűrési sebesség, öblítési gyakoriság, stb.) meghatározzák, melyek alkalmazásával az előírt minőségű víz biztosítható. Az előadás során bemutatjuk azt a módszertant, amellyel ezek az optimális üzemeltetési paraméterek meghatározhatóak.

35

Az előadás során először a félüzemi kísérletek módszertanát és eredményeit mutatjuk be, majd ezt követően tárgyaljuk a laboratóriumi kísérletek módszertanát és eredményeinek összehasonlítását a félüzemi szintű kísérletek eredményeivel.

4.2

A félüzemi berendezés kialakítása

A félüzemi berendezés két párhuzamos víztisztítási vonalból („A” illetve „B”) áll, teljesen azonos kialakítással (15. ábra). Az egyes sorok külön-külön üzemeltethetőek, szabályozhatóak. A berendezés maximális tisztítási kapacitása: 1-1 m3/h. A félüzemi technológia soronként egy 1 m3 térfogatú gáztalanító egységből; 4 db, 33 L térfogatú gyors vegyszerbekeverő tartályból; 1 db, 100 L térfogatú flokkulátor tartályból; 1 db, 120 L térfogatú, 350 mm belső átmérőjű szűrőoszlopból áll. A szűrőegységeket követően mindkét sor végére egy-egy iszapülepítőt telepítettünk (a rajzon ÜA és ÜB jelöléssel), amely a szűrőöblítés során keletkező zagyvizet hivatott felfogni. A berendezés kialakítása során több átkötési/megkerülési lehetőséget alakítottunk ki, hogy teljesen azonos előkezelést követően különböző technológiai lépések alkalmazhatóságát össze tudjunk hasonlítani, illetve, hogy egyes műtárgyakat ki lehessen kapcsolni a technológiából. Kezeletlen víz

Flokkulátor

Vegyszerbekeverők

A1

A2

A3

A4

Szűrők

Kezelt víz

A öblítővíz

Nyersvíz

Gázmentesítő öblítővíz B1

B2

B3

B4

ÜA ÜB

B

15. ábra – A félüzemi kísérleti berendezés sémája

A félüzemi kísérletsorozat helyszíne Pocsaj volt, ahol a nyersvíz arzénkoncentrációja 40-50 µg/L, szervesanyag tartalma pedig megközelítően 4 mg/L KOIPS. A fontosabb vízminőségi paraméterek értékét a 8. táblázat tartalmazza.

4.3

Eredmények

A pocsaji félüzemi vizsgálatok egyik célja az optimális vegyszerkoncentrációk meghatározása volt. Mivel a laboratóriumi és a megelőző félüzemi kísérletek egyértelműen azt az eredményt adták, hogy a vas(III)-koaguláns kedvezőbb hatásfokkal távolítja el az arzént, mint az alumínium-só, ezért a kísérletek főként vas(III)-klorid alkalmazásával történtek. Az optimális vegyszerdózisok meghatározása után a következő – üzemeltetési szempontból fontos – kérdések vizsgálatára került sor: •

a homokszűrők hatékonyságának értékelése,

•

a szűrési ciklus részletes vizsgálata, valamint

•

a mechanikus reagens bekeverés hatásának értékelése.

Az alkalmazott vízhozam a kísérletek első felében 1 m3/h volt soronként, ami tehát a maximális tisztítási kapacitásnak felel meg. 350 mm-es átmérőjű szűrők esetén ez a vízhozam 10,4 m/h-s szűrési sebességet eredményezett. Az első kísérleti eredmények kiértékelése során azonban ez a sebesség 36

túl nagynak bizonyult, a keletkező pelyhek eltávolításának hatásfoka nem volt megfelelő, illetve a szűrési ciklusok túl rövidek lettek, ezért a vízhozam csökkentésére került sor. A berendezés ezután 0,5 m3/h vízhozammal és 5,2 m/h szűrési sebességgel üzemelt. Paraméter

Érték

pH

8,2 ± 0,1

redox potenciál

-108 ± 49 mV

arzén

43±9 µg/L

vas

0,16± 0,06 mg/L

mangán

0,03 ± 0,03 mg/L

KOIPS

4,00 ± 0,50 mg/L

foszfát

0,20 ± 0,02 mg/L

ammónium

1,03 ± 0,04 mg/L

lúgosság

9,0±0,2 meq/L

szilikát

~ 18 mg SiO2/L

metán

~ 40 NL/m3

8. Táblázat – A pocsaji nyersvíz minőségi jellemzői (ahol több mérési adat rendelkezésre állt, ott az átlag és szórás értékek is szerepelnek; kisszámú adat esetén csak egyetlen érték szerepel a táblázatban)

4.3.1 Optimális vegyszerkoncentrációk meghatározása A pocsaji félüzemi kísérletek alkalmával az „A” és „B” kísérleti sor kialakítása teljesen azonos volt, így lehetőség nyílt bizonyos beavatkozások (pl. keverési program változtatása) hatásainak értékelésére. Ehhez azonban első lépésként az optimális vegyszerkoncentrációkat kellett meghatározni, melyek alkalmazásával biztonságosan tartható a 10 µg/L-es arzén határérték. 4.3.1.1 Kálium-permanganát – vas(III)-klorid vegyszerkombináció A pocsaji félüzemi kísérletek során először a kálium-permanganát és vas(III)-klorid vegyszerek alkalmazására került sor. Az optimális vegyszerkoncentráció meghatározása azt jelenti, hogy elegendő vegyszert adagolunk az arzén oxidálásához és koagulálásához, azonban nem adagolunk feleslegesen sok vegyszert. Ennek meghatározása úgy történik, hogy először nagy mennyiségű koagulálószert és oxidálószert adagolunk (a kezdeti mennyiség meghatározása történhet pl. előzetesen végrehajtott poharas kísérletek eredményei alapján (ennek a módszertanát az előadás végén ismertetjük), az előző előadásban ismertetett összefüggés, és egy biztonsági szorzó alkalmazásával, vagy más – hasonló vízminőséggel rendelkező – településeken tapasztalt értékekből kiindulva). Első lépésben tehát a cél a vegyszerek „túladagolása”, mellyel a 10 ug/L-es határérték biztonsággal elérhető az oldott arzén tekintetében. Ezt követően a kísérletek során a koagulánsdózist folyamatosan csökkenteni kezdtük, egészen addig, amíg az oldott arzén mennyisége határérték feletti nem lesz (ld. 16. ábra, 12. mintavételig történő folyamatos koaguláns-dózis csökkentés). Ezt követően (visszaállva arra a koaguláns dózisra, ahol az oldott arzén mennyisége biztonsággal határérték alatti), kezdhetjük meg az oxidálószerkoncentráció csökkentését. A koagulálószerhez hasonlóan a cél itt is az, hogy megállapítsuk, hogy melyik az a vegyszerdózis, amellyel az oldott arzén tekintetében a határérték biztosan tartható, de nem adagolunk feleslegesen sok vegyszert (azaz az oxidálószer dózis további csökkentésével már határérték felett lenne a maradék oldott arzén koncentráció).

37

A szűrési folyamat hatékonyságának értékelése céljából a szűrőről lejövő víz összes és oldott arzénkoncentráció értékeit is meghatároztuk. Az oldott arzénkoncentrációk meghatározása úgy történt, hogy a szűrőkről lefolyó vizet 0,45 µm pórusméretű membránon átszűrtük, majd a membránszűrést követően is meghatároztuk az arzénkoncentráció értékét. Feltételeztük, hogy a membránon átjutó arzén oldott állapotú, az át nem jutó arzén pedig szilárd állapotú (a kettő összege adja az összes arzén mennyiségét). Az oldott és szilárd arzénformák elkülönítése azért különösen fontos, mert a homokszűrést követően mért magas arzénkoncentrációk oka lehet egyrészt a nem megfelelő vegyszerdózis (koagulálószer, illetve oxidálószer dózis), továbbá a nem megfelelő hatásfokú szűrés. Amennyiben az összes arzén jelentős része szilárd állapotú, ez arra utal, hogy a homokszűrés nem játszódik le kellő hatásfokkal (pl. túl nagy szűrési sebesség alkalmazása, nem kellően gyakran történő szűrőöblítés, túl nagy szemcseméretű homok alkalmazása). Amennyiben az összes arzén leginkább oldott formában jelenik meg a szűrést követően, ez arra utal, hogy az arzén oldott-szilárd fázisátmenete nem megy végbe kellő hatásfokkal, tehát vagy az adagolt oxidálószer mennyisége, vagy a koagulálószer mennyisége nem elegendő. A kísérlet kezdeti szakaszában előfordult, hogy a szűrőkről lejövő kezelt víz összes és oldott arzénkoncentrációja között jelentős volt az eltérés (ld. „A” sor kezdeti eredményei, 16. ábra). Ennek oka egyértelműen a túl magas szűrési sebesség volt, hiszen annak csökkentésével az összes és oldott arzénkoncentrációk közötti eltérés minimálisra csökkent, ami tehát azt jelenti, hogy a szilárd/folyadék fázisszétválasztás kellő hatékonysággal végbement. A szükséges vegyszeradag meghatározása – az előzőekben ismertetett módszer alapján – több lépésben történt. Tartósan 10 µg/L alatti arzénkoncentrációt sikerült elérni 1,0 mg/L KMnO4 és 4,0 mg Fe/L FeCl3 adagolásával. Ennél kisebb vasdózis és ugyanilyen KMnO4 koncentráció alkalmazásával már nem lehetett a határértéket elérni (ld. 11-12. mintavételi eredmények; 16. ábra). Hasonlóan, 4,0 mg Fe(III)/L, azonban kisebb KMnO4 adag esetén sem sikerült a kezelt víz arzénkoncentrációját megbízhatóan 10 µg/L alatt tartani (ld. 16., 60. mintavételi eredmények; 16. ábra).

38

55.0

12.0

50.0

11.0

KMnO4 Vas-klorid Kút As Kút As oldott As oldott

10.0

45.0

As összes

9.0 40.0 8.0 35.0

A sor

B sor

As [µg/L]

6.0 25.0 5.0

Vegyszer [mg/L]

7.0 30.0

20.0 4.0 15.0 3.0 10 µg/L

10.0

2.0

5.0

1.0

0.0

0.0 1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 41 42 43 44 45 46 47 48 49 50 51 52 53 54 55 56 57 58 59 60 61 62 63 64 65 66 67 68 69 70 71 72 73 74 75 76 77 78 79 80 81 82 83 84 85 86 87 88 89 90 91 92 93 94 95 96 97

16. ábra – Arzén eltávolítás kálium-permanganát oxidálószerrel és vas(III)-klorid koagulálószerrel (pocsaji félüzemi kísérletek)

39

Mintavétel sorszáma

4.3.1.2 Nátrium-hipoklorit – Vas(III)-klorid vegyszerkombináció A nátrium-hipoklorit – vas(III)-klorid vegyszerkombinációval végzett kísérletek során a vas(III)-klorid koncentrációja az előző kísérletek (KMnO4 - vas-klorid vegyszerkombináció) alapján megfelelőnek bizonyult 4,0 mg Fe(III)/L volt, a nátrium-hipokloritos oxidációhoz pedig három vegyszerdózis érték vizsgálatára került sor. A korábbi kísérletek már bebizonyították, hogy amennyiben a vízben arzén és ammóniumion is jelen van, az arzén oxidálásához jóval a töréspont alatti klórmennyiség is elegendő. Így először töréspont alatti, 1,7 mg Cl2/L nátrium-hipoklorit adagolásával folytak a félüzemi kísérletek. Ez a dózis – a korábbi kísérleti eredményeket alátámasztva – az arzén oxidálásához elegendőnek bizonyult (17. ábra), azonban az ammóniumkoncentrációban nem okozott lényegi változást. A nátrium-hipoklorit koncentrációját 8,5 mg Cl2/L-re emelve a kezelt víz ammóniumion koncentrációja határérték (0,5 mg/L) közeli volt; 10,4 mg Cl2/L nátrium-hipoklorit alkalmazásával pedig 0,1 mg/L körüli ammóniumion koncentrációkat sikerült elérni. (A komplex – arzén- és ammónium-mentesítő, és ezzel egyidejűleg lejátszódó vas- és mangántalanító technológiák részleteit későbbi előadásokon tárgyaljuk.) Mivel a pocsaji nyersvíz megközelítően 4,0 mg/L KOIPS szervesanyag tartalommal rendelkezik, ezért a klór alkalmazása következtében keletkező káros klórozási melléktermékek koncentrációját is vizsgálni kell. Az összes trihalo-metán (THM) értékek a klórdózis függvényében a következőképpen alakultak:

•

1,7 mg Cl2/L nátrium-hipoklorit adagolás esetén: 0,4 – 0,8 µg/L összes THM

•

8,5 mg Cl2/L nátrium-hipoklorit adagolás esetén: 15 – 18 µg/L összes THM

•

10,4 mg Cl2/L nátrium-hipoklorit adagolás esetén: 21 µg/L összes THM

A keletkező káros melléktermékek koncentrációja tehát egyik esetben sem haladta meg a szabványban rögzített 50 µg/L-es határértéket, azonban a töréspont körüli klóradagoknál már jelentős mennyiségben (15 – 20 µg/L) képződtek THM vegyületek. Annak ellenére azonban, hogy a THM vegyületek koncentrációja határérték alatti, előfordulhat, hogy rendkívűl nagy mennyiségben képződnek AOX vegyületek. Ezekben a kísérletekben az AOX koncentrációkat nem mértük, azonban későbbi előadásokon az AOX problémaköre részletesen ismertetésre kerül. 55

12

50

11

45

10

Vas-klorid Kút As As oldott

9

40

As összes

7

30

6 25

5

20

4

15

Vegyszer [mg/L]

8

35 As [µg/L]

NaOCl

3

10

2

5

1

0

0 1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17


17. ábra – Arzén eltávolítás nátrium-hipoklorit oxidálószerrel és vas(III)-klorid koagulálószerrel (pocsaji félüzemi kísérletek)

4.3.2 A szűrés hatékonyságának értékelése A koagulációs/flokkulációs technológiával történő arzénmentesítés során a két fő lépés: az arzén szilárd, oldhatatlan formává alakítása, majd ezt követően a szilárd állapotú részecske eltávolítása a vízből. 40

10 µg/L

Amennyiben az első lépés nem megy végbe teljesen, azaz az oldott állapotú arzén nem alakul át teljes mértékben szilárd állapotúvá, a kezelt vízben megjelenik az oldott arzén. Ha az első lépés lejátszódik, azonban a második lépés (a szilárd/folyadék fázisszétválasztás) nem eléggé hatékony, a kezelt vízben jelentős mennyiségben megjelenhet az arzén, ami azonban nem oldott, hanem szilárd állapotú. Ezért tehát a szilárd-folyadák fázisszétválasztás hatékonysága jól jellemezhető a szűrőről lejövő víz oldott és összes arzénkoncentrációjának összehasonlításával. Amennyiben ez a két érték megegyezik, az azt jelenti, hogy a szűrőn csak az oldott állapotú arzén jutott át, a szilárd állapotút a szűrő megfelelő hatékonysággal eltávolította. A pocsaji félüzemi kísérletek során számos minta esetén az oldott és összes arzénkoncentráció értékek egyaránt rendelkezésre álltak; ezeket az eredményeket mutatja a 18. ábra. Az ideális eset az lenne, ha az oldott és összes értékek megegyeznének, azaz az egyenes meredeksége 1:1 lenne. Azonban a hagyományos homokszűrőktől nem várható el, hogy az oldhatatlan állapotú részecskéket 100%-os hatásfokkal távolítsák el. A félüzemi kísérletek során a homokszűrőkön átjutó vízben az összes arzénkoncentráció kb. 20%-al meghaladta az oldott frakció értékét. Ez azt jelenti, hogy 10 μg/L-es maradék oldott arzénkoncentrációk esetén a szűrés hatásfoka kb. 94 % volt, míg 5 μg/L-es maradék arzénkoncentráció értékeknél kb. 97%. Összefoglalva tehát megállapítható, hogy megfelelő szűrési sebesség (a félüzemi kísérletekben ~ 5 m/h) és 1-2 mm-es szemcseméret alkalmazása mellett a homokszűrő megbízhatóan eltávolította az oldhatatlan állapotú arzént. 40.0

Oldott As [µg/L]

35.0 30.0 25.0 20.0 15.0 10.0

y = 0.8273x + 0.3772 R2 = 0.7637

5.0 0.0 0.0

5.0

10.0

15.0

20.0

25.0

30.0

35.0

40.0

Összes As [µg/L]

18. ábra – A szűrt víz oldott és összes arzénkoncentrációja közötti összefüggés (pocsaji félüzemi kísérletek)

4.3.3 A keverési program változtatásának hatása 4.3.3.1 A keverési program változtatásának rövidtávú hatásai A koagulációs technológia alkalmazása során gyors és lassú keverésre egyaránt szükség van ahhoz, hogy olyan méretű pelyhek alakuljanak ki, amelyek gyors homokszűréssel eltávolíthatóak a vízből. A keverés azonban jelentős energiafelhasználást is jelent, amely az üzemeltetést megdrágítja. Ezért a pocsaji félüzemi kísérletek alkalmával sor került annak vizsgálatára, hogy bizonyos keverők kiiktatása, illetve a keverés teljes mellőzése (a víz megkerülő ágon történő elvezetésével) milyen hatással van a homokszűrt víz maradék arzénkoncentrációjára. A kísérletek célja annak meghatározása volt, hogy a keverés bizonyos fázisainak elhagyásával növekszik-e a homokszűrt víz arzénkoncentrációja, és amennyiben igen, ez a növekedés milyen mértékű. A keverés hatásának vizsgálata érdekében a két kísérleti sor azonos vegyszerbeállításokkal egy napig folyamatosan üzemelt, több alkalommal ellenőrizve, hogy lényeges eltérés nem található a két sor tisztítási hatásfokában. Miután a két sor összehangolása így megtörtént, a „B” sor továbbra is a hagyományos módon üzemelt (gyors, illetve lassú keverés alkalmazása), az „A” soron azonban a hagyományostól eltérő keverési program alkalmazására került sor:

41

•

„B” kísérleti sor: „hagyományos” keverési program, azaz a B1, B2, B3, B4 keverők és a flokkulátortartály keverője üzemel

•

„A” kísérleti sor: A1 és A2 keverő üzemel, azonban az A3, A4 keverő és a flokkulátor az üzemeltetésből kizárva (a víz vezetése megkerülő ágon, ezáltal a kontaktidő is jelentősen csökken), illetve

•

„A” kísérleti sor: Az A1 és A2 keverőkben a keverőlapátok leállítása, az A3, A4 keverő és a flokkulátor az üzemeltetésből kizárva (a víz vezetése megkerülő ágon, ezáltal a kontaktidő is jelentősen csökken; mechanikai bekeverés egyáltalán nem történik)

A kísérletek során a keverési program megváltoztatása után mintegy fél óra – egy óra elteltével történt meg a homokszűrőt elhagyó víz mintázása. Ennyi idő elegendő ahhoz, hogy a keverési program változtatásának hatása elérje a homokszűrőt, és a megelőző kísérletsorozat vízminősége ne befolyásolja az eredményeket. A vizsgálatok során egyszeri mintavétel történt; ezt követően pedig a keverési program újbóli megváltoztatására került sor. Az eredmények így a keverési program változtatásának rövidtávú hatását tükrözik, arról, hogy a teljes szűrési ciklusra milyen hatása van, nem adnak információt. A kísérletek eredményeit a 19. ábra mutatja. Kálium-permanganát és vas(III)-klorid adagolásával végzett kísérletekben sor került az A3, A4 keverő és flokkulátor kiiktatására, valamint egy másik kísérletben az A3, A4 keverő és flokkulátortartály kiiktatásán túl, az A1 és A2 keverők működésének leállítására is. Az eredményekből látható, hogy az arzéneltávolítás hatékonysága nem csökkent a keverők kiiktatásának/leállításának hatására. Nátrium-hipokloritos oxidáció esetén is sor került az A3, A4 keverőtartály és flokkulátor kiiktatásának vizsgálatára, azonban az arzéneltávolítás hatékonyságában itt sem tapasztalható csökkenés. Összefoglalva megállapítható tehát, hogy a félüzemi kísérleteknél alkalmazott vízhozam és szűrési ciklus esetében (~0,5 m3/h; 5,2 m/h) a mechanikus keverés elhagyása rövidtávon (fél órás – egy órás időtartamban) nem eredményezett magasabb arzénkoncentrációkat a kezelt vízben.

Oxidáció kálium -perm anganáttal

Oxidáció hypóval

Összes és oldott As (µg/L)

7.0 6.0

Összes As

5.0

Oldott As

4.0 3.0 2.0 1.0 0.0

"hagyományos" keverési program alkalmazása

A3 és A4 keverők, flokkulátor kizárva

A3 és A4 keverők, flokkulátor kizárva, A1 és A2 keverése leállítva

A3 és A4 "hagyományos" keverők, keverési flokkulátor program kizárva alkalmazása

19. ábra – A keverési program változtatásának hatása az arzéneltávolításra (pocsaji félüzemi kísérletek)

4.3.3.2 A keverési program változtatásának hatása a teljes szűrési ciklus során A keverési program változtatásának rövidtávú hatásainak elemzése után sor került a teljes szűrési ciklus (két öblítés között eltelt idő) vizsgálatára is. Szűrőöblítést követően, mindkét kísérleti soron a korábban optimálisnak talált vegyszeradaggal (1,0 mg/L KMnO4 és 4,0 mg Fe(III)/L FeCl3) indultak a

42

kísérletek, és óránként történt mintavételezés. A „B” kísérleti sor továbbra is a hagyományos keverési program szerint üzemelt, míg az „A” soron az A1-es és A2-es keverőtartályból kilépve a víz megkerülő ágon közvetlenül a szűrőkre ment. A két kísérleti sorra vonatkozó eredményeket a vas és arzénkoncentrációk tekintetében a 20. ábra mutatja. 0.30

8.0 "B" sor

7.0

"B" sor 0.25

5.0

Fe[mg/L]

As [µg/L]

6.0

4.0 3.0

0,2 mg/L

0.20 0.15 0.10

2.0 0.05

1.0 0.0

0.00 0

5

10

15

20

25

0

5

10

15

Öblítést követően eltelt idő [óra] 16

25

"A" sor

10 µg/L

10 8 6

Fe[mg/L]

1

12 As [µg/L]

1.2

"A" sor

14

20

Öblítést követően eltelt idő [óra]

0.8 0.6 0.4

4

0,2 mg/L

0.2

2 0

0 0

5

10

15

20

25


0

5

10

15

20

20. ábra – Az „A” és „B” soron mért összes arzén és vas koncentráció értékek a szűrőöblítést követően (pocsaji félüzemi kísérletek)

Az arzénkoncentráció a szűrési ciklus elején (kb. 10 óra elteltéig) mindkét soron valamelyest csökkent, majd innentől kezdve növekedés figyelhető meg. A csökkenés oka feltehetően a szűrőn fokozatosan felhalmozódó vas(III)-hidroxid pelyheken történő adszorpció, amely többlet arzéneltávolítást eredményez. A szűrőről lejövő víz arzén-koncentrációja az „A” kísérleti soron 16 óra elteltével éri el a határérték feletti értéket, ezután szűrőöblítést kell végrehajtani. A „B” kísérleti soron a vizsgált időszakban az arzén nem érte el a 10 µg/L-es értéket. A vaskoncentráció értékek mindkét szűrőn hasonló módon alakultak: a szűrés kezdeti időszakában (az „A” soron 8 órán, míg a „B” soron 15 órán keresztül) a kezelt víz vas-koncentrációja lényegében 0 mg/L, azonban az „A” soron 12 óra, a „B” soron 20 óra elteltével már határérték feletti vaskoncentrációjú víz jött le a szűrőkről. A vas- és arzénkoncentrációk alapján megállapítható tehát, hogy a szűrő áttörése vas tekintetében hamarabb következik be: amikor a vaskoncentrációk már meghaladják a 0,2 mg/L-es határértéket, az arzénkoncentrációk még mindig a határérték (10 µg/L) alatt vannak. A szűrési ciklus monitorozása tehát a vaskoncentrációk alapján kell, hogy történjen. Mind a vas, mind az arzén tekintetében az „A” soron a szűrő hamarabb áttört, aminek az oka feltehetően az, hogy a pelyhek kialakulására itt kevesebb idő jutott, hiszen az A1-es és A2-es keverőtartályt követően a víz azonnal a szűrőkre jutott. A gyors szűrés tehát egy ideig kellő hatékonysággal kiszűrte ezeket a pelyheket, azonban a vaskoncentrációk alapján megállapítható, hogy a szűrési ciklus mintegy felére csökkent.

43

25


Az MI-10 135-4: 1981 Műszaki Irányelvek szerint a homokszűrők terhelhetősége 600 g/m2 (a terhelhetőség mértéke függ a töltet típusától), és ezen érték alapján számítható az öblítés gyakorisága a következő módon:

•

A szűrési sebesség: 0,5 m3/h / (0,352 m2· π / 4) = 5,2 m/h

•

Az adagolt 4,0 mg Fe(III)/L FeCl3-ból kb. 8,0 mg/L vas-hidroxid pehely képződik

•

600 g/m2-t véve alapul a szűrő terhelhetőségére, a szükséges öblítési gyakoriság:

600 g/m2 / (5,2 m/h · 8 g/m3) = 14,42 h, ami tehát összhangban van a „B” sorra kapott eredményekkel, hiszen a 20. ábra (jobb oldali, felső grafikon) alapján is megállapítható, hogy ezt az értéket (14 h) átlépve kezd a szűrt víz vaskoncentrációja emelkedni. Tehát a félüzemi kísérletben alkalmazott szűrő terhelhetőségére a 600 g/m2-s érték megfelelő közelítés, amennyiben a berendezés a „hagyományos” keverési programmal (gyors keverés, majd ezt követően lassú keverés) üzemel. Megállapítható tehát, hogy a mechanikus keverés elhagyása rövidtávon nem eredményezett magasabb arzénkoncentrációkat a kezelt vízben. Azonban a szűrési ciklus részletes vizsgálata során kiderült, hogy a szűrők áttörése hamarabb következik be (feleannyi idő alatt áttörik a szűrő a nem megfelelő méretű pelyhek miatt), ezáltal pedig gyakoribb szűrőöblítést tesz szükségessé. Hosszú távon tehát jelentkezett a keverés elhagyásának negatív hatása. A gyakoribb öblítés energia- és vízigénye az üzemeltetési költségek növekedését vonja maga után, ezért gazdaságossági szempontból mérlegelni szükséges, hogy melyik a kedvezőbb megoldás: a vegyszerbekeverés elhagyása gyakoribb szűrőöblítés alkalmazásával vagy vegyszerbekeverés, és ehhez kapcsolódóan ritkább szűrőöblítések alkalmazása. A kísérletekben nem vizsgáltuk az ún. statikus keverők hatékonyságát. Ezek az egységek hatékony vegyszerbekeverést tesznek lehetővé, azonban energiafelhasználás szempontjából sokkal kedvezőbbek, mint a dinamikus (ún. propeller) keverők. Statikus keverőre mutat példát a 21. ábrán látható TETRAMIX típusú keverő. Érdekes kutatási irány lenne annak a vizsgálata, hogy vajon statikus keverők alkalmazásával a szűrési ciklus rövidebb lesz-e, gyakrabban szükséges-e a szűrőket öblíteni, vagy a dinamikus bekeveréssel megegyező hatásfok érhető-e el. Ez a kérdés rendkívül fontos a telep energiafelhasználása, az üzemeltetési költségek szempontjából.

21. ábra – TETRAMIX típusú statikus keverő (forrás: www.statikuskevero.hu)

4.3.4 A szakaszos laboratóriumi és félüzemi kísérleti eredmények összehasonlíthatósága A pocsaji félüzemi kísérletekkel egyidejűleg ugyanazon vegyszerek felhasználásával, azonos dózisok alkalmazásával szakaszos laboratóriumi kísérletek végrehajtására is sor került. Ezen vizsgálatok célja annak meghatározása volt, hogy a laboratóriumi poharas és félüzemi szintű kísérletek eredményei

44

milyen mértékben egyeznek, ebből következően pedig annak megállapítása, hogy a batch (poharas) kísérletek eredményei megbízható alapot szolgáltatnak-e az üzemi/félüzemi szintű tervezéshez. Mivel a pocsaji nyersvíz minősége ingadozott, ezért fontos szempont volt, hogy a két kísérlet (laboratóriumi és félüzemi) végrehajtása ugyanabban az időben, pontosan ugyanazon nyersvízminőség alkalmazásával történjen. A batch kísérletek során a félüzemi kísérletek alapján optimálisnak ítélt vegyszerdózisok, valamint ennél kisebb és nagyobb koncentrációk vizsgálatára került sor annak érdekében, hogy megállapítható legyen: a batch kísérletek vajon alá- vagy fölébecsülik a félüzemi szintű üzemeltetés eredményeit. A kísérleteket 1 L-es főzőpoharakban hajtottuk végre, KEMIRA típusú keverő alkalmazásával (22. ábra). A berendezés 6 párhuzamos, szabályozható fordulatszámú és keverési idejű keverőegységből áll, melyet – az oxidálószer és koagulálószer beadagolását követően – 1 percig tartó gyors keverésre (400 fordulat/perc), majd 10 percig tartó lassú keverésre (20 fordulat/perc) állítottunk. Ezt követően a mintákat 20 percig ülepítettük, majd 0,45 µm pórusméretű membránon átszűrtük, és a membránszűrt minta arzénkoncentráció értékét vizsgáltuk.

22. ábra: A koagulációs kísérletek fázisai és a kísérleti berendezés fényképe

A kálium-permanganáttal és vas(III)-kloriddal végzett batch kísérletek eredményeit a 23. ábra mutatja. Az első 12 eredmény alapján a minimálisan szükséges vegyszerdózis a következő: 1,0 mg/L KMnO4 és 4,5 mg Fe/L FeCl3 (vö: a félüzemi kísérleti eredmény szerint az optimális vegyszerkoncentráció: 1,0 mg/L KMnO4 és 4,0 mg Fe/L FeCl3). Az utolsó három kísérleti eredmény (13., 14., 15. minták) szerint a 4,0 mg Fe/L vas(III) dózissal 20 μg/L körüli maradék arzénkoncentrációk adódtak, ami ellentmondásban van a korábbi kísérleti eredményekkel. A magas maradék arzénkoncentráció oka feltehetően a nyersvíz magasabb arzénkoncentrációja (~50 μg/L). A nátrium-hipoklorittal és vas(III)-kloriddal végzett batch kísérletek eredményeit a 24. ábra mutatja. 1,7 mg Cl2/L nátrium-hipoklorit és 5,0 mg Fe/L FeCl3 adagolása már elegendőnek bizonyult ahhoz, hogy a kezelt víz arzénkoncentrációja biztonsággal 10 μg/L alatt legyen (vö: a félüzemi kísérleti eredmény szerint az arzén szempontjából optimális vegyszerkoncentráció: 1,7 mg Cl2/L nátriumhipoklorit és 4,0 mg Fe/L FeCl3). A batch kísérletek igazolták az eddigi eredményeket, miszerint a törésponti klóradag töredéke már alkalmas az arzén oxidálására. Amennyiben azonban ammóniumion eltávolítását is végre szeretnénk hajtani a klóros oxidáció által, törésponti klóradag alkalmazása szükséges. A batch kísérletek során alkalmazott 12,5 mg Cl2/L nátrium-hipoklorit adagolásával kimutatási határ alatti NH4-N koncentrációt sikerült elérni a kezelt vízben, tehát az arzén mellett az ammónium eltávolítása is megtörtént.

45

Az eredmények alapján megállapítható tehát, hogy a batch kísérletek optimális vegyszerkoncentrációi jól közelítik a félüzemi kísérlet során kapott értékeket. A batch kísérletek eredményei így a félüzemi/üzemi léptékű tervezéshez jó alapot szolgáltatnak; a poharas előkísérletek alapján a félüzemi szinten adagolandó vegyszerek koncentrációi megfelelő mértékben becsülhetőek. 60

6

50

5

40

4

30

3

20

2

10

1

KMnO4 Vas-klorid Kút As

0

Vegyszer [mg/L]

As [µg/L]

Kút As oldott Oldott As

10 µg/L

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15


23. ábra – Arzén eltávolítás kálium-permanganát oxidálószerrel és vas(III)-klorid koagulálószerrel (batch kísérletek pocsaji nyersvízzel) 14

60

NaOCl Vas-klorid

12

50

Kút As Kút As oldott

10

Oldott As

8 30 6 20

Vegyszer [mg/L]

As [µg/L]

40

4 10 µg/L

10

2

0

0 1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12


24. ábra – Arzén eltávolítás nátrium-hipoklorit oxidálószerrel és vas(III)-klorid koagulálószerrel (batch kísérletek pocsaji nyersvízzel)

4.3.5 A pocsaji félüzemi kísérletek eredményeinek összefoglalása A pocsaji nyersvíz arzéntartalmának oxidálására mind a nátrium-hipoklorit, mind a káliumpermanganát megfelelőnek bizonyult. Nátrium-hipokloritalkalmazása esetén a törésponti klóradag töredéke elegendő volt az arzén megfelelő mértékű oxidálására. (Komplex, arzén-, ammónium-, vasés mangánmentesítő technológia kidolgozásával későbbi előadásokon foglalkozunk. Ezen előadás célja az arzén-eltávolításra történő optimalizálásról szólt.) 1-2 mm szemcseméretű homok, valamint az alkalmazott 5,2 m/h szűrési sebesség alkalmazásával a keletkező arzéntartalmú pelyhek eltávolíthatóak a vízből. A flokkulátortartály kiiktatásának, illetve a keverés mellőzésének a hatása rövidtávon nem eredményezett arzénkoncentráció növekedést a kezelt vízben, azonban két öblítés között eltelt

46

időszak óránkénti mintázása során már jelentkezett a keverés elhagyásának negatív hatása: mintegy feleannyi idő alatt áttört a szűrő abban az esetben, amikor a flokkulátortartály nem üzemelt. A pocsaji félüzemi kísérletekkel párhuzamosan végzett batch kísérletek alapján megállapítható, hogy a szakaszos laboratóriumi kísérletek eredményei jól közelítik a félüzemi szintű vizsgálatok eredményeit, így a poharas előkísérletek megfelelő alapot szolgáltathatnak a félüzemi/üzemi szintű tervezéshez. Az előadásban bemutatott poharas kísérletek tehát megfelelő alapot szolgáltatnak az oxidálószer- és koagulálószer dózis értékének becsléséhez a tisztítás-technológia tervezésének fázisában (ezt a becslést a korábban bemutatott számítások, vagy más – hasonló vízminőséggel rendelkező, koagulációs arzénmentesítést alkalmazó – településeken tapasztalt értékekből kiindult becslések előzhetik meg). Ezt követően – a telep megvalósítását követően – a vegyszerdózisok pontosítása, és a főbb üzemeltetési paraméterek meghatározása a félüzemi kísérletekben bemutatott módszertan szerint végezhető el a próbaüzem során.

Felhasznált szakirodalom Edwards M. (1994) Chemistry of Arsenic Removal During Coagulation and Fe-Mn Oxidation. Journal AWWA Vol.86, No.9, 64-78 Holm R. (2002) Effects of CO32-/bicarbonate, Si, and PO43- on arsenic adsorption to HFO. Journal AWWA Vol.94, No.4, 171-181 Kelemen B. (1991) Huminanyag-tartalmú ivóvizek arzénmentesítése vas(III)-sóval. Egyetemi doktori értekezés. Budapest, 1991 Laky Dóra, László Balázs, Czégény Ildikó, Hajdu János, Juhász József és Licskó István (2007) Arzén eltávolítása ivóvízből a koagulációs/flokkulációs technológia alkalmazásával – laboratóriumi és félüzemi kísérletek ÖKO-AQUA, 2007. évi Országos Vízi Közmű Konferencia, 2007. június, Sopron Liu R., Qu J., Xia S., Zhang G. és Li G. (2007). Silicate Hindering In Situ Formed Ferric Hydroxide Precipitation: Inhibiting Arsenic Removal from Water. Environmental Engineering Science 24(5), 707715 Montiel A. és Welté B. (1996). Removal of Arsenic from Drinking Water. IWSA-AIDE International Workshop: Natural Origin Inorganic Micropollutants: Arsenic and Other Constituents – Bécs, 1996

47

5.

Előadás - Nitrifikáció az ivóvízellátásban

5.1

Bevezetés

Az Európai Unióhoz történt csatlakozás következtében az arzénhatárérték módosítása mellett a legtöbb problémát az ammónium határérték szigorodása jelenti. Ammónium eltávolítására szolgáló egyik eljárás a biológiai ammónium mentesítés, melynek lényege, hogy a víz ammónium ion tartalma először nitritté, majd nitráttá alakul. Amennyiben ún. „teljes nitrifikáció” a víztisztító telepen nem játszódik le – azaz a nyersvíz ammónium ion koncentrációja teljes mértékben nem alakul át nitráttá – elegendő mennyiségű fertőtlenítőszer hiányában a nitrifikáció tovább folytatódhata hálózatban. A vízellátó hálózat vezetékei megfelelő felületet biztosítanak a mikroorganizmusok számára a megtelepedéshez, valamint a tartózkodási idő általában több óra. Ezen körülmények mind kedveznek a biológiai folyamatoknak. Amennyiben a „teljes nitrifikáció” nem valósul meg, fennáll a nitrit felhalmozódásának a veszélye, amely már közvetlen egészségügyi kockázatot jelent. Ilyen probléma jelentkezett több hajdúsági település vízellátó rendszerében. Az ÁNTSZ a 2007. évi vizsgálati adatok alapján 21 településre írta elő a nitrit tartalom monitorozását. Az elrendelés ott történt, ahol a határérték túllépés akár egyetlen alkalommal a hálózatra menő vízben vagy a fogyasztói csapnál előfordult. A monitorozást hat hónapon át heti gyakorisággal kellett végezni. Ez alól három hónap után lehetett felmentést kérni, amennyiben határérték túllépés három héten át nem fordult elő. Az előadásban két olyan település vízminőségi adatainak elemzését mutatjuk be, ahol a nitrit felhalmozódás problémája felmerült. Az adatok értékelése alapján ezen településekre vonatkozóan technológiai beavatkozási javaslatokat tettünk, majd az elvégzett technológiai/üzemviteli módosítások eredményeit is értékeltük.

5.2

Szakirodalmi összefoglaló

5.2.1 Alapfolyamatok A nitrifikáló mikroorganizmusok az aerob kemoautotróf baktériumok közé sorolhatóak. Szénforrásként a szervetlen szén-dioxidot használják fel, energiaforrásként pedig a vízben található ammóniumot, illetve nitrátot. A nitrifikáció két lépcsőben zajlik le. Első lépésként a víz ammóniumtartalmát az „ammónium-oxidáló baktériumok” (ammonia-oxidizing bacteria: AOB – elsősorban: Nitrosomonas, ezen kívül Nitrosospira, Nitrosococcus, Nitrosolobus,valamint Nitrosovibrio) nitritté oxidálják: NH4+ +3/2 O2 → NO2- + H2O + 2H+ A második lépésben a keletkezett nitritet a „nitrit-oxidáló baktériumok” (nitrite-oxidizing bacteria: NOB – elsősorban: Nitrobacter, ezen kívül Nitrospira, Nitrospina,valamint Nitrococcus) nitráttá oxidálják: NO2- + 1/2 O2 → NO3A fenti reakciók eredményeképpen felszabaduló energiát használják fel a nitrifikáló mikroorganizmusok életfolyamataikhoz. A reakciók végbemeneteléhez oxigénre van szükségük, és nitrifikációt követően hidrogénion szabadul fel, ami csökkenti a víz pH értékét. Az US-EPA (1984) alapján a reakciók az alábbi egyenletben foglalhatóak össze (Chen et al., 2006): NH4+ + 1,83 O2 + 1,98 HCO3- 0,021 C5H7O2N + 0,98 NO3- + 1,041 H2O + 1,88 H2CO3 ahol C5H7O2N a Nitrosomonas, illetve Nitrobacter mikroorganizmusok sejtösszetevőit fejezik ki. A fenti egyenlet alapján a nitrifikáció végbemenetéhez szükséges oxigén mennyisége, és lúgosság mértéke becsülhető, továbbá a keletkező sejttömeg mennyisége meghatározható. 1 gramm HN4+-N nitráttá történő oxidációjához kb. 4,18 g oxigénre és 7,07 g lúgosságra (CaCO3-ban kifejezve) van szükség, és a nitrifikáció következtében 0.17 g baktérium sejttömeg termelődik.

48

5.2.2 Nitrifikáció a víztisztító telepen A víz ammóniumion tartalmának egy része a víztisztító telepek „bioszűrőin” (többnyire a homokszűrőn, aktív szén adszorberen) alakul át nitritté, illetve nitráttá (Andersson, 2001; Radnai és Murányi, 2001; Licskó et al., 1997), amennyiben azonban a teljes nitrifikáció feltételei nem adottak a víztisztító telepen, úgy a hálózatban folytatódik a nitrifikáció. A kérdés az, hogy mi annak a feltétele, hogy a nitrifikáció ne csak beinduljon, hanem teljes mértékben lejátszódjon, azaz ne halmozódjon fel nitrit a vízellátó rendszerben. A szakirodalom részleteiben foglalkozik bizonyos környezeti tényezők nitrifikációra gyakorolt hatásával, úgymint oldott-oxigén koncentráció, turbulencia, szervesanyag tartalom, hőmérséklet, pH és lúgosság hatása. A nitrifikáló mikroorganizmusok elsősorban a bioszűrőkön kialakuló biofilmben találhatóak. Mivel a biofilm mélyebb rétegeiben a víztérhez képest jelentősen eltérő koncentráció viszonyok uralkodnak, így a lokálisan kialakuló koncentráció értékek, valamint áramlási viszonyok (melyek befolyásolják a tápanyag diffuziójának mértékét) jelentős befolyást gyakorolnak a nitrifikációs folyamatokra. Ezek értelmében tehát a turbulencia növekedése a nitrifikáció mértékét fokozza (Zhu és Chen, 2002). Mivel a nitrifikációt befolyásoló vízminőségi jellemzők értéke a víztérben és a biofilm belsőbb rétegeiben jelentősen eltérhet, ezért nehéz ajánlást adni arra vonatkozóan, hogy a víztérben milyen oldott oxigén koncentráció értékek kívánatosak a nitrifikáció végbemeneteléhez, hiszen ez függ az ammónium ion koncentrációtól, a biofilm vastagságától, összetételétől, a turbulencia mértékétől, valamint a vízben jelen lévő egyéb oxidálandó komponensek mennyiségétől (Wheaton et al., 1994; Zhang et al., 1995; US-EPA, 1984). A szükséges oldott oxigén tartalom meghatározása tehát minden esetben egyedi vizsgálatokat igényel. A Geszterédi Vízmű esetében pl. 13 % levegő : víz térfogatarány esetén indult be a nitrifikáció, és a 0,2 mg/L-es ammónium ion koncentrációt 20 – 25% levegő:víz térfogatarány adagolásával sikerült elérniük az adott körülmények között (Radnai és Murányi, 2001). A szervesanyag tartalom a víztisztító telepen kedvezőtlen hatással van a nitrifikációra, hiszen a szervesanyag tartalom következtében elszaporodó heterotróf mikroorganizmusok és a nitrifikálók között egyfajta verseny alakul ki a vízben oldott oxigénért, valamint a megtelepedéshez rendelkezésre álló felületért (Ohashi et al., 1995; van Benthum et al., 1997; Grady és Lim, 1980; Zhang et al., 1994; Zhang et al., 1995) A Nitrosomonas és Nitrobacter mikroorganizmusok működéséhez optimális pH tartomány tekintetében némileg ellentmondóak a szakirodalmi megállapítások. Az optimális pH tartomány kb. 7,2 – 8,0. Ez az érték azonban – hasonlóan a többi vízminőségi paraméterhez – jelentősen eltérő lehet a víztérben és a biofilmben. Mivel a nitrifikáció következtében csökken a víz pH-ja, ezért a víz lúgossága is befolyásolja a nitrifikáció mértékét (Sharma és Ahlert, 1977; Zhang és Bishop, 1996; AWWA). Hasonlóan a többi biológiai folyamathoz, a nitrifikáció esetében is számolni kell a hőmérséklet befolyásoló hatásával. A kutatási eredmények felhívják arra a figyelmet, hogy nitrifikációs folyamatok hazánkban nem kizárólag a nyári időszakban játszódhatnak le, hiszen egyes kutatási eredmények szerint 14 °C-on a nitrifikáció hatásfoka megegyezett a 27 °C-on tapasztalt értékkel. Azonban 8 °C alatt a nitrifikáció hatásfoka már csökkent(Zhu és Chen, 2002; Andersson, 2001). Általános „ökölszabályként” elfogadhatjuk, hogy a mélységi vizeink hőmérséklete inkább magasabb, mint alacsonyabb 15 °C-nál, és nagy hőkapacitása miatt a hőmérséklet a vízműveinkben nem lehet a nitrifikáció limitáló tényezője.

5.2.3 Nitrifikáció a vízellátó hálózatban A szakirodalomban található kutatási eredmények alapján megállapítható, hogy a hálózatban lejátszódó nitrifikációs folyamatok feltételei, valamint az egyes vízminőségi paraméterek hatása egyelőre nem teljes mértékben tisztázott, az eredmények több helyen ellentmondásosak. Ennek fő oka az, hogy a hálózatban a biológiai folyamatok mellett a lejátszódó kémiai folyamatokat is 49

figyelembe kell venni, elsősorban a fertőtlenítőszer hatását. Amennyiben a biofilm nem kiterjedt, a hálózatban jelen lévő fertőtlenítőszernek a nitrifikációs folyamatokat gátolnia kellene. Ezzel szemben azonban gyakran ennek éppen az ellenkezője történik, azaz a fertőtlenítőszer jelenlétében a hálózati nitrifikáció hatásfoka nő, bizonyos esetekben pedig nitrit halmozódik fel. A nitrit-felhalmozódás oka feltehetően a két mikroorganizmus csoport (az ammónium iont oxidáló Nitrosomonas, valamint a nitritet oxidáló Nitrobacter) fertőtlenítőszerekkel szembeni eltérő érzékenységében keresendő. A nitrifikáció hatásfokának a növekedése előfordulhat abban az esetben is, amennyiben a hálózatban jelen lévő kötött aktív klór a heterotróf mikroorganizmusok tevékenységét erősebben gátolja mint a nitrifikálók tevékenységét. Ebben az esetben tehát indirekt úton a fertőtlenítőszer jelenléte elősegíti a nitrifikációt. Bizonyos esetekben azonban az ellentétes jelenséget tapasztalták: fertőtlenítőszer hiányában jelentős mértékű nitrifikáció indult be a hálózaton. Ezek az eredmények tehát felhívják a figyelmet arra, hogy a fertőtlenítőszer jelenléte önmagában még nem képes a nitrifikáció visszaszorítására, hiszen a biofilm vastagsága, összetétele, a heterotróf mikroorganizmusok jelenléte rendkívűli módon befolyásolják a fertőtlenítés hatását a hálózati nitrifikációra (Csanády, 1998; Lipponen et al., 2004; Lipponen et al., 2002; Pintar és Slawson, 2003; Regan et al., 2003; Sathasivan et al., 2008).

5.3

A mintaterületi adatok elemzése (Ebes, Hajdúszovát)

A Hajdúvíz Zrt. szolgáltatási területén két olyan település vízminőségi adatait elemeztük, ahol a nitrit képződés problémája felmerült. Az értékeléshez a különböző nitrogénformák (NH4+, NO2-, NO3-) ionos formában megadott koncentráció értékeit egységesen nitrogénes formára (NH4-N, NO2-N, NO3-N) számoltuk át (ld. 9. Táblázat), hogy az átalakulások (~nitrogén-mérleg) követhető legyen. (Ionos formában számolva az ammónium nitrit nitrát átalakulás során a mennyiségi viszonyok a következő módon alakulnak: 1 mg/L NH4+ 2,56 mg/L NO2- 3,44 mg/L NO3-) Amennyiben a nyersvíz biztosítása több kútból történik, a kutak adott komponensre vonatkozó koncentráció értékeinek átlagát vettük, és ezt tekintettük a nyersvíz minőségének. 1 mg/L NH4+

0,777 mg/L NH4-N

NO2NO3-

0,304 mg/L NO2-N

1 mg/L 1 mg/L

0,226 mg/L NO3-N

9. Táblázat – Az ammónium, nitit és nitrát koncentráció átszámítása „nitrogénes” formára

5.3.1 Ebes Ebesen a vizet a levegőztetés után vas- és mangántalanító szűrőre vezetik. A kezelt vizet hálózatba bocsátás előtt klórral fertőtlenítik.

50

0,70

0,80

0,60

0,70

0,50

0,60 0,50

0,40

0,40

0,30

0,30

0,20

0,20

aktív klór (mg/L)

NH4-N, NO2-N, NO3-N, ÖN (mg/L)

Ebes, 2008. 06. 24. 0,90

0,10

0,10 0,00

0,00 Kút

Hálózatra menő

1. Fogyasztói pont

2. Fogyasztói pont

szabad a-klór

kötött a-klór

NH4-N

NO2-N

NO3-N

Összes N

25. ábra – Nitrogénformák változása Ebesen a vízműtelepen és a hálózaton (2008. júniusában)

Az ebesi vizsgálatok során négy pontról vettünk vízmintát: kút (nyersvíz), hálózatra menő, valamint két fogyasztói ponton. Az ebesi „nitrit-monitoring” egyik adatsorát az 25. ábra mutatja be. Kútvíz (nyersvíz) 0,76 mg/L NH4N-t tartalmaz, és nitrit, valamint nitrát nem található benne(grafikonon nincs feltüntetve), ami mélységi víz esetén természetes. A vízmű telepen csekély mennyiségű előklórt adagoltak (jelentősen a törésponti klóradag alatt) ennek ellenére az ammónium-ion koncentrációja 0,1-0,25 mg/L NH4-N közötti értékre csökkent, miközben a nitrát koncentráció 0,55-0,60 mg/L NO3-N-re növekedett. A telepet elhagyó víz nitritet egyáltalán nem, vagy csak minimális koncentrációban tartalmazott. Az adatok alapján arra következtettünk, hogy a telepen beindult a nitrifikáció folyamata és végigment egészen a nitrát képződésig. Ezt több tény bizonyítja: a keletkező nitrát mennyisége összhangban volt a fogyott ammónium mennyiségével, az összes nitrogén mennyisége a kút és a hálózati kibocsátási ponton gyakorlatilag megegyezett, azaz nitrogén-eltávolítás nem történt, csak az egyes formák közötti konverzió. Noha a telepen a nitrifikáció mindkét lépcsője lezajlott, ammónium ion maradt a szolgáltatott vízben. A hálózatba bocsátást követően a nitrifikáció folyamata az alkalmazott klóros utófertőtlenítés ellenére sem állt le, hanem továbbment, azonban az adatok alapján nitritnél megrekedt és a hálózati mérési pontokon 0,1 mg/L körüli NO2-N (~0,32 mg/L NO2-) értékeket lehetett mérni. Ebes, 2009. 01. 26. 10,0 9,0 1,000

8,0 7,0

0,800

6,0 0,600

5,0 4,0

0,400

3,0

Oldott oxigén (mg/L)


1,200

2,0

0,200

1,0 0,000

0,0 Nyersvíz tároló medence NH4-N

Szűrők (átlag)

Hálózatra 1. Fogyasztói 2. Fogyasztói 3. Fogyasztói menő víz pont pont pont NO2-N

NO3-N

ÖN

Old.ox. (mg/l)

26. ábra – Nitrogénformák változása Ebesen a vízműtelepen és a hálózaton (2009. januárjában)

51

Beavatkozás a telepen: A nitrit monitoring adatainak alapján megállapítható, hogy az ebesi nyersvíz „hajlamos” a spontán nitrifikációra és a telepen uralkodó kedvező körülmények között feltételezhető, hogy különleges eseteket leszámítva az ammónium egészen nitrátig képes oxidálódni, ami megfelelő. Ezért a beavatkozás során a nitrifikáció gátlása helyett a telepi nitrifikáció elősegítését, „teljessé tételét” tűztük ki célul. Ehhez a vízműtelepen az előklór adagolást elhagytuk, a levegőztető injektorokat beállítottuk maximális levegőadagolásra a lehető legnagyobb oxigén bevitel érdekében, ami közel teljes telítettséget jelent. A beavatkozást követő vízminőségi adatokat a 26. ábra mutatja be. A grafikonon látható, hogy a szűrőkön az ammónium kb. 85%-ának nitrifikációja lezajlik, és a szűrőkről lejövő vízben a nitrit koncentrációja lényegében kimutatási határ körüli. Az ammónium koncentrációjának csökkenésével egyidejűleg az oldott oxigén koncentrációja is csökken a biológiai folyamatok eredményeképpen. A hálózatba bocsátott vízben már csak csekély mennyiségű ammónium ion található (~0,05 mg/L NH4N), mire a víz a fogyasztókig eljut, az ammónium ion koncentrációja kimutatási határ alá csökken és nitrit sem jelenik meg a hálózatban.

5.3.2 Hajdúszovát Hajdúszováton vízkezelési technológia lényegében nem állt rendelkezésre: a nyersvizet levegőztették, majd szűrés nélkül a hidroforból a hálózatba táplálták a vizet. A hajdúszováti vizsgálatok során négy pontról vettünk vízmintákat: kút (nyersvíz), hálózatra menő, valamint két hálózati ponton.

0,16 0,14

1,00

0,12 0,80

0,10

0,60

0,08 0,06

0,40

0,04 0,20

aktív klór (mg/L)


Hajdúszovát, 2008. 06. 03. 1,20

0,02

0,00

0,00 Kút szabad a-klór NO2-N

Hálózatra menő 1. Fogyasztói pont 2. Fogyasztói pont kötött a-klór NO3-N

NH4-N Összes N

27. ábra – Nitrogénformák változása Hajdúszováton a vízműtelepen és a hálózaton (2008. június)

Az hajdúszováti „nitrit-monitoring” egyik adatsorát a 27. ábra mutatja be. A nyersvíz ammónium-ion koncentrációja 1,1 mg/L NH4-N, ami a hálózatba táplálásig 0,9-1,0 mg/L értékre csökkent, miközben elsősorban nitrát, illetve kisebb mennyiségben nitrit is keletkezett a beinduló nitrifikáció következtében. A telepen beinduló nitrifikáció a hálózatban folytatódott, és az ammónium javarészt nitráttá alakult, ugyanakkor a nitrit is folyamatosan jelen volt a hálózatban 0,1-0,15 mg/L NO2-N (~0,3-0,5 mg/L NO2-) koncentrációban, annak ellenére, hogy a hálózatban folyamatosan kimutatható volt fertőtlenítőszer.

Beavatkozás a telepen:A monitoring adatok alapján megállapítható, hogy a hajdúszováti víz is – az ebesihez hasonlóan – nitrifikációra hajlamos, így legcélravezetőbb a telepen biztosítani a nitrifikáció teljes lejátszódását, azonban ehhez technológiai beruházás (a nitrifikáló mikroorganizmusok számára kellő felületet (életteret) és elegendő kontaktidőt biztosító műtárgy, praktikusan homokszűrő beépítése) szükséges. Első lépésként Hajdúszováton megtörtént a nyersvíz medence klórozásának

52

leállítása, valamint a levegőztetés intenzívebbé tétele, közel teljes oldott oxigén telítettségig a telepen lejátszódó nitrifikáció elősegítése érdekében.


10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

1,000 0,800 0,600 0,400 0,200 0,000 Nyersvíz tároló medence NH4-N

Hálózatra menő víz NO2-N

1. Fogyasztói pont NO3-N

2. Fogyasztói pont ÖN

Oldott oxigén (mg/L)

Hajdúszovát, 2009 01.26 1,200

3. Fogyasztói pont Old.ox. (mg/l)

28. ábra – Nitrogénformák változása Hajdúszováton a vízműtelepen és a hálózaton (2009. január)

A 28. ábra mutatja be az intézkedés eredményeit. A grafikonon látható, hogy a telepen beindul a nitrifikáció, de továbbra is az ammónium ionoknak csupán kis része alakul át kisebb részt nitritté, illetve javarészt nitráttá, azaz a telepen – megfelelő kontaktidőt és felületet biztosító műtárgy hiányában – a víz ammónium-ion tartalmának nitrifikációs úton való eltávolításához továbbra sem adottak a feltételek. A hálózatban azonban – ahol a tartózkodási idő elegendően nagy – jelentős mértékű nitrifikáció zajlik le, erre utal a hálózatra menő vízben, és a fogyasztói pontokon mért ammónium ion koncentrációk nagy különbsége, valamint az ugyanitt megjelenő viszonylag magas nitrát-ion koncentráció (melynek nitrát-nitrogénben kifejezett mennyisége megfelel az ammóniumnitrogénben kifejezett ammónium koncentráció csökkenés mértékével). A beavatkozás hatására a fogyasztói pontokon – kismértékben –csökkent a nitrit-ion koncentráció, ami azt jelzi, hogy a hálózatban a nitrifikáció második lépcsője számára is kedvezőbb körülmények alakultak ki, például az oldott oxigén koncentrációjának növekedése révén. Második lépésben megtörtént a homokszűrők beépítése, melynek célja az volt, hogy a megfelelő kontaktidő és fajlagos felület biztosításával a telepen játszódjanak le a nitrifikációs folyamatok. Az intézkedés eredményeit az 29. ábra mutatja be. Látható, hogy a homokszűrőn teljes mértékben lejátszódik a nitrifikáció, nitrit már a hálózatra menő vízben sem jelenik meg, a homokszűrőn a nyersvíz ammónium tartalma teljes egészében átalakul nitráttá.

53

Hajdúszovát, 2009 02.25 NH4-N, NO2-N, NO3-N, ÖN (mg/L)

1,200 1,000 0,800 0,600 0,400 0,200 0,000 Nyersvíz tároló medence NH4-N


1. Fogyasztói pont

NO2-N

2. Fogyasztói pont NO3-N

3. Fogyasztói pont ÖN

29. ábra – Nitrogénformák változása Hajdúszováton a vízműtelepen és a hálózaton (2009. február 25.)

5.4

Összefoglalás

A szakirodalmi és a nitrit monitoring kapcsán leszűrt tapasztalatok alapján megállapítható, hogy amennyiben a víztisztító telepen nem játszódik le a teljes nitrifikáció (ammónium átalakulása nitráttá), hatékony hálózati fertőtlenítés biztosításával remélhető, de nem garantálható, hogy a hálózatban sem zajlik le részleges nitrifikáció. A hálózati fertőtlenítés hatékonyságának növelése viszont magában hordozza a nitrit felhalmozódás veszélyét, ugyanis bizonyos esetekben az ammónium oxidálásáért felelős mikroorganizmus csoport ellenállóbb a fertőtlenítőszerekkel szemben mint a nitrit oxidálását végzők, és ezekben az esetekben a közbenső termék, a nitrit megjelenhet a vízellátó hálózatban, valamint a fogyasztóknál. Ezért célunk az volt, hogy a nitrifikáció lehetőleg már a víztisztító telepen végbemenjen, és az ammónium nitráttá alakulása már a kezelt víz hálózatba bocsátása előtt megtörténjen. A Hajdúvíz Zrt. szolgáltatási területéhez tartozó két olyan település (Ebes és Hajdúszovát) vízminőségi adatait elemeztük, mely területeken a nitrit felhalmozódás problémája felmerült. Az elemzéseket a telepen a technológia módosítása előtt, és azt követően is elvégeztük. Mindkét település nyersvize spontán nitrifikációra hajlamos, így már a víztisztító telepeken beindulnak a nitrifikációs folyamatok. Ebesen víztisztítási technológia már korábban is rendelkezésre állt, így az ammónium 80 – 100 %-ban átalakult, azonban időnként jelentős mértékű nitrit jelent meg a hálózatban. Hajdúszovát településen homokszűrő nem állt rendelkezésre a víztisztító telepen, így ott – a megfelelő tartózkodási idő hiányában – az ammónium ionnak csak egy kis része (kb. 20 %-a) alakult át, és a nitrifikáció többnyire a hálózatban játszódott le. Mindkét településen a nyersvíz medence klórozásának elhagyása, a levegőztetés intenzívebbé tétele, valamint Hajdúszováton a homokszűrés beiktatása együttesen eredményezték a vízminőség javulását. Az intézkedések következtében a víztisztító telepeken lehetőség nyílt a teljes nitrifikáció lejátszódására, és ennek következtében a fogyasztói pontokon mért nitrit koncentráció kimutatási határ alattira csökkent. Spontán nitrifikációra hajlamos vizeknél a hálózati nitrit koncentráció kézben tartásának legbiztosabb módja tehát, ha a telepen biztosítjuk annak feltételeit, hogy a teljes nitrifikáció – azaz az ammónium koncentráció átalakulása nitráttá – végbemenjen. Ennek feltétele, hogy a nyersvíz fertőtlenítőszert ne tartalmazzon, továbbá a telepen intenzív levegőztetés, valamint megfelelő méretű felület (homokszűrő) rendelkezésre álljon ahhoz, hogy a nitrifikációs folyamatok lejátszódjanak.

54

A következő előadáson olyan technológiai sort mutatunk be, amely biológiai úton történő ammónium-eltávolítást tartalmaz, melyet arzén- vas- és mangántalanítás egészít ki.

Felhasznált irodalom American Water Works Association http://www.epa.gov/safewater/tcr/pdf/nitrification.pdf

–

Nitrification,

Andersson A., Laurent P., Kihn A., Prévost M., Servais P. (2001) Impact of temperature on nitrification in biological activated carbon (BAC) filters used for drinking water treatment. Water Research, 35(12) 2923-2934 Csanády (1998) A másodlagos vízszennyeződés és az új EU határértékek, Víziközmű Hálózati Konferencia, Debrecen Chen S., Ling J., Blancheton J. (2006) Nitrification kinetics of biofilm as affected by water quality factors. Aquacultural Engineering 34 (2006) 179-197 Grady, C.P.L., Lim, H.C. (1980). Biological Wastewater Treatment: Theory and Applications. Marcel Dekker, New York. Licskó I., Móricz I., Vadnay Á., Papp G. és Rotter G.(1997) A Nyírteleki Vízmű vizsgálata In: XV. Országos Vándorgyőlés (MHT) I. (Ed: Bezdán M.) pp. 443-458 Kaposvár, 1997. július 9-11. Lipponen M.T.T., Martikainen P.J., Vasara R.E., Servomaa K., Zacheus O., Kontro M.H. (2004) Occurence of nitrifiers and diversity of ammonia-oxidizing bacteria in developing drinking water biofilms. Water Research 38, 4424-4434. Lipponen M.T.T., Suutari M.H., Martikainen P.J. (2002) Occurrence of nitrifying bacteria and nitrification in Finnish drinking water distribution systems. Water Research 36, 4319-4329. Ohashi, A., Viraj de Silva, D.G., Mobarry, B., Manem, J.A., Stahl, D.A., Rittmann, B.E. (1995). Influence of substrate C/N ratio on the structure of multi-species biofilms consisting of nitrifiers and heterotrophs. Water Sci. Technol. 32, 75–84. Pintar K.D.M., Slawson R.M. (2003) Effect of temperature and disinfection strategies on ammoniaoxidizing bacteria in a bench-scale drinking water distribution system. Water Research 37, 18051817. Radnai F., Murányi F. (2001) Nitrit képződés megelőzése a geszterédi regionális vízellátó rendszerben. MHT – XIX. Országos Vándorgyűlés, Gyula 2001. július 4-5. Regan J.M., Harrington G.W., Baribeau H., De Leon R., Noguera D.R. (2003) Diversity of nitrifying bacteria in full-scale chloraminated distribution systems. Water Research 37, 197-205. Sathasivan A., Fisher I., Tam T. (2008) Onset of severe nitrification in mildly nitrifying chloraminated bulk waters and its relation to biostybility. Water Research, 42, 3623-3632 Sharma, B., Ahlert, R.C. (1977). Nitrification and nitrogen removal. Water Res. 11897–11925. US-EPA (United States Environmental Protection Agency) (1984) Methods for the Chemical Analysis of Water and Wastewater, EPA-600/4-79-020. U.S. Environmental Protection Agency, Office of Research and Developement, Environmental Monitoring and Support Laboratory, Cincinnati, OH van Benthum,W.A.J., van Loosdrecht, M.D.M., Heijnen, J.J. (1997). Control of heterotrophic layer formation on nitrifying biofilms in a biofilm airlift suspension reactor. Biotechnol. Bioeng. 53, 397– 405.

55

Wheaton, F.W., Hochheimer, J.N., Kaiser, G.E., Krones, M.J., Libey, G.S., Easter, C.C., 1994. Nitrification principles. In: Timmons, M.B., Losordo, T.M. (Eds.), Aquaculture Water Reuse Systems: Engineering Design and Management. Elsevier, Amsterdam, pp. 101–126. Zhang, T.C., Fu, Y.C., Bishop, P.L. (1994). Competition in biofilms. Water Sci. Technol. 29, 263–270. Zhang T.C., Fu Y.C., Bishop P.L. (1995) Competition for substrate and space in biofilms. Water Environ. Res, 67, 992-1003 Zhang, T.C., Bishop, P.L. (1996). Evaluation of substrate and pH effects in a nitrifying biofilm. Water Environ. Res. 68, 1107–1115. Zhu, S., Chen, S. (2002). The impact of temperature on nitrification rate in fixed film biofilters. Aquacult. Eng. 26, 221–237.

56

6. Előadás – Mélységi vizek tisztítására alkalmas komplex ammónium-, vas-, mangán-, arzén és gázmentesítő technológia kidolgozása – helyszíni kísérleti eredmények bemutatása 6.1

Bevezetés

Mélységi vizeink emberi eredetű szennyezéseket nem tartalmaznak, azonban természetes folyamatok következtében bizonyos komponensek (vas, mangán, ammónium, arzén, szervesanyagok, valamint oldott gázok, metán és szén-dioxid) olyan koncentrációban fordulnak elő, amelyek a víz élvezeti értékét jelentősen befolyásolják, esetleg egészségügyi kockázatot is jelentenek. Az előadásban ezért egy olyan vízkezelési technológiát ismertetünk, amely mélységi vizek tisztítására alkalmas komplex megoldást jelent. A kísérleteket olyan vízműben hajtottuk végre, ahol a nyersvíz a fent említett komponensek mindegyikét tartalmazza, így megfelelő mintaterületként szolgált a komplex technológiai megoldás kidolgozására. A nyersvíz főbb jellemzői:

• • • • •

ammónium (1,1 – 1,4 mg/L) vas (2,2 – 3,2 mg/L) mangán (0,6 – 0,8 mg/L) arzén (~ 20 µg/L) metán gáz (~ 3 – 5 NL/m3)

A víztisztító üzemben eredetileg levegős oxidáció és ezt követően szűrés alkalmazására került sor, azonban néhány éve történt technológia-váltás során a levegőztetést megszűntették, és káliumpermanganát adagolást vezettek be a vas és mangán oxidálására. A jelenleg alkalmazott technológia a vas, mangán és arzénkoncentráció megfelelő mértékű csökkentésére alkalmas, azonban a kezelt víz ammóniumot tartalmaz, továbbá a hálózat több pontján rendkívül magas vaskoncentrációkat lehet kimutatni. A településen továbbá a szolgáltatott ivóvíz minőségével kapcsolatban az utóbbi időszakban jelentős számú lakossági panasz érkezett, amelyben az ivóvíz élvezhetőségi értékét kifogásolták: szagproblémákra, a szaniterek elszíneződésére és lepedékképződésre panaszkodtak.

6.2

A mintavételezés eredményei

A vizsgálatok első lépéseként a rendelkezésre álló vízminőségi adatsorok, valamint célzott monitoring program végrehajtásával értékeltük a jelenlegi technológiát. A program során mintát vettünk a kutakból, a víztisztító mű szűrőit elhagyó vízből, a telepet elhagyó vízből és a hálózat különböző pontjain: a tűzcsapokon, a hidroglóbusznál, illetve a fogyasztóknál. A fogyasztói mintavételi pontok között szerepeltek műanyag bekötő- és belsővezetékkel, acél bekötő- és belsővezetékkel, valamint műanyag bekötővezetékkel és acél belsővezetékkel rendelkező ingatlanok. A mintavétel során számos vízminőségi paramétert meghatároztunk (ammónium, nitrit, nitrát, arzén, összes vas, összes mangán, oldott vas, oldott mangán, kálciumion koncentráció, összes keménység, változó keménység, KOIPS, pH, redox-potenciál, lúgosság, agresszív szén-dioxid koncentráció, oldott oxigén koncentráció, vezetőképesség). A célzott monitoring program mérési eredményeit az 30. ábra mutatja be az összes és oldott vaskoncentrációkra vonatkozóan. (Oldott vaskoncentrációnak a 0,45 µm pórusméretű membránon átszűrt mintából mért vaskoncentrációt tekintettük.) Számos mintavételi ponton negatív redox-potenciál értékeket mértünk. Az oldott vaskoncentráció és a negatív redox-potenciál értékek közötti összefüggést a 31. ábra mutatja be.

57

Összes és oldott vaskoncentrációk a tűzcsapokon és a fogyasztói mintavételi pontokon összes Fe (µg/L) Tűzcsapokon

vett

oldott Fe (µg/L) Fog yasztói

minták

min t av ét eli

pontok

5000

Fe (µg/L)

4000

3000

2000

1000

hé: 200 µg/L 0 6

8

10

13

15

17

7 a+a

9 m+a

11 a+a

12 m+m

14 a+a

16 a+a

18 m+m

19 m+a

21 a+a

Mintavételi pont sorszáma

30. ábra – Összes és oldott vaskoncentrációk a tűzcsapokon és a fogyasztói pontokon vett mintákban (a fogyasztói pontoknál a mintavételi pont sorszáma mellett az első betű a bektővezeték anyagára, míg a második a belsővezeték anyagára utal; a = acél, m = műanyag) A vízben megjelenő oldott állapotú vas koncentrációja és a redox potenciál közötti összefüggés 1800 1600

1200 1000 800

Oldott Fe (µg/L)

1400

y = -13.42x - 4.127 R² = 0.775

600 400 200 0 -140

-120

-100

-80

-60

-40

-20

0

Redox potenciál (mV)

31. ábra – A negatív redox-potenciállal rendelkező fogyasztói mintavételi pontokon a redox-potenciál és oldott vaskoncentráció közötti összefüggés (a 9. mintavételi pont eredményei az elemzésből kimaradtak, mivel nem állt rendelkezésre a redox-potenciál értéke, továbbá az egyik mintavétel eredménye nem illeszkedett a lineáris összefüggéshez, így azt attól elkülönítve tüntettük fel az ábrán, pirossal jelölve)

A mintavétel eredményei egyértelműen alátámasztották, hogy a telepet elhagyó víz minősége megfelelő vas, mangán és arzén tekintetében. A tisztított víz ammónium-ion koncentrációja 0,66 mg/L volt, ami nem felel meg a határértéknek, azonban a jelenleg alkalmazott technológiától (amely

58

kálium-permanganát adagoláson és szűrésen alapul) nem is várható, hogy az ammónium-ion koncentrációt csökkentse. A monitoring program eredményei egyértelműen kimutatták, hogy a fogyasztóknál megjelenő vas hálózati eredetű, és nem a tisztítás-technológia hiányosságának következménye. A kútvíz, a hálózatra jutó víz, valamint a fogyasztói pontoknál vett minták mészre agresszív szén-dioxid koncentrációja (~ 40 mg/L), továbbá a hálózati pontokon mért magas oldott vaskoncentráció, és rendkívül alacsony redox-potenciál értékek mind azt támasztják alá, hogy a víz korrozív, és a hálózaton megjelenő vas oka az agresszív víz és az acél anyagú vezetékek között lejátszódó reakció.A jelenség oka az, hogy a nagy (agresszív) szén-dioxid tartalom miatt a víz az acélvezetékek anyagát oldja (Fe(0) Fe(II) átalakulás), és miközben a vas oxidálódik és vas(II) képződik, a vízben lévő komponensek redukálódnak, és így a redox potenciál lecsökken. A reduktív viszonyok miatt a vas(II) nem képes vas(III)-á alakulni, oldott vas(II) formában marad, ezért a fogyasztói pontokon megjelenő vas szinte teljes egészében oldott formában jelenik meg.

6.3

Technológiai megoldások vizsgálata

A vízminőségi problémák okainak feltárást követően célunk volt megoldási javaslatok kidolgozása a jelenlegi technológia módosítására vonatkozóan. Az alkalmazott technológia alkalmas a vas, arzén és mangán határértékek teljesítésére, azonban a nyersvíz ammónium-ion koncentrációját nem csökkenti. A jelenlegi technológia kálium-permanganát adagolásból és szűrésből áll, így a kezelt víz oldott oxigént lényegében nem tartalmaz, melynek következtében a hálózatban sem alakul át az ammónium nitritté, illetve nitráttá. A vízben maradó ammónium tehát nitrit képződésének a veszélyét nem hordozza magában, azonban jelenlétében a nátrium-hipoklorittal történő fertőtlenítés során klóraminok képződnek, melyek egyrészt kellemetlen szagot kölcsönöznek a víznek, továbbá a fertőtlenítés hatásfoka sem megfelelő. A kutatási munka további feladata ezért ammónium eltávolítási eljárások jelenlegi technológiába illeszthetőségének vizsgálata volt. Két technológiai megoldás: a törésponti klórozáson alapuló ammónium-mentesítés, továbbá a biológiai ammóniumeltávolítás vizsgálatára került sor.

6.3.1 A törésponti klórozás alkalmazhatóságának vizsgálata 6.3.1.1 A technológia bemutatása - ismétlés A törésponti technológia lényege, hogy a kezelendő vízhez klórt adagolunk (klórgáz vagy nátriumhipoklorit, NaOCl formájában), és a klór a víz ammónium ion tartalmával reagálva először monoklóraminná, majd diklóraminná és triklór-aminná alakul a következő reakcióegyenletek szerint: NH4+ + HOCl NH2–Cl + H2O + H+ NH2–Cl + HOCl NHCl2 + H2O NHCl2 + HOCl NCl3 + H2O A reakcióegyenletek alapján elméletileg 7,6-s klór:nitrogén aránynál a vízben jelen lévő ammónium teljes mennyisége klóraminokká alakul. Azonban az ammónium mellett a klór reakcióba lép a vízben található redukált állapotú anyagokkal: vas(II), mangán(II) vegyületekkel, szervesanyagokkal, ezért a 7,6-s elméleti aránynál általában magasabb klórkoncentrációkra van szükség a töréspont eléréséhez. A klórdózis növelésével az ammónium ion koncentráció folyamatosan csökken, a törésponton túl már lényegében nincsen kimutatható mennyiségben a vízben. Ezzel párhuzamosan a kötött aktív klór mennyisége növekedni kezd. A kötött klórformák közé a monoklór-amint és diklór-amint soroljuk; a „kötött” jelző arra utal, hogy a klór nem szabadon, hanem klóraminként van jelen, az „aktív” jelző pedig arra utal, hogy ezek a klórformák is – ugyan nem olyan hatásfokkal mint a szabad klór rendelkeznek fertőtlenítő képességgel. A törésponti klórozás tárgyalásánál a nehézséget az jelenti,

59

hogy két külön folyamat: az ammónium ion koncentráció csökkenése, és a fertőtlenítés fogalma összemosódik az egyes klórformák elnevezése során. A kötött aktív klór mennyisége mindaddig növekszik, amíg meg nem indul a triklór-amin képződés. Ezt a klórformát már nem soroljuk a kötött aktív klór-formák közé. A töréspont elérését követően a beadagolt klór már szabad aktív klórként jelenik meg a vízben. A kötött aktív klór és a szabad aktív klór koncentrációjának összege adja az összes aktív klór mennyiségét, amely tehát egy növekvő, majd csökkenő, majd a törésponton túl újra növekvő részből áll. A triklór-amin bomlásra hajlamos vegyület, bomlása során nitrogéngáz (N2) szabadul fel. Ezt a bomlási folyamatot a törésponti technológiát követően beiktatott aktív szén katalizálja.

6.3.1.2 A megfelelő ammónium-mentesítéshez szükséges klórdózis meghatározása A törésponti klórozás alkalmazhatóságát helyszíni poharas kísérletekben vizsgáltuk, külön a két üzemelő kútra. A kísérletek módszertana a következő volt:

•

•

• •

•

Megmértük a nyersvíz ammónium koncentrációját, és ennek megfelelően meghatároztuk az adagolni kívánt nátrium-hipoklorit mennyiségét. A vegyszeradagok meghatározása úgy történt, hogy a várható töréspont(NH4-N:Cl2 = 1:7,6) közelében sűrűbben legyenek a mérési pontok. Meghatároztuk a nyersvíz összes és oldott vas, mangán és arzén koncentrációját. Az oldott koncentrációértékek meghatározása úgy történt, hogy a nyers vizet 0,45 µm pórusméretű membránon átszűrtük, és a szűrletből meghatároztuk a vas, mangán és arzén koncentrációkat. Feltételeztük, hogy a 0,45 µm pórusméretű membránon átjutó komponensek oldott állapotúak. 1 L-es főzőpoharakba kimértünk 1000 mL nyersvizet, majd hozzáadtuk a megállapított nátrium-hipoklorit vegyszeradagokat. Az adagolás után rendszeres keverés mellett fél órát biztosítottunk a reakció végbemenetelére. Fél óra elteltével mértük az ammónium ion, szabad, illetve összes aktív klór koncentrációját. A kapott eredmények alapján meghatároztuk a törésponti görbét, majd a törésponti klóradagokat tartalmazó mintát 0,45 µm pórusméretű membránon átszűrtük, és a szűrletből meghatároztuk a vas, mangán és arzén mennyiségét

Mindkét vizsgált kút esetében 10 perces reakcióidő alkalmazása mellett az elméletileg szükséges 7,6s klór:ammónium-nitrogén arányt jelentősen meghaladó klórdózisokra volt szükség az ammóniumion koncentráció megfelelő mértékű csökkentése érdekében. Az első kút esetében az arány 8,6 volt, míg a másik kút esetében 12. A kísérleti eredmények egyértelműen mutatták, hogy a kút vízminőségének kismértékű ingadozása is jelentősen befolyásolja az adagolandó klór mennyiségét (pl. az első kút esetében egy ismételt vizsgálatsorozatnál az optimális arány 9,7 volt, ld. 32. ábra). A vizsgálatok során megállapítottuk, hogy a törésponti klórozással egyidejűleg mindkét kút esetén megfelelő mértékű vas és arzén eltávolítás játszódik le, azonban a törésponti klóradag nem elegendő a vízben jelen lévő mangán oxidálására egyik kút esetében sem (a törésponti klórozást követően kb. 300 µg/L mangán marad a kezelt vízben), tehát a megfelelő mértékű mangántalanítás érdekében a törésponti klóradag alkalmazása mellett a kálium-permanganát adagolás továbbra is szükséges.

60

6,0

1,0

5,0

0,8

4,0

0,6

3,0

0,4

2,0

0,2

1,0

0,0

0,0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

Szabad, kötött és összes aktív klór (mg Cl2/L)

NH4-N (mg/L)

1,2

NH4-N mg/L

Sz.a.kl. mg/L

Ö.a.kl. mg/L

K.a.kl. mg/L

10

Adagolt nátrium-hipoklorit (mg Cl2/L)

32. ábra – Az első kút törésponti görbéje – ammónium-ion, szabad aktív klór (Sz.a.kl.), összes aktív klór (Ö.a.kl.) és kötött aktív klór (K.a.kl.) koncentrációk a nátrium-hipoklorit dózis függvényében

6.3.1.3 A szükséges reakcióidő meghatározása, a keletkező melléktermékek mennyisége Törésponti technológia tervezése során a megállapított klórdózishoz egy reakcióidő is társul, melynek alkalmazásával a kellő hatásfokú ammónium-mentesítés végbemegy. Az előző pontban bemutatott kísérletekben 30 perces reakcióidőt alkalmaztunk. Általánosságban elmondható, hogy nagyobb klórdózisok alkalmazásával a reakcióidő csökkenthető, míg a reakcióidő növelésével a klórdózis csökkenthető. Kérdés azonban az, hogy a káros melléktermékek képződése szempontjából melyik a kedvezőbb megoldás: magasabb klórkoncentráció és kisebb reakcióidő, vagy alacsonyabb klórdózisok és hosszabb tartózkodási idő? A kérdésre a választ minden esetben az adott nyersvízzel végzett vizsgálatok adják. A 33. ábra olyan kísérleti eredményeket szemléltet, melyek során változó klórdózis alkalmazására került sor (ez most nem az adott települése nyersvizével elvégzett kísérlet, csupán a lejátszódó folyamatok szemléltetése érdekében mutatjuk be). Az ábrán látható, hogy a klórdózis növekedésével (az eredeti klórdózis 100 %-ától 170 %-ig) az ammónium-mentesítéshez szükséges reakcióidő jelentősen csökken. Az eredmények jól szemléltetik azt is, hogy a reakcióidő növekedése a káros melléktermékek képződésének kedvez. Azonos reakcióidő, de megnövelt klórdózis esetén szintén a melléktermék-képződés növekedésére számíthatunk (bár ezt az ábrán bemutatott kísérleti eredmények nem szemléltetik egyértelműen). Így minden esetben egyedi megoldást igényel a vegyszerdózis és reakcióidő meghatározása oly módon, hogy megfelelő mértékű ammónium eltávolítás jöjjön létre, ugyanakkor a képződő melléktermékek mennyisége lehetőleg minimális legyen. Általánosságban elmondható, hogy a törésponti klórozás időigénye 5 – 15 perc körüli az alkalmazott körülményektől függően.

61

1,800

45

1,600

40

1,400

35

1,200

30

1,000

25

0,800

20

0,600

15

0,400

10

0,200

5

0,000

NH4-N mg/L, 100% NH4-N mg/L, 130% AOX (ug Cl/L), THM (ug/L)

NH4-N (mg/L)

Törésponti klórozás időbeli lefutása túlklórozással, kevert nyersvíz, AOX képződés

NH4-N mg/L, 140% NH4-N mg/L, 150% (I) NH4-N mg/L, 150% (II) NH4-N mg/L, 170% AOX 100%-nál AOX 130%-nál AOX 140%-nál AOX 150%-nál (I) AOX 150%-nál (II) AOX 170%-nál

0 0

2

4

6

8

10

12

14

Idő (perc)

33. ábra – Törésponti klórozás vegyszer- és időigénye, és a képződő melléktermékek mennyisége adott nyersvíz esetén (forrás: László Balázs, 2008)

A reakcióidő és a keletkező melléktermékek mennyiségének meghatározása érdekében az adott település nyersvizével további vizsgálatokat végeztünk az alábbi módszertan szerint:

•

•

•

•

62

A vizsgálatokat minden esetben a törésponti klóradag ellenőrzésével kezdtük, ugyanis tapasztalataink szerint a nyersvíz minőség kismértékű ingadozása jelentősen befolyásolja a törésponthoz szükséges klóradag mértékét még abban az esetben is, amennyiben az ammónium ion koncentráció nem változik jelentősen. Ezt követően a reakciósebesség vizsgálatát három különböző klórdózis alkalmazásával hajtottuk végre: a pontosan meghatározott törésponti klóradaggal, majd egy ennél kisebb és nagyobb klóradaggal. 1000 mL vízhez klórt adagoltunk (nátrium-hipoklorit formájában) az előzőekben meghatározott koncentrációknak megfelelően, majd keverést alkalmaztunk. 1 – 30 perc közötti idő elteltével a reakciót leállítottuk aktív szén por adagolásával. Ezt követően hajtottuk végre a 0,45 µm pórusméretű membránon keresztül a szűrést, majd meghatároztuk az ammónium ion koncentrációt. A keletkező melléktermékek mennyiségének meghatározását az optimális klóradag és a túlklórozás estén vizsgáltuk. Ebből a célból az előzővel megegyező kísérletsorozatot hajtottunk végre, azonban a reakció leállítását nem aktív szén-porral, hanem nátriumtioszulfát adagolásával hajtottuk végre (az aktív szén por ugyanis a keletkezett klórozási melléktermékeket megkötötte volna). A sztöchiometria szerint meghatároztuk, hogy mennyi nátrium-tioszulfát szükséges a klórozás leállításához, és ezt meghaladó mennyiségben adagoltuk a nátrium-tioszulfátot azért, hogy a klórozás leállítása biztosan sikeresen megtörténjen. Ezekből a mintákból történt meg a keletkező melléktermékek koncentrációjának meghatározása. A melléktermékek mennyiségét 24 órás reakcióidő elteltével is vizsgáltuk (ebben az esetben a mintákat nem tartósítottuk, így ameddig a minták mérésére nem került sor, a THM, illetve

AOX komponensek képződése folytatódhatott). Ezen mérések célja az volt, hogy az ún. melléktermék képződési potenciált (maximálisan keletkező AOX és THM értékeket) meghatározzuk. A törésponti klórozás következtében keletkező trihalo-metánok mennyisége minden esetben határérték alatt volt (16 – 33 µg/L), azonban jelentős mennyiségben keletkeztek AOX vegyületek (60 –120 µg/L koncentrációban, túlklórozás esetén akár magasabb koncentrációban is, főként a második kúttal végrehajtott kísérleteknél, ld. 34. ábra). A keletkező AOX mennyisége az egyik vizsgált kút esetében csökkenthető volt előzetes kálium-permanganátos oxidáció (40 %-os csökkenés), illetve koaguláció hatására (további 10 %-os csökkenés), azonban az így mért AOX értékek továbbra is magasak voltak. A keletkező melléktermékek megfelelő mértékű eltávolítására kizárólag aktív szén adszorber technológiába történő beiktatása jelenthet megoldást. Cl2 : NH4-N arány = 12,0 0,800

120 100

NH 4-N (mg/L)

0,600 80

0,500 0,400

60

0,300

AOX

40

0,200 20

0,100 0,000

AOX (µg Cl/L), THM (µg/L)

NH4-N

0,700

THM

0 0

5

10

15

20

25

30

35

Idő (perc)

34. ábra – A törésponti klórozás időigénye és a képződött melléktermékek mennyisége második kút esetében, 12-s Cl2:NH4-N aránynál

A törésponti klórozáson alapuló technológiára vonatkozó mérési eredményeket összefoglalva elmondható, hogy a technológia roppant érzékeny a nyersvíz minőségének ingadozására. Az ammónium koncentráció kismértékű emelkedése már azt eredményezheti, hogy a korábban megfelelőnek ítélt klórdózis nem képes az ammónium-ion koncentrációt a kívánt mértékben csökkenteni. A technológia alkalmazása során gondot jelent továbbá a keletkező AOX komponensek mennyisége, valamint az, hogy a klór nem alkalmas a mangánkoncentrációt megfelelő mértékben csökkenteni, így a kálium-permanganátos oxidációra továbbra is szükség van.

6.3.2 Biológiai ammónium-mentesítés vizsgálata A törésponti klórozáson alapuló technológia vizsgálatát követően a vízműtelepen 10 L/h vízhozammal üzemelő kisminta kísérletekben vizsgáltuk a biológiai ammónium-ion eltávolítás hatékonyságát, és az ezzel párhuzamosan lezajló vas, mangán, arzén, valamint agresszív szén-dioxid eltávolítási hatásfokot. Kísérleteink célja a biológiai ammónium-mentesítési módszer beilleszthetőségének vizsgálata volt a jelenlegi technológiába. Munkánkat arra alapoztuk, hogy a korábban alkalmazott víztisztítási technológiában a szűrőtölteten sor került az ammónium-ionok spontán nitrifikációjára, melynek végterméke nagy biztonsággal a nitrát-ion volt. Az első kísérleti elrendezésben azt vizsgáltuk, hogy a biológiai ammónium-mentesítés (levegőztetés és homokszűrőn történő biológiai átalakulás) alkalmazható-e a jelenlegi technológiát követően, tehát kálium-permanganát adagolást és szűrést követően beindulhatnak-e a nitrifikációs folyamatok. A második kísérleti elrendezésben azt vizsgáltuk, hogy a jelenlegi technológia előtt alkalmazott biológiai folyamatok (levegőztetés és szűrés) esetén lejátszódik-e a nitrifikáció, és milyen hatása van az ezt követő technológiai egységekre (kálium-permanganát adagolásra és szűrésre).

63

6.3.2.1 Az alkalmazott kísérleti berendezés és módszertan ismertetése A két kísérleti berendezés a következő tisztítástechnológiai lépésekből állt: •

Az első kísérleti berendezésben a víztisztító telep kezelt vizével hajtottuk végre a kísérletet, tehát itt a cél az ammónium ion és az oldott gázok (agresszív szén-dioxid és metán) eltávolítása volt. A kísérleti berendezést a 35. ábra mutatja be. A vizet meglevegőztettük, majd ezt követően homokszűrőre (1-2 mm szemcseméretű) vezettük. Mivel a víztisztító telep szakaszos üzemben működött, ezért a kísérleti berendezés folyamatos vízellátása érdekében egy 200 L-es tartály beépítésére került sor, melyet a víztisztító telep kezelt vizével, továbbá a levegőztető tartály túlfolyójával tápláltunk. A tartályból perisztaltikus szivattyúval vezettük a vizet a levegőztető tartályba, ahonnan a víz gravitációs úton jutott a homokszűrőkre.

•

A második kísérleti berendezésben a víztisztító telep nyers vizével hajtottuk végre a kísérleteket. Itt az ammónium ion mellett a vas, mangán, arzén és az oldott gázok eltávolítása is cél volt. A kísérlet első lépéseként a vizet meglevegőztettük, majd ezt követően homokszűrőre vezettük. A homokszűrőn lehetőség nyílt az ammónium eltávolítására biológiai úton, valamint a vaskoncentráció csökkentésére. Ezt követően kálium-permanganát adagolásra került sor, majd a vizet a második szűrőre vezettük, ahol a mangán és arzén eltávolítására nyílt lehetőség. Mindkét homokszűrő szemcsemérete 1-2 mm volt. A kísérleti berendezésbe – az első berendezéshez hasonlóan – puffer tartályt iktattunk a telep szakaszos üzeme miatt, ahonnan perisztaltikus szivattyú táplálta a vizet a levegőztető egységre (36. ábra). A második kísérletben is gravitációs úton vezettük a vizet a levegőztető tartályból az első homokszűrőre, ezt követően a vegyszeradagolóra, majd a második homokszűrőre. 6

8

7

9 5 3

1

2 10 11

4

35. ábra – 1. sz. kísérleti berendezés; Jelmagyarázat: 1 – víztisztító telep kezelt vize, 2 – puffertartály (200 L), 3 – perisztaltikus szivattyú, 4 – túlfolyó, 5 – levegőztető tartály (25 L), 6 – levegő bevezetés, 7 – túlfolyó, 8 – homokszűrő, 9 – állványcső, 10 – túlfolyó, 11 – öblítővíz bevezetés, mintavételi csap

64

13 6 12 8

7

14 5

15

3 11 1

2 9 10

16 17

4

36. ábra – 2. sz. kísérleti berendezés; Jelmagyarázat: 1 – víztisztító telep nyers vize, 2 – puffertartály (200 L), 3 – perisztaltikus szivattyú, 4 – túlfolyó, 5 – levegőztető tartály (25 L), 6 – levegő bevezetés, 7 – túlfolyó, 8 – homokszűrő, 9 – túlfolyó, 10 – öblítővíz bevezetés, mintavételi csap, 11 – vegyszerbekeverő tartály, 12 – membránszivattyú, 13 – kálium-permanganát tartály, 14 – homokszűrő, 15 – állványcső, 16 – túlfolyó, 17 – öblítővíz bevezetés, mintavételi csap 1. kísérlet

2. kísérlet

37. ábra – A biológiai ammónium-mentesítés vizsgálatára alkalmazott kísérleti berendezés

Mintavétel a két kísérleti berendezésre jutó vízből, valamint a kísérleti szűrőkről lekerülő vízből történt. Ez az első kísérlet esetében így két mintavételi pontot, míg a második kísérletben, ahol két kísérleti szűrő üzemelt, három mintavételi pontot jelentett. Alkalmanként sor került a nitrogénformák mérésére a puffer tartályokban is, azonban az eredmények egyértelműen mutatták, a puffer tartályokban nem indultak be a nitrifikációs folyamatok. A két kísérleti berendezésben a szűrőkről távozó vízben mért nitrogén-formák koncentrációjának összegét is meghatároztuk, és azt ellenőrzésképpen összehasonlítottuk a szűrőkre jutó vízben mért nitrogénkoncentrációk összegével. A vas- mangán és arzénkoncentrációk meghatározásakor a mintákat 0,45 µm pórusméretű membránon is átszűrtűk, és a membránszűrt mintában is meghatároztuk ezen komponensek értékeit. Ezen méréseknek a célja az volt, hogy lássuk, hogy az oldott szilárd fázisátalakulás (vas-, 65

mangán és arzén oxidációja és kicsapása) megfelelően megtörtént-e, illetve a kísérleti berendezés homokszűrője megfelelően üzemel-e, a szilárd formájúvá alakított komponensek kellő hatékonysággal távolíthatóak-e el.

6.3.2.2 Az első kísérletsorozat eredményeinek bemutatása 6.3.2.2.1 Nitrogénformák változása (első kísérleti elrendezés) A 38. ábra mutatja be az első kísérletsorozatban mért ammónium, nitrit és nitrát koncentráció értékeket. A mintavételre két helyen került sor: a kísérletre menő vízben (ez a vízmű homokszűrőkről lekerülő kezelt vize, melyben a vas, mangán és arzén határérték alatti), valamint a kísérleti homokszűrőről lejövő vízben. A kísérleti szűrőre jutó vízben a nitrogén lényegében 100 %-ban ammóniumion formájában volt jelen, így a ábrán „ÖN – nyers víz”-ként jelölt adatsor lényegében az ammónium-nitrogén koncentrációval egyezik meg. A kísérleti szűrőt elhagyó vízben 8 napig nem, vagy csak rendkívül alacsony koncentrációban volt kimutatható nitrit, illetve nitrát, majd a 11. napon megjelent a nitrit a kezelt vízben, ami arra utal, hogy a nitrifikáció első lépcsőjének (az ammónium nitrit átalakulás) beindulásához kb. 11 nap üzemeltetés, azaz a jelen üzemeltetés mellett kb. 250 ágytérfogatnyi víz kezelése szükséges. A víz nitrit koncentrációja ezt követően a 29. kísérleti napig magas (0,5 – 0,7 mg/L NO2-N) volt, majd ezt követően (kb. 700 ágytérfogatnyi víz kezelése után) kezdett csökkenni. A nitrit koncentráció csökkenése utal arra, hogy a nitrifikáció második lépcsője (a nitrit nitrát átalakulás) is elkezdődött. A kísérlet lezárásakor, 35 nap és kb. 800 ágytérfogatnyi víz kezelését követően a kezelt víz nitrit-N koncentrációja 0,029 mg/L-re csökkent, ami kb. 0,095 mg/L nitrit koncentrációnak felel meg. Ez az érték már teljesíti a tisztítótelepeket elhagyó vízre vonatkozó előírásokat, így a kezelt víz ammónium és nitrit koncentrációja megfelelő volt.

6.3.2.2.2 Vas eltávolítása (első kísérleti elrendezés) Az első kísérletben a kísérleti szűrőre kerülő víz vasat lényegében nem tartalmazott, hiszen a nyírlugosi vízműben a vastalanítás megfelelő hatásfokkal végbement. A kísérleti berendezésre kerülő, és az azt elhagyó vízben a vas lényegében kimutathatósági határ alatt volt. 6.3.2.2.3 Mangán eltávolítása (első kísérleti elrendezés) A mangán koncentráció változását az első kísérletsorozatban a 39. ábra mutatja be. A víztisztító telepen kálium-permanganát adagolás, és ezt követő homokszűrés történik, azonban a kezelt vízben időnként határérték feletti mangán jelenik meg. A 39. ábrán jól látható, hogy a kísérletben alkalmazott levegőztetés, és ezt követő homokszűrés a mangán koncentrációt nem képes tovább csökkenteni (annak ellenére, hogy a mangán csak igen alacsony, általában 0,1 mg/L körüli koncentrációban van jelen); a kísérleti berendezésre jutó és az onnan elfolyó víz mangánkoncentrációja lényegében megegyezik. Az a tény, hogy a levegőztetés és az ezt követő homokszűrés nem csökkenti tovább a mangánkoncentrációt, arra utal, hogy a kísérleti berendezésre jutó, és onnan elfolyó vízben a mangán oxidált, de oldott formában van jelen. Az oxidált, de oldott formájú mangán jelenléte pedig arra utal, hogy a víztisztító telepen időnként a kálium-permanganát dózis meghaladja azt a mértéket, amelyet a vízben jelenlévő redukált állapotú anyagok (főként mangán) jelenléte igényelne. Ennek oka az, hogy az adagolt vegyszer mennyisége állandó, ugyanakkor a nyersvíz vas- és mangánkoncentrációja némileg változik. Amennyiben a vason, mangánon kívül más redukált állapotú komponens (pl. szervesanyag) nem, vagy csak nagyon alacsony koncentrációban van jelen, úgy a nyersvíz kismértékű ingadozása (a redukált állapotú szennyezők, úgymint vas és mangán koncentrációjának csökkenése) olyan mértékű oxidálószer felesleget eredményezhet, melynek eredményeképpen a beadagolt vegyszer kálium-permanganát formájában megjelenik a kezelt vízben, határérték feletti mangánkoncentrációkat eredményezve.

66

6.3.2.2.4 Arzén eltávolítása (első kísérleti elrendezés) Az első kísérletben a víztisztító-telepi szűrt víz szolgált a kísérleti berendezés nyersvizeként. A jelenleg alkalmazott technológia a víz vas- és mangántalanítására, valamint arzénmentesítésére alkalmas, így a telepi szűrt víz általában nem, vagy csak alacsony koncentrációban tartalmaz vasat, mangánt és arzént. Két alkalommal a kísérleti berendezésbe jutó, és az onnan elfolyó víz arzénkoncentrációját meghatároztuk. Mindkét esetben a két mintavételi helyen az arzén koncentrációja minimális, 1 µg/L körüli volt. A kísérleti berendezésre jutó víz alacsony arzénkoncentrációja miatt az első kísérletben további arzénmentesítést nem kellett végrehajtani. 6.3.2.2.5 Agresszív szén-dioxid eltávolítása (első kísérleti elrendezés) A nyersvíz és kezelt víz igen magas koncentrációban tartalmaz agresszív szén-dioxidot, mely a hálózatba kerülve komoly vízminőségi problémákat eredményez. Ezért a javasolt technológiának alkalmasnak kell lennie a víz agresszív szén-dioxid tartalmának csökkentésére is. A biológiai ammónium-mentesítés végrehajtásához intenzív levegőztetés szükséges, amely technológiai egységben az oldott gázok, úgymint metán és agresszív szén-dioxid eltávolítása is megtörténhet. A kísérleti berendezés 10 L/h-s kapacitása nem volt elegendő a metánkoncentráció változásának követéséhez, azonban az agresszív szén-dioxid meghatározása mindkét kísérletsorozatban megtörtént. A nyers víz (amely a víztisztító-telepi szűrt víz) agresszív szén-dioxid koncentrációja kb. 40 mg/L volt, és ez a levegőztetés során kb. 4 mg/L-re csökkent le (40. ábra). A kísérleti berendezésre kerülő nyers víz magas agresszív szén-dioxid koncentrációja utal arra, hogy a jelenleg alkalmazott technológia nem alkalmas a víz agresszív szén-dioxid tartalmának a csökkentésére. A víz agresszivitásának csökkenését az agresszív szén-dioxid mérési eredményein túl jól szemlélteti a pH változása is. A nitrifikáció következtében a víz pH-ja elvileg csökken, hiszen a nitrifikáció első és második lépcsője egyaránt H+ iont termel: NH4+ +3/2 O2 → NO2- + H2O + 2H+ NO2- + 1/2 O2 → NO3A várt pH csökkenéssel szemben azonban a kísérlet során a pH egyértelműen növekedett 0,5 – 0,8 egységgel (41. ábra), melynek oka a levegőztetés következtében a vízből távozó szén-dioxid.

67

N-formák változása az első kísérletben 1

NH 4-N, NO2-N, NO3-N és Összes-N (mg/L)

ÖN szűrt víz 0.9 0.8 ÖN nyers víz

0.7 0.6 0.5

NH4-N

0.4 0.3

NO2-2

0.2 0.1 NO3-N

0 0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Ágytérfogat

38. ábra – Nitrogén-formák változása az első kísérletben Mangán koncentráció változása az első kísérletben 0,25

Nyers víz összes mangán

0,2

Mn (mg/L)

Nyers víz oldott mangán 0,15

0,1 Szűrt víz összes mangán 0,05

Szűrt víz oldott mangán

0 1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22


39. ábra – Mangán koncentráció változása az első kísérletben 68

23

24

25

Agresszív szén-dioxid koncentráció változása az első kísérleti berendezésben Mészre agresszív CO2 (mg/L)

50 40 30 20 10 0 Nyers víz

Szűrt víz

40. ábra – A mészre agresszív szén-dioxid koncentráció csökkentése az első kísérletsorozatban

pH

A pH változása az 1. kísérletben 10 9,5 9 8,5 8 7,5 7 6,5 6 5,5 5

Nyersvíz pH (1. kísérlet)

Szűrő után mért pH (1. kísérlet)

1

3

5

7

9

11

13

15

17

19

21

23

25


41. ábra – pH változása az első kísérlet során

6.3.2.3 A második kísérletsorozat eredményeinek bemutatása 6.3.2.3.1 Nitrogénformák változása (második kísérleti elrendezés) A második kísérleti elrendezésben a vízmű kezeletlen vize volt a kísérleti berendezés nyers vize, amelyet levegőztetéssel, szűréssel, kálium-permanganát adagolással, majd egy második szűrési lépcsővel kezeltünk. Ebben az esetben tehát a biológiai folyamatok még az első szűrőn, a vegyszeradagolás előtt lejátszódnak, majd ezt követően történik meg a kálium-permanganát adagolás, és a szilárd formájúvá alakított mangán eltávolítása a második szűrőtölteten. Az eredmények bemutatására szolgáló grafikonon az első kísérleti szűrőről elfolyó víz N-formáinak koncentrációit mutatjuk be, mivel a második szűrőn az ammónium, nitrit, illetve nitrát koncentrációk értéke lényegében nem változott az első szűrőről elfolyó víz paramétereihez képest. A nitrifikáció ebben a kísérletben valamivel később indult el, mint az első kísérletsorozatban: 17 nap eltelte után, mintegy 400 ágytérfogatnyi víz kezelését követően sikerült a kezelt vízben nitritet kimutatni, amely a nitrifikáció első lépésének (az ammónium nitrit átalakulásnak) elkezdődésére utal. Ezt követően a nitrit a 31. kísérleti napig igen magas (~ 0,7 mg/L NO2-N) koncentrációban volt jelen, majd csökkenésnek indult. A nitrifikáció második lépcsője (nitrit nitrát átalakulás) tehát 31 nap elteltével, kb. 720 ágytérfogatnyi víz kezelését követően indult el, ami azt jelenti, hogy ez a lépés a második kísérletsorozatban hamarabb elkezdődött, mint az elsőben (42. ábra).

69

N-formák változása a második kísérletben 1 NH 4-N, NO2-N, NO3-N és Összes-N (mg/L)

ÖN szűrt víz 0.9 0.8 ÖN nyers víz

0.7 0.6

NH4-N

0.5 0.4 0.3

NO2-2

0.2 0.1

NO3-N

0 0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Ágytérfogat

42. ábra – Nitrogén-formák változása a második kísérletben (az első kísérleti szűrőről elfolyó vízből mért ammónium, nitrit és nitrát koncentrációk feltüntetésével) Vas koncentráció változása a második kísérletben 4

Nyers víz összes vas

3,5 Nyers víz oldott vas

Fe (mg/L)

3 2,5

1. szűrt víz összes vas

2 1. szűrt víz oldott vas

1,5 1

2. szűrt víz összes vas

0,5 2. szűrt víz oldott vas

0 1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21


43. ábra – Vas koncentrációk változása a második kísérletben

70

22

23

24

25

26

Mangán koncentráció változása a második kísérletben 2,5

7,0

mg KMnO4/L

6,0

Nyers víz összes mangán

Mn (mg/L)

5,0 1,5

4,0 3,0

1

2,0 0,5 1,0 0

0,0 1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22


44. ábra – Mangán koncentrációk változása a második kísérletben

71

23

24

25

26

KMnO4 adagolás (mg/L)

2

Nyers víz oldott mangán 1. szűrt víz összes mangán 1. szűrt víz oldott mangán 2. szűrt víz összes mangán 2. szűrt víz oldott mangán

A teljes nitrifikáció (ammónium nitrát átalakulás) 35 napi üzemeltetés, és kb. 800 ágytérfogatnyi víz kezelését követően ment végbe. Ezt követően ammónium és nitrit a kísérleti szűrőkről lekerülő vízben lényegében nem volt kimutatható, a víz ammónium ion tartalma teljes mértékben nitráttá alakult.

6.3.2.3.2 Vas eltávolítása (második kísérleti elrendezés) A második kísérleti berendezésre kerülő, és annak az első és második szűrőjéről elfolyó víz összes és oldott vaskoncentrációját a 43. ábra mutatja be. A nyersvízben az összes és oldott vaskoncentráció értékek lényegében megegyeznek, ami azt jelenti, hogy a vas csaknem teljes mértékben redukált, oldott formában van jelen a kezeletlen vízben. Már az első szűrőt követően a víz összes és oldott vas koncentrációja lényegében kimutatási határ alatti, ami azt jelenti, hogy a biológiai ammónium mentesítéshez alkalmazott levegőztetés a vasat teljes mértékben oxidálta, a kálium-permanganáttal további oxidációra nincs szükség, a második szűrőn további vastalanítás gyakorlatilag nem játszódik le. 6.3.2.3.3 Mangán eltávolítása (második kísérleti elrendezés) A vízműben jelenleg kálium-permanganát adagolással és ezt követő homokszűréssel távolítják a vízben jelen lévő mangánt. A második kísérletsorozatban ezért a mangán oxidálása céljából káliumpermanganát adagolást hajtottunk végre. A kezdeti vegyszeradagot a telepen jelenleg alkalmazott 6 mg/L KMnO4-nak megfelelően állítottuk be, majd ennek változtatásával határoztuk meg az optimális vegyszeradagot. A második kísérletsorozatban a mangánkoncentrációk változását a 44. ábra mutatja be. Az eredményekből látható, hogy a levegőztetés, majd az első homokszűrés hatására a víz mangánkoncentrációja valamelyest, kb. 0,5 mg/L-re csökeknt. A vegyszeres kezelés és a második homokszűrés azonban határérték körülire (0,05 mg/L) csökkentette a maradék mangánkoncentráció értékét, azonban gyakran a határértéket meghaladó mennyiségben maradt mangán a kezelt vízben. A nyersvíz mangánkoncentráció értékeinek ingadozását vizsgálva megállapítható, hogy a kezelt vízben mért mangánkoncentráció értékek a nyersvíz minőségének ingadozását követik. A káliumpermanganátos oxidáció igen érzékeny a befolyó víz minőségének változására: amennyiben magasabb a befolyó víz mangánkoncentrációja, a vegyszer mennyisége már nem feltétlenül elegendő az oxidációra, ugyanakkor a vízben feleslegként maradó oxidálószer is növeli a kezelt víz mangánkoncentrációját. Az optimális KMnO4 vegyszeradag a második kísérletsorozatban 2 mg/L körül alakult, mely lényegesen alacsonyabb, mint a telepen jelenleg alkalmazott 6 mg/L. A vegyszerigény ilyen mértékű csökkenésének oka feltehetően a vegyszeradagolást megelőzően alkalmazott levegőztetés, melynek hatására a nyersvízben nagy mennyiségben jelen levő vas közel teljes mennyisége oxidálódott, így a permanganáttal csupán a lényegesen kisebb mennyiségben előforduló vasat kellett oxidálni, ami értelemszerűen kisebb vegyszerigényt jelent. Ezen túlmenően feltételezhető, hogy második szűrőrétegen a kálium-permanganát adagolás hatására olyan MnO2 katalizátorréteg (bedolgozott szűrő) alakul ki, mely elősegíti a mangán oxidációját a vízben oldott oxigénnel, ezzel is csökkentve a szükséges kálium-permanganát mennyiségét. Tehát ilyen technológia esetében a mangánmentesítés két folyamat együttes eredményeképpen jön létre: a bedolgozott réteg jelenlétében bekövetkező katalitikus oxidáció (a levegő oxigénje által), és a kálium-permanganát adagolás következtében lejátszódó vegyszeres oxidáció hatására. Sajnos a nyersvíz minőségének ingadozása (melyet részben a két kút váltakozó üzeme okoz) következtében a kezelt víz mangánkoncentrációja így sem tartható biztonságosan a határérték alatt. Ennek oka feltehetően ugyanaz, mint amit az első kísérletsorozat értékelésénél részleteztünk: a redukált állapotú komponensek koncentrációjában bekövetkező kismértékű ingadozás azt eredményezheti, hogy időként a beadagolt oxidálószer (ami jelen esetben a kálium-permanganát) feleslegben van jelen, és így az oxidált, de oldott állapotú kálium-permanganát átjut a tisztítástechnológián és határérték feletti mangánkoncentrációkat eredményez.

6.3.2.3.4 Arzén eltávolítása (második kísérleti elrendezés) A nyersvíz arzénkoncentrációja 10 µg/L körüli, időnként határérték feletti, ezért a második kísérletben alkalmazott technológiának arzénmentesítésre is alkalmasnak kell lennie. A hat hétig tartó

72

kísérletsorozat alatt két alkalommal végeztünk arzénkoncentráció meghatározást, melynek eredményeit az 45.-46. ábrák mutatják be. Az eredmények azt mutatják, hogy az alkalmazott technológiával biztonsággal határérték alatti (4 µg/L körüli) arzénkoncentrációk érhetők el. Az eredmények azt mutatják, hogy már az első szűrőt követően az arzén határérték alatti, tehát a levegős oxidációt követő vastalanítással az arzén is megfelelő hatékonysággal eltávolítható a vízből, kiegészítő oxidációra és koagulációra nincsen szükség.

3,5

16

3

14 12

2,5

10

2

8 1,5 6 1

4

0,5

2

0

0 Nyers víz

1. szűrő után

Vas Arzén koncentráció (µg/L)

Vas és mangán koncentráció (mg/L)

Vas, mangán és arzén koncentráció (2. kísérlet, 2010. 07. 28)

Mangán

Arzén

2. szűrő után

45. ábra – Arzén, vas és mangán koncentrációk változása (2. kísérletsorozat; mintavétel időpontja: 2010. 07. 28)

10 Vas

9

3,5

8

3

7

2,5

6

2

5

1,5

4 3

1

2

0,5

1

0

0 Nyers víz

1. szűrő után

Arzén koncentráció (µg/L)

Vas és mangán koncentráció (mg/L)

Vas, mangán és arzén koncentráció (2. kísérlet, 2010. 08. 04) 4

Mangán

Arzén

2. szűrő után

46. ábra – Arzén, vas és mangán koncentrációk változása (2. kísérletsorozat; mintavétel időpontja: 2010. 08. 04)

6.3.2.3.5 Agresszív szén-dioxid eltávolítása (második kísérleti elrendezés) Agresszív szén-dioxid tekintetében az első kísérletsorozatban tapasztaltakhoz hasonló eredmény született: az intenzív levegőztetés hatására a víz agresszív szén-dioxid tartalma jelentősen – 40 mg/Lről kb. 4-5 mg/-re – csökkent (42. ábra), mellyel párhuzamosan a pH 0,5 – 0,8 egységgel növekedett (48. ábra).

73

Mészre agresszív CO2 (mg/L)

Agresszív szén-dioxid koncentráció változása a második kísérleti berendezésben 50 40 30 20 10 0 Nyers víz

1. szűrő után

2. szűrő után

47. ábra – A mészre agresszív szén-dioxid koncentráció csökkentése a második kísérletsorozatban

pH

A pH változása a 2. kísérletben 10 9,5 9 8,5 8 7,5 7 6,5 6 5,5 5

Nyersvíz pH (2. kísérlet)

1. szűrő után mért pH (2. kísérlet)

1

3

5

7

9

11

13

15

17

19

21

23

25


48. ábra – pH változása a második kísérlet során

6.3.2.4 A biológiai ammónium-mentesítésre vonatkozó kísérleti eredmények összefoglalása Alapvetően tehát mindkét kísérlet sikeres volt, hiszen a kezelt víz ammónium és nitrit koncentrációja a kísérletek lezárásakor biztonsággal határérték alatt volt. Az eredmények azt mutatták, hogy míg a nitrifikáció első lépése (ammónium nitrit átalakulás) az első kísérleti elrendezésben volt valamivel gyorsabb, addig a második lépés (nitrit nitrát átalakulás) a második kísérletben hamarabb végbement. A biológiai ammónium-mentesítéssel párhuzamosan a vas- és arzénmentesítés is kellő hatékonysággal végbement, a mangán eltávolításához azonban továbbra is szükséges kálium-permanganát adagolás. Amennyiben a kálium-permanganát adagolása a levegős oxidációt követően történik meg, eredményeink alapján a jelenleg alkalmazott kálium-permanganát dózis (6 mg/L) mintegy a harmadára csökkenthető. Időnkénti mangán határérték túllépésekre a kálium-permanganát alkalmazása mellett is számítani kell, hiszen a kutak váltott üzeme következtében a nyersvíz mangánkoncentrációja ingadozhat, az optimális kálium-permanganát dózis tartománya azonban igen szűk: nagyon nehéz minden esetben olyan vegyszeradagot biztosítani, mely a mangán oxidálását végrehajtja, azonban a vegyszerfelesleg következtében még éppen nem jelenik meg mangán a kezelt vízben. A biológiai ammónium-mentesítés alkalamzása során – az eddigi üzemeltetői tapasztalatok alapján – problémaként merül fel, hogy

• • 74

A homokszűrőn a nitrifikálók mellett egyéb mikroorganizmusok, esetleg magasabb rendű élőlények (ún. férgek, véglények) szaporodnak el A technológia beüzemelésekor a víz kellemetlen szagú lesz.

Ezt a két szempontot a bemutatott kísérletek alkalmával nem vizsgáltuk, hiszen a kísérleti berendezést nem tudtuk védeni a külső szennyezések ellen (ezért a mikrobiológiai vizsgálatokat nem hajtottuk végre), az esetlegesen felmerülő szagproblémák pedig csak hosszabb – üzemi léptékű – működést követően vizsgálhatóak. Azt azonban szükséges megemlíteni, hogy a kísérletek leállításakor, a kísérleti berendezések víztelenítésekor, az első szűrőről elfolyó víz igen kellemetlen szagú volt.

6.4

Összefoglalás, következtetések, javaslatok a technológia módosítására

Az adott mintaterületen elvégzett vizsgálatok alapján a technológia módosítására több megoldás is elképzelhető. A törésponti klórozáson alapuló eljárás esetén a jelenlegi technológiát előklórozással kell kiegészíteni, a homokszűrést követően pedig aktív szén adszorber beiktatása szükséges az AOX komponensek eltávolítása céljából. A homokszűrő töltetanyagához fermagót keverve, vagy a kezelt vízhez szódát (Na2CO3-t) adagolva az agresszív szén-dioxid koncentráció csökkenthető. Biológiai ammónium-mentesítés a vizsgált technológiák alapján kétféleképpen képzelhető el: első esetben a jelenleg alkalmazott technológiát követően történik meg a levegőztetés, majd innen homokszűrőre kerül a víz, ahol a biológiai folyamatok (ammónium nitrát átalakulás) végbemegy. A második technológiai elrendezésben a jelenlegi technológiát megelőzően, első lépésben történik a levegőztetés, homokszűrés (a homoktölteten az ammónium nitrát átalakulás), és ezt követően jut a víz a jelenleg alkalmazott technológiai egységekre: a kálium-permanganát adagolóra, és homokszűrőre. A biológiai módszerek alkalmazása esetén különösen fontos a folyamatos hálózati fertőtlenítés alkalmazása, hiszen nem garantálható, hogy a nitrifikálók mellett más – potenciálisan patogén – baktériumok nem szaporodnak el a reaktorban. A vizsgálatok alapján a jelenleg alkalmazott víztisztítási technológia módosítását az utolsóként bemutatott módon javasoljuk (49. ábra), tehát a biológiai ammónium-mentesítés a jelenleg alkalmazott technológiát megelőzően történjen meg. Ugyan az eredmények azt mutatják, hogy a biológiai folyamatok vegyszeres kezelést (KMnO4 adagolást) követően is végbemennek (abban az esetben, ha KMnO4 csak minimális mennyiségben marad a vízben), azonban vizsgálataink azt igazolják, hogy a biológiai folyamatok megvalósulása szempontjából kedvezőbb megoldás a technológia elején történő levegőztetés és biológiai ammónium-mentesítés. Ebben az esetben ugyanis nem áll fenn annak a veszélye, hogy a vízben esetlegesen előforduló vegyszermaradékok a biológiai folyamatokat gátolnák. További előnyt jelent, hogy ebben az esetben a kálium-permanagnát dózis, a jelenleg alkalmazottnak mintegy harmadára csökkenthető. A biológiai folyamatokat követően történik meg a vegyszer (kálium-permanganát) adagolása, és egy második szűrési lépés, mely egyfajta biztonsági szűrőként is szolgál az első szűrőn esetlegesen átjutó szennyezőanyagok visszatartására. A második szűrő töltetanyagához agresszív szén-dioxid megkötésére alkalmas töltetanyagot (pl. fermagót) keverve, vagy a kezelt vízhez szódát adagolva a levegőztetés után esetleg a vízben maradó agresszív szén-dioxid eltávolítható. A biológiai ammónium-mentesítésre történő átállást követően az üzemeltetői tapasztalatok szerint a hálózatban felléphetnek szagproblémák, melynek oka feltehetően a biofilm összetételének megváltozása. Az új, stabil biofilm-közösség kialakulása után – a tapasztalatok alapján – ezek a szagproblémák megszűntek. A technológia-váltást megelőzően ezért javasoljuk teljes körű hálózattisztítás végrehajtását, továbbá a technológia beüzemelését követően rendszeres mikrobiológiai vizsgálatok végrehajtását. Minden vizsgált technológiai megoldás esetében problémát jelentett a nyersvíz minőségének ingadozása. A törésponti klórozáson alapuló technológia esetén a kezelt víz ammónium-ion koncentrációja jelentősen megnőhet a nyersvíz minőségének kismértékű változásától is. A káliumpermanganát adagolás is roppant érzékeny folyamat: mind az optimális dózis alatti, mind az optimális vegyszerkoncentrációt kismértékben meghaladó kálium-permanganát adagok esetén határértéket meghaladó mennyiségben jelenhet meg mangán a kezelt vízben. A vízminőség ingadozásához a két kút váltott üzeme jelentősen hozzájárul, ezért megfontolandó a jelenlegi váltott-üzem változtatása oly 75

módon, hogy a technológiára kerülő nyersvíz minősége egyenletesebb legyen, és a technológia folyamatosan üzemeljen. A problémákat és megoldási javaslatokat összefoglalva megállapítható tehát, hogy a fellépő vízminőségi problémák oka a nem kellően előkészített technológia-váltás volt. A technológia módosítása minden esetben csak akkor célszerű, ha a megfelelő elővizsgálatok végrehajtására sor került. A mélységi vizek összetétele igen eltérő lehet még abban az esetben is, ha a szennyezők köre közel azonos. Ez az oka annak, hogy míg bizonyos technológiák az egyik vízműben jól működnek, egy kismértékben eltérő vízminőség esetén alkalmazásuk esetleg komoly vízminőségi problémákhoz vezet.

Gyorsszűrés

Biztonsági szűrő

NaOCl

Levegőztetés

KMnO4 (2 mg/L)

A vizsgált településen a régi (levegőztetésből és szűrésből álló technológia) megfelelő átalakításával (a levegőztetési lépés megtartásával) elérhető lett volna, hogy – még ha a kálium-permanganát adagolás következtében ammónium-mentesítés nem is történik – a hálózatban a rendkívül magas vas koncentrációkat eredményező kioldódás ne történjen meg. A vas folyamatos kioldódása nem csupán esztétikai és közegészségügyi kifogásokhoz vezet, hanem a korróziós folyamatok következtében hosszú távon a hálózat tönkremenetelét okozza. Megoldásként ezért levegőztetés, majd ezt követő homokszűrés, kálium-permanganát adagolás, újabb homokszűrés és fenntartó klóros fertőtlenítés alkalmazását javasoljuk. A biológiai ammónium-mentesítés – számos előnye mellett – kockázatokat is rejt magában, azonban a korábbi üzemi szintű tapasztalatok, és a végrehajtott folyamatos kísérletsorozat eredményei alapján, a mintaterületen megfelelő megoldás lehet a vízminőségi problémák kezelésére.

49. ábra – A mintaterületen javasolt technológiai sor (pirossal az új, létesítésre váró technológiai egységeket jelöltük)

76

7. Előadás – Vízbiztonsági tervezés - A Szolnoki Felszíni Vízműben alkalmazott módszertan bemutatása 7.1

Előzmények

A 65/2009 (III. 31.) Kormányrendelet alapján az 1000 m3/nap-nál nagyobb kapacitású vagy 5000 főt meghaladó állandó népességet ellátó vízellátó rendszerek vízbiztonság-irányítási rendszerét vízbiztonsági tervben kell rögzítenie az üzemeltetőnek. A vízbiztonsági tervek kiépítéséhez az Egészségügyi Világszervezet (WHO) útmutatót állított össze, mely alapján az Országos Környezetegészségügyi Intézet (OKI) kidolgozta, majd 2009. novemberében megjelentette az „Útmutató ivóvíz-biztonsági tervrendszerek kiépítéséhez, működtetéséhez” c. dokumentumot.

7.2

A vízbiztonsági tervek felépítése az OKI útmutatója alapján

Az OKI útmutatója (oki.antsz.hu/documents/utmutato.doc) alapján azivóvíz-biztonsági tervrendszer lényegében működési váz, egy szerkezet,amely veszélyelemzést, kockázatértékelést és - kezelést, kontrollméréseket, és monitoring rendszer leírását tartalmazza, kiegészítve megfelelő beavatkozási, illetve vészhelyzeti tervekkel, dokumentált módon végigvezetve a teljes vízellátási rendszeren. Az ivóvíz szolgáltató azivóvíz-biztonsági tervrendszerben kulcsfontosságú szereppel bír, de a többi érintettre nézve is tartalmazhat szabályozásokat.

Azivóvíz-biztonsági tervrendszer kulcspontjai a következők: 1. A vízellátó rendszer értékelése A vízellátó rendszer minden egyes pontján azonosítani kell a lehetséges veszélyeket (legegyszerűbb a víz útját követve), az ezekből adódó kockázatokat és súlyosságukat, hozzájuk kell rendelni a megfelelő kontrollméréseket, hogy biztosítva legyen az ivóvíz biztonsága, a fogyasztó egészségének védelme, a jogi és egyéb követelményeknek való megfelelés. „Veszély”: Minden olyan fizikai, kémiai, mikrobiológiai összetevő, mely egészségkárosító, illetve minőségrontó potenciállal rendelkezik. „Kockázat”: Az azonosított veszély okozta valószínűsíthető kár. „Kockázat értékelés”: Az azonosított veszélyekből adódó kockázatok súlyosságának és a bekövetkezésük gyakoriságának értékelése, egészséghatás szempontú rangsorolás. 2. Folyamatos, ún. „működési” monitoring Megfelelő és kellő gyakoriságú ellenőrző mérések elvégzése a rendszer-értékelés alapján meghatározott pontokon, biztosítva, hogy bármely működési vagy egyéb zavar azonnal detektálható, felismerhető legyen. 3. Működési dokumentáció Az ivóvíz-biztonsági tervrendszer minden elemét dokumentálni kell, beleértve a rendszerértékelést, a monitoring rendszert, a nem megfelelőségek, eltérések rögzítését, a beavatkozások leírását. Az eltérés kivizsgálását követően a folyamatos fejlesztés érdekében ezen kívül meg kell határozni az alkalmas helyesbítő és a megelőző tevékenységeket, kommunikációs folyamatokat. Az ivóvíz-biztonsági tervrendszer kiépítéséhez feltétlenül szükséges:

77

•

• • • • •

A vízellátó rendszer minden egyes elemének, illetve a szolgáltatott víz minőségére gyakorolt hatásának tökéletes ismerete, különösen a szolgáltatott ivóvízre vonatkozó követelmények, a fogyasztó egészségét befolyásoló kockázatok megítélésének szempontjából. Lehetőség szerint az összes ismert veszély, illetve az ezekből adódó kockázat összegyűjtése, értékelése a vízellátó rendszerben. Pontos, ésszerű, egyértelműen meghatározott kontroll mérések minden egyes azonosított veszély ellenőrzésére. A rendszer folyamatos fejlesztése a kontroll mérések mindennapi rutin vizsgálatok közé történő beépítésével, illetve azok módosításával, amennyiben nem érik el a kívánt célt. A monitoring rendszer értékelése, megerősítése abból a szempontból, hogy alkalmas-e, követni lehet-e vele az ivóvíz-biztonsági tervrendszertől elvárt teljesítményt. Független személlyel, vagy szervezettel elvégeztetett felülvizsgálat, annak igazolására, hogy az ivóvíz-biztonsági tervrendszer a megfelelő módon lett-e felépítve, biztosítja-e a szolgáltatott víz biztonságosságát, továbbá, hogy megfelel-e az egészségügyi, illetve egyéb követelményeknek.

A munkacsoportnak szakszerű ismerettel kell rendelkeznie a teljes vízellátó rendszerről, illetve javallott, hogy tagjai között legyen az alábbi témakörökben szakértő személy: víznyerés, vízkezelési technológiák, elosztó hálózat, ivóvízminőség, közegészségügy. A munkacsoportot kellő hatáskörrel kell felruházni, annak érdekében, hogy a kialakított rendszert be tudják vezetni. A csoport összeállítását követően fontos elkészíteni egy olyan folyamatábrát (50. ábra), melyben rögzítik, dokumentálják az ivóvíz-biztonsági tervrendszer felépítésének lépéseit, a főbb információkat, következtetéseket, eredményeket. A vízbiztonsági terv tehát a vízbeszerzéstől, a vízkezelésen át, egészen a vízszétosztásig (a fogyasztó csapjáig) követi a víz útját, és részletesen elemzi a lehetséges veszélyforrásokat, kiküszöbölésük módját, a beavatkozási lehetőségeket, a monitoring rendszert és az egész folyamat dokumentálását. Konkrét, kötelezően alkalmazandó módszertan a vízbiztonsági tervek kidolgozásához nem áll rendelkezésre, az üzemeltetők lényegében a saját igényeik szerint alakíthatják ki a VBT-ket. Ehhez segítséget nyújtanak a már említett útmutatók (WHO, OKI), melyek a vízbiztonsági rendszer legfőbb elemeit tartalmazzák. Az alkalmazott kockázatelemzési módszerre sincsenek előírások – ez a legegyszerűbb 5*5-ös kockázati mátrixtól egészen részletes matematikai elemzésekig terjedhetnek (pl. eseményfa elemzés, hibafa elemzés, statisztikán alapuló előrejelzések, Markov folyamatok, stb.). Az OKI által közzétett útmutató a vízbiztonsági rendszerek szerkezetét az alábbiak szerint részletezi:

78

1. Vezetői döntés: Ivóvíz-biztonsági tervrendszer készítő munkacsoport létrehozása A vizsgált rendszer meglévő dokumentumainak összegyűjtése.Folyamatábra készítés a vízellátó rendszerről a vízbeszerzéstől a fogyasztói pontig.

2. Veszélyek feltárása A potenciális veszélyek és hatásuk azonosításaa vízellátó rendszer minden pontján.

3. Kockázatok értékelése Az azonosított veszélyekből adódó kockázatok súlyosságának és a bekövetkezésük gyakoriságának értékelése, rangsorolásuk az egészségre való hatás szempontjából.

4. Ellenőrző mérések A veszélyek és kockázatok jellegének megfelelően minden egyes felismert kockázat megfigyelésére alkalmas kontroll mérések meghatározása.

5. Monitoring rendszer Beavatkozási kritériumok meghatározása, a működési monitoring rendszer kiépítéseaz észleléshez szükséges mérési gyakoriság rögzítésével.

6. Ellenőrző folyamatok a megelőzés és krízis kezelés érdekében Beavatkozási pontok rögzítése, beavatkozási folyamatok elhatározása (beleértve a tájékoztatási, hibajavító és fejlesztési tevékenységeket), az ellenőrzésekkor észlelt nem megfelelőségek kezelésére normál üzem és vészhelyzet esetén is.

7. Ivóvíz-biztonsági tervrendszert értékelő monitoring Monitoring rendszer kiépítése a vizsgálandó paraméterek és a mérési gyakoriság megfelelőségének ellenőrzésére, azaz a rendszer működése megfelelően szolgálja-e az egészségügyi célokat és az egyéb követelményeket.

8. Az ivóvíz-biztonsági tervrendszer működését támogató programok A közreműködő dolgozók rendszeres továbbképzése, a minőség ellenőrzése. Üzemirányító rendszerek, minőségellenőrző rendszerek.

9. Dokumentáció A tervrendszer minden elemét alkalmas módon dokumentálni kell. 50. ábra – Ivóvíz-biztonsági tervrendszer általános felépítése

79

7.2.1 Víznyerő hely, nyersvíz-források védelme 7.2.1.1 Rendszer leírása Fontos összegyűjteni a lehető legtöbb információt a víznyerő hely, illetve a vízforrások jellemzőiről, a területen folytatott tevékenységekről, a nyersvíz minőségéről. 7.2.1.1.1 Víznyerő terület • geológiai, hidrológiai, meteorológiai viszonyok • a területen folytatott tevékenység (lakott terület, ipari tevékenység, kőfejtő, bánya, mezőgazdasági művelés, állattenyésztés, védett területek, természetes élővilág…) • egyéb vízfogyasztások, pl. öntözés • tervezett jövőbeli tevékenységek • víznyerő hely szabályozása, védelmi zónák stb. 7.2.1.1.2 Felszíni víz • víztípus (közvetlen vízkivétel, víztározó, folyó, tó stb.) • pontszerű szennyező források (szennyvíz-bevezetés, ipari bányászati vizek stb.) • vízminőség, illetve szezonális, vagy egyéb éghajlati jellemzők miatti változások hatása • állandóság vagy utánpótlódás biztonsága, tárolási idő stb. • rekreációs vagy egyéb tevékenységek • létező vízforrás védelmi tevékenységek 7.2.1.1.3 Felszín alatti víz • lehatárolt vagy nem lehatárolt víztározó, feltöltődött terület stb. • áramlási, hígulási viszonyok, talpmélység stb. • érzékenység a felszíni tevékenységekre, eseményekre • vízminőséget befolyásoló tevékenységek 7.2.1.2 Veszélyek azonosítása Tipikus veszélyek a víznyerő területen: • • •

•

hirtelen változás a nyersvíz minőségében a víznyerő területen bekövetkező emberi tevékenységek (pl. balesetek, szabadidős tevékenység), időjárási események következtében a nyers víz pontszerű szennyezése pl. szennyvízbevezetés, ipari hatások, elfolyó vizek bejutása pl. aktív vagy lezárt bányaterületekről, szemétlerakókból stb. miatt mezőgazdasági tevékenységből és az állattenyésztésből adódó szennyezés, pl. vegyi anyagok, műtrágyák bejutása a nyers vízbe, a vízforrás nem megfelelő védelméből, illetve a nem megfelelő vízkivételből adódó szennyezések nem megfelelő vízszint-szabályozás a víztározókban (rétegződés, eutrofizálódás stb.)

7.2.1.3 Kockázatértékelés Az azonosított veszélyekből adódó kockázatok értékelése az egyszerűsített sémán mutatható be. Az értékelést két szempontból kell elvégezni, az egyik a veszélyes esemény bekövetkezésének várható gyakorisága és az esemény bekövetkezésének várható hatása.

80

Gyakoriság Naponta Hetente

E D

Katasztrofális Súlyos

Mérsékelt

Havonta

C

Jelentős

2

Valószínűtlen

Évente

B

Mérsékelt, kicsi

1

Igen ritka

5 évente, vagy ritkábban

A

Jelentéktelen

5 4

Majdnem biztos Valószínű

3

Hatás Nagy népességre halálos Kis népességre halálos „Egyedi esetekben” halálos, vagy nagy népességre ártalmas, vagy nagy népesség számára elfogadhatatlan Kis népességre ártalmas, vagy kis népesség számára elfogadhatatlan Nincs kimutatható hatás

Kockázat mértéke az esemény bekövetkezésének gyakoriságából és a hatás mértékéből számítható ki.

Gyakoriság

A

B

Hatás súlyossága C

D Elfogadható kockázat

1

Alacsony kockázat

Alacsony kockázat

Alacsony kockázat

2

Alacsony kockázat

Alacsony kockázat

Elfogadható kockázat

Magas kockázat

3

Alacsony kockázat



Nagyon magas kockázat

4


Magas kockázat

Magas kockázat


5


Magas kockázat

Magas kockázat


E Magas kockázat Nagyon magas kockázat Nagyon magas kockázat Nagyon magas kockázat Nagyon magas kockázat

A kockázatok súlyozhatók, amely alapján a beavatkozási lehetőségeket rangsorolni lehet.

7.2.1.4 Beavatkozás, ellenőrző pontok Jellemző ellenőrző mérések a víznyerő helyre vonatkoztatva: (A gyakorlatban bizonyos veszélyekre a vízszolgáltatóknak nincs hatásuk, azok nem kontrollálhatók, a veszélyeket ismerni kell, de ilyenkor az egyetlen beavatkozási lehetőség a vízkezelési technológia.)

• • • • •

vízbeszerzési hely ellenőrző rendszer kiépítése a felszíni, illetve felszín alatti víz védelmében pontszerű szennyező források ellenőrzése az adott területre jellemző, speciális követelmények ismerete az ipari és mezőgazdasági szennyezések megszűntetésének céljából a területen folyó egyéb tevékenységek szabályozása, előírások, szabályozás a jövőben várható tevékenységek hatásait is figyelembe véve

7.2.1.5 Értékelés, ellenőrző mérések Minden egyes ellenőrző mérést egy rutinszerűen működő, értékelő monitoring rendszerbe kell bevonni. Ajánlatos bevonni a környezetvédelmi, vízügyi és az egészségügyi szervezetek adatait, különös tekintettel a jogi előírásokra.

81

7.2.2 Vízkezelés

7.2.2.1 Rendszer leírása Első lépésként össze kell gyűjteni minden meglévő adatot a vízkezelésről, illetve az ellenőrző, működtető, üzemirányítási rendszerről, majd az adatokat felhasználva folyamatábrát kell készíteni a meglévő folyamatokról, illetve ellenőrző pontokról. Feltétlenül szükséges információk pl.:

• • • • • •

minden egyes vízkezelési folyamat részletes leírása, az eltávolítandó szennyezők, illetve lehetséges szennyezők megjelölése a folyamatok ellenőrzési lehetőségei (pl. folyamatosan vagy időnként mért paraméterek) a hatékony működést igazoló kritériumokkal fertőtlenítés esetén a behatási idő, illetve a fertőtlenítőszer maradék megadása működés ellenőrzése, tisztított víz minőségellenőrzése felhasznált vegyszerek és jellemzőik a vízbeszerzéskor nem kontrollálható veszélyek ellenőrzési, beavatkozási lehetőségei a vízkezelés során

7.2.2.2 Veszélyek azonosítása A vízkezelési technológia során fellépő tipikus veszélyek a következők:

• • • • • •

a vízbeszerzés, illetve a vízkezelési folyamat soránaz esetleg nem megfelelően eltávolítható szennyezők áramlási, illetve vízminőségi változások a vízkezelő rendszerben bármely vízkezelési folyamat működési zavara, pl. valamely berendezés hibájából adódóan a folyamatirányítás vagy veszélyjelzés hibái természeti katasztrófák, energetikai meghibásodások vegyszerek használatából adódó, vagy a vízzel közvetlenül érintkező szerkezeti anyagok által okozott szennyeződések

7.2.2.3 Kockázat értékelése A kockázatok súlyosságának kiszámítása a veszélyes esemény bekövetkezési gyakorisága, illetve a hatás súlyosságának értékelése alapján.

7.2.2.4 Beavatkozás, ellenőrző pontok meghatározása Ellenőrző mérések meghatározása a vízkezelésben jelentkező kockázat csökkentésére. A szolgáltatott ivóvíz megfelelő minősége érdekében az alábbi elvek követése szükséges:

• • • • • •

új, vagy megújított vízkezelés technológia kialakítása, annak érdekében, hogy a szennyező anyagok eltávolítása megfelelő legyen a meglévő folyamatok optimalizálása a kívánt tisztítási hatékonyság elérése érdekében minőségi problémák esetén a nyers, illetve a kezelt víz továbbításának, illetve hálózatba vezetésének szüneteltetése kizárólag engedélyezett vízkezelő vegyszerek, anyagok használata, az előírások, használati útmutatók betartása, a vegyszerek minőségének folyamatos ellenőrzése megfelelő hibajelző rendszer működtetése kezelési, tisztítási technológia alkalmazása a nehezen mérhető, ellenőrizhető paraméterekre is.

7.2.2.5 Értékelés, ellenőrző mérések Minden egyes vízkezelési folyamat működését folyamatos, intenzív monitoring rendszer kiépítésével kell ellenőrizni. A monitoring rendszeren belülminden egyes vizsgált paraméterre vonatkozóan meg

82

kell határozni azt az ún. beavatkozási határértéket, amely a folyamat működési zavarát jelzi, és amely határérték elérése esetén be kell avatkozni a rendszerbe, még a tisztított vízben bekövetkező minőségváltozás megjelenése előtt. 7.2.3 Elosztóhálózat

7.2.3.1 Rendszer leírása Elsőként össze kell gyűjteni az elosztó rendszerről minden beszerezhető információt. Érdemes elkészíteni a hálózat felépítésének sémarajzát, amely a veszélyek meghatározásánál nagy segítség lehet. Feltétlenül szükséges információk pl.:

• • • • • •

víztározók adatai (méret, kapacitás, felépítés, elhelyezkedés, szerkezeti anyag, tartózkodási idő, irányítástechnika stb.) emberi vagy állati beavatkozásoktól való védelem (bekerítés, tető, csapadék-bejutás elleni védelem stb.) a vízhálózat anyaga, beleértve a belső bélelést is nyomásviszonyok, áramlási viszonyok, tartózkodási idő vízkormányzási gyakorlat, engedélyezett eseti változtatások a vízelosztó rendszer általános jellemzői (csőtörések gyakorisága, lerakódások, mikrobiológiai szaporulat)

7.2.3.2 Veszélyek azonosítása A vízelosztó rendszerben az alábbi veszélyek jelentkezhetnek:

• • • • • •

szennyezett felszíni, vagy felszín alatti víz bejutása a vízelosztó rendszerbe, a víztározók szerkezeti meghibásodása, vagy a hálózatban kialakuló alacsony nyomású zónák miatt szennyezett víz bejutása a tározók vagy a hálózat szerkezeti hibáinak javításakor szennyezett víz visszajutása a fogyasztótól a hálózatba üzemszünet vagy alacsony áramlási sebességek esetén kémiai anyagok beoldódása a hálózati elemek szerkezeti anyagaiból lerakódások, mikrobiológiai szaporulat kialakulása a tározókban vagy a hálózaton a korrózió, a nem megfelelő tisztítási technológia vagy üzemeltetés miatt illegális rákötések

7.2.3.3 Kockázatértékelés A kockázatok súlyosságának kiszámítása a veszélyes esemény bekövetkezési gyakorisága, illetve a hatás súlyosságának értékelése alapján.

7.2.3.4 Beavatkozás, ellenőrző pontok meghatározása A kockázat csökkentésére alkalmas beavatkozási lépések a következők:

• • • • • •

a hirtelen változások elkerülése a hálózat üzemeltetése során megfelelő nyomás biztosítása a javítások, karbantartások módszerének kidolgozása hálózat fertőtlenítési lehetőségének kialakítása (amennyiben szükséges) nyomásfokozók, szelepek stb. megfelelő működtetése kizárólag engedélyezett szerkezeti anyagok használata

7.2.3.5 Értékelés, ellenőrző mérések Folyamatos, intenzív monitoring rendszer kiépítésével kell ellenőrizni a rendszer megfelelő működését, illetve a hálózati vízminőség megfelelőségét. Javasolt intézkedések pl.:

83

• • •

áramlás és nyomás mérése a hálózaton fertőtlenítőszer-maradék mérése a hálózat meghatározott pontjain tározók, illetve a hálózat karbantartási, illetve hibaelhárítási munkáinak nyomon követése

7.2.4 Fogyasztói pontok

7.2.4.1 A vízellátó rendszer leírása a felhasználási pontokon a fogyasztói csapig A vízellátó rendszer utolsó eleme a fogyasztó saját, belső hálózata a fogyasztói csapig, illetve csapokig, melyről általában a vízszolgáltatónak nincs lehetősége információt szerezni. Hasznos lehet azonban az alábbi ismeretek beszerzése, összegyűjtése:

• • •

rákötések száma kategorizálva, mint például ipari, kereskedelmi, egyéni vagy közösségi, érzékeny csoportok stb. a főbb ipari fogyasztók belső vízellátó rendszerének felépítése csővezeték-típusok és eloszlásuk, mint például ólom, réz, rozsdamentes acél, polietilén stb.

7.2.4.2 Veszélyek azonosítása Két fő veszély jellemző a fogyasztó belső vízelosztó rendszerében. Az egyik a szennyezett víz visszajutása az elosztó rendszerbe, a második pedig a csővezetékekből, fittingekből, csaptelepekből, ivóvíz utótisztító kisberendezésekből beoldódó anyagok okozta szennyezés, a felületükön kialakuló baktériumszaporulat.

7.2.4.3 Kockázatértékelés A szennyezett víz visszajutása az elosztó rendszerbe rendszerint súlyos következményekkel jár. A kioldódás okozta veszély hatása főként az elosztó rendszerben használt csővezeték típusoktól, a víz minőségtől, illetve kezeléstől (pl. orto-foszfát adagolás) függ.

7.2.4.4 Beavatkozás, ellenőrző pontok meghatározása A kockázat csökkentésére alkalmas beavatkozási lépések a következők:

• •

megfelelő vízkezelési technológia, megfelelő vegyszerek használata a minimális kioldódás elérése érdekében figyelemfelhívó kampány, a fogyasztók tájékoztatása a csővezetékek, fittingek, csapok megválasztásának, illetve a megfelelő vízhasználat (például első használat előtti folyatás) szerepéről.

7.2.4.5 Értékelés, ellenőrző mérések Folyamatos, intenzív monitoring rendszer kiépítésével kell ellenőrizni a rendszer megfelelő működését, illetve a hálózati vízminőség megfelelőségét. Javasolt intézkedések pl.:

• • •

a fogyasztói rendszerek, visszaáramlást akadályozó elemek folyamatos ellenőrzése kioldódásra hatással levő paraméterek folyamatos ellenőrzése, például pH, vezetőképesség, foszfát tartalom, TOC stb. fogyasztói szokások kutatása

Miután azivóvíz-biztonsági tervrendszer elkészült a teljes vízszolgáltató láncra, szükséges kialakítani egy értékelő rendszert, mellyel azivóvíz-biztonsági tervrendszer megfelelő működése ellenőrizhető (50. ábra., 7. pont). Az ellenőrzésnek ki kell terjednie a szolgáltatott víz minőségére, azaz, hogy megfelel-e az egészségügyi határértékeknek, valamint a biztonságos üzemelés ellenőrzésére. Rögzíteni kell az ellenőrzött paramétereket, az ellenőrzések gyakoriságát.

84

Azivóvíz-biztonsági tervrendszer minden egyes elemét dokumentálni kell, a dokumentációban meg kell jelennie bármilyen változásnak vagy nem megfelelőségnek, illetve ezek hatásainak, várható következményeinek. Azivóvíz-biztonsági tervrendszert folyamatosan, rendszeresen felül kell vizsgálniés fejleszteni kell a monitoring rendszer eredményei alapján (50. ábra., 9. pont). Megfelelő képzettséggel, gyakorlattal rendelkező személy vagy szervezet által folyamatosan ellenőriztetni kell azivóvíz-biztonsági tervrendszer működését (független felülvizsgálat). A felülvizsgálatnak ki kell terjednie a megfelelő vízszolgáltatási gyakorlat, valamint az előírásoknak megfelelő önellenőrző rendszer működtetésének ellenőrzésére. A felülvizsgálat során, bizonyos esetekben szükség lehet vízminőség ellenőrző vizsgálatok elvégzésére is.

7.3

A kidolgozott módszertan bemutatása

Munkánk során a hazai szakemberekkel történt konzultációk során, és a nemzetközi szakirodalom tanulmányozásával alakítottuk ki azt a vízbiztonság-tervezési módszertant, amelyet a Szolnoki Felszíni Vízmű tisztítás-technológiájának egy részére – mint esettanulmány területre – alkalmaztunk.

7.3.1 A vízmű bemutatása A Szolnoki Felszíni Vízmű a Tisza vizét kezeli, és biztosítja Szolnok és hét környező település (Tószeg,Rákóczifalva, Rákócziújfalu,Zagyvarékas, Újszász, Szászberek és Szajol) vízellátását. A vízmű kapacitása 50 000 m3/nap, naponta átlagosan20 000 m3 vizet juttat el a fogyasztókhoz. A víztisztítás tervezett első lépéseként levegőztető egységre vezetik a vizet (a műtárgy jelenleg nem üzemel), innen a homokfogóra, majd a vegyszerbekeverő labirintra jut a tisztítandó víz. Az adagolt vegyszerek: káliumpermanganát és polialumínium-klorid. Ezt követően 3 db MÉLYÉPTERV típusú derítőre vezetik a vizet, majd ózonizálásra, homokszűrésre, aktív szén adszorpcióra és klór vagy klór-dioxid adagolására kerül sor. Munkánk során a vízbiztonsági tervet a tisztítás-technológia második felére készítettük el, a következő egységekre:

• • • • • • • • •

Ózonizáló Homokszűrő Homokszűrt víz tároló medence Szűrőgépház Aktívszén adszorber Aktív szén adszorbert elhagyó vizet tároló medence Klórozó Tisztavíz medence Hálózati gépház

7.3.2 A VBT felépítése A vízbiztonsági csoport felállítása és a célok meghatározása után, a vízbiztonsági terv első lépéseként a lehetséges hibaeseményeket soroltuk fel a vizsgált technológiai egységekre vonatkozóan. A kilenc egységhez tartozó hibaesemények, és az ún. „Általános hibaesemények” közé sorolt hibák (pl. természeti katasztrófák, szándékos emberi károkozás, folyamatirányító rendszer meghibásodása, zavar az energiaellátásban) együttesen közel 100 hibaeseményt eredményeztek, melyeket a későbbiekben részletesen elemeztünk. A hibák megnevezését követően a vízbiztonsági munkacsoport az üzemeltetői tapasztalatok alapján értékelte, hogy az adott hibák milyen gyakran következhetnek be. Az értékelés az 10. táblázat alapján 1-től 5-ig terjedő skálán történt, ahol az első kategóriába az éves vagy annál ritkább gyakorisággal bekövetkező,kockázatot jelentő események, míg az 5. kategóriába a napi szinten bekövetkező hibaesemények kerültek.

85

Kategória

Bekövetkezési időközök

1

Évente

2

Fél évente

3

Havonta

4

Hetente

5

Naponta

10. Táblázat – A hibaesemények bekövetkezésének gyakorisága

Minden hibaeseményhez második lépésként meghatároztuk a megelőző intézkedéseket (pl. karbantartási tevékenységeket), és azt, hogy ennek dokumentálása hogyan történik meg. Ezt követően vizsgáltuk, hogy a felsoroltlehetséges hibáknak milyen következményei vannak. Több szinten állapítottuk meg a következményeket, hiszen gyakran egy első szintű következmény (pl. a szűrőgyertya kilazulása következtében a szűrőhomok elhordása), egy második szintű következményhez (az adott példában nem megfelelő hatékonyságú szűréshez, ezáltal vízminőségi problémákhoz) vezet.

Ezeket a következményeket kategóriákba soroltuk a következő felosztás szerint: „fizikai”, „kémiai”, „biológiai-mikrobiológiai” kifogásoltság, illetve „szolgáltatás folytonosságának veszélyeztetése”. Az első három kategória a vízminőségi problémákra utal, míg az utolsó azt jelenti, hogy a szolgáltatott víz mennyisége nem megfelelő az adott hibaesemény bekövetkezése miatt. A vízbiztonsági terv következő pontja az adott hiba-következmény kapcsolat monitoringjának értékelése. A terv tartalmazza, hogy az észlelés hogyan történik (pl. szemrevételezés, folyamatirányító rendszer jelzése, on-line mérőműszerek, két-óránkénti labormérés, havi mintavételezés alkalmával), ennek dokumentálását, illetve a detektálhatóság értékelését 1-től 3-ig terjedő skálán. Az első kategóriába a könnyen észlelhető hibaeseményeket soroltuk, a második kategóriába a közepesen észlelhetőeket, míg a harmadikba a nehezen észlelhető eseményeket (11. táblázat). Kategória

Detektálhatóság

1

Könnyű

2

Közepesen nehéz

3

Nehéz

11. Táblázat – A hibaesemény – következmény detektálhatósága

Kategória

Egészségügyi hatás / súlyosság

1

Nincs kimutatható hatás

2

Kisebb esztétikai probléma

3

Mérsékelt hatás

4

Jelentős hatás (betegség)

5

Katasztrofális hatás (halál)

12. Táblázat – A hibaesemény következményeinek egészségügyi hatása

86

A következő lépés az adott hiba bekövetkezésekor a fogyasztókra gyakorolt hatás értékelése volt, amelyet az OKI és a WHO útmutatásai alapján szintén 1-től 5-ig terjedő skálán értékeltünk (ld. 12. táblázat). Az értékelés során figyelembe kellett vennünk, hogy egy adott műtárgynál lévő hiba hatásait a technológiában soron következő műtárgyak hogyan befolyásolják, csökkentik-e az egészségügyi hatásokat. Így pl. a homokszűrőben a szűrőgyertya lazulása és törése következtében fellépő nem megfelelő hatékonyságú szűrés, és ennek következtében megnövekedett lebegőanyag tartalmat az aktív szén adszorber csökkenteni fogja. Ugyan nem kívánatos, hogy az aktív szén adszorber a lebegőanyag tartalmat csökkentse (és ez a jelenség – mint hibaesemény – az aktív szén adszorber hibái között meg is jelenik majd), azonban ha a homokszűrőnél nem megfelelő a szűrési hatékonyság, akkor a homokszűrő szerepét az aktív szén átveszi, és ily módon a fogyasztónál fellépő egészségügyi hatás csökken. Tehát minden hiba értékelésénél figyelembe vettük, hogy a technológiában a soron következő műtárgyak az egészségügyi hatásokat csökkentik-e, és ez alapján határoztuk meg a súlyossági mérőszámokat. A szakirodalomban a kockázatok meghatározása általában a bekövetkezési valószínűség és a súlyosság szorzataként történik. Mi harmadik szempontként a detektálhatóságot is bevontuk, és ennek a három tényezőnek (valószínűség, súlyosság, detektálhatóság) a szorzataként határoztuk meg a kockázatokat. A vízbiztonsági terv utolsó lépése a beavatkozási tevékenységek meghatározása, a beavatkozásért felelős személyek megnevezése, illetve a beavatkozás dokumentálásának leírása.

Hibaesemény 1

Valószínűsége

Megelőző intézkedés

Dokumentálás

Következ. 1/1

Következ. 2/1

Veszély típusa (F/K/M/Esz)

Hiba detektálh.

Megh.-köv. monitoring

Monitoring dokumentálás

Súlyosság

Kockázat

Bevatkozás

Felelős személy / komm.

Beavatk. dokument.

51. ábra – A vízbiztonsági terv felépítése

7.3.2.1 Konkrét példa bemutatása Az előzőekben ismertetett hibaelemzést, kockázatértékelést a közel 100 hibaeseményre részletesen elvégeztük. A következőkben egy konkrét példán keresztül szeretnénk bemutatni az értékelést. A hibaesemény a – már említett – homokszűrő szűrőgyertyájának kilazulása, illetve törése. Az52. ábra mutatja be a teljes folyamatot, mely szerint: • • • •

87

A szűrőgyertya kilazulása, törése kb. félévente egyszer következik be, így az előfordulási gyakoriság szerint a 2. kategóriába sorolható A megelőző intézkedések körébe a félévenkénti rendszeres karbantartás tartozik, melynek dokumentálása a TMK tervben történik A hibaesemény első szintű következménye a szűrőhomok elhordása, amely nem megfelelő szűrési hatékonysághoz vezet (ez a második szintű következmény) A szűrőről elfolyó víz megnövekedett lebegőanyag tartalma fizikai, kémiai, valamint biológiai és mikrobiológiai kifogásokhoz is vezethet, alapvetően azonban a probléma fizikai jellegű

•

• • •

• •

A hiba-következmény kapcsolat alapvetően szemrevételezéssel, az öblítésnél levegőfeltörés észlelésével detektálható, ezen kívül további információt szolgáltatnak az on-line mérőműszerek, valamint a laboratóriumi mérések eredményei (pl. a zavarosságra vonatkozóan). A beavatkozási határértékek megadása is ebben a pontban történik, amennyiben a hiba olyan jellegű, hogy meghatározhatók azok a konkrét értékek, melyeket átlépve beavatkozási tevékenység végrehajtása szükséges. A hiba észlelésének dokumentálása a munkanaplóban történik A hiba észlelhetőségét a „közepesen detektálható” kategóriába soroltuk, a kategóriához társuló mérőszám: 2 A fogyasztókra gyakorolt egészségügyi hatás súlyosságát az első kategóriába soroltuk (kisebb esztétikai probléma), ugyanis a homokszűrőről elfolyó víz átlagosnál magasabb lebegőanyag tartalma a többi tisztítás-technológiai egységen csökkenthető, így a fogyasztónál jelentős egészségkárosító hatás már nem lép fel. Ugyanakkor szükséges megemlíteni azt is, hogy az aktív szén adszorberre kerülő víz viszonylag magas lebegőanyag tartalma az aktív szénen jelent majd további problémákat, így ez az esemény az aktív szénnél mint hiba jelenik meg. A következő lépés a kockázat értékelése, amely a bekövetkezés valószínűsége * detektálhatóság * súlyosság (2*2*1 = 4) Az értékelés utolsó része a beavatkozási tevékenység meghatározása (mely ebben a konkrét példában a szűrőgyertyák cseréjét jelenti), a beavatkozásért felelős személyek meghatározása (kezelő, műszakvezető), és a beavatkozási tevékenység dokumentálásának módja (üzemnapló, munkanapló).

SzűrőgyerHibatya kilaz., esemény 1 törése

Való2 színűsége

FélévenMegelőző kénti intézkedés karban.

DokumenTMK terv tálás

SzűrőKövetkez. homok 1/1 elhordása

Veszély Fizikai típusa (F/K/M/Esz)

Hiba 2 detektálh.

Szemrev., Megh.-köv. öblítésnél monitoring lev. feltörés

Monitoring Munkadokumennapló tálás

Súlyosság 1

Gyertyák Bevatkocseréje zás

Felelős Kezelő, személy műszak-/ komm. vezető

Üzemnapló Beavatk. Munkadokument. napló

Nem Következ. megfelelő 2/1 szűrés

Kockázat 4

52. ábra – A vízbiztonsági terv felépítése egy konkrét példa (szűrőgyertya kilazulása) bemutatásával

7.3.2.2 Részletes kockázatelemzés bemutatása (event tree) Miután a kockázat értékelését a hibaeseményekre egyenként elvégeztük, megvizsgáltuk, hogy a nemzetközi szakirodalomban talált részletesebb kockázatelemzési módszerek milyen módon alkalmazhatóak a Szolnoki Felszíni Vízmű tisztítás-technológiájának vizsgált műtárgyaira. A rendelkezésre álló módszerek közül az eseményfa elemzést (event tree analysis)alkalmaztuk. Az eseményfa elemzés keretében módszeresen vizsgáljuk a kezdő események és az ezekből fejlődő nemkívánatos események közötti összefüggéseket. Az53. ábrán bemutatott példán a korábban már részletezett hibaeseménynek, a homokszűrő gyertyáinak kilazulásának, illetve törésének elemzését mutatjuk be. Az eseményfa elemzés során az első lépés a korábban már kategóriákba sorolt gyakoriság értékek valószínűséggé alakítása. A számítások során az egy napra vonatkozó bekövetkezési valószínűségeket határoztuk meg. Így ha egy esemény az 1. kategóriába tartozik, azaz évente egyszer következik be, akkor az egy napra 88

vonatkoztatott valószínűség értéke 1/365. Hasonlóképpen a 2. kategória (félévenkénti bekövetkezés) esetén a valószínűség értéke 1/180, a 3. kategória esetén 1/30, a 4. kategória esetén 1/7, míg az 5. kategória esetén 1, azaz 100 %. A vizsgált hibaeseményt a 2. kategóriába soroltuk, így az egy napra átszámított bekövetkezési valószínűség 1/180 (0,0056, azaz 0,56 %). Ezt követően a kérdés, hogy a hibaeseményt észlelik-e. Ehhez a detektálhatósághoz tartozó három kategóriát is valószínűségekké alakítottuk. A könnyen észlelhető hibaeseményeknél a detektálás valószínűségét 90 %-ra, a közepesen észlelhetőnél 50 %-ra, míg a nehezen észlelhetőnél 10 %-ra vettük fel. A vizsgált esemény detektálhatóságát a 2. kategóriába soroltuk, így az észlelés valószínűsége 50 %. Amennyiben a szűrőgyertyák kilazulása megtörténik, és a hibaeseményt észlelik, akkor – feltételezve, hogy a hiba elhárítása megtörténik – megfelelő minőségű víz jut a fogyasztókhoz. Amennyiben a hibát nem észlelik, értékelnünk kell, hogy a következő technológiai egység, az aktív szén adszorber a hiba következményeit csökkenteni tudja-e, azaz a lebegőanyag megfelelő mértékű eltávolítására alkalmas-e. A korábbiakban már részleteztük, hogy nem kívánatos, hogy az aktív szén adszorber szűrési feladatokat lásson el, azonban abban az esetben, ha a szűrőről lefolyó víz lebegőanyag tartalma megnő, ezt az aktív szén képes eltávolítani. Így annak valószínűsége, hogy az aktív szén adszorber „helyettesíti” a meghibásodott műtárgyat 90 %. Amennyiben az aktív szén nem csökkenti megfelelő mértékben a lebegőanyag tartalmat (ennek valószínűségét 10 %-ra vettük fel), értékelnünk kell, hogy az utóklórozásnál várható-e, hogy a hibaesemény következményei csökkennek. A klórozás alapvetően fertőtlenítési feladatokat lát el, ezért 0 % annak a valószínűsége, hogy a szűrőgyertya kilazulása / törése következtében megnövekedett lebegőanyag tartalmat csökkenteni tudja. A vizsgált példában a fogyasztóhoz jutó víz minősége nem megfelelő abban az esetben, ha a szűrőgyertya kilazulása / törése megtörténik, a hibát nem észlelik és az aktív szén nem távolítja el megfelelően a megnövekedett lebegőanyag tartalmat (a 3. ábrán pirossal jelölve). Ennek valószínűsége 0,0056*0,5*0,1=0,00028, azaz 0,028 %. Ezt gyakorisággá visszaszámítva azt kapjuk, hogy 10 évente egy nap következik be az a jelenség, hogy a homokszűrő gyertyáinak kilazulása következtében megnövekedett lebegőanyag tartalmú víz jut a fogyasztókhoz.

Hibaesemény a homokszűrőn

Bekövetkezik?

Észlelik?

Aktív szén helyettesíti a „kiesett” műtárgyat?

Klórozó helyettesíti a „kiesett műtárgyat”?

Igen P=0,5 Szűrőgyertya kilazulása, törése Nem megfelelő szűrési hatékonyság

Igen P=0,0056

Igen P=0,0056*0,5 Igen P=0,0056*0,5*0,9

Igen P=0,9 Nem P=0,5 Nem P=0,1

Nem P=0,9944

A kezelt víz minősége megfelelő?

Igen P=0 Nem P=1

Nem P=0,0056*0,5*0,1*1 Igen P=0,9944

53. ábra – Eseményfa elemzés a homokszűrő gyertyájának kilazulására / törésére vonatkozóan

89

Egy másik hibaesemény (ózonkoncentráció mérő meghibásodása, és ebből következő túl alacsony maradék ózonkoncentráció) elemzését az54. ábra mutatja be. A hiba évente egyszer, vagy ritkábban következik be (így a bekövetkezés valószínűsége 1/365 = 0,0027), és a könnyen észlelhető (90 % a detektálhatóság valószínűsége) események közé tartozik. A következő lépés annak értékelése, hogy a technológiában soron következő műtárgyak hogyan tudják csökkenteni a hiba bekövetkezésének hatását. Az ózonozónak több feladata van a technológiai sorban: a nagyméretű szerves anyagok „feldarabolása”, és ez által az aktív szénen történő adszorpció hatékonyabbá tétele, toxikus komponensek kevésbé toxikussá alakítása, valamint a víz fertőtlenítése. Ezen feladatok egyikét sem tudja a homokszűrő átvenni, így annak valószínűsége, hogy a homokszűrő csökkenti a hibaesemény hatásait, 0 %. Aktív szén esetében 10 %-ra vettük fel annak valószínűségét, hogy az adszorber átveszi az ózonozó szerepét (abból a meggondolásból kiindulva, hogy az aktív szén adszorberen az ózon által „feldarabolt” szervesanyagok könnyebben megkötődnek, de a nagyméretű szerves molekulák egy része is megkötődik). A klórozó esetében szintén 10 %-ra vettük fel annak valószínűségét, hogy átveszi az ózonozó szerepét, hiszen bizonyos mértékű fertőtlenítést az utóklórozó is elvégez. Ily módon számítható annak a valószínűsége, hogy nem megfelelő minőségű víz jut a fogyasztóhoz. Ez akkor következik be, ha az ózonkoncentráció mérő meghibásodik, és ennek következtében túl alacsony a maradék ózonkoncentráció, ezt a hibát nem észlelik, az aktív szén nem hajt végre megfelelő mértékű adszorpciót az ózonizálás nem megfelelő hatásfoka következtében, és a klórozó nem hajt végre olyan mértékű fertőtlenítést, mely az ózonozótól elvárt. A megfelelő valószínűségi értékeket összeszorozva, annak valószínűsége, hogy nem megfelelő minőségű víz jut a fogyasztóhoz a maradék ózonkoncentráció mérő meghibásodása következtében: 0,0027*0,1*0,9*0,9 = 0,0002187= 0,022 % (a 4. ábrán pirossal jelölve), te kb. 12 évente következik be ez a jelenség. Hiba az ózonozónál

Bekövetkezik?

Észlelik?

Homokszűrő helyettesíti a „kiesett” műtárgyat?

Aktív szén helyettesíti a „kiesett” műtárgyat?

Klórozó helyettesíti a „kiesett műtárgyat”?

Igen P=0,9

Maradék ózonkonc. mérő meghibásodása túl alacsony maradék ózonkonc.

Igen P=0,0027

P=0,0027*0,9 Igen P=0

Nem P=0,1

Igen P=0,1 Nem P=1 Nem P=0,9

Nem P=0,9973

A kezelt víz minősége megfelelő?

P=0,0027*0,1*1 *0,1 Igen P=0,1

P=0,0027*0,1*1 *0,9*0,1

Nem P=0,9

P=0,0027*0,1*1 *0,9*0,9 P=0,9973

54. ábra – Eseményfa elemzés a maradék ózonkoncentráció mérő meghibásodására vonatkozóan

90

7.3.3 Eredmények, következtetések A száz hibaeseményre elvégzett elemzés eredményeképpen a vízműben a legkockázatosabbnak ítélt hibaesemények a következők: • • • •

Baktériumok rendkívüli elszaporodása az aktív szén adszorberen Klórozó meghibásodása (mivel a műtárgy a technológia végén található, így meghibásodása esetén a többi műtárgy nem tudja csökkenteni az egészségre gyakorolt hatás súlyosságát) Állatok, por bejutása a tisztavíz medencébe (a klórozóhoz hasonlóan a magas kockázati érték oka, hogy a műtárgy a technológia végén található, a beavatkozási lehetőségek korlátozottak) Szándékos emberi károkozás

Ez utóbbi hibaesemény kockázati értéke védőterület kijelölésével, majd ezen a területen kamerás védőrendszer kialakításával csökkenthető lenne. Mivel a vízmű felszíni vízből állítja elő az ivóvizet, ezért a védőterülettel kapcsolatban kisajátítások szükségesek, ennek azonban igen jelentős a gazdasági vonzata. A vizsgált műtárgyakra egyenként meghatároztuk a hibaesemények kockázati értékeinek, valamint az egészségügyi hatás szempontjából megállapított súlyosság értékeknek az átlagát. Ezeket az értékeket a szórások feltüntetésével az 55. ábra mutatja be. Az ábrán jól látható, hogy a homokszűrőtől a klórozó felé haladva a súlyosság-értékek átlaga, és ezzel egyidejűleg a kockázati értékek átlaga nő. Ez abból adódik, hogy az adott műtárgynál a hibaeseményekhez tartozó súlyossági értékek meghatározásánál figyelembe vettük, hogy a technológiában a követő műtárgyak ezt az egészségügyi hatást hogyan csökkentik, a víz minőségét hogyan javítják. Ezért a technológia végén elhelyezkedő műtárgyaknál a súlyossági mérőszámok, és ebből adódóan a kockázati értékek is magasabbak.

Súlyosság (1-5), Kockázat (1-75)

18 16

Súlyosság

14

Kockázat

12 10 8 6 4 2 0 Ózonizáló

Homokszűrő

Aktív szén adszorber

Klórozó

55. ábra – A súlyossági mérőszámok és kockázati értékek a vizsgált technológiai egységeken (átlagértékek és szórások feltüntetésével)

A mintaterületre vonatkozó vízbiztonsági terv összeállítása során számos kérdés merült fel bennünk. A terv készítésének elején kérdésként merült fel, hogy vajon az egyes hibaeseményeket milyen részletességig kell lebontani, vagy mennyire lehet egy adott műtárgyra vonatkozó hibaeseményeket összevonni. A klórozóra vonatkozó hibáknál pl. elegendő egy hibaeseményt figyelembe venni („klórozó meghibásodása”), vagy részletezni szükséges („rugó / membránszakadás az ejektorban”, „klór-hidrát keletkezése”, „klórtápvíz nyomása nem megfelelő”, stb.)?

91

Nyitott kérdés, hogy vajon a részletes kockázatelemzési módszerek szolgáltatnak-e új információt, segítenek-e a kockázatcsökkentés módjának meghatározásában? A szakirodalom alapján megoldás lehet az, hogy a részletes kockázatelemzést (pl. eseményfa elemzést) csupán az előzetes kockázatelemzés során kiemelten fontosnak ítélt hibaeseményekre végezzük el. A vízbiztonság terv elkészítése során a legnagyobb kihívást a kockázatelemzési folyamat minél tárgyilagosabbá tétele jelentette, mivel nem állt rendelkezésre a hibaesemények bekövetkezési valószínűségére és súlyosságára vonatkozó idősor, illetve adatbázis. A három tényezős kockázatelemzés, az üzemeltetői tapasztalatok alapján felvett értékek segítségével azonban lehetővé vált egy objektív, átfogó kockázatelemzés és értékelés megvalósítása. Az eredményeket az OKI és WHO ajánlásai alapján azonban rendszeres időközönként, illetve egyes hibaesemények bekövetkezését követően felül kell vizsgálni és a vízbiztonsági tervbe beépíteni.

92

8.

Előadás – Szennyvíztisztítási alapismeretek 8.1.

Bevezetés

Az első előadás célja, hogy az alapozó tárgyakat elvégző hallgatók felfrissítsék BSc tanulmányaik során megszerzett szennyvíztechnológiai alapismereteiket, illetve hogy a más szakirányon végzett hallgatók rövid áttekintést kapjanak a szennyvíztisztításban alkalmazott alapfolyamatokról, a főbb technológiákról és az egyes technológiai lépcsők megvalósításához szükséges legfontosabb üzemeltetési körülményekről. A szennyvíztisztítási alapismeretek a BSc tanulmányokban részletesen bemutatásra kerültek; ezeket jelen jegyzetben nem ismételjük meg, csupán néhány alapkérdést említünk meg (leegyszerűsített formában).

8.2.

A szennyvíztisztítás célja, eltávolítandó szennyezőanyagok

A szennyvíztisztítási technológiák célja a szennyvízben levő szennyezőanyagok mennyiségének csökkentése fizikai (mechanikai), kémiai és biológiai módszerekkel. Szennyezőanyagoknak tekintünk minden olyan anyagot, amelyek a befogadóba jutva az ott lejátszódó biológiai folyamatokat jelentős mértékben megváltoztatják, illetve a befogadó további emberi célú felhasználhatóságát csökkentik, vagy lehetetlenné teszik. Aszennyvizekben található, azélővilág szempontjából legfontosabb szennyezőanyagok a biológiailag bontható szervesanyagok, illetve a különböző nitrogén- és foszfor-formák. A nagy szervesanyag tartalmú nyers szennyvizek élővízbe vezetése esetén megindulnak a természetes biológiai lebontási folyamatok (aerob szervesanyag bontás), mely során a vízben lévő, heterotróf szervesanyag bontó mikroorganizmusok oxigént használnak el a vízből. Ha nagy mennyiségű szerves szennyezés kerül a vízbe, ez jelentős oxigént fogyaszt el a vizekből, így nem marad elegendő oxigén a magasabb rendű élő szervezetek számára. A vízi ökoszisztémák védelme érdekében abiológiailag bontható szervesanyagok jelentős részét el kell távolítania szennyvizekből, mielőtt élővízbe vezetnék őket. A szennyvíztisztító telepek egyik fő célja ezért ma is a lebegőanyagokhoz kötött, illetve oldott állapotú szervesanyagok eltávolítása. A települési szennyvizek az emberi metabolizmus következtében nagy mennyiségben tartalmaznak karbamidot, fehérjéket, aminosavakat és egyéb nitrogén tartalmú szerves vegyületeket, melyek mikrobiológiai úton, rövid idő alatt, már a csatornahálózatban ammónium-ionná alakulnak. Az ammónium-ionok felszíni vizekbe kerülése esetén a természetes környezetben lejátszódó nitrifikáció következtében ugyancsak kialakulhat a víztér oxigénhiányos állapota.A XX. század közepére ezért - a szervesanyag koncentráció csökkentésén túl - követelménnyé vált a szennyvizek ammónium-ion tartalmának csökkentése. Az elmúlt évszázadban a felszíni vizekbe jutó növényi tápanyagok, elsősorban nitrogén- és foszforvegyületek az algák intenzív elszaporodásához, az eutrofizáció felgyorsulásához vezettek. Ennek megfelelően az 1970-es évektől egyre növekvő figyelmet fordítottak a nitrogén- és foszfor-vegyületek szennyvízből történő eltávolítására. Toxikus nehézfémek, szintetikus mosószerek, kórokozó mikroorganizmusok, szerves mikroszennyezők (pl. növényvédőszerek), stb. szintén állandó összetevői a szennyvizeknek. A lakossági vegyszerfelhasználásból vagy ipari terhelésből eredő nehezen lebomló, toxikus szennyezőanyagok gátolják a szennyvizek biológiai tisztítását vagy a természetes vizekbe kerülve a természetes öntisztulási folyamatokat (a mikroorganizmusokra mérgezőek), másrészt károsíthatják az élővilágot. A hagyományos szennyezőanyagok (lebegőanyag, szervesanyag, foszfor- és nitrogén-vegyületek) eltávolítása mellett napjainkra új igények is megfogalmazódtak, egyre több helyen foglalkoznak a 93

szerves és szervetlen mikroszennyezők, EDS anyagok (= hormonháztartást befolyásoló anyagok Endocrine Disruptor Substances) eltávolításával. A szennyvíztisztító telepek ma már bonyolult reaktorelrendezéssel, a membrántechnológia és a biolfilmes rendszerek egyre szélesebb körű alkalmazásával oldanak meg komplex tisztítási feladatokat.A kommunális szennyvíztisztítási technológiák feladata jellemzően egyre kisebb mennyiségben előforduló szennyezőanyagok eltávolítása, egyre bonyolultabb folyamatokkal és reaktor elrendezéssel (ami egyre nagyobb költségeket is von maga után).

8.3.

Szennyvíztisztítási technológiák és alapfolyamatok

A szennyvíztisztításban alkalmazott folyamatok jellege szerint megkülönböztetünk fizikai (mechanikai), kémiai és biológiai szennyvíztisztítási eljárásokat. Amechanikai (első fokozatú) szennyvíztisztítássorán a szennyvíz fizikailag elválasztható, darabosabb úszó és lebegő anyagait távolítják el sűrűség-különbségen alapulva. A szilárd részecskék durva és finom rácsokkal, homokfogókkal és ülepítőkkel, a szennyvíz tetején úszó zsírok, olajok pedig zsírfogókkal választhatók le. Az úszó és lebegő szennyeződések eltávolításának célja a gépek, berendezések védelme, illetve a biológiai tisztítóegységek tehermentesítése. A XIX. század végén megjelenő,első szennyvíztisztítók kizárólagos célja a lebegő, szilárd szennyezőanyagok eltávolítása volt, melyet mechanikai eljárásokkal valósítottak meg, később kiegészítve kémiai módszerekkel. A kémiai szennyvíztisztítás két fő célja a lebegőanyagok (szervesanyagok) eltávolítása a koagulációs, flokkulációs és fázis-szétválasztási folyamatok segítségével, illetve a foszfor-formák eltávolítása (kémiai kicsapás, koaguláció, flokkuláció és fázis-szétválasztás alkalmazásával). Ezen kívül – elsősorban az ipari szennyvíztisztításban – számos egyéb kémiai (fizikai-kémiai) eljárást alkalmaznak (pl. ammónia sztippelés, pH szabályozás, oxidáció, adszorpció). A szennyvizekkel a természetes vizekbe kerülő szervesanyagok hatására kialakuló oxigénhiányos állapot problémájának felismerése nyomán a XX. század elején jelentek megaz első olyan szennyvíztisztító telepek, amelyek a mikroorganizmusok élettevékenységét használták fel. A biológiai szennyvíztisztítás az élővizekben, illetve a talajban lejátszódó átalakulási folyamatokhoz hasonló, mikroorganizmusokban lejátszódó biokémiai reakciókon alapul. A biológiai szennyvíztisztítás elsődleges célja az oldott és nem ülepíthető kolloid szervesanyagok eltávolítása (második fokozatú szennyvíztisztítás), valamint az ammónium-ionok átalakítása. Abiológiai tisztítás folyamán a szennyvízben lévő mikroorganizmusok elszaporítása és élettevékenységük felfokozása révén bontják és ásványosítják, élő sejtanyaggá alakítják a szennyvíz szervesanyagait. A kommunális szennyvíztisztításban a szervesanyagokat rendszerint aerob körülmények közt (oxigén jelenlétében) működő mikroorganizmusok bontják, ezért működésük biztosítása érdekében levegőt vagy tiszta oxigént juttatnak a szennyvízbe. A mesterséges biológiai tisztítás két legelterjedtebb technológiája az eleveniszapos és a biofilmes (csepegtetőtestes, bioszűrős) tisztítás. Előbbiben a tisztítást végző mikroorganizmusok lebegő, szuszpendált formában vannak jelen a bioreaktorban (levegőztető medencében), míg utóbbiban a baktériumok felülethez (hordozóhoz) rögzülten élnek. Az eleveniszapos tisztítás a leggyakrabban alkalmazott kommunális szennyvíztisztítási technológia. A mechanikailag előtisztított szennyvíz a nagy mikroorganizmus tömeget (biomasszát/eleveniszapot) tartalmazó eleveniszapos (levegőztető) medencébe kerül, ahol a mikroorganizmusok életben tartása és nagy számban történő megújítása érdekében az iszap-szennyvíz keveréket levegőztetik, keverik és áramoltatják. Bizonyos idő elteltével az eleveniszapot - általában ülepítéssel - elválasztják a víz fázistól, és egy részét fölösiszapként elvezetik, másik részét visszaforgatják (recirkuláltatják) az újonnan érkező szennyvíz „beoltása”, illetve a megfelelő biomassza koncentráció (illetve iszapkor = iszap tartózkodási idő) fenntartása céljából. A szuszpendált állapotban lévő, heterotróf baktériumok az oldott és a kolloid állapotú biológiailag bontható szerves szennyezőanyagokat szén-dioxiddá és vízzé oxidálják, miközben

94

saját élettevékenységük fenntartásához és a szaporodáshoz energiát nyernek. Az oxidáció révén a szervesanyag egy része szén-dioxid gázként távozik a vízből, másik része beépül a bakteriális sejtekbe. Az ülepíthető formába került szervesanyag (biomassza) a fölösiszappal kerül ki a rendszerből (általában utóülepítők alkalmazásával). A biológiai tisztítás további célja a növényi tápanyagok (nitrogén- és foszfor-formák) eltávolítása (harmadik fokozatú szennyvíztisztítás). A szennyvizek ammónium-ion tartalmának csökkentése bizonyos kiegészítésekkel (hosszabb levegőzetési idő, magasabb oldott oxigén koncentráció, nagyobb iszapkor stb.) megvalósítható a szervesanyagok aerob lebontására kialakított szennyvíztisztító telepeken. Megfelelő körülmények biztosítása esetén a szennyvízben lévő autotróf nitrifikáló mikroorganizmusok az ammóniumot nitrogén gázzá oxidálják. A nitrifikáció több egymást követő reakcióban zajlik, az ammónium nitritté történő átalakításáért a Nitrosomonas, a nitrit nitráttá alakításáért pedig a Nitrobacter baktérium csoportok felelősek. Az autotróf nitrifikáló szervezetek oldott oxigén jelenlétében aerob körülmények között végzik tevékenységüket, ezért ezek a folyamatok a levegőztetett medencében zajlanak. A nitrifikáló szervezetek maximális szaporodási sebessége energetikai okok miatt kisebb a heterotróf szervesanyag bontó mikroorganizmusokénál. Mivel mind a szervesanyag bontás, mind a nitrifikáció vízben oldott oxigént (levegőztetést) igényel (tehát a heterotróf szervesanyag bontók és az autotróf nitrifikálók az oxigénért versenyeznek), a hatékony nitrifikáció megvalósítása érdekében szaporodási előnyt (megfelelő C:N arány, iszapkor stb.) kell biztosítani a nitrifikáló mikroorganizmusok számára. A tisztított szennyvizek eutrofizációra érzékeny felszíni befogadókba, vagy nitrát-érzékeny területre való kibocsátása esetén a nitrifikáció során képződő, oxidált szervetlen nitrogén-vegyületeket (nitrát, nitrit) is el kell távolítani. A denitrifikáció során a nitrit és a nitrát elemi nitrogénná (N2) redukálódik fakultatív anaerob mikroorganizmusok közreműködésével. A biológiai denitrifikáció kihasználja bizonyos temészetesen létező baktériumok azon képességét, hogy anoxikus körülmények között (oldott oxigen hiányában) nitrátot használnak fel a légzéshez. Hagyományosan a biológiai szennyvíztisztító telepek heterotróf denitrifikációt alkalmaznak, mely során a baktériumoknak szénforrásként szerves szenet tartalmazó anyagra van szükségük, hogy elektron-donorként működhessenek a nitrát lebontásánál (amely elektron akceptorként szerepel). Az egylépcsős eleveniszapos rendszerekben a nitrifikáció és denitrifikáció általában térben és időben is elkülönülve megy végbe. A nitrifikáció a levegőzetett (aerob) medencében, míg a denitrifikáció általában egy külön erre a célra kiépített anoxikus medencében zajlik. A denitrifikáció a szennyvíztisztító telepeken az aerob biológiai tisztítási lépcsőt megelőzően (elődenitrifikáció), vagy azt követően (utódenitrifikáció) valósítható meg.

Elődenitrifikáció megvalósításakor a denitrifikáció megelőzi a szerves szennyezőanyagok mikrobiológiai lebontását. Ebben az esetben a denitrifikáló mikroorganizmusok tápanyag-szükségletét a nyers szennyvíz - elsősorban könnyen bontható - szervesanyag tartalma biztosítja. A nyers szennyvízben viszont a nitrogén döntően ammónium-ion formában van jelen, ezért a szervesanyag bontást és a nitrifikációt követően a nitrát-ionokat tartalmazó szennyvíz egy részét vissza kell vezetni a denitrifikáló egységbe, ezáltal biztosítva azt, hogy a könnyen bontható szervesanyaggal egyidejűleg a nitrát-ionok, mint elektron-akceptorok is rendelkezésre álljanak a denitrifikáló mikroorganizmusok számára. Ennek a rendszernek az előnye, hogy nem kell könnyen bontható szervesanyagot adagolni energiaforrásként, hátránya hogy nagymennyiségű szennyvizet kell visszavezetni az anoxikus medencébe (energiaigény).

95

Utódenitrifikációesetén az anoxikus térrész a levegőztő medencét követi, így az ammónium-ion már átalakult nitráttá, mire az anoxikus térrészre ér a szennyvíz. A szervesanyagok eltávolításakor először a biológiailag könnyen bontható szervesanyagok oxidációjára kerül sor, így az aerob tisztítási lépcső (szervesanyag bontás és nitrifikáció) után általában már nincs elegendő szerves tápanyag a denitrifikáló mikroorganizmusok számára. Ebben az esetben ezért gyakran kell külső szénforrást (könnyen bontható szerves vegyületeket) adagolni a szennyvízhez, amely jelentős többlet-költséget okoz.A leggyakrabban alkalmazott külső energiaforrások közé sorolhatjuk a metanolt, az etanolt és az ecetsavat, de ezen kívül még számos szénforrás alkalmazható e célra (pl. cukor- vagy sörgyári melléktermékek, aszennyvíziszap hidrolíziséből nyerhető könnyen bontható szervesanyagok).Az utódenitrifikációs elrendezés előnye, hogy a denitrifikációs folyamatok jobban szabályozhatók, emiatt az alacsony nitrát koncentráció stabilabban biztosítható, mint elő-denitrifikáció esetén. A foszfor-vegyületek a szennyvízben szilárd (szerves vagy szervetlen), vagy oldott állapotú komponensek (elsősorban ortofoszfát) formájában vannak jelen. A szilárd állapotú foszfor-formák koncentrációja a lebegőanyag eltávolítással egyidejűleg csökkenthető az elő- illetve az utóülepítőkben. Az oldott állapotú foszfor-vegyületek eltávolítása - a kémiai módszerek mellett-megvalósítható mikrobiológiai úton. A biológiai foszfor eltávolítás jelenségét (luxury uptake) már az 1950-es években felfedezték, intenzív tanulmányozásuk azonban csak a hetvenes években kezdődött meg. A foszfor felvétel és leadás szorosan kapcsolódik a foszfor-akkumuláló mikroorganizmusok (PAO: phosphorus accumulating organisms) sejten belüli energiaforgalmához (anaerob PHB és PHA akkumuláció). Ezek a baktériumok anaerob körülmények között szerves szén felvétele közben megszabadulnak a sejtben tárolt foszfortól, majd aerob körülmények között a tárolt szervesanyagok oxidációjával egyidejűleg az anaerob körülmények között leadottnál nagyobb mennyiségű foszfort vesztek fel. A többlet foszfort akkumulált bakteriális sejtek fölösiszap formájában a szennyvíztől eltávolíthatók. A fentiekben röviden bemutatott szennyvíztisztítási alapfolyamatok rendkívül változatos reaktor elrendezésekkel valósíthatók meg. Az alkalmazandó technológiát számos szempont figyelembe vételével, a helyi adottságok alapján kell kiválasztani és megtervezni. A felsorolt eljárások során a szennyezőanyagok vagy gáz formájában (pl. CO2, N2), vagy a szilárd állapotú hulladékként (rácsszemét, homok, szennyvíziszap)távoznak a rendszerből. A szennyvíziszap a mesterséges tisztítás kiküszöbölhetetlen mellékterméke, legnagyobb részét a biológiai tisztításkor keletkező élő- és elhalt mikroorganizmusok tömeg adja, melyet az utóülepítőkből távolítanak el (fölösiszap). Kisebb része a mechanikai tisztítási fokozatban, az előülepítőkben leülepedett és eltávolításra kerülő nyersiszap. A szennyvíztisztítás során képződő szennyvíziszap koncentráltan tartalmazza a vízvonali kezelés során eltávolításra került szennyezőanyagokat, ezért a szennyvíziszapokat további kezelésnek kell alávetnünk. Szennyvíziszap kezelésnek nevezzük mindazokat az eljárásokat, amelyeket a keletkező iszappal a szennyvíztisztító telepen végeznek a térfogat és a fertőzőképesség csökkentése, a kezelhetőség, a hasznosíthatóság, illetve az elhelyezhetőség javítása céljából. Mivel a települési szennyvíziszap víztartalma nagy (átlagosan 95-98%), a leggyakoribb kezelési módszer az iszap nedvességtartalmának csökkentése, mert ezzel az eljárással a továbbkezelendő iszap térfogata jelentős mértékben csökkenthető, aminek jelentős gazdasági hatásai vannak (Vermes, 1997). A kezelési módszereket alapvetően az iszap összetétele (eredete) és további felhasználása határozza meg. Gyakori a mezőgazdasági területekre (tápanyagtartalom hasznosíthatósága miatt) vagy rekultiválandó területekre való kihelyezés.

96

9.

Előadás – Technológia-fejlesztési javaslatok kidolgozása

Ezen az órán a hallgatók közösen dolgoznak ki technológia-fejlesztési javaslatokat. Egy szennyvíztisztító telep szennyezőanyag terhelésének várható növekedése, illetve a szennyezőanyag kibocsátási határértékek szigorodása miatt a jelenlegi technológia átalakítására/bővítésére van szükség. A hallgatók feladata, hogy az órán rendelkezésre bocsátott adatok ismeretében

• Megállapítsák, hogy mely komponensek tekintetében nem felel meg a tisztított szennyvíz a hatóság által előírt határértékeknek, illetve a 28/2004 KVVM rendelet előírásainak; • Értékeljék a jelenleg alkalmazott technológiát és a jelenlegi/várható vízminőségi problémákat, azok okait; • Meghatározzák, hogy milyen további információkra, adatokra van szükség a jelenlegi technológia értékeléséhez és a technológia-fejlesztési javaslatok kidolgozásához • Megoldásokat javasoljanaka jelenlegi/várható vízminőségi problémák megoldására (üzemeltetés/jelenlegi technológia módosítása, laborkísérletek tervei, további mérések stb. részletezésével); • Rövid jegyzőkönyv formájában dokumentálják a feladat megoldását.

97

10.

Előadás – Csatornahálózatokban kialakuló bűzproblémák

10.1. A csatornahálózatban lejátszódó mikrobiológiai folyamatok és azok hatása a szennyvízminőségre 10.1.1. A csatornahálózat, mint bioreaktor A szennyvízelvezető hálózatok elsődleges feladata a szennyvizek biztonságos és hatékony összegyűjtése és szennyvíztisztító telepre való elvezetése. A szennyvízben található nagyszámú mikroorganizmus jelenléte miatt a csatornahálózat biológiai reaktorként is működik; a szennyvíz szállítása során olyan folyamatok játszódnak le, melyek a szennyvíz minőségét jelentősen megváltoztathatják, kihatva ezzel a szennyvíztisztítási technológiára is. A szervesanyag bontó mikroorganizmusok oxigén felhasználásával képesek a szennyvízben jelenlevő szerves szubsztrát (könnyen bontható szervesanyag) lebontására. A szennyvíz oldott oxigén tartalma ezért a csatornahálózatban való tartózkodás alatt folyamatosan fogy, tehát minden olyan tényező közvetve hat a biológiai folyamatokra, amely a tartózkodási időt befolyásolja. A csatornahálózatban végbemenő folyamatokat a következők befolyásolják:

• • • • • •

a keletkező kommunális szennyvíz mennyisége és minősége, a bevezetett ipari eredetű szennyvizek minősége és mennyisége, a bevezetések helye, a csatornahálózat típusa (egyesített, elválasztott, nyomás alatti, gravitációs, vákuumos), a csatornahálózat kialakítása (hossza, elágazások, csőtípus, lejtés, átemelők elhelyezkedése, működése, stb.), a hálózat üzemeltetése (tisztítás, karbantartás), a csatornahálózat állapota (veszteségek).

száma,

A csatornahálózatban a folyamatok komplex rendszerben játszódnak le, a következő 4 fázis egyikében, vagy akár több fázisban egyszerre: a vízfázisban, a biofilmben, a csatornaiszapban, vagy a csatornalevegőben. A csatornában zajló folyamatok a városi környezet légterében, a szennyvíztisztító telepen és a helyi befogadókban is éreztethetik hatásukat. A csatornában lévő fázisok és a környezet kapcsolatát mutatja az56. ábra (Hvitved-Jacobsen and Vollersten, 2001). A szennyvízben sokféle mikroorganizmus és szubsztrát található, amelyek mind térben, mind időben nagy változékonyságot mutatnak. A mikrobiológiai folyamatok egymással kölcsönhatásban állnak az alrendszerek közötti határokon keresztül, és sokszor változó, anaerob-aerob környezetben zajlanak le. Az alrendszerek között a szubsztrát (elektron donorok és elektron akceptorok) és a biomassza is vándorol, kicserélődik. A csatornahálózat különböző alrendszereiben lejátszódó mikrobiológiai folyamatok jellege alapvetően eltérő oldott oxigén jelenlétében, illetve hiányában, ezért azokat csak a kialakult redoxviszonyok ismeretében elemezhetjük.

98

VÁROSI LÉGTÉR CSATORNALEVEGŐ LAKOSSÁGI ÉS IPARI SZENNYVÍZ

SZENNYVÍZTISZTÍTÁS

TRANSZPORT

ISZAP

SZENNYVÍZ TRANSZPORT

VÁROSI LEFOLYÁS

ISZAP

TISZTÍTOTT SZENNYVÍZ

BIOFILM

TÚLFOLYÁS

BEFOGADÓ

56. ábra - A szennyvízelvezető hálózatban lejátszódó folyamatok helyszínei és kapcsolatuk a városi környezettel (forrás: Hvitved-Jacobsen and Vollersten, 2001)

10.1.2. A mikrobiológiai folyamatok alapja A szervesanyagok mikrobiológiai átalakulása a szennyvízben biokémiai folyamatok, azaz a kémiai komponensek biológiailag serkentett változása révén történik (57. ábra). A csatornahálózatban elsősorban a heterotróf (pontosabban a kemoheterotróf) mikroorganizmusok dominálnak. A heterotróf biomassza a szervesanyagot két alapvető célból hasznosítja. A szervesanyag szénforrásként szolgál a sejtanyag építéséhez, és - elektron donorként - energiaforrást biztosít a növekedési folyamatokhoz, illetve a sejtek fenntartásához. Az anabolikus (asszimilációs) folyamatok az új biomassza növekedéséhez szükséges anyagokat biztosítják, a katabolikus (lebontási) folyamatok pedig az új sejt termelődéséhez és a meglévő sejtek fenntartásához szükséges energiát (Hvitved-Jacobsen and Vollersten, 2001). A szervesanyagban felhalmozódott energia a katabolikus folyamatok, tehát a szervesanyag lebontása, oxidációja révén lesz a mikroorganizmusok számára elérhető. Ebben a folyamatban a szervesanyag elektron donorként vesz részt. Az elektron akceptor, vagyis a redukálódó anyag (oxidálószer) ebben a folyamatban a szennyvízben jelenlévő oldott oxigén (aerob folyamat), nitrát (anoxikus folyamat), vagy szulfát (anaerob folyamat). Ezek az energiatermelő (respirációs) folyamatok csak akkor működhetnek, ha jelen van olyan anyag, amely elektron akceptorként (oxidálószerként) szolgálhat (Hvitved-Jacobsen and Vollersten, 2001). A lehetséges elektron akceptorokat és a kapcsolódó folyamatokat a 13. Táblázatban foglaltuk össze.

99

Melléktermékek: + CO2, H2O, NH3/NH4 , stb.

Reprodukció Fenntartás

Katabolizmus

Energia

Új biomassza

Anabolizmus

Szennyvíz: Biomassza Szervesanyagok

57. ábra - A szervesanyag átalakulás fő folyamatai a csatornahálózatban

Jellemző folyamatok O2 (molekuláris oxigén)

Végtermék +

-

+

4H +4e→ (2 H2)

2 NO3 (nitrát)

+

12 H + 12 e →

CO2 (szén-dioxid)

+

8H +8e→

SO4 (szulfát)

+

10 H + 10 e →

oxidált szerves vegyületek

+

nH +ne→

-

2-

+

+

-

-

+

+

-

-

2 H2O víz (szagtalan) N2 + 6 H2O nitrogéngáz (szagtalan) CH4 + 2 H2O metángáz (viszonylag szagtalan) H2S + 4 H2O kénhidrogén gáz (szagot okozó) részben oxidált szerves anyagok (szagot okozó)

13. Táblázat - Szagtalan és szagtartalmú gázok képződése szennyvízből (forrás: Öllős, 1995)

10.1.3. Aerob és anoxikus mikrobiológiai folyamatok, és azok hatása a szennyvíz minőségére Aerob körülmények főként gravitációs csatornahálózatban alakulhatnak ki, ahol lehetőség van a légköri oxigén szennyvízbe való diffundálására, illetve a hálózat kialakításától függően (pl. bukók) a víz átlevegőzésére. Az aerob mikrobiológiai átalakulások elsősorban a heterotróf biomassza jelenlététől függenek, ezekre a folyamatokra az oxigén és a szerves szén felvétele, valamint a szilárd állapotú szerves szubsztrát hidrolízise jellemző. A komplex szerves molekulák az aerob respirációs folyamatok révén vízzé, szén-dioxiddá és egyéb szervetlen molekulákká alakulnak. A könnyen biodegradálható szerves szén így folyamatosan alakul át szervetlen formává és szagtalan szén-dioxidként kerül ki a rendszerből.

100

Az aerob körülmények biztosítják, hogy a csatornahálózatban az egészségügyi-, korróziós- és szagproblémák minimálisak legyenek. Az aerob heterotróf folyamatok általában nem eredményeznek bűzanyagokat, így a szennyvíz aerob körülmények között történő szállítása a szagproblémák szempontjából nem fontos (Hvitved-Jacobsen and Vollersten, 2001). Ugyanakkor az aerob mikrobiológiai reakciók során a szennyvíz minősége jelentősen megváltozhat. Ammonifikáció révén a szennyvíz szerves nitrogén tartalmából ammónium/ammónia keletkezik már a csatornahálózatban (aerob és anaerob körülmények között is). Az ammónia gáz semleges körüli pH értéknél elenyésző mennyiségben van jelen, szagküszöbe relatíve magas (40 ppb körüli) ezért különösebb bűz- vagy egyéb problémát nem okoz. A szennyvíz csatornahálózatban történő tartózkodása során az ammónium-ion koncentráció folyamatosan nő, miközben a szerves kötésű nitrogén mennyisége csökken. A levegő jelenléte a későbbi tisztítás szempontjából bizonyos problémát jelent, hiszen a denitrifikációhoz szükséges, biológiailag könnyen bontható szervesanyag bomlása már a hálózatban megtörténik, és a biológiai foszforeltávolítás hatékonysága is csökken a szennyvíztisztító telepen, ha a szennyvíz elegendően hosszú időt tölt el (aerob körülmények között) a csatornahálózatban. Az oldott oxigén jelenlétében történő aerob respiráció nagyon hatékony energiatermelő folyamat. Azonban, ha az oldott oxigén nem is limitál, az oxigén fogyasztás mértéke nagyon változó lehet a baktériumok mennyiségétől és aktivitásától, valamint a szennyvízben lévő szervesanyagok biológiai bonthatóságától függően. Az oxigénfogyasztás tipikusan a 2-20 gO2/m3/h tartományban változik. A legkönnyebben biodegradálható, és általában legillékonyabb molekulák, mint például az illékony zsírsavak (VFA = Volatile Fatty Acids), így már a szennyvízelvezető hálózatban lebomlanak (HvitvedJacobsen and Vollersten, 2001). A szennyvízelvezető hálózatban anoxikus körülmények (oldott oxigén hiánya és nitrát egyidejű jelenléte) természetes módon csak ritkán alakulnak ki, elsősorban akkor találkozhatunk vele, ha az anaerob körülmények elkerülése céljából mesterségesen nitrátot adagolnak a szennyvízhez. Az anoxikus folyamatok az aerob folyamatokhoz hasonlóan játszódnak le, így általában nem okoznak szagproblémákat (Hvitved-Jacobsen and Vollersten, 2001).

10.1.4. Anaerob heterotróf mikrobiológiai folyamatok és hatásaik Anaerob körülmények között mind respirációs, mind fermentációs (lebomlási) folyamatok lejátszódhatnak az élő szervezetek energiaellátásának biztosítására. Ilyen esetben a szerves szubsztrát oxidációs és redukciós reakciók sorozatán megy keresztül. Ennek eredményeképpen kis molekulatömegű szervesanyagok (pl. illékony zsírsavak) és CO2 képződik. Az aerob respirációval összehasonlítva a fermentáció sokkal kevésbé hatékony, de a fermentációs termékek egy részét a szulfát redukáló baktériumok elektron akceptorként képesek használni (Nielsen and Hvitved-Jacobsen, 1988). Szulfát hiányában a metanogén baktériumok kis molekulasúlyú fermentációs termékeket használnak saját energiaellátásukra, miközben végtermékként CH4 keletkezik. A kemoautotróf baktériumok szén-dioxidot és hidrogént is képesek energiatermelésre használni. Továbbá, váltakozó aerob-anaerob körülmények között az anaerob folyamatok során keletkezett, kis molekulatömegű szervesanyagok aerob módon is degradálódhatnak (Hvitved-Jacobsen and Vollersten, 2001). A fermentáció három mikrobiológiai alrendszerben játszódhat le: a szennyvízben, a biofilmben és a csatornaiszapban (58. ábra). A szulfátredukáló baktériumok növekedése meglehetősen lassú, ezért elsősorban ott vannak jelen, ahol a szulfát a szennyvízből a biofilmbe tud jutni (Nielsen and HvitvedJacobsen, 1988; Hvitved-Jacobsen et al., 1998b; Bjerre et al., 1998). A metántermelés jellemzően az üledék mélyebb rétegeiben zajlik, ahol már nincs jelen szulfát.

101

CSATORNALEVEGŐ

BIOFILM FOLYAMATAI (fermentáció, szulfátredukció)

SZENNYVÍZ

VÍZFÁZIS FOLYAMATAI (fernmentáció)

ÜLEDÉK//BIOFILM FOLYAMATAI (fermentáció, szulfát redukció, metánképződés) 58. ábra - A csatornában lévő alrendszerekben lejátszódó anaerob folyamatok

Azokban a csatornahálózatokban tehát, ahol nincs jelentős mennyiségű üledék, az anaerob folyamatok közül elsősorban az illékony zsírsavak és a szén-dioxid képződése (acetogén folyamatok), valamint a kén-hidrogén képződése (szulfát redukció) dominál. Mind a szulfát redukció, mind pedig a fermentáció végtermékei során olyan anyagok keletkeznek, amelyek bűzproblémákat okozhatnak. A kén-hidrogén ezenkívül korróziót okoz, nagy koncentrációban pedig az emberi egészségre is ártalmas. Nagyobb mennyiségű üledék esetén jelentős lehet egyéb, redukált kén-vegyületek képződése, amely súlyos bűzproblémák kialakulásához vezethet. Az anaerob körülmények között lejátszódó fermentációs folyamatok révén a szennyvíz könnyen bontható szervesanyag tartalma jelentősen csökkenhet, ezáltal a szervesanyag frakciók (könnyen és nehezen bontható, valamint nem biodegradálható) aránya eltolódik.

10.2. Bűzképződés a csatornahálózatban, lakossági panaszok A társadalom környezeti érzékenységének megerősödésével a környezetvédelem területén egyre inkább előtérbe kerülnek az egészséget közvetlenül nem veszélyeztető, de az emberek számára kellemetlen, zavaró hatások is. Speciális és egyre több helyen jelentkező problémát jelentenek a szennyvizek összegyűjtése, szállítása, kezelése során keletkező szaghatások. A szennyvízelvezető hálózatok, szennyvíztisztító telepek légnemű szennyezőanyagok kibocsátása hagyományosan elenyésző figyelmet kapott a folyékony és szilárd szennyezőanyag kibocsátás mellett. Ennek fő oka, hogy a szennyvízből kikerülő gáz halmazállapotú szennyezőanyagok lényegesen kisebb környezeti kockázatot hordoznak, mint a folyékony és szilárd szennyezőanyagok (Stuetz et al., 2001). Bár a bűzszennyezés közvetlenül általában nem okoz súlyosabb egészségkárosodást, a kellemetlen szaghatás rontja az emberek közérzetét, kedvezőtlenül befolyásolja az élet minőségét, ami indirekt módon egészségügyi problémákhoz, pszichológiai stresszhez, csökkent munkavégző képességhez vezethet (Brennan, 1993). Hazánkban is jelentős mértékben megszaporodtak a kellemetlen szagok (bűz) megjelenésével kapcsolatos lakossági panaszok, bűzproblémák kialakulásával ma már viszonylag gyakran találkozunk a csatornahálózatok és szennyvíztisztító telepek környezetében egyaránt. A csatornahálózatban lejátszódó mikrobiológiai folyamatok során többféle, bűzt okozó anyag képződhet.

102

Az anaerob lebontás során képződő szerves savak egy része, valamint a kommunális szennyvízben az emberi anyagcsere folyamatok révén jelenlevő szkatol és indol már kis koncentrációban is rendkívül kellemetlen szagú (14. Táblázat). A szennyvízrendszerben kialakuló kellemetlen szaghatás másik fő oka a kéntartalmú szerves vegyületek lebontásából keletkező illékony kénvegyületek (kénhidrogén, szerves poliszulfidok, merkaptánok) megjelenése (14. Táblázat). A szennyvíz legfontosabb kénvegyülete a szulfát, amely a vízellátásból és az ipari szennyvizekből származik. Oldott oxigén hiányában a szulfát a biológiai lebontás során szulfiddá redukálódik, miközben a szulfátvegyületekben lévő kötött oxigén a szervesanyag lebontásához energiaforrásként szolgál. A szulfid a szennyvíz pH értékétől függően háromféle alakban lehet jelen: S2- ion, HS- ion, vagy H2S gáz formájában. Az ionos állapotú szulfid oldatban van, ezért a szennyvízből nem diffundálhat ki. A 7-nél kisebb pH értékű vízben elsősorban gáz állapotú kénvegyület (kénhidrogén) található, amely a szennyvízből kidiffundálhat, adott esetben jelentős szagproblémát és korróziót okozva (Öllős, 1995). Olyan területeken, ahol az ivóvíz szulfát-koncentrációja nagy, a szennyvízelvezető hálózatban is nagyobb mennyiségű kénhidrogén termelődik. A kénhidrogén termelődését fokozhatja az ivóvíztisztítási technológiában használt szulfát tartalmú derítőszer adagolása (Magó, 1998). A kénhidrogén keletkezését és általában a mikrobiológiai folyamatokat a hőmérséklet nagymértékben befolyásolja. A kénhidrogén keletkezés mértéke 30 °C-on vagy ezt meghaladó hőmérsékleten a legnagyobb (Öllős, 1995). A csatornahálózat kialakításának jelentős szerepe van a szagképződés mértékének alakulásában. A hidraulikai alulterheltség (lecsökkent ivóvízfogyasztás!), hosszú csőszakaszok (regionális rendszerek!) vagy a nem megfelelő esés kedvezőtlen áramlási viszonyokat okozhatnak, melynek következtében pangó csatornaszakaszok alakulnak ki, és ezek gyakran anaerobbá válnak. A kis áramlási sebességek miatt leülepedett iszap savas erjedése különösen a melegebb időszakokban tovább fokozza a szaganyagok képződését. Laboratóriumi kísérletek (Szabó és László, 2002; Licskó és Szabó, 2002; Somlyódy et al., 2001) bizonyították, hogy a kiülepedett csatornaiszapból nagyszámú, redukált állapotú kénvegyület képződik, melyek bűzt okozhatnak. Az adott iszapból elsősorban kénhidrogén, széndiszulfid, etilmerkaptán és dimetil-szulfid szabadult fel viszonylag nagyobb mennyiségben (µg/g iszap koncentráció nagyságrend). A különböző hőmérsékleteken végzett inkubálások eredményei alapján megállapítást nyert, hogy a bűzt okozó redukált állapotú kénvegyületek képződését elsősorban az anaerob mikrobiológiai folyamatok okozzák, a tisztán kémiai redukció szerepe nem jelentős.

103

Vegyület fajtája

Vegyület neve

Vegyület képlete

Szag jellemzése *

Illékony Kén-hidrogén kénMetil-merkaptán vegyületek Etil-merkaptán Allil-merkaptán Benzil-merkaptán Dimetil-szulfid Dimetil-diszulfid Tiokrezol Szén-diszulfid

Nitrogén Ammónia tartalmú vegyületek Metilamin Etilamin Dimetilamin Piridin

H2S CH3SH

záptojás rohadt káposzta, fokhagyma rohadt káposzta fokhagyma kellemetlen rohadt zöldségek korhadó, bomló avas, borz

C2H5SH CH2=CHCH2SH C6H5CH2SH (CH3)2S CH3SSCH3 CH3C6H4SH CS2

1 0,2 0,05 0,2 1 0,3-10 0,1

Szagküszöb [ppb] ** *** ****

*****

0,5 0,0014-18

0,3

9,4 0,54

1,1 1,1

0,02

0,0007

0,35

0,19 0,05 0,19

0,12-0,4 0,3-11 0,1 2,6

NH3

szúrós

CH3NH2 C2H5NH2 (CH3)2NH

hal, rothadó hal irritáló

130-15300

1-50 2400 20-80 4

37

17000

0,7

660

0,9-53 2400 23-80 3,7

N

Szkatol

CH3

fekália, undorító 0,002-1 0,002-0,06

1,2

N H

Indol

fekália, undorító

1,5

1,4

15 0,1-20 2-2600

16 0,09-20 1,8-2630

0,0002

370

370

24

0,005-2 5

0,005-2 4,6 0,7-9 4580 270

0,12

N H

Savak

Ecetsav Propionsav Vajsav Valeriánsav

Aldehidek Formaldehid és ketonok Acetaldehid Butiraldehid Valeraldehid Aceton Butanon

CH3COOH C2H5COOH C3H7COOH C4H9COOH

ecet szúrós avas szúrós

HCHO

fojtó, fanyar

CH3CHO C3H7CHO C4H9CHO CH3COCH3 C2H5COCH3

gyümölcs, alma avas, édeskés gyümölcs, alma gyümölcs, édes zöldalma

4600 270

1100

14. Táblázat - Szennyvízből keletkező, szaghatást okozó illékony anyagok (forrás: *Hvitved-Jacobsen and Vollersten, 2000; **Vincent and Hobson, 1998; ***Barótfi, 1991; ****Brennan, 1993; *****Öllős, 1995)

104

Ipari szennyvizek közcsatornába bocsátása közvetlenül (kellemetlen szaghatású anyagok kibocsátásával), vagy közvetve, az anaerob körülmények megjelenését elősegítve (extra szervesanyagterheléssel) okozhatják szaganyagok képződését. Ennek azonban adott esetben az ellenkezője is előfordulhat, vagyis az ipari szennyező anyagok a mikrobiológiai folyamatok gátlásával visszaszoríthatják a szaganyagok képződését. A szennyvízben képződő szaganyagok a folyadék- és gázfázis közötti megoszlási egyensúly, valamint a parciális nyomás-különbség miatt a vízből a csatornalevegőbe, illetve a műtárgyak szigetelésétől függően a légtérbe diffundálnak, bűzproblémákat okozva ezzel. Magó (1998) szerint a szennyvízelvezető rendszereket a következőképpen rangsorolhatjuk a légszennyezés (bűzkibocsátás) szempontjából: 1. a nyomott csatornaszakaszok szennyvízét is fogadó szennyvízátemelők (leginkább légszennyező); 2. a nyomott és gravitációs szennyvízelvezető szakaszok kombinálásával kialakított elválasztott rendszerű csatorna; 3. az egyesített rendszerű csatornahálózat. Magyarországon az elmúlt évtizedben az ivóvízfogyasztás csökkenése következményeként a korábban tapasztalható (nagyobb) vízhozamokra méretezett csatornahálózatok és szennyvíztisztító telepek hidraulikailag alulterheltté váltak. A lecsökkent áramlási sebességek miatt a szilárd anyagok kiülepedése megnőtt, teret engedve ezzel az anaerob viszonyok elmélyülésének, és a kiülepedett iszap mikrobiológiai átalakulásának, bűzanyagok képződésének. A kisebb mennyiségű szennyvíz a csatornahálózatban átlagosan hosszabb ideig tartózkodik, különösen olyan átemelő telepeken, amelyek szakaszosan üzemelnek. A tartózkodási idő megnövekedésével a bűzproblémák és a csatornahálózatban történő mikrobiológiai átalakulások jelentősége megnőtt.

10.3. A bűzképződés csökkentésének lehetőségei A csatornahálózatban kialakuló bűzképződés mérséklésére és megszüntetésére számos eljárás ismert a külföldi és hazai szakirodalomból. Ezen módszerekre példák találhatók pl. Varga et al. (1998); Dulovics D-né et al. (1998); Ditrói (1998); Lambert and McGrath (2000); Witherspoon et al. (2000); Boon (1995); Magó (1998); Bowker (2000); Koe and Yang (2000) cikkeiben. A szagemisszió csökkentésére alkalmas módszerek két csoportba sorolhatók (Dulovics D-né et al., 1998):

• elsődleges: a szag keletkezésének megakadályozása (szagot okozó baktériumok elpusztítása, anaerobitás fokának csökkentése, szagképző anyagok kémiai ártalmatlanítása stb.), • másodlagos: a keletkezett szagok csökkentése (üzemelés, építés, szaganyagot tartalmazó levegő tisztítása stb.). A beavatkozások csoportosíthatók hidraulikai (fizikai), kémiai és biológiai jellegük szerint is (Dulovics Dné et al., 1998; Lambert and McGrath, 2000). A hidraulikai beavatkozások elsősorban a szennyvíz csatornahálózatban való tartózkodási idejének csökkentésére, illetve az oldott oxigén tartalom mechanikai úton történő növelésére irányulnak.

105

A hidraulikai beavatkozások közé tartoznak a következő eljárások (Dulovics D-né et al., 1998):

• • • •

hidraulikai tulajdonságok javítása (átépítés, hálózati beavatkozások), szennyvízgyűjtő hálózat rendszeres mosatása, tisztítása, levegőbevitel a nyomott csatornaszakaszokba, szennyvíz átkeverése, levegőztetése az egyes átemelőkben.

A kémiai beavatkozások többsége az anaerobitás megszüntetésére, csökkentésére, illetve a kénhidrogén keletkezésének minimalizálására irányulnak. Ezen eljárások során általában valamilyen vegyszert (O2, O3, H2O2, KMnO4, Ca(NO3)2, Ca(OH)2, FeSO4, illóolajok, stb.) adagolnak. A kémiai beavatkozásra példák (Varga et al., 1998; Dulovics D-né et al., 1998):

• a szennyvíz oxidálása, illetve fertőtlenítése erős oxidálószerekkel (tiszta oxigén, ózon, hidrogén-peroxid, kálium-permanganát, klórgáz, hipoklóros-sav, stb.); • szulfid-lekötés nehézfém tartalmú reagensekkel, szagok közömbösítése lúgos-savas gázmosással; • a szagok maszkírozása illataroma tartalmú olajokkal; • gázmegkötés polimerizált óriásmolekulájú vegyületekkel; • a szennyvíz pH értékének, illetve redoxpotenciáljának szabályozása (pl. Ca(OH)2 adagolás); • másodlagos oxigénpótlás nitrát tartalmú vegyszerek (pl. Ca(NO3)2) adagolásával. Az anaerob állapot mérséklése vagy megszüntetése céljából a szennyvízhálózatba leggyakrabban különböző oxidálószereket adagolnak. Az oxigén koncentráció fenntartásának legősibb és legkevésbé hatékony módja a légbefúvás. Mivel a levegő 78 %-a nitrogén gáz, amely vízben rosszul oldódik, könnyen fennáll annak a veszélye, hogy miközben a gázbuborékok kijutnak a szennyvízből, a szaganyagok is kiszellőznek. Hatékonyabb módszer a tiszta oxigén adagolása, melyet a cseppfolyós oxigén elpárologtatása után a nyomóvezetékbe direkt befecskendezéssel, gravitációs vezetékbe bekeverő oldalcsatornákon keresztül juttatnak a szennyvízbe. Erősebb oxidálószerek (H2O2, KMnO4) adagolása a kialakult, de még légtérbe nem jutott kénhidrogén oxidálására is alkalmas. Nitrát-tartalmú vegyszerek adagolásával szintén elérhető, hogy a kialakult anaerobitás ne erősödjön tovább. Nitrát jelenlétében adott környezetben a szulfátredukáló mikroorganizmusok jelenléte visszaszorul, mivel előlük a felhasználható szubsztrátokat a denitrifikáló mikroorganizmusok elfogyasztják (Varga et al., 1998; Lambert and McGrath, 2000). A biológiai módszerek mikroorganizmusok alkalmazásával segítenek a szagproblémák kialakulásának csökkentésében, megelőzésében. Erre példa (Varga et al., 1998; Lambert and McGrath, 2000):

• a légszűrés aktivált biológiai rétegeken, megfelelő baktériumpopulációk segítségével; • a liofilizált baktériumtörzsek szennyvízbe juttatása a zsíranyagok és a biohártya bontására; • az enzimek adagolása. Az egyéb módszerek közé sorolhatók a szaganyagok megkötésével, kezelésével kapcsolatos eljárások, ilyenek (Varga et al., 1998):

• adszorpció, illetve abszorpció különböző reagensekkel (pl. aktív szén); • szennyvízgázok égetése, katalitikus oxidációja.

106

A felsorolt eljárások közül széleskörűen alkalmazzák a fizikai, hidraulikai megoldásokat. Ennek az oka elsősorban az, hogy a különböző vegyszerek adagolása a jelentős anyagköltségek mellett állandó ellenőrzést is igényel, mely tovább növeli a különben is magas költségeket. Az oxidálószerek felhasználásával kapcsolatos nehézségek ellenére alkalmazásuk az utóbbi években Magyarországon is terjed. A DRV Rt. működési területén több helyen alkalmazzák a nitrát adagolását a csatornahálózatból származó kellemetlen szaghatások mérséklésére, megszüntetésére (Varga et al., 1998). Mi lehet az „optimális” megoldás a bűzproblémák csökkentésére? Általános érvényű szabály ezzel kapcsolatban nem fogalmazható meg. A helyi sajátosságok (szennyvízgyűjtő terület jellege, topográfiai viszonyok, a csatornahálózat kialakításának jellemzői, a szennyvíz összetétele, stb.) nagymértékben befolyásolják a hatékonyság és gazdaságosság szempontjait egyaránt figyelembe vevő legkedvezőbb megoldás kialakítását.

10.4. Irodalom Barótfi I. (1991). Környezettechnika kézikönyv, Radó Nyomda, Eger Bjerre, H.L., Hvitved-Jacobsen, T., Schlegel, S. and Teichgraber, B. (1998). Biological activity of biofilm and sediment in the Emscher river, Germany, Water Science and Technology 37(1), 9-16. Boon, A.G. (1995). Septicity in sewers: Causes, consequences and containment, Water Science and Technology 31(7), 237-253. Brennan, B. (1993). Odour nuisance, Water and Waste Management 36(9), 30-32. Ditrói J., 1998. A szennyvíz minőségének változása Debrecen szennyvízelvezető rendszerében, Víz és Csatornaművek Országos szakmai Szövetsége, Víziközmű-hálózati Konferencia – Az elhangzott előadások írott anyaga, Debrecen, 130-135. Dulovics D.-né, Dulovics D., Havas A. és Kovács T., 1998. A Nagycenk térségi szennyvízelvezető rendszer szaghatás problémái és a lefolytatott vizsgálatok, Víz és Csatornaművek Országos szakmai Szövetsége, Víziközmű-hálózati Konferencia – Az elhangzott előadások írott anyaga, Debrecen, 136143. Hvitved-Jacobsen, T. and Vollersten, J. (2000). Formation modelling of odours in sewer networks, 1st International Meeting on Odour Measurement and Modelling, Konferenciakiadvány, Cranfield University Hvitved-Jacobsen, T. and Vollersten, J. (2001). Odour formation in sewer networks, In: Stuetz, R. and Frechen, F.B. (Eds.) Odours in Wastewater Treatment - Measurement, Modelling and Control, IWA Publishing, UK, 33-67. Hvitved-Jacobsen, T., Raunkjaer, N.H. and Nielsen, P.H. (1999). Volatile fatty acids and sulfide in pressure mains, Water Science and Technology 31(7), 169-179. Hvitved-Jacobsen, T., Vollersten, J. and Nielsen, P.H. (1998). A process and model concept for microbial wastewater transformations in gravity sewers, Water Science and Technology 37(1), 233241. Hvitved-Jacobsen, T., Vollersten, J. and Tanaka, N. (1999). Wastewater quality changes during transport in sewers – an integrated aerobic and anaerobic model concept for carbon and sulfur microbial transformation, Water Science and Technology 39(2), 242-249. Lambert, S.D. és McGrath, K.E., 2000. Can stored sludge cake be deodorised by chemical or biological treatment?, Water Science and Technology, 41( 6), 133-140.

107

Licskó, I. and Szabó, A. (2002) Odour components formation and their removal at WWTPs by chemical pre-treatment, Proceedings of the 2nd Biennial Conference on Management of Wastewater, 15th-17th April 2002, Edinburgh, Scotland, Part 2, 105-113. Nielsen, P.H. and Hvitved-Jacobsen, T. (1988). Effects of sulfate and organic matter on the hydrogen sulfide formation in biofilms of filled sanitary sewers, J. of the Water Pollution Control Federation 60(5), 627-634. Öllős G. (1995). Szennyvíztisztító telepek üzemeltetése I-II., Akadémia Kiadó, Budapest Somlyódy L. Licskó I., László B., Szabó A., Szabó Cs. (2001) Az Észak-Pesti Szennyvíztisztító Telep csatornahálózatának részleges környezetvédelmi felülvizsgálata, Kutatási jelentés, BME Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék, Budapest, 74 oldal Stuetz, R.M., Gostelow, P. and Burgess, J.E. (2001). Regulation and policies, In: Stuetz, R. and Frechen, F.B. (Eds.) Odours in Wastewater Treatment - Measurement, Modelling and Control, IWA Publishing, UK, 3-15. Szabó, A. and László, B. (2002) Odour formation in sewer systems in Hungary, 1st IWA Young Researchers Conference, September 9-10, 2002, Cranfield University, UK, 121-127. Varga Gy. I., Jobbágy A., Simon J. és Szántó I., 1998. Szagtalanítás nitrátadagolással a Balaton körüli regionális szennyvízelvezető rendszereken, Víz és Csatornaművek Országos szakmai Szövetsége, Víziközmű-hálózati Konferencia – Az elhangzott előadások írott anyaga, Debrecen, 147-154. Vincent, A. and Hobson, J. (1998). Odour control - CIWEM Monographs on Best Practice No. 2. Terence Dalton, London Witherspoon, J.R., Sidhu, A., Castleberry, J., Coleman, L, Reynolds, K., Card, T. És Daigger, G.T. (2000) Odour emission estimates using models and sampling, odour dispersion modelling, and control strategies for East Bay Municipal Districts (EBMUDs) collection sewerage system and wastewater treatment plant, Water Science and Technology, 41(6), 65-73.

108

11. Előadás – Szennyvíztisztító telepek tervezésének és működtetésének feltételei, a csökkenő ivóvízfogyasztás hatása a szennyvíztisztítás folyamataira 11.1. A szennyvíz víz mennyisége és minősége, hatásuk a telep tervezésére és működtetésére A kommunális szennyvizek minőségét (és a szennyvíztisztítási technológiák hatékonyságát) alapvetően meghatározza az ivóvízfogyasztás mértéke, a csatornahálózatba bevezetett ipari (és mezőgazdasági) eredetű szennyvizek minősége és mennyisége, valamint a települések mérete és jellege. Magyarországon a lecsökkent ivóvízfogyasztás következtében a keletkező szennyvizek mennyisége is nagymértékben csökkent a 90-es es években (Licskó et al., 1999; 9; Buzás et al., 2003a). Ugyanakkor a szennyvízbe jutó szennyezőanyagok mennyisége nem változott jelentősen (kivéve azokat a településeket, ahol az ipari szennyeződés lecsökkent). Természetesen ez a szennyezőanyag koncentrációk általános növekedését, a szennyvíz sze „töményedését” jelentette. A magyarországi telepek névleges kapacitása az átlagos hidraulikai terhelést meghaladja (59. ábra), különösen jelentős a különbség az 1990 előtt épült telepeknél (Licskó et al., 1999; Buzás et al., 2003a, NKFP-3A/0042/2002, 3A/0042/2002, 2004). A korábbi tervezési gyakorlatban növekvő ivóvízfogyasztást prognosztizáltak, ezzel szemben mind a lakossági, mind pedig az ipari vízfogyasztás jelentősen csökkent, ent, emiatt a hazai szennyvíztisztító telepek hidraulikailag alulterheltek.

1000 m3/d 1600 1400 1200

Hidraulikai kapacitás

1000

Hidraulikai terhelés

800 600 400 200 0 < 700

700-2000

2000-5000

5000-10000

> 10000

Szennyvíztisztító telep mérete (m3/d) 59. ábra – Hazai szennyvíztisztító telepek névleges kapacitása és átlagos hidraulikai terhelése (forrás: Buzás et al., 2003b)

Egy hazai szennyvíztisztító telep hidraulikai terhelését mutatja a 60. ábra. A bemutatott tendencia nem ritka: 1990 és 2000 között a telepre érkező szennyvíz mennyisége mintegy felére csökkent.

109

Hidraulikai terhelés [m3/d]

22 000 20 000 18 000 16 000 14 000 12 000 10 000 2000.

1999.

1998.

1997.

1996.

1995.

1994.

1993.

1992.

1991.

1990.

8 000

Dátum

60. ábra - Nyíregyháza I. Szennyvíztisztító Telep hidraulikai terhelésének változása 1990-2000 között

Az ivóvízfogyasztás és a keletkező szennyvízmennyiség általános csökkenő tendenciája mellett meg kell említeni a jelentős területi egyenlőtlenségeket. Kis településeken nem ritka a 60 L/fő/nap alatti ivóvízfogyasztás, nagyobb városokban viszont meghaladhatja a 140 L/fő/nap-ot (Somlyódy et al., 1998; NKFP-3A/0042/2002, 2004). Ebből adódóan a kisebb települések szennyvizeire a magasabb szennyezőanyag koncentrációk jellemzőek. Nagyvárosokban (pl. Budapest, Debrecen, Nyíregyháza) jellemző a magas (20-30%) ipari hányad, kis településeken, falvakban pedig a mezőgazdasági eredetű szennyezés (hígtrágya). Élelmiszeriparnak (húsipar, tejipar, konzervgyártás, borászat) otthont adó kisebb településeken szintén jelentős lehet az ipari szennyvízhányad. A kistelepülések döntő többségében azonban a közcsatornán elvezetett szennyvíz kizárólag kommunális eredetű. Üdülőterületeken jelentős szezonális ingadozás mutatkozik a fogadott szennyvíz térfogatáramában, ahol a nyáron keletkező szennyvíz mennyisége többszöröse a téli átlagnak (NKFP-3A/0042/2002, 2004). Az üdülőterületekre jellemző szezonális terhelés-változást a 61. ábra mutatja. Befolyó szennyvíz mennyisége (2003) 25000

Vízhozam [m 3/nap]

23000 21000 19000 17000 15000 13000 11000 9000 7000

ápr.

máj.

jún.

júl.

aug.

szept.

Hónap

61. ábra – Hidraulikai terhelés változása a Siófoki Szennyvíztisztító telepen

Hazai felmérések (NKFP-3A/0042/2002, 2004) eredményei szerint hazánkban a tisztítandó szennyvizek minőségi paraméterei igen széles tartományban változnak (15. táblázat). A vizsgált telepeken az átlagos befolyó KOI értéke jellemzően 500-800 mg/L. Az ipari (elsősorban élelmiszeripari) szennyvízzel terhelt telepeken, illetve a kistelepüléseken, ahol az alacsony vízfogyasztás igen nagy szervesanyag

110

koncentrációt eredményezhet, az átlagos befolyó KOI meghaladja az 1100 mg/L értéket. A hazai szennyvizek átlagos ammónium-nitrogén koncentrációja 30-70 mg/L, de nem ritkák a 110 mg/L feletti értékek sem. A nemzetközi szakirodalomban (Metcalf & Eddy, 2003) jelzett átlagos NH4-N koncentrációkat a magyar szennyvizek ammónium tartalma rendszeresen meghaladja, különösen kistelepülések esetén (15. táblázat). Ennek egyik oka a falvakban az állattartásból származó, magas ammónium tartalmú hígtrágya bevezetése a csatornahálózatba, valamint a szerves nitrogén egy részének ammóniummá történő átalakulása a csatornahálózatban.

Szennyezőanyag KOI BOI5 TP PO4-P TSS NH4-N

Tipikus koncentráció tartomány Magyarországon [mg/L]

Közepes-nagy szennyezettségű szennyvíz szennyezőanyag tartalma [mg/L] (Metcalf & Eddy, 2003) 430-800 190-350 7-12

500-800 200-400 5-12 3-6 150-400 210-400 30-70 25-45 15. táblázat – Kommunális szennyvíz jellemző szennyezőanyag koncentrációi

A befolyó szennyvizekre a szennyvíztisztító telepek jelentős részénél igen alacsony (5 alatti) BOI5/NH4N arány jellemző, ami az elődenitrifikáció hatékonyságát veszélyezteti. A könnyen bontható szerves szén hiánya a biológiai foszforeltávolítás hatékony alkalmazását is kérdésessé teszi. Ugyanakkor, elsősorban az ipari szennyvizekkel terhelt telepek esetén előfordul a relatív nitrogénhiányra utaló 15, 20 feletti BOI5/NH4-N arány is, ami rontja a tisztítás hatékonyságát, illetve iszapszerkezeti problémákat idézhet elő (NKFP-3A/0042/2002, 2004). A hazai szennyvíztisztító telepek többségét a fennálló koncentráció viszonyokhoz képest hígabb szennyvizek tisztítására méretezték (NKFP-3A/0042/2002, 2004). Korábban a szennyvíztisztító telepekre érkező szennyezőanyag terhelést az átlagos ivóvízfogyasztásból számolt szennyvízmennyiség és átlagos szennyezőanyag koncentráció alapján határozták meg. Az ivóvízfogyasztás csökkenése azonban alapvetően megváltoztatta a koncentrációviszonyokat, ezért a korábban alkalmazott értékek ma már nem állják meg a helyüket. Általános a hazai szennyvíztisztító telepek hidraulikai alulterheltsége, ugyanakkor szennyezőanyag tekintetében számos telep túlterhelt. A hazai tervezési gyakorlatban tartja magát az a feltételezés, hogy a kommunális szennyvizek összetétele és egy főre eső mennyisége gyakorlatilag azonos. Ugyan ma már általában nem szennyezőanyag koncentrációra, hanem szennyezőanyag terhelésre méreteznek, a terhelések meghatározása irodalmi értékeken alapul és továbbra sem minden esetben veszik figyelembe a tényleges értékeket ott sem, ahol mérési eredmények állnak rendelkezésre (már meglévő csatornahálózat esetén). Mérési eredmények felhasználásakor is még mindig gyakori az átlagértékekre való tervezés az adott (pl. 85%) valószínűségű értékek figyelembevétele helyett. Korunk környezetvédelmi követelményei szerint pedig már nyilvánvalóan nem elfogadható az, hogy egy szennyvíztisztító telep „átlagban” kielégítő hatékonysággal működik. Az EU irányelvek szerint a szennyvíztisztító telep szennyezőanyag terhelését a maximális heti terhelések adják. A telepek ellenőrzésénél követelmény, hogy 4 mintából (napi átlagos) maximum egy minta haladja meg az előírt határértéket. A mintavétel számától függően a megengedett nem megfelelő minták száma meghatározott. Ezen követelmény csak úgy teljesíthető, ha az átlagos terhelés helyett a 75-93,5%-os előfordulási valószínűségnek megfelelő terhelési értéket veszik figyelembe (az évente előírt mintavételnek megfelelően). Az EU előírásoknak megfelelő hidraulikai és szervesanyag terhelések értékei a hazai gyakorlatban figyelembe vett terheléseknél 29-67%-kal nagyobbak (Dulovics, 2002).

111

A hazai felmérések (NKFP-3A/0042/2002, 2004) alapján is levonható az a következtetés, hogy az ivóvízfogyasztásra vagy a fajlagos szennyezőanyag terhelésre vonatkozó átlagértékek (lakosegyenérték) nem használhatók általános érvényűen. Hazánkban a területenként jelentősen eltérő lakossági szokásoknak megfelelően a kibocsátott szennyvíz összetétele és mennyisége nagyon különböző lehet. A méretezéshez szükséges alapadatok (oxigén-beviteli igény, oxigén-átadási tényező, biológiai bonthatóság, iszapszaporulat, könnyen és nehezen bontható szervesanyagok mennyisége, várható tisztítási hatásfok, várható elfolyó vízminőség, a biológiai terhelés és az elfolyó vízminőség közötti kapcsolat, stb.) kimérésére a hazai tervezők nem fordítottak kellő figyelmet. A sok esetben nem kellően körültekintő, elsősorban irodalmi adatokon alapuló tervezés alul- vagy túlméretezett, nehezen üzemeltethető, rossz hatásfokkal működő szennyvíztisztító telepek építéséhez vezetett, amelyek nem képesek az elfolyó szennyvíz megfelelő minőségét biztosítani (Oláh et al., 2001; NKFP-3A/0042/2002, 2004). Hozzájárul a problémához, hogy egyes telepeken nemcsak a szennyezőanyagok koncentrációja nőtt meg, hanem a csatornahálózatok fejlesztése, illetve a rákötések számának növekedése miatt a szennyezőanyag (szervesanyag, NH4-N, stb.) terhelés is (Licskó et. al, 1999). Ez - technológiai fejlesztések hiányában - mind a szervesanyag lebontás, mind pedig a nitrifikáció hatékonyságának csökkenéséhez, romló elfolyó szennyvíz-minőséghez vezetett. Számos hazai telep küzd a szennyezőanyag terhelésre vonatkozó alulméretezés következtében elégtelen levegőzetési térfogattal, illetve levegő-beviteli kapacitással. Amennyiben levegőztetés mértéke nem megfelelő, úgy nem biztosítható sem a kellő hatékonyságú szervesanyag bontás, sem pedig a nitrifikáció. A szennyvíztisztító telepek hidraulikai terhelésének változása jelentős hatással van az üzemeltetés költség-hatékonyságára is. A csökkenő szennyvízhozamok ellenére az általában jelentősen nem változó szennyezőanyag terhelés következtében fellépő energia-igény (levegőztetés) hasonló maradt. Így az egységnyi szennyvíz-térfogat tisztításához szükséges energia mennyisége, azaz a fajlagos energiafogyasztás megnőtt (Licskó et al., 1999). Fentiek alapján levonható az a következtetés, hogy az eddigi hazai tervezési gyakorlatban bevett szokások felülbírálandók, a megváltozott körülmények (elsősorban a lecsökkent ivóvízfogyasztás) és a helyi sajátosságok figyelembevétele, az adott szennyvíz részletes vizsgálata elengedhetetlenül szükséges a költség-hatékony és üzemeltethető szennyvíztisztító telepek kialakításához. A rossz hatásfokkal működő telepeket felül kell vizsgálni, meg kell határozni azokat az üzemeltetési feltételeket, technológiai módosításokat, intenzifikálási vagy rekonstrukciós igényeket, amelyekkel a felmerült problémák megszüntethetők, a tisztítás hatékonysága javítható.

11.2. A csatornahálózatban lejátszódó szennyvíztisztítás folyamataira

folyamatok

hatása

a

A korábbiakban részletezett, csatornahálózatokban lejátszódó folyamatok során a szennyvíz összetételében bekövetkező változások jelentős hatással vannak a szennyvíztisztítás folyamataira is. A hosszú tartózkodási idők miatt anaerobbá váló szennyvízben megkezdődik a könnyen biodegradálható szervesanyagok anaerob mikrobiológiai lebontása. A folyamat alapvetően megváltoztathatja a szennyvíztisztító telepet elérő szennyvíz könnyen és nehezen (vagy nem) bontható szervesanyagok arányát. A könnyen biodegradálható szervesanyagok hiánya az elődenitrifikáció és a biológiai foszfor eltávolítás folyamataira károsan hat, szélsőséges esetben azokat lehetetlenné teszi.

112

Az anaerob viszonyok nyomán képződő kén-hidrogén a bűz-problémák mellett korróziót okoz nemcsak a szennyvízgyűjtő hálózatokban, hanem a szennyvíztisztító telepeken is. Az ammonifikáció során a szerves nitrogénből képződő NH4-N miatt a szerves nitrogén koncentráció csökken, ezzel együtt viszont a telepet elérő szennyvíz NH4-N tartalma lényegesen nagyobb lesz, mint a friss szennyvízé. Az előülepítő nitrogén eltávolító hatásfoka, valamint a nitrifikáció hatásfoka csökken. A csökkenő szennyvízmennyiség egyben azt is jelenti, hogy télen a szennyvíz jobban lehűl, és a hideg időben amúgy is kritikus nitrifikáció hatékonysága tovább csökken. A hőmérséklet csökkenése egyéb folyamatok (pl. ülepítés) hatékonyságát is rontja.

11.3. Bűz a szennyvíztisztító telepen, a csökkentés lehetőségei Az anaerob körülmények között a csatornahálózatban keletkező kén-hidrogén és egyéb redukált állapotú kénvegyületek a szennyvíztisztító telepeken is bűz-problémák kialakulásához vezethet. A lakossági panaszokra elsősorban ott kell számítani, ahol a településfejlődés során a szennyvíztisztító telep közelébe épültek a lakónegyedek. A problémák főként meleg időben jelentkeznek, a szélirányba eső területeken. A bűz csökkentése, illetve megelőzése hatékonyan megtörténhet már a szennyvízgyűjtő hálózatban (lásd előző fejezetet), vagy beavatkozhatunk a szennyvíztisztító telepeken is. A szennyvíztisztító telepen a bűz-problémák különböző vegyszerek hozzáadásával mérsékelhetők. Laboratóriumi kísérleti eredmények (Licskó és Szabó, 2002) bizonyítják, hogy a kémiai kezelés nagyon gyorsan és jó hatásfokkal eltávolítja a szennyvízből a kellemetlen szaghatást okozó szulfidokat. A szennyvízbe adagolt vas(III)-sók az oldott állapotú szulfidokkal vízben nehezen oldható vas-szulfidot képeznek. Viszonylag kis koaguláns dózis hatására a vízben oldódó szulfid-ionok (elsősorban kénhidrogén) koncentrációja jelentősen csökkenhet. A módszernek különösen ott lehet jelentősége, ahol akár a hatékony foszfor eltávolítás, akár a mechanikai fokozat intenzifikálása miatt hajlandóság/szükség van a koagulánsok alkalmazására. Általában azonban a szervesanyag vagy foszfor eltávolítás céljából lényegesen nagyobb dózisú vegyszeradagolás szükséges (lásd még a következő fejezetet). Hazánkban is találhatunk példákat a vas(III)-sók kis dózisban történő adagolására, ahol a vegyszeradagolás egyetlen célja az oldott szulfid kicsapása, elsősorban a kén-hidrogén rothasztóban történő felszabadulásának megelőzésére. Hatékony, ámbár költséges megoldás a bűzproblémák megszűntetésére a szennyvíztisztító telep egyes egységeinek (pl. homokfogó, levegőztető medence, stb.) lefedése, a szennyezett levegő összegyűjtése és tisztítása (pl. bioszűrők); erre is van több hazai példa.

11.4. Rekonstrukciós igények, intenzifikálás A csökkenő ivóvízfogyasztás következtében megváltozott mennyiségű és minőségű szennyvizek kellő hatékonyságú kezelésére a szennyvíztisztító telepek jelenlegi állapotukban nem mindig alkalmasak. Sok esetben a nem elég körültekintő tervezés miatt telepeink alul- vagy túlméretezettek, a technológia felülvizsgálata és módosítása szükséges. Sokszor a jelentős átépítések sem kerülhetők el a megfelelő üzemelés érdekében. A sok telepre jellemző hidraulikai alulterheltség egyéb szennyvizek fogadásával, bizonyos medencetérfogatok leválasztásával, vagy egyéb célokra történő felhasználásával, a párhuzamos sorok időszakos kiiktatásával, a recirkuláció megnövelésével kiküszöbölhető. Legtöbbször azonban nem, vagy

113

nem pusztán az a probléma, hogy a szennyvíztisztító telepre a tervezettnél kisebb mennyiségű szennyvíz érkezik. Azokon a szennyvíztisztító telepeken, ahol az érkező szennyvíz szennyezőanyag tartalma, illetve a telepet érő szennyezőanyag terhelés a tervezettnél magasabb, technológiai módosításokra, a telep intenzifikálására lehet szükség. Az érkező szennyvíz magas szervesanyag (és ammónium) tartalma miatt a jelenleg alkalmazott levegőztetési térfogat és oxigén-bevitel számos telepen nem elégséges. Régebbi telepeinken nem mindenhol alkalmaznak korszerű levegőztetési technológiákat (mélylégbefúvásos, membrános, stb.). A régi levegőztetők cseréjével, a levegőztetés online oldott oxigén mérésen alapuló szabályozásával a levegőztetési térfogatok növelése nélkül is javítható a szervesanyag bontás hatékonysága. A magas szervesanyag terhelés okozta problémák egy része kezelhető a mechanikai tisztítási lépcső hatékonyságának növelésével. A partikulált, nehezen biodegradálható szervesanyagok hatékonyabb eltávolítása nyomán a biológiai tisztítási egységeket kisebb szervesanyag terhelés éri, a maradék szervesanyag lebontásához pedig kevesebb oxigén is elegendő. Az ülepítés hatékonysága növelhető a megfelelő áramlási sebesség kialakításával, holtterek kiküszöbölésével, lamellák, csőkötegek alkalmazásával. A vízbevezetés (bukók, perforált csövek, ”fejek”) megfelelő átalakítása biztosíthatja az ülepedés szempontjából kedvező áramlási kép kialakítását, csökkentheti a hidraulikai rövidzárlat kialakulásának valószínűségét (BME VKKT, 2003a). A csőkötegek alkalmazásának különösen ott lehet jelentősége, ahol az ülepítő medence hidraulikai terhelése időszakosan vagy állandóan a tervezettnél nagyobb, vagy ahol az érkező vízhozam időben nagyon változó. Az előülepítő medence megfelelő kialakításán/átalakításán túl a lassan bontható szervesanyagok eltávolítása hatékonyan növelhető koagulálószerek (vas, és alumínium tartalmú vegyszerek) vagy flokkulálószerek (poli-elektrolitok) előülepítő elé történő adagolásával (lásd következő fejezet). A vasés alumínium-sók adagolása a szennyvíz foszfor (összes foszfor és ortofoszfát) tartalmának csökkentésében is hatékony (hagyományosan a fém-sók adagolásának célja az ortofoszfát kicsapása). Hazánkban foszfor eltávolítás céljából szinte kizárólag a levegőztető medencébe adagolnak vegyszereket (szimultán kicsapás), így a koagulánsok ülepítésre gyakorolt pozitív hatásait (a mechanikai tisztítás hatékonyságának növelésére) nem használjuk ki. A hazai szennyvizekre jellemző magas ammónium tartalom nitrifikálásához a meglévő levegőztetési térfogat és levegő-bevitel számos szennyvíztisztító telepen nem elégséges. Tekintettel arra, hogy a jelentős oxigén-igényű nitrifikációs folyamatok a természetes vizekben is lejátszódnak, az ammónium oxidálása a befogadók vízminőségvédelme szempontjából nagyon fontos. A teljes nitrogéneltávolításra (denitrifikáció) azonban nem feltétlen van szükség, hiszen a nitrát a felszíni vizek (folyók, tavak) minőségét nem rontja. Kivételt képeznek természetesen azok a víztestek (elsősorban tengerek, pl. Fekete-tenger), ahol az eutrofizációt a nitrogén limitálja. Általában azonban tavakban a foszfor a limitáló tényező, hiszen bizonyos fajok (pl. Cianobacter) képesek a légköri nitrogén megkötésére. A tápanyag eltávolítás a szennyvíztisztítás egyik leginkább költségigényes lépcsője, ezért csak abban az esetben javasolt, ha azt a befogadó vízminőségvédelme megköveteli (különösen amíg a szennyvíztisztító telepek építése még mindig állami/Európai Uniós forrásokból történik és amíg számos fontosabb megoldatlan problémával állunk szemben). Hazánkban összesen három eutrofizációra érzékeny tó (Balaton, Velencei-tó, Fertő-tó) található, ugyanakkor a Fekete-tenger vízminőségének védelme érdekében Magyarország kötelezettséget vállalt arra, hogy az összegyűjtött szennyvizekkel a Fekete-tenger vízgyűjtőjébe kerülő N és P terhelést 75%-kal csökkenti (2019-ig). Amennyiben a nitrifikáció hatékony, és denitrifikációs tisztítási lépcső nem kerül kiépítésre, úgy a biológiailag tisztított (levegőztetett) szennyvízben magas NO3-N értékek jelentkezhetnek. Az utóülepítőben az oldott oxigén elfogyása után, anoxikus körülmények között kialakulhat a spontán

114

denitrifikáció, ami iszapfelúszáshoz, csökkent hatékonyságú szilárd-folyadék fázisszétválasztáshoz, ezáltal az elfolyó szennyvíz nem megfelelő minőségéhez vezethet. Hasonló problémák jelentkezhetnek az előülepítőben is, ha a hálózaton a bűz-problémák kezelésére nitrátot adagolnak, és a szennyvíztisztító telepre érkező nyers szennyvízben jelentős mennyiségű nitrát van. A szennyvizek töményedése miatt a nyers szennyvíz összes foszfor és ortofoszfát koncentrációja is magasabb, mint korábban. A hagyományos biológiai tisztítás során csak kis mennyiségű foszfor épül a sejtekbe és kerül ki a rendszerből (iszap formájában). Amennyiben a befogadó vízminőségvédelme miatt alacsony foszfor koncentrációkat kell biztosítani az elfolyó tisztított szennyvízben, úgy kémiai kicsapatás, vagy kémiai kezeléssel kombinált biológiai foszfor eltávolítás szükséges.

11.5. Irodalom BME VKKT (2003) Korszerű szennyvíztisztító rendszerek kialakítása az EU csattlakozás tükrében című NKFP program 13. Diagnosztikai rendszer kifejlesztése az eleveniszapos rendszerek ülepítési problémáinak előrejelzésére és kezelésére, Részjelentés Buzás K., Licskó,I. and Melicz, Z. (2003a) Lessons of a Decade: Changes in Sewerage and Wastewater Treatment in Hungary, Wastewater 2003 - 5th International Biennial Conference and Exhibition, 13-15 May, 2003, Olomouc, 9-14. Dulovics, D. (2002) Az eleveniszapos szennyvíztisztító telepek alapadatainak meghatározása II. MaSzeSz Hírcsatorna, 2002 jan-febr., 3-7. Juhász,E. (2003) Hová jutott a közműolló, avagy miket lehet kiolvasni a statisztatkából 2003. Januárjában?, MaSzeSz Hírcsatorna, 2003 jan-febr., 17-21. Licskó, I. and Szabó, A. (2002) Odour components formation and their removal at WWTPs by chemical pre-treatment, Proceedings of the 2nd Biennial Conference on Management of Wastewater, 15th17th April 2002, Edinburgh, Scotland, Part 2, 105-113. Licskó, I., Melicz, Z., Ádám, R., Fürst, Á., Vadnay, Á., Tóth, Gy. And Mészáros, J. (1999) Impacts of Drastic Sewage Decrease on the Operation of Municipal WWTPs in Hungary: case studies, 8th IAWQ Conference on Design, Operation and Economics of Large Wastewater Treatment Plants, 6-9 September, 1999, Budapest, Hungary, 504-510. NKFP-3A/0042/2002 (2004) Korszerű szennyvíztisztító rendszerek kialakítása az EU csatlakozás tükrében – Részjelentés 2004. január Oláh, J., Princz, P., Walter, F. és Gaál, L. (2001) Az eleveniszapos szennyvíztisztító telepek tervezési alapadatainak meghatározása I., MaSzeSz Hírcsatorna, 2001 nov-dec., 6-15.

115

12. Előadás – Eleveniszapos szennyvíztisztítás intenzifikálása kémiai előkezeléssel 12.1. Bevezetés A hazai szennyvíztisztítási gyakorlatban több esetben probléma, hogy a telepek hidraulikailag vagy a szervesanyag terhelés szempontjából túlterheltek (lásd előző fejezet). Országos szinten az előbbi ugyan nem jellemző, de ha a csatornahálózat bővítésére kerül sor a szennyvíztisztító kapacitás bővítése nélkül, a szennyvíztisztító telep hidraulikai terhelése meghaladhatja a névleges értéket. A szervesanyag tekintetében jelentkező túlterhelés számos, 1990 előtt épült szennyvíztisztító telepen gondot jelent. A szigorodó környezetvédelmi jogszabályok miatt a nagyterhelésű szennyvíztisztító telepek már nem minden esetben tudják teljesíteni a tisztított szennyvíz minőségére előírt határértékeket. A legtöbb esetben a szervesanyag eltávolítás kielégítően működik, azonban a hatékony nitrifikáció biztosítása időszakosan vagy tartósan problémába ütközik, ezért az elfolyó tisztított szennyvízben a kívánt ammónium-nitrogén, illetve összes nitrogén koncentrációk nem érhetők el. A környezetterhelési díj bevezetésével a szervesanyag és nitrogén eltávolítás mellett a foszfor eltávolítás fokozott igénye olyan szennyvíztisztító telepeken is megfogalmazódott, ahol összes foszforra vonatkozóan nincs, vagy nem szigorú (>5 mg/L) a határérték. A nagy beruházási költségeket igénylő technológiai módosításokat, kiegészítéseket az anyagi lehetőségek gyakran nem teszik lehetővé, ezért a fenti problémák megoldását sokszor újabb műtárgyak építése nélkül kell végrehajtani. A kapacitásnövelés és a szennyezőanyag kibocsátás csökkentés igénye sok esetben egyidejűleg jelentkezik. Kémiai előkezeléssel a biológiai szennyvíztisztító telepek intenzifikálása hatékonyan végrehajtható és egyidejűleg megvalósítható a kapacitásnövelés és a szennyezőanyag kibocsátás csökkentése. A rendelkezésre álló intenzifikálási módszerek egyik lehetséges technológiai megoldása a kémiai előkezelés (előkicsapás), amelyben a biológiai tisztítóegységeket megelőzően a szennyvízhez többértékű fém-ionok adagolására kerül sor. A kémiai szennyvíztisztításban alkalmazott, Al3+ vagy Fe3+ ionokat tartalmazó fém-sók (vas(III)-szulfát, vas(III)-klorid, vas(III)-nitrát, alumínium-szulfát), illetve előpolimerizált alumínium-sók a foszfát tekintetében kicsapószerként viselkednek, azaz a foszfát-ionokat vízben rosszul oldódó fém-foszfát csapadékká alakítják. Ezzel párhuzamosan a beadagolt fém-só egy részéből hidrolízises folyamatokban pozitív töltésű fém-hidroxid szolok képződnek, amelyek a lebegőanyag formában jelenlevő szerves vegyületeket koaguláltatják és biztosítják kiülepedésüket az előülepítőben. A vas(III) tartalmú kicsapószerek alkalmasak szulfid-ionok fém-szulfid csapadékká alakítására is, ezáltal a szennyvíztisztító telep bűzkibocsátásának csökkentésében is szerepet játszanak. A szakirodalomból és a külföldi tapasztalatokból jól ismert, hogy a kémiai szennyvíztisztítást elsősorban a foszfor-vegyületek eltávolítására alkalmazzák. A tapasztalatok szerint foszfát kicsapás céljából a fém-sókat (kicsapószereket) a hagyományos biológiai szennyvíztisztítási rendszerek három különböző pontján lehet adagolni:

• • •

a biológiai tisztítási lépcső előtt (előkicsapás); a biológiai tisztítást megvalósító műtárgyban (szimultán kicsapás); a biológiai tisztítási lépcső (és az utóülepítő) után (utókicsapás).

Az úgynevezett előkicsapás (kémiai előkezelés) gyakorlati megvalósítása során egymástól függetlenül több szennyvíztisztító telepen azt tapasztalták, hogy a hatékony foszfor eltávolítás mellett a biológiai szennyvíztisztítás egyszerűbbé, olcsóbbá, könnyebben kezelhetővé vált, és a nagyterhelésű rendszerekben több helyen az előkicsapást követő nitrifikációra is sor került. A jelenség magyarázata a 116

felszíni víztisztításban régóta alkalmazott koagulációs-flokkulációs folyamatok hatásával adható meg. A kémiai előkezelés során ugyanis a foszfát kicsapás mellett a kicsapószer koagulánsként is funkcionál, így - a korábbiakkal ellentétben - a kolloid, kvázi-kolloid mérettartományba eső, szilárd állapotú szervesanyagok az előülepítőben kiülepíthetők a koagulációs-flokkulációs folyamatok következményeként. A vegyszeradagolás hatására az előülepítő szervesanyag eltávolítási hatásfoka megnő, ezáltal csökken a biológiai rendszer szervesanyag terhelése, és megnő az iszapkor, ami lehetőséget teremt a hatékony nitrifikáció megvalósulására. Biológiai szennyvíztisztító telepek kémiai kezeléssel történő intenzifikálásának célja tehát egyrészt a foszfor vegyületek eltávolítása, másrészt a biológiai rendszer szervesanyag (KOI, BOI5) terhelésének csökkentése és ezáltal a nitrifikáció hatékonyságának javítása. A kémiai kezelés biológiai tisztítási fokozatot megelőzően történő alkalmazása azonban olyan változásokkal is jár, amelyek a további biológiai szennyvíztisztítási és iszapkezelési folyamatok hatékonyságára vagy üzemelési költségére hátrányosan hathatnak. A felmerülő negatív hatások között figyelmet érdemel a kémiai kezelés hatására kialakuló pH csökkenés, a keletkező iszap mennyiségének megnövekedése, valamint a C:N:P arányban bekövetkező változás, ami mindenekelőtt a nitrogéneltávolítás hatékonyságának csökkenéséhez vezethet. A BME VKKT-n hosszú ideje folynak kutatások a kémiai szennyvíztisztítás területén. Az alábbiakban az NKFP 3A/0042/2002 projekt keretében megvalósult vizsgálatok eredményei alapján mutatjuk be a kémiai előkezelés szennyezőanyag eltávolítási hatékonyságát, valamint a biológiai folyamatokra gyakorolt pozitív és negatív hatásait.

12.2. A különböző hatékonysága

típusú

vegyszerek

szennyezőanyag

eltávolítási

A kémiai szennyvíztisztításban alkalmazott, Al3+ vagy Fe3+ ionokat tartalmazó fém-sók (vas(III)-szulfát, vas(III)-klorid, vas(III)-nitrát, alumínium-szulfát), illetve előpolimerizált alumínium-sók közös jellemzője, hogy a foszfát tekintetében kicsapószerként viselkednek, azaz a foszfát-ionokat vízben rosszul oldódó fém-foszfát (pontosabban fém-oxid-hidroxid-foszfát) csapadékká alakítják. Ezzel párhuzamosan a beadagolt fém-só egy részéből hidrolízises folyamatokban pozitív töltésű fémhidroxid szolok képződnek, amelyek a lebegőanyag formában jelenlevő szerves vegyületeket koaguláltatják és biztosítják kiülepedésüket az előülepítőben. A vas(III) tartalmú kicsapószerek alkalmasak szulfid-ionok fém-szulfid csapadékká alakítására is, ezáltal a szennyvíztisztító telep bűzkibocsátásának csökkentésében is szerepet játszanak. Tekintettel arra, hogy a kémiai kezelésben a tulajdonképpeni hatóanyag a vas(III)-, illetve alumíniumion, valamint ezek hidrolízis termékei, a különböző vegyszerek szennyezőanyag eltávolítási hatékonyságát egységes fém-tartalomra vonatkoztatva hasonlíthatjuk össze. A vas mol-tömege (56 g) közel kétszerese az alumíniumnak (27 g), ezért az alkalmazott vegyszer dózist a reális összevetés érdekében mmol/L-ben fejezzük ki. Az azonos, mmol/L-ben kifejezett dózist tekintve - a különböző típusú vegyszerek sok tekintetben hasonlóan viselkednek. Ha azonban a kereskedelmi forgalomban kapható koagulánsok/kicsapószerek egységnyi tömegére vagy térfogatára végezzük a számítást, a hatóanyag tartalomtól függően jelentős különbségeket kaphatunk a különböző vegyszerek szennyezőanyag eltávolítás hatékonyságában.

12.2.1. Lebegőanyag és szervesanyag eltávolítás 12.2.1.1. Lebegőanyagok A hazai kommunális nyers szennyvizek lebegőanyag tartalma jellemzően 150-350 mg/L között van, de nem ritka az 500-600 mg/L-es érték sem. A koagulációs folyamatok eredményeként a nyers szennyvízben jelenlévő kolloid, kvázi-kolloid diszperzió diszkrét részecskéi ülepíthetővé válnak. A

117

koagulációt követő flokkuláció a bekövetkező aggregálódás miatt növeli a pelyhek ülepedési sebességét, ezért az ülepítők lebegőanyag eltávolítási hatásfoka megnő a koaguláns adagolás hatására. A nyers szennyvíz minőségétől függően 0,2-0,6 mmol/L koaguláns dózisok alkalmazásával - megfelelő hatékonyságú ülepítést követően – akár 50 mg/L-nél kisebb maradék lebegőanyag koncentrációk is kialakulhatnak (lásd 62. ábra). A koaguláns dózis növelésével az egységnyi dózisra jutó (fajlagos) lebegőanyag eltávolítás csökken, a megfelelően alacsony lebegőanyag koncentrációk eléréséhez azonban viszonylag nagy mennyiségű koagulálószert kell adagolni. 0,6 mmol/L-t meghaladó koaguláns dózist alkalmazva a kémiai kezelést követően a maradék lebegőanyag koncentráció általában 30 mg/Lnél kisebb szintre csökkenthető (a nyers szennyvíz minőségétől, valamint az ülepítés hatékonyságától függően). Ez a nyers szennyvíz lebegőanyag tartalmához viszonyítva általában 80-85%-ot meghaladó eltávolítási hatékonyságnak felel meg. A háromértékű vas- és alumínium-sók - egységnyi hatóanyag koncentrációra vetítve - hasonló lebegőanyag eltávolítási hatékonyságot mutatnak. A közel azonos mennyiségű (mmol/L-ben kifejezve) adagolt koagulánsból megközelítően azonos mennyiségű fém-hidroxid részecske keletkezik, és ezek hasonló koagulációs hatást váltanak ki. A poli-alumínium-klorid azonban az Al3+, illetve Fe3+ tartalmú koagulánsoknál kissé hatékonyabb lebegőanyag eltávolításra képes (62. ábra). A különbség magyarázata elsősorban a fém-hidroxidok egymástól némileg eltérő ülepedési tulajdonságaiban keresendő.

Lebegőanyag [mg/l]

200 Vas(III)-szulfát (Prefloc) Alumínium-szulfát Poli-alumínium-klorid (Bopac)

150

100

50

0 0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

Koaguláns dózis [mmol/l]

62. ábra: A kezelt szennyvíz lebegőanyag koncentrációja a koaguláns dózis függvényében

A lebegőanyag eltávolítás hatékonysága nagymértékben befolyásolja a szervesanyag, a foszfor és a szulfid-ion koncentráció csökkentés mértékét. Természetesen a kicsapási folyamatok hatékony megvalósulása alapvető feltétele annak, hogy a jó hatásfokú lebegőanyag eltávolítás eredményes legyen egyes, eredetileg oldott állapotú szennyezőanyagok (ortofoszfát-, illetve szulfid-ionok) koncentrációjának csökkentésében.

12.2.1.2. Szervesanyagok A nyers szennyvízben jelenlevő lebegőanyagok koaguláltatása és ülepítése során egyúttal jelentős mennyiségű szervesanyag eltávolítására is sor kerül. A szervesanyag eltávolítás hatásfoka a koaguláns adagolást növelve egy adott határig nő, majd ennek elérése után stabilizálódik, azaz a koaguláns dózis növelése nem vonja maga után a szervesanyag eltávolítás hatásfokának növekedését. A nyers szennyvíz 400-1000 mg/L KOI koncentrációja esetén 0,5-0,8 mmol/L koaguláns adagolásával maximálisan 55-75%-os szervesanyag eltávolítás biztosítható. A dózistól és az ülepítés hatékonyságától

118

függően a vegyszeresen kezelt szennyvízben jellemzően 100-300 mg/L maradék KOI koncentráció érhető el (63. ábra). Az azonos szervesanyag eltávolítás eléréséhez közel azonos koaguláns dózisok szükségesek (mmol/lben kifejezve), függetlenül azok anyagi minőségétől. Poli-alumínium-klorid (Bopac) alkalmazásakor azonban a szervesanyag eltávolítás hatásfokát tekintve – kevés kivételtől eltekintve – kedvezőbb eredményeket kapunk, mint egyéb koagulánsokkal. A különbség a kissé eltérő lebegőanyag eltávolítási hatékonysággal magyarázható. 300 Poli-alumínium-klorid (Bopac) Alumínium-szulfát Nyers szennyvíz oldott KOI koncentrációja

KOICr [mg/l]

250 200 150 100 50 0 0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8


63. ábra: A kezelt szennyvíz KOI koncentrációja a koaguláns dózis függvényében

Az adott szennyvízben a kémiai kezelés szervesanyag eltávolítási hatásfokát az adagolt dózis és a lebegőanyag eltávolítási hatásfok mellett elsősorban az határozza meg, hogy a nyers szennyvízben milyen az oldott és szilárd szervesanyagok megoszlása. A szilárd szervesanyagok nagyobb hányada (kisebb oldott hányad) esetén adott dózissal nagyobb szervesanyag eltávolítási hatásfok érhető el (64. ábra). Az eltávolításra kerülő szervesanyag-hányad tehát nem annyira a nyers szennyvíz összes szervesanyag tartalmától függ, lényegesen nagyobb szerepe van a szilárd/oldott frakciók megoszlásának. Természetesen nagyobb kezdeti összes KOI koncentráció esetén a kémiai kezelés után maradó szervesanyag mennyisége is nagyobb.

KOICr eltávolítási hatásfok

90% 80% 70% 60% 50% 40% 30%

Nyers szennyvíz oldott KOI / összes KOI = 0,10-0,20 Nyers szennyvíz oldott KOI / összes KOI = 0,25-0,30 Nyers szennyvíz oldott KOI / összes KOI = 0,35-0,50 Nyers szennyvíz oldott KOI / összes KOI = 0,55-0,75

20% 10% 0% 0

0,2

0,4

0,6

0,8

1


64. ábra: A kémiai kezeléssel elért KOI eltávolítás átlagértéke és szórása a koaguláns dózis függvényében

A kémiai kezelés után maradó szervesanyagok méreteloszlása az alkalmazott koaguláns dózistól függ. Kis koaguláns dózisokkal (<0,2 mmol/l) elsősorban a 8 µm-nél nagyobb szemcseméretű szervesanyagok eltávolítása hatékony (átlagosan 80%), de a 0,45-8 µm tartományba eső szervesanyagok számottevő része is eltávolításra kerül (65. ábra). A dózis növelésével a kolloid méretű szervesanyagok további jelentős eltávolítására kerül sor, ugyanakkor a >8 µm eltávolítása is 119

kismértékben fokozható. A megmaradó szervesanyagok méret-eloszlása a dózissal szabályozható, ami megfelelő szabályozási eszközt jelenthet az elődenitrifikáció szempontjából szűkös szén-forrással rendelkező nyers szennyvizek kémiai kezelése esetén.

400

KOICr [mg/l]

350 >0,45 um 0,45 - 8 um <0,45 um

300 250 200 150 100 50 0 Nyers szennyvíz

Ülepített szennyvíz

0,18 mmol/l vas(III)-klorid




65. ábra: A KOI méreteloszlása nyers, ülepített és vegyszeresen kezelt szennyvízben

Megfelelő dózisban (0,3-0,8 mmol/L) adagolva mindegyik alkalmazott koaguláns képes szilárd-folyadék fázisszétválasztásra alkalmassá tenni a definíció szerint szilárd állapotú (>0,45 µm méretű) szervesanyag gyakorlatilag egészét. A kísérleti eredmények alapján levonható az a következtetés, hogy a kémiai kezelés KOI eltávolításra gyakorolt határa jól jellemezhető a nyers szennyvíz oldott állapotú (0,45 µm pórusátmérőjű szűrőn átjutó) szervesanyag tartalmával. A szilárd szervesanyagok eltávolításán túl - a nyers szennyvíz minőségtől függően - eltávolításra kerülhet a 0,45 µm-nél kisebb szemcseméretű szervesanyagok 5-25%-a, kivételes esetben 40%-a is. Az oldott állapotú szervesanyagok eltávolításának mértéke azonban nem tervezhető vagy szabályozható, az csak a nyers szennyvíz minőségétől, feltehetően elsősorban a szervesanyagok típusától függ. Kémiai kezelés során, 0,5-0,8 mmol/L koaguláns adagolásával a biológiailag bontható szervesanyagok mennyisége az előülepítőben általában 40-65%-kal csökkenthető. A koaguláns dózis növelésével a BOI5 eltávolítási hatásfok nő, de egy bizonyos dózis felett az eltávolítás nem fokozható tovább. Kísérleteinkben a stabilizálódott maximális eltávolítási szint egyes esetekben meghaladta a 65%-ot (70-75%), de ez nem tekinthető tipikusnak. A vegyszeresen kezelt szennyvízben várható legkisebb biodegradálható szervesanyag mennyiség 80-180 mg/l közé tehető. A koagulációs-flokkulációs folyamatok és az azokat követő ülepítés során esetenként a 0,45 µm-nél kisebb méretű, biológiailag bontható szervesanyagok jelentős része (25-40%) is eltávolításra kerülhet. Az alkalmazott koagulánsok szerepe a biológiailag bontható szervesanyagok eltávolításában hasonló a KOI értékkel jellemezhető szervesanyagok eltávolításánál tapasztaltakhoz; a kétféle szervesanyag optimális eltávolításához szükséges koaguláns dózisok megközelítően azonosak, azonban az azonos dózishoz tartozó összes KOI eltávolítási hatékonyság meghaladja a BOI5-ben kifejezett szervesanyag eltávolítási hatásfokot. Az egyes koagulánsok hatása között nincs lényeges különbség, ha a mmol/L-ben kifejezett dózisokat vesszük figyelembe. Árnyalatnyi különbségek a BOI5 eltávolításban is jelentkeznek, a poli-alumíniumsók egy kicsit kedvezőbbek, de ezek nem lényeges eltérések sem az adagolt koaguláns mennyiségek, sem az eltávolítási hatásfokok tekintetében. Kémiai kezeléssel önmagában általában nem tudjuk biztosítani a befogadóra vonatkozó határértékeket sem a KOI sem a BOI5 vonatkozásában, de a nyers szennyvízben jelenlévő szervesanyag közel 2/3-át távol tudjuk tartani az aerob biológiai rendszertől. Míg egy hagyományos eleveniszapos szennyvíztisztító telepen az előülepítőt elhagyó szennyvíz az eredeti szervesanyag tartalomnak 75-

120

80%-ával rendelkezik, addig a kémiai kezelést alkalmazó telepen az előülepítőt elhagyó szennyvíz az eredeti szervesanyagnak csak 30-35%-át tartalmazza. A kémiai kezelést követő biológiai tisztítási fokozat (eleveniszapos rendszer) működését ez az előzetes szervesanyag eltávolítás alapvetően befolyásolhatja. A kémiai előkezelés nélkül nagyterhelésű eleveniszapos rendszer szervesanyag terhelése a koaguláció-flokkuláció következtében olyan nagymértékben csökken, hogy már nagyon közel áll a kisterhelésű rendszerek jellemzőihez. Ez a magyarázata annak, hogy a kémiai előkezelés bevezetése a nitrifikációs folyamatokra pozitívan hat.

12.2.2. Foszfor-formák eltávolítása 12.2.2.1. Ortofoszfát eltávolítás Ülepítéssel a nyers szennyvíz ortofoszfát koncentrációja nem változik, azonban a különböző kicsapószerek (koagulánsok) adagolásának hatására jelentősen csökken. Bár ez nem célunk, elegendően nagy kicsapószer dózissal az oldott állapotú foszfor gyakorlatilag teljesen átalakítható, azaz a PO4-P koncentráció méréshatár alá csökkenthető. Az ortofoszfát-ionok kicsapásához szükséges kicsapószer mennyisége elméletileg a kémiai reakciók alapján meghatározható (sztöchiometriailag számítható). A kicsapással közel párhuzamosan lezajló hidrolízises reakciók miatt viszont a kicsapószer egy része a koaguláció-flokkuláció folyamataiban vesz részt, ezért a számítottnál nagyobb dózisok szükségesek adott mennyiségű ortofoszfát kicsapásához. A hazai kommunális szennyvizek kémiai kezelésekor, 0,1-0,5 mmol/L kicsapószer mennyiségek adagolása esetén 1,0 mg/L-nél kisebb ortofoszfát-foszfor koncentrációk biztosíthatók a kezelt szennyvízben. A kicsapószer adagok további növelésével (0,5-1,5 mmol/L) a tisztított szennyvíz ortofoszfát-foszfor tartalma 0,1-0,2 mg/L-re csökkenthető. Az alkalmazott háromértékű fém-sók ortofoszfát koncentrációt csökkentő hatása között nincs lényeges különbség. Az előpolimerizált alumínium-sók azonban egységnyi mol-tömegre vonatkoztatva lényegesen kevesebb szabad pozitív töltéssel („vegyértékkel”) rendelkező alumínium atomot tartalmaznak, mint a kizárólag Al3+, illetve Fe3+ ionokat tartalmazó hagyományos kicsapószerek. Ez az alapvető oka annak, hogy poli-alumínium-kloridból (Bopac) lényegesen nagyobb mennyiséget kell adagolni azonos ortofoszfát kicsapáshoz, mint a háromértékű fém-sókból (66. ábra). 6,0 Poli-alumínium-klorid (Bopac) Alumínium-szulfát Vas(III)-szulfát (Prefloc)

PO4-P [mg/l]

5,0 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0


66. ábra: A kezelt szennyvíz ortofoszfát-foszfor koncentrációja a koaguláns dózis függvényében

Az ortofoszfát kicsapása önmagában még nem csökkenti a szennyvíz összes foszfor tartalmát, mert a képződött fém-foszfát csapadékok általában kolloid méretű részecskék, amelyek nehezen választhatók el a víz-fázistól. Az ortofoszfát kicsapásával párhuzamosan azonban megtörténik a kolloid, kvázi-kolloid méretű részecskék koaguláltatása is, így az adagolt kicsapószer hatására az összes foszfor koncentráció is csökken.

121

12.2.2.2. Összes foszfor (TP) eltávolítás Az EU szennyvíztisztításra vonatkozó előírásai szerint érzékeny területeken 100 000 lakosegyenérték felett 1,0 mg/L-nél nem tartalmazhatnak több összes foszfort a kibocsátásra kerülő tisztított szennyvizek. Egyes esetekben azonban – ha a befogadó vízminőség-védelme indokolja – a környezetvédelmi hatóságok szigorúbb határértékeket is megállapíthatnak. Jellemző hazai körülmények között a kémiai tisztítást követően 0,2 mmol/L és 0,8 mmol/Lközötti koaguláns dózisok alkalmazása esetén érhetők el 1,0 mg/L-nél kisebb összes foszfor koncentrációk (67. ábra). Az előpolimerizált alumínium-sók kisebb foszfát kicsapási hatékonysága miatt Bopac adagolásakor az összes foszfor koncentráció is csak a hagyományos kicsapószereknél lényegesen nagyobb dózissal csökkent azonos szintre. A poli-alumínium-klorid (Bopac) adagolásával - a kísérleteinkben alkalmazott dózisok esetén - az 1,0 mg/L-es TP szint nem minden esetben volt elérhető. Abban a néhány esetben, amikor az összes foszfor koncentráció 1,0 mg/L-re csökkent a tisztított szennyvízben, 0,7-1,9 mmol/L előpolimerizált alumínium-só adagolására volt szükség. 6,0

Alumínium-szulfát Poli-alumínium-klorid (Bopac)

TP [mg/l]

5,0 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9


67. ábra: A kezelt szennyvíz összes foszfor koncentrációja a koaguláns dózis függvényében

Az összes foszfor eltávolítás hatékonysága – amennyiben a foszfát kicsapás megfelelő mértékben megtörtént – a lebegőanyag koncentráció csökkenésével egyenesen arányos. A hatékony ülepítés önmagában nem mindig tudja biztosítani az 1,0 mg/L-nél kisebb összes foszfor szinteket a tisztított szennyvízben. Szigorú előírások esetén (pl. a Balaton környéki szennyvíztisztító telepeken, ahol az elfolyó tisztított szennyvíz összes foszfor koncentrációra vonatkozó határértéke 0,7 mg/L) szükséges lehet a szennyvíz homokszűrővel (membránszűrővel stb.) történő utótisztítása. Ebben az esetben a lebegőanyag (és a szilárd állapotú foszfor-vegyületek) koncentrációja a kívánt mértékben csökkenthető. A kémiai kezelés hazai alkalmazására elsősorban nem önállóan, hanem a biológiai tisztítással kombinálva kerülhet sor. Amennyiben a kémiai kezelés megelőzi az aerob biológiai tisztítást (előkicsapás), a foszfor eltávolítás tervezésekor figyelembe kell vennünk a mikroorganizmusok foszfor igényét. A mikroorganizmusok elsősorban az oldott állapotú foszfor vegyületeket hasznosítják. Kísérleti eredményeink szerint a kicsapószerek adagolása során bekövetkező foszfát kicsapódás – ennek megfelelően az oldott és szilárd állapotú foszfor vegyületek aránya – a nyers szennyvíz minőségének függvénye, a foszforban kifejezett oldott: szilárd arány jó közelítéssel 0,3 és 0,5 között változik, ha az összes foszfor koncentráció 2,0-2,5 mg/L a kezelt szennyvízben a kicsapószer adagolás és az ülepítés után. Ez tehát azt jelenti, hogy a fenti maradék összes foszfor koncentrációk esetén a biológiai rendszerre kerülő szennyvízben 0,8-1,2 mg/L oldott állapotú foszfor áll a mikroorganizmusok rendelkezésére. Az említett oldott foszfor koncentráció általában még megfelelő mértékben biztosítja a mikroorganizmusok optimális működéséhez szükséges foszfor mennyiséget. A biológiai tisztítást követő szilárd-folyadék fázisszétválasztás hatékonyságára azonban fokozott figyelmet kell fordítanunk

122

annak érdekében is, hogy a tisztított szennyvíz összes foszfor koncentrációja ne lépje túl a rendeletekben (illetve az adott kibocsátóra külön megállapított) határértéket. Az aerob biológiai tisztítást megelőzően alkalmazásra kerülő kémiai kezelés során a kicsapószer/koaguláns adagolást célszerű úgy szabályozni, hogy az ülepítést követően az összes foszfor koncentráció a 2,0 – 2,5 mg/L szintre csökkenjen. Ebben az esetben többnyire elegendő oldott állapotú foszfor vegyület marad az aerob biológiai tisztítást végző mikroorganizmusok optimális életfeltételeinek biztosításához, és az ezt követő, megfelelő hatékonyságú szilárd-folyadék fázisszétválasztás után a tisztított szennyvíz maradék összes foszfor koncentrációja nem haladja meg az előírt határértéket.

12.2.3. A vegyszerválasztás szempontjai, vegyszer kombinációk Az előpolimerizált alumínium-sók bizonyos tekintetben a háromértékű fém-sóktól eltérően viselkednek. A lebegőanyagok és szervesanyagok (KOI, BOI5) eltávolításában nincs lényeges különbség, bár az előpolimerizált alumínium-sók hatékonysága kissé meghaladja az egyéb koagulánsok lebegőanyag, illetve szervesanyag eltávolítási hatékonyságát. Az ortofoszfát-ionok kicsapása szempontjából azonban az előpolimerizált alumínium vegyületek (pl. Bopac) lényegesen kedvezőtlenebb tulajdonságokkal rendelkeznek, mint a hagyományosan alkalmazott, háromértékű fém-sók. Az előpolimerizált fém-sók nagy előnye, hogy a szennyvíz pH értékét csak kismértékben csökkentik, szemben az egyéb koagulánsokkal, melyek 0,5-0,8 mmol/L dózisú alkalmazásakor a kezelt szennyvíz pH értéke bizonyos esetekben (7,5-nél kisebb pH értékkel rendelkező, kis pufferkapacitású nyers szennyvizek esetén) 6,8-7,0-nél kisebb értékre csökkenhet. A 7,5-nél kisebb pH értékkel rendelkező szennyvizek esetében az előpolimerizált fém-sók Fe3+, illetve Al3+ tartalmú koagulánsokénál kevésbé erőteljes pH csökkentő hatása miatt a poli-alumínium-klorid, vagy más előpolimerizált alumínium-só adagolása megoldást jelenthet a megfelelő pH érték biztosítására. A poli-fém-sók esetében a vegyszeradagolás költsége lehet korlátozó tényező, ezért megfontolandó azok kombinálása az olcsóbb vegyszerekkel. A magyarországi kommunális nyers szennyvizek pH értéke a legtöbb esetben meghaladja a 7,6-8,0, lúgossága pedig a 6-10 mmol/L értéket, ezért a pH-t vagy pufferkapacitást növelő vegyszerek, illetve a háromértékű fém-sóknál drágább előpolimerizált fém-sók adagolása általában nem indokolt. Az időszakosan jelentkező, káros pH csökkenés elkerülése végett célszerű a vegyszeradagolást pH észlelővel ellátott on-line visszacsatolással szabályozni. Még kedvezőbb, ha a vegyszeradagolás nem csak a hidraulikai terhelés, hanem a szennyezőanyag koncentráció figyelembevételével történik. Kísérleti eredményeink szerint az egyszerű, háromértékű fém-sók (vas(III)-szulfát, vas(III)-klorid, vas(III)-nitrát, alumínium-szulfát) a szennyezőanyagok (lebegőanyag, szervesanyag, foszfor-vegyületek) hasonló mértékű eltávolítására képesek. Az adott szennyvízben előfordulhatnak kisebb eltérések, de ezek nem jelentősek. Az alumínium tartalmú koagulánsok felhasználását az utóbbi 10-15 évben jelentősen korlátozza az a feltételezés, hogy az alumíniumnak jelentős szerepe van bizonyos agyérrendszeri betegségek (pl. Alzheimer-kór) kialakulásában. A hatályos hazai jogszabályok (50/2001. (IV. 3.) Korm. Rend.) nem jelölnek meg határértéket a mezőgazdaságban hasznosítható szennyvíziszap alumínium tartalmára vonatkozóan. Ennek ellenére a mezőgazdaság fogadókészsége a szennyvíziszap alumínium tartalma miatt (is) korlátozott. A szennyvíziszapban előforduló vas-vegyületeknek nincs káros hatásuk a környezetre, valamint a táplálékláncba való bejutás során a potenciális további felhasználókra, ezért ma a vas(III)-vegyületek tűnnek a kémiai kezelés során legáltalánosabban használható vegyszernek. A vas(III)-sók kén-hidrogén eltávolításában betöltött szerepe miatt is a vas tartalmú koagulánsok preferálhatók.

123

Azt, hogy a kereskedelmi forgalomban kapható, Fe3+ tartalmú koagulánsok/kicsapószerek közül melyiket érdemes választani, elsősorban gazdasági szempontok (egységnyi hatóanyag tartalomra vonatkozó vegyszerár), illetve a vegyszer-forgalmazó cég beüzemelésben nyújtott közreműködése, megbízhatósága, garanciák stb. döntik el. A kémiai kezelés többféle komponensre optimalizálható, de az egyes komponensek szempontjából megfelelő dózisok nem feltétlenül azonosak. Az optimális dózisok meghatározásakor figyelembe vehetjük

• • • •

a PO4-P eltávolítást; a TP eltávolítást; a nitrifikáció elérése érdekében történő szervesanyag eltávolítást; valamint a denitrifikáció szervesanyag igényét.

Előkicsapás alkalmazásakor a kémiai kezelés után megközelítően 1,0 mg/L PO4-P koncentráció biztosítása esetén a mikroorganizmusok foszfor-igénye és az elfolyó, tisztított szennyvízre vonatkozó 1,0 mg/L-es összes foszfor határérték is teljesíthető (megfelelő hatásfokú lebegőanyag eltávolítás biztosítása esetén). A foszfor és a szervesanyag eltávolítás azonban nem választható el egymástól. Vizsgálataink azt mutatták, hogy a kívánt mértékű foszfor eltávolításhoz és az elérhető maximális szervesanyag eltávolításhoz szükséges dózis - háromértékű fém-sók alkalmazása esetén - nem mindig esik egybe. Az 1,0 mg/L PO4-P koncentráció eléréséhez szükséges koaguláns dózis (0,15-0,5 mmol/L) nem elegendő a szervesanyagok maximális eltávolítási hatékonyságának eléréséhez. Az ilyen alacsony dózisok nem alkalmasak a kolloid rendszer tökéletes destabilizálására és a szilárd állapotú szennyezőanyagok (TSS, KOI, BOI5, TP) hatékony eltávolítására. A maximális szervesanyag eltávolítást megvalósító koaguláns dózisok (0,5-0,8 mmol/L) hatására kialakuló PO4-P koncentráció azonban általában 0,3 mg/L-nél kisebb. Ez az alacsony ortofoszfát koncentráció nem feltétlen cél, sőt, amennyiben a kémiai kezelést biológiai tisztítási lépcső követi, célszerű - az összes foszfor és a szervesanyag koncentrációtól függően - körülbelül 1,0 mg/L PO4-P-t a szennyvízben hagyni.

12.3. A kémiai előkezelés hatása a további tisztítási folyamatokra 12.3.1. A kémiai előkezelés hatása a szervesanyagok mennyiségére, méret-eloszlására és biológiai bonthatóságára Kémiai előkezelés alkalmazásával az eleveniszapos rendszerre jutó szervesanyagok mennyisége lényegesen csökkenthető. Az előkicsapással megvalósított foszfor eltávolítás során lejátszódó koagulációs-flokkulációs folyamatok ülepíthető formába hozzák az eredetileg nem ülepíthető szilárd állapotú (kolloid, kvázi-kolloid mérettartományba eső) szervesanyagokat. Ezáltal egyrészt csökken a biológiai tisztításra kerülő szervesanyag mennyisége (azaz csökken a biológiai egység szervesanyag terhelése), másrészt megváltozik összetétele. A kémiai kezelés során elsősorban a kolloid, kvázi-kolloid és ülepíthető mérettartományba eső, szilárd állapotú szervesanyagok távolíthatók el. Ebben a mérettartományban a nehezen bontható és az inert szervesanyagok dominálnak, amelyek eltávolítása a szervesanyag bontás átlagos sebességét megnöveli. Vizsgálataink szerint 0,1-0,5 mmol/L koaguláns dózissal elsősorban a nehezen bontható szervesanyagok távolíthatók el, ezért kémiai kezelés hatására a biológiai rendszerbe belépő szervesanyagok lebontásának átlagos sebessége megnő. A kisebb maradék biológiailag bontható szervesanyag (BOI5) koncentráció és a nagyobb átlagos lebontási sebesség miatt a szervesanyagok biológiai bontása a vegyszeresen kezelt szennyvízben hamarabb befejeződik, mint a hagyományos módon ülepített szennyvízben. Tekintettel arra, hogy a szervesanyagok biológiai lebontása így lényegesen rövidebb időt vesz igénybe, meglévő szennyvíztisztító telepeken lehetőség nyílik egyéb oxidációs folyamatok megvalósulására is.

124

12.3.2. A kémiai előkezelés hatása a nitrifikációra A biológiai szennyvíztisztítás során a hatékony nitrifikáció megvalósulásához egyéb körülmények (megfelelő pH, hőmérséklet, oldott oxigén szint stb.) mellett viszonylag magas iszapkor szükséges. Tekintettel arra, hogy a nitrifikációt végző autotróf szervezetek szaporodási sebessége energetikai okok miatt a heterotróf szervesanyag bontó mikroorganizmusokénál lényegesen kisebb (Hanaki et al., 1980), a nitrifikáló baktériumok általában csak olyan iszapkor értékek mellett tudnak a hatékony nitrifikációhoz szükséges mértékben elszaporodni, ami jelentősen meghaladja a szervesanyag jelentős részének eltávolításához szükséges értéket. A biológiai tisztító egységeket megelőző szervesanyag eltávolítás hatásfokának növelésével a nitrifikáció hatékonysága javítható, (USEPA, 1993; Karlsson és Smiths, 1991; Andersson et al., 1998; Daigger és Parker, 2000), mivel ennek következtében adott reaktortérfogat és iszapkoncentráció mellett jelentősen növelhető az iszapkor értéke. Az előülepítő előtt történő koagulálószer adagolás hatékonyan csökkenti a szennyvíz szilárd állapotban jelen levő szervesanyagának koncentrációját. Ennek következményeként a biológiai lépcsőre érkező szervesanyag elsősorban oldott formában van jelen, és így a baktériumok számára könnyebben hozzáférhető. Kémiai előkezeléssel intenzifikált biológiai szennyvíztisztító telepeken az eredeti biológiailag bontható szervesanyag koncentráció csökkenése miatt a szennyvízbe juttatott oxigén nagyobb mértékben fordítódhat az ammónium-ion oxidációjára, mint korábban, ezért a nitrifikáció hatásfoka javulhat. A biológiai rendszerre jutó lecsökkent szervesanyag terhelés (és az iszap lecsökkent BOI terhelése) hatására a - telep változatlan hidraulikai és szennyezőanyag terhelése mellett - megnő az iszapkor, ami kedvező hatással van a nitrifikációra. Tekintettel kell lenni azonban arra is, hogy a hatékony nitrifikációhoz megfelelő pH (7,0–9,0; Villaverde et al., 1997) és összes lúgosság (mintegy 5,0 mmol/L) szükséges (Henze et al., 1995). Különösen fontos ez olyan országokban, ahol a hidrogeokémiai adottságok miatt a víz pufferkapacitása kicsi, és az adagolt koagulálószerek (és maga a nitrifikáció folyamata is) jelentős mértékben csökkentik a szennyvíz pH értékét. A fentiekből adódóan kis pufferkapacitású vizekben a pH csökkenés vezethet a nitrifikáció hatékonyságának csökkenéséhez. Ezt elkerülendő pH vagy pufferkapacitás szabályozás, illetve előpolimerizált koagulánsok alkalmazása szükséges. A kémiai előkezelés nitrifikációra (és denitrifikációra gyakorolt hatásait) folytonos üzemű laboratóriumi eleveniszapos rendszerben, a nyers szennyvíz közvetlen felhasználásával vizsgáltuk. A kísérlet során a kémiai előkezelés hatására az előülepítő KOI eltávolítási hatékonysága 20-35%-ról 40-60%-ra nőtt (lásd 68. ábra). Ennek következtében az eleveniszapos rendszerre jutó szervesanyag terhelés jelentős mértékben csökkent, a vegyszeresen előkezelt szennyvíz KOI tartalma jellemzően 3040%-kal alacsonyabb volt, mint a vegyszeradagolás nélkül előülepített szennyvízé. Kémiai előkezeléssel elsősorban a szilárd állapotú szervesanyagok távolíthatók el. Az oldott állapotú (<0,45 µm) szervesanyagok csekélyebb mértékű eltávolítása nyomán a szilárd és oldott állapotban lévő KOI aránya a nyers szennyvízben jellemző 30-55%-ról 75-95%-ra nőtt a vegyszeresen kezelt szennyvízben. Ugyanez az arány a vegyszeradagolás nélküli ülepítés hatására jellemzően 45-70% volt.

125

700 Nyers szennyvíz Vegyszeres előkezelés 1. Vegyszeres előkezelés 2. Előülepítés

600

KOI [mg/l]

500 400 300 200 100 0 0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

22

24

26

28

30

32

Idő [nap]

68. ábra: Előülepített KOI koncentráció – folytonos üzemű kísérlet

A kísérletekben kis szervesanyag terhelés esetén (1. kísérleti beállítás) teljes nitrifikációt valósítottunk meg a vegyszeres kezelést nem tartalmazó és a kémiai előkezelést is magában foglaló rendszerben egyaránt, és az elfolyó tisztított szennyvíz ammónium-nitrogén koncentrációja nem haladta meg a 0,5 mg/L-t. A szervesanyag terhelés növelésével (2. kísérleti beállítás) a vegyszeradagolás nélküli előülepítést tartalmazó rendszerben a nitrifikáció visszaesett, a tisztított szennyvízben az ammónium-nitrogén koncentráció 25 mg/L-ig megnőtt a terhelés növelése után. Ezzel szemben, a vegyszeres előkezelést is tartalmazó rendszerben a nitrifikáció továbbra is nagyon hatékony volt, átlagosan 0,5 mg/L alá csökkent az NH4-N koncentráció (69. ábra). 30 Kis terhelés - 0,8 mmol/L vas(III)-szulfát

Nagy terhelés - 0,5 mmol/L vas(III)-szulfát

NH4-N [mg/l]

25 20

Vegyszeres előülepítés + biológiai tisztítás

15

Előülepíés + biológiai tisztítás

10 5

5.14

5.12

5.10

5.8

5.6

5.4

5.2

4.30

4.28

4.26

4.24

4.22

4.20

4.18

4.16

4.14

4.12

0

Dátum

69. ábra. A tisztított szennyvíz ammónium koncentrációjának alakulása (folytonos üzemű kísérlet)

A folytonos üzemű kísérlet eredményei szerint a kémiai előkezeléssel az előülepítőben megvalósított hatékony szervesanyag eltávolítás következtében a biológiai tisztítóegységek szervesanyag terhelése jelentősen lecsökken, ezért az eredetileg nagyterhelésű rendszerben a hidraulikai és üzemelési feltételek (oldott oxigén koncentráció; recirkuláció stb.) megváltoztatása nélkül is jelentősen javíthatók a nitrifikáció feltételei. Fentiek alapján kémiai előkezeléssel a magyarországi szennyvíztisztító telepek is hatékonyan intenzifikálhatók, és a nitrifikáció feltételei kis beruházási 126

költségek mellett javíthatók azokon a telepeken is, ahol a biológiai tisztítóegységek eredeti szervesanyag terhelése nem teszi lehetővé a kívánt mértékű nitrifikációt.

12.3.3. A kémiai előkezelés hatása a denitrifikációra A denitrifikáló mikroorganizmusok szaporodási sebességét és a denitrifikáció hatékonyságát a szennyvízben jelenlevő szervesanyagok mennyisége és minősége jelentős mértékben befolyásolja. Kémiai előkezelés esetén - amennyiben az oxidált nitrogén-formák eltávolítására, azaz denitrifikációra is szükség van – az elődenitrifikáció hatékonysága nem minden esetben megfelelő, mivel a szennyvíz összetételétől függően előfordulnak olyan esetek, amikor a koaguláció-flokkuláció és az azt követő fázisszétválasztás során a denitrifikációhoz szükséges könnyen bontható szervesanyag egy részét is eltávolítjuk (Henze és Harremoës, 1992; Ødegaard és Karlsson, 1994; Melicz, 2006). Ha azonban a tisztítandó szennyvíz könnyen bontható, oldott szervesanyag tartalma elegendően nagy, a megfelelő mértékű nitrogén eltávolítás elődenitrifikációval is megoldható (Ødegaard és Karlsson, 1994). Amennyiben a nyers szennyvízben a könnyen biodegradálható szervesanyag koncentrációja alacsony, utódenitrifikáció, vagy elő- és utódenitrifikáció kombinációja szükséges. Ezekben az esetekben külső szénforrást (valamilyen biológiailag könnyen bontható szervesanyagot, például metanolt, etanolt, ecetsavat stb.) kell adagolni. A denitrifikáció szempontjából figyelembe vehető időtartamtól függően a biodegradálható szervesanyagoknak csak egy meghatározott része használható fel szénforrásként a denitrifikáló mikroorganizmusok számára. A szennyvíztisztító telepek denitrifikáló reaktoraiban a tartózkodási idő általában viszonylag rövid, ezért elsősorban a könnyen bontható szervesanyag szolgál a denitrifikáció tápanyagaként (Ødegaard, 2000). A denitrifikáló mikroorganizmusok tápanyaga (elektron-donor) lehet nehezen bontható szervesanyag, illetve az endogén bomlásból származó szervesanyag is, de ezek felhasználása jellemzően kisebb sebességgel megy végbe a hidrolízis következtében. Az egyre szigorodó környezetvédelmi előírások és a nyers szennyvizek magas ammónium tartalma miatt a kommunális szennyvíztisztító telepeken sok esetben már hazánkban is csak megfelelően hatékony denitrifikáció megvalósulásával érhetők el a nitrogén-formákra előírt határértékek. Ebből következik, hogy a kémiai előkezelés mint intenzifikálási módszer alkalmazhatóságát a denitrifikációra gyakorolt hatások alapvetően befolyásolhatják. A különböző helyekről származó szennyvízzel végzett laboratóriumi koagulációs-flokkulációs tesztek és az anoxikus nitrát fogyási (NUR) kísérletek azt mutatták, hogy a 0,4-0,5 mmol/l dózisú kémiai előkezelés hatására a denitrifikáció sebességében és a denitrifikációs kapacitásban bekövetkezett csökkenés nem haladja meg a 10%-ot. A denitrifikáció megfelelő hatékonyságának érdekében a szennyvíztisztító telepeken fontos a koaguláns adagolás nyers szennyvíz szennyezőanyag tartalmától függő szabályozása. A koagulációflokkuláció és ülepítés után maradó oldott szervesanyagok mennyiségét nem tudjuk szabályozni (így Ss mennyiségét sem), hiszen az oldott szervesanyagok eltávolítási hatékonysága nem egyértelműen függ a dózistól. Ezzel szemben a szilárd szervesanyagok eltávolítása a dózissal szabályozható, tehát a vegyszeradagolást úgy kell beállítani, hogy maradjon elegendő mennyiségű szervesanyag a denitrifikáló mikroorganizmusok számára. A nyers szennyvíz szilárd szervesanyag tartalmától (illetve az ezzel arányos zavarosságtól, illetve kationos töltés-igénytől) függő koaguláns adagolására a szakirodalomban találhatunk példákat (Mels et al., 2002; Sailer, 2002). Az elvégzett folytonos üzemű kísérlet során a denitrifikáció hatásfokának elemzése az 1. kísérleti beállítás (0,8 mmol/L Fe dózis, illetve a biológiai egységek 2,2 L/h hidraulikai terhelése) eredményei alapján lehetséges. A kísérletek első szakaszában a nitrifikáció gyakorlatilag teljes volt mind a biológiai, mind a kombinált kémiai-biológiai rendszerben, azaz a nyers szennyvíz összes ammónium-nitrogén tartalma (5-30 mg/L) teljes egészében oxidált nitrogén-formákká alakult. A nyers szennyvízben az

127

oxidált N formák koncentrációja átlagosan 0,9 mg/L, a tisztított szennyvízben 10-23 mg/L volt (70. ábra). 40 NH4-N - Kémiai előkezelés + biológiai tisztítás NH4-N - Előülepítés + biológiai tisztítás NOx-N - Kémiai előkezelés + biológiai tisztítás NOx-N - Előülepítés + biológiai tisztítás Befolyó szennyvíz NH4-N

35

N [mg/l]

30 25 20 15 10 5

4.30

4.28

4.26

Dátum

4.24

4.22

4.20

4.18

4.16

4.14

4.12

0

70. ábra: A nitrogén-formák változása a tisztított szennyvízben (folytonos üzemű kísérlet)

A fenti ábrán bemutatott eredmények szerint a nagy dózisú (0,8 mmol Fe/L) kémiai előkezelést is tartalmazó rendszer tisztított szennyvizében minden esetben magasabb volt a maradék NOx-N (NO3-N + NO2-N) koncentráció, mint a csak biológiai tisztítást megvalósító technológiai sor elfolyó szennyvizében. A különbség abszolút értékben nem jelentős, az 5 mgN/L-t nem haladta meg. Tekintettel azonban arra, hogy a nyers szennyvíz NH4+ tartalma, így a biológiai rendszerben megjelenő NO3- koncentráció is az átlagosnál alacsonyabb volt, százalékosan kifejezve ez a különbség már nem elhanyagolható. Átlagosan 25%-kal (15-40%) több oxidált nitrogén vegyület maradt a kombinált rendszerben, mint a referencia rendszerben. A N-formákra vonatkozó kísérleti eredményeket összefoglalva megállapítható, hogy közepes dózisú (0,5 mmol/L) kémiai előkezelés bevezetésével - a biológiai tisztítóegységeket megelőző hatékonyabb szervesanyag eltávolítás következtében – az eredetileg nagyterhelésű eleveniszapos rendszerben is biztosíthatók a hatékony nitrifikáció feltételei. Ugyanakkor a 0,4-0,5 mmol/L koaguláns adagolása a szennyvíz denitrifikációs kapacitását csökkentheti. 0,8 mmol/L-t meghaladó vegyszer dózis hatására a denitrifikációs potenciálban bekövetkező csökkenés mértéke elérheti a 25%-ot.

12.3.4. A kémiai előkezelés hatása az iszap mennyiségére és szerkezetére 12.3.4.1. A kémiai kezelés során keletkező iszap mennyisége A vegyszeres előkezelés során az oldott állapotú ortofoszfát és szulfid (utóbbi elsősorban vas tartalmú koaguláns alkalmazása esetén) a fém-ionokkal kémiai csapadékot képez. A szennyvíz lúgosságától függően nagy mennyiségű fém-hidroxid is kicsapódik. A koaguláció-flokkuláció és fázisszétválasztás révén a szerves és szervetlen lebegőanyagok, valamint kolloid méretű szilárd anyagok jelentős része leülepíthető, néhány esetben az oldott állapotú szervesanyagok kismértékű eltávolítására is sor kerül. A nyers szennyvíz szennyezőanyag tartalmától függetlenül keletkező, szervetlen (elsősorban fémhidroxid-foszfátból álló) csapadék mennyisége egyenesen arányos a koagulálószer mennyiségével. Az 1,0 g Fe adagolása során keletkező szervetlen csapadék szárazanyag tartalma a kísérleti eredményeink szerint közel 2,0 g. A koaguláció-flokkuláció és ülepítés során eltávolított szennyezőanyagokból képződő iszap fajlagos (egységnyi beadagolt koaguláns mennyiségre vetített) mennyisége a dózis növelésével csökken, hiszen a fajlagos szennyezőanyag eltávolítás egyre kisebb. Kémiai előkezelés alkalmazása esetén, a hatékony BOI5 eltávolítás következtében a biológiai tisztítórendszer BOI5 terhelése csökken, ezzel együtt csökken a szennyezőanyag bontás során képződő 128

heterotróf biomassza mennyisége. A kombinált kémiai-biológiai szennyvíztisztítási technológiában keletkező összes szennyvíziszap mennyisége a kémiai iszapból és a fölösiszapból tevődik össze. A kémiai iszaptermelés (IPk) mértéke és a biológiai tisztítóegységben keletkező fölösiszap-termelés (iszapszaporulat) a (IPb) következő, egyszerűsített egyenletekből számítható (Mertsch, 1985; Harlemann és Murcott, 1992): IPk = TSS0 – TSSk + 1,42∗(TP0-TPk) + K∗D

(1)

IPb = YH∗(BOI5k – BOI5e) ahol IPk: IPb: TSS0 és TSSk: TP0 és TPk: BOI5k és BOI5e: D: K: YH:

(2)

a keletkező kémiai iszap (nyersiszap) mennyisége (mg/l); a keletkező fölösiszap mennyisége (mg/l); a nyers szennyvíz és a vegyszeresen kezelt szennyvíz lebegőanyag koncentrációja (mg/l); a nyers szennyvíz és a vegyszeresen kezelt szennyvíz összes foszfor koncentrációja (mg/l); a nyers szennyvíz és az elfolyó tisztított szennyvíz biokémiai oxigénigénye (mg/l); a kicsapószer dózis (mgMe/l). a kicsapási állandó (Fe tartalmú kicsapószer esetén 1,91; Al tartalmú kicsapószer esetén 2,89) a heterotróf hozam konstans

Fenti számítások alapján az adottnyers szennyvízzel (KOI: 380 mg/L; BOI5: 250 mg/L; TSS: 150 mg/L; TP: 7,0 mg/L; PO4-P: 4,7 mg/L) végzett kísérleteink eredményei szerint kis dózisú (0,18 mmol/L) vas(III)klorid adagolásakor kiülepedő iszap mennyisége 240%-a a vegyszeradagolás nélkül ülepített iszapmennyiségnek (71. ábra). Kémiai előkezelés alkalmazása esetén a várható fölösiszap-termelés mintegy 40%-kal kisebb a vegyszeradagolást is tartalmazó rendszerben. Így összességében a kémiai előkezelést nem tartalmazó biológiai technológiához képest megközelítően 10%-kal több szennyvíziszap keletkezik. Ugyanakkor nagy dózisú (>0,8 mmol/L) kémiai kezelés bevezetésével a többlet iszap-termelés meghaladhatja az 50%-ot is (71. ábra).

Szennyvíziszap [mg/l]

400 +66%

Nyersiszap Fölösiszap Összes iszap

300

+46% +25%

+9% 200

100

0 0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

1,0

1,1

Koaguláns (vas(III)-klorid) dózis [mmol/l]

71. ábra: Vegyszeres előkezelést tartalmazó technológiában keletkező nyersiszap, fölösiszap és összes szennyvíziszap becsült mennyisége a koaguláns dózis függvényében

Sok esetben a kis dózisú (<0,2 mmol/L) vegyszeradagolás hatására a keletkező összes szennyvíziszap mennyisége a kisebb fölösiszap termelés miatt csak kismértékben növekszik. Nagy dózisoknál a fajlagosan eltávolított szennyezőanyag mennyisége kicsi, a fém-hidroxid képződés azonban a dózissal arányos, ezért az iszaptermelés a dózis növelésével jelentősen nő anélkül, hogy a tisztított szennyvíz minőségében számottevő javulás következne be. A közepes dózisok (0,4-0,6 mmol/L) általában

129

megfelelő hatékonyságú szennyezőanyag eltávolítást biztosítanak, az iszaptermelés még elfogadható növekedése mellett. A kémiai kezelés hatására a nyersiszap mennyiségében bekövetkező növekedés a nyers szennyvíz minőségének, az adagolt koaguláns minőségének és mennyiségének, valamint a szilárd-folyadék fázisszétválasztás hatékonyságának függvénye. A nyersiszap térfogatának és tömegének növekedése tág határok között változhat, de mindenképpen jelentős, akár kétszeres, háromszoros növekedéssel kell számolni, amit az előülepítő iszapelvételénél, illetve az iszapkezelési technológiánál figyelembe kell venni. Tekintettel arra, hogy kémiai előkezelés során a szervesanyagok nagy részét a biológiai tisztítóegységek előtt eltávolítjuk a szennyvízből, az eleveniszapos medencékben keletkező fölös eleveniszap (biomassza) mennyisége csökken, az iszapkor pedig nő. Kémiai előkezelés bevezetésével összességében mintegy 15-40%-os iszap-termelés növekedés várható. Az alumínium és vas(III) tartalmú koagulánsok alkalmazásával kis és közepes dózisok esetén hasonló mennyiségű iszap képződik, nagy dózisnál a vas(III)-hidroxid és az alumínium-hidroxid mól-tömegében megmutatkozó különbség miatt kisebb tömegű szennyvíziszap keletkezik az alumínium tartalmú koagulánsok esetén.

12.3.4.2. A kémiai kezelés során keletkező iszap minősége A kémiai kezelés a keletkező szennyvíziszap mennyisége mellett a minőségére is hatással van. A kémiai kezelés során a szennyvíziszapban jelenlevő szervesanyagok összes mennyisége növekszik a hatékonyabb szervesanyag eltávolítás miatt. Tekintettel azonban arra, hogy szervetlen anyagok is nagy mennyiségben kerülnek az iszapba, a kémiai iszap szerves hányada nem feltétlen lesz magasabb a nyersiszapénál. A fölösiszap ülepedési tulajdonságai is megváltoznak a vegyszeradagolás hatására. Folytonos üzemű kísérletünk alapján a vegyszeradagolás nélküli előülepítéssel üzemeltetett rendszerben a fölösiszap 30 perces ülepítése után mintegy 40%-kal nagyobb iszaptérfogatot kaptunk, mint a 0,5-0,8 mmol/L vas(III)-szulfáttal végrehajtott vegyszeres előkezelést is tartalmazó technológiában. Fentiek alapján a kémiai kezelés hatására a fölösiszap szerkezete (ülepíthetősége) javul. A kémiai kezelés során megváltozó iszapmennyiség és minőség rothasztásra gyakorolt hatásait üzemi körülmények között vizsgálva megállapítható, hogy kémiai előkezelés alkalmazása esetén, a keletkező szennyvíziszapokból anaerob rothasztóban képződő biogáz mennyisége jellemzően 20-40%-kal növekszik. A kémiai kezelés során a megnövekedő lebegőanyag eltávolítás következményeként bizonyos mikroszennyezők az iszapban elméletileg jobban feldúsulhatnak. Amennyiben az alkalmazott koaguláns tartalmaz kis mennyiségű nehézfémet, úgy az is az iszapba juthat. A nehézfém tartalom a szennyvíziszapok mezőgazdasági felhasználhatóságát korlátozhatja. Ugyanakkor, kísérleti eredmények alapján megállapítható, hogy a vegyszer nélkül ülepített nyersiszap szárazanyagra vonatkoztatott nehézfém tartalma magasabb, mint a kémiai iszap szárazanyagra vonatkoztatott nehézfém tartalma. Ennek oka, hogy a koaguláns adagolásával (és a dózisok növelésével) az iszap összes szárazanyag tartalma megnő. A keletkező iszaptérfogatokat figyelembe véve nincs jelentős különbség a nyers, illetve a különböző típusú és dózisú koagulánssal kezelt szennyvizekből származó iszapokba kerülő nehézfém mennyiségek között. A nehézfém vizsgálatok eredményei alapján megállapítható, hogy a megfelelő hatékonyságú lebegőanyag eltávolításhoz szükségesnél kisebb koaguláns dózis esetén az iszapba kerülő fém mennyisége a dózis növelésével a növekvő lebegőanyag eltávolítás miatt valamelyest nő, utána viszont nem változik.

130

Összefoglalva megállapítható, hogy a kémiai előkezelés bevezetésének hatására a keletkező iszap mennyisége növekszik, kezelhetősége viszont nem romlik. Amennyiben a keletkező szennyvíziszapot anaerob rothasztásban stabilizálják, a kémiai előkezelés a szennyvíziszapba kerülő többlet szervesanyag miatt megnöveli a biogáz termelés mértékét, ennek következtében jelentősen javítja a telep energia-mérlegét.

131

12.4. Összefoglalás, javaslatok A különféle problémákkal (hidraulikai túlterhelés, szennyezőanyag túlterhelés, fokozott foszfor eltávolítási igény, környezetterhelési díj csökkentése) rendelkező biológiai szennyvíztisztító telepek intenzifikálásának egyik lehetséges módja a kémiai előkezelés alkalmazása.Az intenzifikálás több célt is szolgálhat, melyek közül néhány egyidejűleg is megvalósítható, előfordulhat azonban az is, hogy egyes rész-célok egymás mellett nem teljesíthetők a kívánt mértékben. A kémiai előkezelés különböző szennyezőanyagok eltávolítására, valamint a követő biológiai tisztítási folyamatokra, iszapkezelésre gyakorolt hatásai a 72. ábra segítségével foglalhatók össze.

Cél: lebegőanyag és szervesanyag eltávolítás nitrifikáció, kapacitásnövelés Fe3+⇒ vas(III)-hidroxidok (FeOOH v. Fe(OH)3)

előülepítő

felületi terhelés TSS eltávolítás mennyiség

iszap fém-hidroxid képződés (koagulációflokkuláció, adszorpció)

koaguláns adagolás

összetétel

pH és lúgosság csökkenés

vízteleníthetőség

szilárd állapotú szennyező-anyagok (TSS) eltávolítása (kolloid is)

bekeverés

rothaszthatóság mezőgazdasági elhelyezés

KOICr, BOI5

üzemelési és beruházási költségek (+)

TN TP

szervesanyag lebontás biológiai folyamatok

nitrifikáció denitrifikáció

kicsapás, adszorpció

PO43biológiai P eltávolítás S2folyamatok stabilitása

Cél: P eltávolítás Fe3+ + PO43- → FePO4 (<0,1 mg/lTP) gyakorlatban: FerPO4(OH)3r-3

üzemelési költségek (+/-)

72. ábra. A kémiai előkezelés hatása a különböző szennyezőanyagok eltávolítására, valamint a további tisztítási folyamatokra

A kémiai szennyvíztisztítás elsődleges céljai közé tartozik a foszfor formák eltávolítása és a lebegőanyag, illetve szervesanyag koncentráció csökkentése. A koagulánsokat nagyon gyakran az előülepítő elé adagolják (előkicsapás vagy kémiai előkezelés), azzal a céllal, hogy a biológiai tisztítóegységeket tehermentesítsék. A kémiai kicsapás során a szennyvízben található oldott foszfát- és szulfid-ionok a fém-ionokkal vízben rosszul oldható csapadékot képeznek, melynek következményeként - a szennyvíz egyéb lebegőanyagaival együtt - a szennyvízből eltávolíthatóvá válnak. A szulfidok kicsapásával a bűzproblémák mérséklődnek, az oldott foszfát-formák eltávolítása az elfolyó tisztított szennyvíz minőségének javulását eredményezi. Az előülepítőkben történő, túlzott mértékű foszfát eltávolítás azonban limitálhatja a biológiai tisztítóegységek mikroorganizmusainak működését.

132

Kémiai előkezelés esetén a fém-hidroxid képződés és az ezt követő koaguláció-flokkuláció hatására a lebegőanyag eltávolítás hatékonysága megnő azáltal, hogy eredetileg nem ülepedő, kolloid, kvázikolloid méretű anyagok is ülepítésre alkalmas állapotba kerülnek. Az előülepítő szennyezőanyag (TSS, KOI, BOI5, TP, kismértékben TN) eltávolítási hatékonysága és az ülepítés stabilitása jelentősen javul. Kémiai előkezelés bevezetésével az előülepítő felületi terhelhetősége (overflow rate) növelhető a lebegőanyag eltávolítási hatásfok csökkenése nélkül, ami lehetővé teszi a mechanikai tisztítási fokozat hidraulikai kapacitásának növelését. Az előülepítőben megvalósuló hatékonyabb szervesanyag eltávolítás a biológiai rendszer KOI és BOI5 terhelését jelentősen csökkenti, ami az iszapkor növekedését, valamint a szervesanyag bontáshoz szükséges levegőztetési térfogat és oxigénigény csökkenését okozza. A szabad kapacitás lehetőséget ad a telep hidraulikai és szervesanyag terhelésének növelésére változatlan elfolyó szennyvíz minőség mellett. A kémiai előkezelés során elsősorban az ülepíthető, kolloid és kvázi-kolloid anyagok kerülnek eltávolításra, ezáltal a maradó szervesanyagok méreteloszlása és biológiai bonthatósága is változik. A szervesanyagok átrendeződésének következményeként a maradék szervesanyag lebontási sebessége nő, levegőztetési igénye csökken, a nitrifikáció feltételei javulnak. A biológiailag bontható szervesanyagok eltávolításával a denitrifikációs kapacitás és bizonyos esetekben a denitrifikáció sebessége is csökkenhet, az esetlegesen szükséges külső szénforrás adagolása az üzemeltetési költségeket növeli. A hatékonyabb szennyezőanyag (lebegőanyag, foszfát) eltávolítás, valamint a fém-hidroxid csapadék képződése miatt a keletkező nyersiszap mennyisége megnövekedik, ami (iszapkezelési technológiától és a szennyvíztisztító telep méretétől függően pozitív vagy negatív) hatással van az iszapkezelés költségeire. A nyersiszap összetétele és szerkezete is megváltozik, ez kihat a szennyvíziszap ülepíthetőségére, vízteleníthetőségre. A megnövekedett szervesanyag tartalom miatt anaerob rothasztásnál a gázkihozatal nagyobb, ami az energia-háztartás és a költségek szempontjából egyértelmű előny. Aerob iszapstabilizálásnál viszont a szükséges oxigénmennyiség, ebből következően az üzemeltetési költség nagyobb. A foszfor eltávolítás nyomán az iszap foszfor tartalma megnő, változik a kicsapódott foszfor visszaoldódásának lehetősége. Alumínium tartalmú koagulánsok esetén a szennyvíziszapba kerülő alumínium korlátozhatja az iszap mezőgazdasági hasznosítását. Meglévő kommunális biológiai szennyvíztisztító telepek kémiai előkezeléssel történő intenzifikálása nem valósítható meg minden egyes eleveniszapos szennyvíztisztító telepen megfelelő költséghatékonysággal. Elsősorban a következő estekben ajánlható a kémiai előkezelés alkalmazása:

• • • • • •

hidraulikailag, vagy a szervesanyag terhelést tekintve túlterhelt telepek, illetve ahol terhelés nagyon ingadozó; ahol a szigorodó környezeti szabályozás miatt a tisztított szennyvíz szennyezőanyag (KOI, BOI, NH4+, TP, PO43-) koncentrációját kis beruházási költségek mellett kell csökkenteni; ahol hatékonyabb foszfor eltávolításra van szükség (a befogadó vízminőségének védelme vagy a szennyvíztisztító telep által fizetendő környezetterhelési díj csökkentése érdekében); ahol nitrifikációt kell megvalósítani az eredetileg nagyterhelésű eleveniszapos szennyvíztisztító telepen a levegőztető medence reaktortérfogatának növelése nélkül; ahol a szennyvíziszap kezelése anaerob rothasztással történik; ahol bűzproblémák csökkentésére van szükség.

12.5. Irodalom Andersson, B., Aspegren, H., Nyberg, U., la Cour Jansen, J. and Ødegaard, H. (1998). Increasing the capacity of an extended nutrient removal plant by using different techniques, Water Science and Technology, 37(9), 175-183.

133

Daigger, G. T. and Parker, D. S. (2000). Enhancing nitrification in North American activated sludge plants, Water Science and Technology, 41(9), 97-105. Henze, M., Harremoës, Jansen, J. la Cour., and Arvin, E. (1995). Wastewater Treatment - Biological and Chemical Processes, Springer-Verlag Berlin Heidelberg New York, pp. 383. Henze, M. and Harremoës, P. (1992). Characterization of wastewater: the effect of chemical precipitation on the wastewater composition and its consequences for biological denitrification, In: Chemical Water and Wastewater Treatment II. - Proceedings of the 5th Gothenburg Symposium 1992, R. Klute and H. H. Hahn (Eds.), Springer-Verlag Berlin Heidelberg New York, 299-311. Hanaki, K., Wantawin, C. and Ohgaki, S. (1980). Effects of the activity of heterotrophs on nitrification in a suspended growth reactor, Water Research, 24(3), 289-296. Karlsson, I. (1985). Chemical Precipitation: Alternative or Complement to Biological Treatment, In: Chemical Water and Wastewater Treatment - Practical Experience and New concepts Proceedings from the 1st Gothenburg Symposium 1984, Gustav Fischer Verlag, Stuttgart/New York, 256-268. Melicz Z. (2006). A nitrifikáció és nitrogéneltávolítás intenzifikálása nagyterhelésű eleveniszpos szennyvíztisztítókban, Doktori (PhD) értekezés, BME Mels, A.R., van Niewenhuijzen, A.F. and Klapwijk, A. (2002). Turbidity-related dosing of organic polymers to control the denitrification potential of flocculated municipal wastewater, In: Chemical Water and Wastewater Treatment VII. - Proceedings of the 10th Gothenburg Symposium 2002, H.H. Hahn, E. Hoffmann, H. Ødegaard (Eds.), IWA Publishing, 71-79. Mertsch, V. (1985). Characteristics of sludge from wastewater flocculation/precipitation, In: In: Chemical Water and Wastewater Treatment - Practical Experience and New concepts Proceedings from the 1st Gothenburg Symposium 1984, Gustav Fischer Verlag, Stuttgart/New York, 191-205. Ødegaard, H. and Karlsson, I. (1994). Chemical Wastewater Treatment – Value for Money, In: Chemical Water and Wastewater Treatment III, Proceedings of the 6th Gothenburg Symposium 1994,. R. Klute and H.H. Hahn (Eds.), Springer-Verlag Berlin Heidelberg New York, 191-209. Ødegaard, H. (2000). Advanced compact wastewater treatment based on coagulation and moving bed biofilm processes, Water Science and Technology, 42(12), 33-48. Sailer, E. (2002). Fully automatic dose control of coagulants by using particle charge detector in Vienna Sewage Treatment Plant, In: Chemical Water and Wastewater Treatment VII. - Proceedings of the 10th Gothenburgh Symposium 2002, H.H. Hahn, E. Hoffmann, H. Ødegaard (Eds.), IWA Publishing, 81-92. USEPA. (1993). Manual, Nitrogen Control. United States Environmental Protection Agency, EPA/625/R93/010. Villaverde, S., Garcia Encina, P.A. and Fdz-Polanco, F. (1997). Influence of pH over nitrifying biofilm activity in submerged biofilters, Water Research, 31(5), 1180-1186.

134

13. Előadás – Biológiai okokra visszavezethető ülepedési problémák okai és megoldásai 13.1. Bevezetés Az eleveniszapos biológiai szennyvíztisztítási rendszerek alapvetően két működési egységből épülnek fel: a biológiai reaktorból és az utóülepítőből, azaz a szilárd/folyadék fázisszétválasztásra szolgáló egységből. A levegőztető medencében a különböző szennyezőanyag eltávolítási/átalakítási funkciók valósulnak meg, míg az utóülepítő medencében az elsősorban bakteriális sejtekből álló lebegőanyagot (biomasszát/ eleveniszapot) választják el a tisztított szennyvíztől. Az utóülepítőnek kettős, egymástól nem független célja van: egyrészt a lehetőség szerinti legalacsonyabb lebegőanyag tartalmú kezelt szennyvíz (alacsony zavarosságú elfolyó, tisztított szennyvíz) minőség biztosítása, másrészt a lehető legkoncentráltabb recirkulációs iszap biztosítása. Az utóülepítés hatékonysága meghatározza a teljes szennyvíztisztítási technológia szennyezőanyag (LA, KOI, BOI5, TP, TN) eltávolítási hatékonyságát, ezért ez a technológia kritikus lépcsője. Az eleveniszapos rendszerek fázisszétválasztási problémái számos tényezőre vezethetők vissza. Ezek részben mérnöki természetűek (hibás tervezés/méretezés vagy üzemeltetés), részben pedig biológiai eredetűek. Ez utóbbiak szoros kapcsolatban állnak a szennyvíztisztító telepre érkező nyers szennyvíz minőségével. A biológiai okokra visszavezethető ülepítési problémák (diszpergált növekedés, az iszappelyhekben történő nyálkaképződés, az ún. „pin-point” azaz tűhegy pelyhek keletkezése, a fonalas iszapfelúszás, az iszap felhő megemelkedése a gázbuborékok képződése miatt – denitrifikáció az utóülepítőben – és végül az erőteljes habképződés) magyarázatára számos elméletet dolgoztak ki, amelyek aztán útmutatással szolgálnak a gyakorlati beavatkozások, illetve e problémák megelőzésére. Jelenleg nincs általánosan elfogadott és alkalmazható magyarázat valamennyi ülepedési probléma egységes kezelésére; a fent felsorolt problémák gyakran - bár nem minden esetben - nem közös gyökerűek, így elkerülésükre és megelőzésükre is eltérő stratégiák kimunkálása szükséges. Az eleveniszap ülepíthetőségét (a pelyhek méretét, szerkezetét és összetételét) befolyásolja csatornahálózat típusa (egyesített vagy elválasztott), a hálózatban uralkodó redox-viszonyok, a nyers szennyvíz összetétele, a biológiai rendszer jellemzői stb. A legfontosabb befolyásoló tényezők:

• • • • • • • • • • • • •

135

ipari szennyvizek mennyisége és minősége; oldott szerves hányad; tápanyagok mennyisége; hőmérséklet; pH; összes oldott szilárdanyag (TDS) mennyisége; olaj és zsírtartalom reaktor konfiguráció; keverés; levegőztetés intenzitása; anoxikus vagy anaerob zónák mérete; iszapkor; reaktorbeli MLSS és oldott oxigén koncentrációk.

13.2. Az eleveniszap pehely mérete Egy tipikus eleveniszapos rendszerben a pelyhek részecskemérete viszonylag széles tartományában oszlik meg. A szabadon lebegő egyedi baktériumoktól kezdve (melyek mérete a kolloid tartományba esik, azaz mindössze néhány µm), egészen a „makroszkópos” dimenzióig (100-1000 µm-ig) fordulnak elő különböző méretű és alakú részecskék.

Részecskék száma (db/ml)

Az eleveniszap alkotói méreteloszlás szempontjából két csoportra oszthatók: kb. 25-500 µm-es mérettartományba eső pelyhek és a 0,5-5 µm mérettartományba eső szabad kolloidok, vagy elemi részecskék. A pelyhek nagy mennyiségben tartalmaznak baktériumokat és sejten kívüli polimer anyagokat. A kisebb részecskék többnyire vagy elkülönült (egyedi) mikroorganizmusok, vagy ezek néhány sejtes aggregátjai, amelyek vagy nem képesek pelyhesedni vagy a nagyobb pelyhek felszínéről ideiglenesen és/vagy véglegesen lenyíródó részecskékből álló sejtes tömörülések (lásd 73.ábra).

Maximum részecske átmérő (μm) 73. ábra- Tipikus részecskeméret eloszlás az eleveniszapban (Parker et al., 1971 nyomán)

13.3. Az eleveniszap pelyhek összetétele Az eleveniszap különböző fajdiverzitású baktériumokból, mikroszkópos gombákból egysejtűekből és néhány többsejtű állatból (Metazoa) álló mesterségesen fenntartott életközösség (Eikelboom és van Buijsen, 1981, Jenkins et al., 1984, Fleit, 1995). A technológiai funkcióból, illetve a biztosított életkörülményekből következően a biomassza döntő hányadát a heterotróf baktériumok alkotják (Pseudomonas, Achromobacter, Flavobacterium, Alcaligenes, Arthrobacterium, Citromonas és Zooglea génuszok).

136

Az eleveniszapos rendszerekben mérhető fajszám (bakteriális fajdiverzitás) összefüggésben áll a telepet érő terheléssel. Általános megfigyelés, hogy a magas terhelési értékek (nagy terhelésű telepek) csökkentik a fajszámot, és az 1 g BOI5·g szárazanyag-1·d-1 terhelési érték felett a kialakuló életközösség nagyon kevés fajból áll (1-3 baktérium faj). Hasonló következményei vannak a foszforban, vagy a nitrogénben szegény nyers szennyvizek hatásainak. A kis fajdiverzitású rendszerek sérülékenyek a befolyó szennyvíz minőségi ingadozásaira, mivel a kevés fajú közösség „biokémiai és genetikai repertoárja” erősen korlátozott. Az „élő” összetevőkön túlmenően a pelyhekben különböző minőségű és mérettartományba eső szerves és szervetlen anyagokat azonosíthatunk, ideértve azokat a sejten kívüli (ún. extracelluláris) polimereket is, amelyeket maguk a baktériumok termelnek és választanak ki (nyálkaképződés). A pelyhekbe inkrusztrálódó (berakódó) nagyobb polimerek (cellulóz, makromolekuláris peptidek, stb.) mennyiségét és minőségét elsősorban a telepre érkező szennyvíz minősége határozza meg. Ezek a részben pehelyvázként, részben pedig szervesanyag forrásként (szubszrátként) hasznosuló anyagok nagyban befolyásolhatják a pelyhek mechanikai tulajdonságait (pl. a pehely fajsúlyát), illetve a pelyhen belüli partikulált szubsztrát ellátottságot is. A pelyhekbe több-kevesebb mennyiségben szervetlen anyag (pl. homok, fémcsapadékok, stb.) is beépülhet, amely befolyásolhatja a pelyhek ülepíthetőségét, elsősorban a fajsúly megváltoztatásával. A szervetlen anyagok előfordulási gyakoriságát legtöbb esetben a telepen működő (vagy éppen hiányzó) homokfogó és előülepítő medence hatásfoka szabja meg.

13.4. Az eleveniszap pelyhek szerkezete Az eleveniszap szerkezetét vizsgálva megkülönböztethetjük a pelyhek „mikroszerkezetét” és „makroszerkezetét” (Sezgin et al., 1971, Jenkins et al., 1984). A nevezéktan itt kissé félrevezető, hiszen mindkét szerkezeti szint valójában a mikroszkópos mérettartományba esik, azonban az elnevezés tükrözi a pelyhek kialakulásában feltételezett alapmechanizmusokat. A mikrostruktúrát, vagy mikroszerkezetet a bakteriális adhéziós mechanizmusok hozzák létre, vagyis az a spontán lejátszódó folyamat, melynek során az egyedi baktériumok egymáshoz tapadnak, és kölcsönös „megtelepedési felszínt” nyújtanak egymás számára. A bakteriális adhézió, illetve a baktériumok viselkedése (növekedés és letapadás a határfelületeken) igen fontos tényező nemcsak a szuszpendált biomasszát tartalmazó eleveniszapos rendszerekben, de értelemszerűen döntő szerepe van a biofilmes és granulált biomasszát alkalmazó szennyvíztisztítási rendszerek (pl. UASB reaktorok) működtetésében is. A mikroszerkezet kialakítását „bioflokkulációnak” is nevezhetjük, melynek során a kis méretű (néhányszor 10 µm-es nagyságú), gyenge mechanikai szilárdságú és többnyire gömbölyded pelyhek jönnek létre. Ennek a folyamatnak a pontos mechanizmusai kevéssé ismertek, és módszertanilag nehezen tanulmányozhatók. A pehely mikroszerkezetének kialakításában ezek szerint kizárólag a „pehelyformáló” baktériumok vesznek részt. Az olyan eleveniszapban, amelyben kizárólag a mikroszerkezetet alkotó aggregátumok találhatóak, kerülünk szembe az ún. pin-point (tűhegy) pelyhek jelenségével. Érdekes módon ezek az iszapok viszonylag jól ülepednek, azonban az elfolyó zavaros marad, mivel a kisméretű sejtcsoportok és az önálló sejtek nem, vagy alig ülepednek. Az elfolyó szennyvíz opaleszcens, illetve tyndallizál (az áteső fényben a mikroszkópos részecskék ragyognak az erős fénydiszperziós hatás miatt). A megfelelő sebességgel ülepedő pelyhekhez tehát szükség van az ún. makrostruktúrák, vagy makroszerkezetek jelenlétére is. A feltevések szerint ezt a makroszerkezetet a fonalas mikroorganizmusok biztosítják, azzal, hogy a mikropelyhek számára olyan hálózatot nyújtanak, amelyen (vagy amelybe) a mikroszerkezetek be tudnak épülni. Szemléletes hasonlattal élve a mikroszerkezetek a „húst”, míg a makrostruktúrák (a fonalas szervezetek) pedig a pelyhek „csontvázát” szolgáltatják. Ennek az elképzelésnek az a plauzibilis magyarázata, hogy a fonalak által biztosított vázrendszerbe épülő kisebb, önmagukban gyenge mechanikai szilárdsággal rendelkező mikrostruktúrák a levegőztető medencében, illetve az iszap recirkulációs vezetékben fellépő erős 137

nyíróerők hatásának ellenállni képes pehelyszerkezetet hoznak létre a fonalas „vázanyag” felhasználásával. Az elképzelés helyességét igazolja az a tapasztalati tény is, hogy a valós eleveniszapos rendszerekben megfigyelhető pelyhek többnyire szabálytalan alakúak, azaz többé-kevésbé követik a szintén szabálytalan alakú fonalas vázrendszer nyújtotta formákat. Vázrendszer hiányában a minden irányban egyenlő gyakorisággal ható nyíróerők hatására a pelyheknek nagyjából gömb alakot kellene felvennie, ez azonban nem így van. Korábbi mikroszkópos vizsgálatokkal azt is sikerült kimutatni (Sezgin, 1977), hogy a kevés fonalas szervezetet tartalmazó pelyhek alakja valóban jobban közelít a gömbalakhoz, mint a fonalakkal sűrűbben átszőtt pehelyalakzatoké. A nyíróerők hatását a pelyhek alakjára Jenkins és munkatársai vizsgálták 1984-ben, amely vizsgálatokban megállapították, hogy a növekvő nyíróerők (folyadékáramlási sebesség) hatására a pehelyformáló baktérium aggregátumok (mikroszerkezetek) a szó szoros értelmében lenyírhatóak a fonalas vázszerkezetről. A szervesanyag (BOI) eltávolítást, és más ennél bonyolultabb technológiai feladatokat, mint pl. a nitrifikáció, denitrifikáció vagy a biológiai foszforeltávolítás az eleveniszap biológiai életközössége végzi, melynek technológiai szempontból legfontosabb elemei a baktériumok. Ezt alátámasztja az a tény, hogy az egységnyi reaktortérfogatra vonatkoztatva a baktériumok egyedszáma és tömege is nagyságrendekkel több, mint az eleveniszapban fellelhető bármely más mikroszkópikus élőlényé. Mikroszkópos morfológiai szempontból a mikroorganizmusokat három csoportra oszthatjuk:

• • •

elkülönült egyedi sejtek, melyek a szennyvízben szuszpenziót alkotnak; aggregátumokat formáló sejtek, melyeket eleveniszap pelyheknek nevezünk; baktériumok, melyek hosszabb vagy rövidebb sejtláncokat, fonalakat képeznek. A fonalak pelyheken belül, azokból kinyúlva, vagy szabadon helyezkednek el.

Egyedül álló diszpergált sejtek minden eleveniszapos rendszerben jelen vannak, de normális működés esetén csak alacsony koncentrációban (egyedszám/mL). A magányos, diszpergált sejteket a szűrő életmódot folytató több- és egysejtű szervezetek (pl. kerekesférgek, csillósok, stb.) kifalják, kiszűrik a rendszerből (grazing effect). Amennyiben a rendszerben megnövekszik a diszpergált egyedi sejtek száma, úgy a jelenség mögött technológiai hibák állnak. Többnyire az történik, hogy a magas szervesanyag terhelés miatt megnövelt levegőztetés és/vagy intenzív keverés hatására esnek szét a pelyhek, és a levegőztető medence mechanikai hatásai diszpergálják a pelyheket. Hasonló hatással járhat az erőteljes oxigén limitáció is, amikor a pelyhek belsejében élő fakultatív anaerob és aerob baktériumok nem jutnak oxigénhez, és elhalnak. Az elhalt baktériumok, és a széteső iszappelyhek megjelenése az oxigénhiányt, illetve más toxikus hatást is indikálhat. Az elemi részecskék túlnyomórészt baktériumok, de más kolloid anyagot is tartalmazhatnak. Térfogat és tömeg szempontjából a pelyhek az eleveniszap legfőbb alkotói. Jóllehet az önálló elemi részecskék az eleveniszapnak csupán kis tömegét alkotják, döntő szerepet játszanak a fázisszétválasztásban. Kis méretük miatt az elfolyó zavarosságát eredményezik, szűrés során pedig eltömődést okoznak, a nagyobb részecskék által képzett porózus szerkezet eltömítésével növelve a szűrő ellenállását. Ezek ismeretében az elemi részecskék pelyhekbe történő beépülése alapvető fontosságú az ülepítés szempontjából. A két mérettartomány viszonylagos mennyisége, azaz az elemi részecskék és a teljes iszapmennyiség tömegének aránya fontos tényező a fázisszétválasztás során. A részecskék szuszpenzión belüli méreteloszlása állandóan változik és ezt a turbulencia miatt fellépő nyíróerők befolyásolják. Amennyiben a turbulencia mértéke csekély, a részecskék pelyhekké állhatnak össze (jól működő utóülepítő), nagy értékek esetén pedig széteshetnek. A pelyhek szétesése során két, egymástól függetlenül lezajló folyamatot kell megkülönböztetnünk. A tisztítótelep működtetése közvetlen és közvetett módon egyaránt befolyásolja a pelyhek fizikai szerkezetét és biológiai felépítését (fajösszetételét, fajspektrumát). A pelyhek fizikai és biológiai 138

tulajdonságai nemcsak a szervesanyag eltávolítási lehetőséget (terhelhetőséget) szabják meg, hanem az ülepítés (fázisszétválasztás) gyorsaságát, illetve hatékonyságát is erősen befolyásolják. Ebből a szempontból igen fontos szerepe van a pehelyképző és fonalas baktériumcsoport fajainak, melyek mennyisége, előfordulásuk aránya alapvetően meghatározza a levegőztető medence tisztítási hatásfokát (Sezgin et al., 1978).

13.5. A fonalasodás problémája Az eleveniszapos rendszerekben megjelenő fonalak két technológiailag zavaró, illetve a telep működését előnytelenül befolyásoló jelenséget idézhetnek elő: iszapfelfúvódást és habképződést. Ennek eredménye a zavaros elfolyó tisztított víz, a rossz ülepedés az utóülepítőben, továbbá a túlságosan kicsi, illetve a túl nagy iszap térfogat index értékek. Ezek a jelenségek mind hozzájárulhatnak az ülepítő medence működésének romlásához. A különböző országokban végzett felmérések tapasztalatai azt bizonyítják, hogy a fonalas iszapfelfúvódás világszerte igen elterjedt jelenség, ugyanis a vizsgált eleveniszapos szennyvíztisztító rendszerek 40-60 %-a időlegesen vagy állandóan iszapfelfúvódási problémákkal küzd. A szennyvíztelepek működési gondjainak tekintélyes hányada az ülepítési problémákhoz kapcsolható. A telep kapacitásának gyakran az utóülepítők hidraulikai terhelhetősége szab határt. Az egyre komplexebb technológiai feladatokat ellátó telepeken (nitrifikáció, denitrifikáció, biológiai foszforeltávolítás) az iszapfelfúvódás problémája nem csökken, hanem egyenesen növekszik. A fonalas mikroorganizmusok diagnosztikája, illetve azonosítása elsődleges útmutatást ad az eleveniszapos rendszerekben előforduló technológiai problémákról. Az iszapfelfúvódást, habzást okozó fonalas szervezetek pontos meghatározása az első lépés a probléma megoldása irányába. Az iszapminták fénymikroszkópos vizsgálata, a felfúvódást okozó fonalas szervezetek minőségi és mennyiségi meghatározása, illetve vizsgálata lényegében a technológiai probléma azonosításának az első és elengedhetetlen lépése mielőtt megelőző, vagy kárcsökkentő technológiai beavatkozásokat kezdhetnénk. Az ülepedési probléma megjelenése nem feltétlenül jelenti azt, hogy az eleveniszapos medencében a fonalas szervezetek túlzott tömegben szaporodtak el. Az utóülepítő teljesítményromlását számos egyéb, ugyancsak az iszapot alkotó biológiai közösség előnytelen változásaihoz kapcsolható jelenség is okozhatja. Ezek az ülepedést, illetve tágabb értelemben a fázisszétválasztást előnytelenül befolyásoló változások az alábbiak lehetnek:

• • • • • •

iszap felfúvódás, amikor az iszap térfogat index (SVI) értéke eléri, vagy meghaladja a 150 ml/g értéket, melyet a fonalas szervezetek túlszaporodása okoz; iszap habzás, melyet a fonalas szervezetek túlszaporodása okoz; zavaros (turbid) elfolyó, melyet a szuszpendált, szabadon úszó, ám pelyhet nem formáló baktériumok túlszaporodása okoz; leromlott ülepedés a sejten kívüli (ún. extracelluláris) polimerek (nyálka) túltermelése miatt; alacsony iszaptérfogat index a lecsökkent átlagos pehelyátmérő miatt (az ún. pin-point pehely jelenség); iszapfelhő emelkedése a pelyhekhez tapadó gázbuborékok felhajtó hatásának eredményeként, melyeket a denitrifikáló szervezetek termelnek.

Számos olyan, hidraulikailag alulterhelt telep létezik, amelyben az eleveniszap jelentős mennyiségű fonalas szervezetet tartalmaz, azonban ezek jelenléte nem okoz ülepítési problémát, hiszen a túlméretezett utóülepítő bírja a rosszabb ülepedést. Mindezek a tényezők együttesen arra utalnak, hogy a problémát feltétlenül pontosítani, azonosítani szükséges a beavatkozás optimális módjának, időpontjának és helyének meghatározása céljából. Adott

139

fonál típus jelenléte meghatározott, kedvezőtlen technológiai kényszerfeltételeket jelez (pl. alacsony szervesanyag terhelés, kevés oxigén, stb.), melyeket az esetek döntő hányadában a telepen rendelkezésre álló eszközök segítségével lehetséges megváltoztatni. A fonalak típusának, hovatartozásának meghatározása időigényes és kényesebb kérdése az iszap mikroszkópos vizsgálatának.

13.6. Az iszapfelfúvódási probléma azonosítása és a javasolt beavatkozás módjai A következőkben a fenti probléma típusokat tekintjük át felsorolva a "várható" fonaltípusokat és a fonalasodás megszüntetésére javasolt módszereket (BME VKKT, 2003).

13.6.1. A befolyó (nyers) szennyvíz alacsony PH értéke Azok a szennyvíztelepek, amelyek rendszeresen fogadnak jelentős mennyiségű nem közömbösített savas szennyvizeket és a levegőztető medencéikben mért pH átlagértéke kisebb 6,5-nál, mikroszkópos gombák által előidézett iszapfelfúvódás folyamatos veszélyének vannak kitéve. A felmérések szerint a gombák okozta felfúvódás igen ritka, de az egyik leglassabban helyrehozható biológiai meghibásodás. A gombák a vegyi kezeléssel szemben rendkívül ellenállóak (pl. klórozás), ezért ilyen esetekben legtöbbször elkerülhetetlen a teljes rendszer leürítése és újraindítása. A leghatékonyabb megelőzési módszer a puffer medence beiktatása a levegőztető medence elé, mellye1 biztosítható a semleges kémhatás. Üzemelési szempontból előnyös a lökésszerű terhelések miatt egy ún. by-pass vezetéket beiktatni, mely a rendszer működtetését önmagában is rugalmasabbá teheti. 13.6.2. Alacsony oldott oxigén (DO) koncentráció Alacsony oxigéntartalmú ipari méretű levegőztető medencékben a Sphaerotilus natans, az 1701 típus, és a Haliscomenobacter hydrossis fajok tömeges megjelenése várható. Korábban érdekes kísérleteket folytattak a Sphaerotilus oxigén féltelítési koefficiensének (KDO) meghatározására két fajt tartalmazó tenyészetben. Bebizonyosodott, hogy ennek a fonál típusnak a KDO értéke a 0,014-0,033 mg/l tartományban található, mely sokkal kisebb, mintegy 25-30 %-a a pehelyképző fajoknak tulajdonított átlagértéknek (Hao et al., 1983). Ez a tény a magyarázata annak, hogy a rossz levegőztetés miért kedvez bizonyos fonaltípusok elszaporodásának. A fonalas szervezetek kis oxigén koncentrációk esetén is hatékonyan hasznosítják azt, s ezzel szaporodási előnyre tesznek szert a pehelyképzőkkel szemben. Dacára annak a vitathatatlan ténynek, hogy a legtöbb irodalmi adat a Sphaerotilus natans fajra vonatkozik (Dondero, 1975) és hogy e fonaltípusnak a taxonómiai elhelyezése is megnyugtatóan lezárt, az üzemi előfordulási gyakorisága alapján legalább 5-7 más fonaltípus előzi meg a Sphaerotilus csoportot. Laboratóriumi és félüzemi szennyvíztisztító berendezések gyakori problémája a Sphaerotilus okozta fonalasodás. A dé1-afrikai kutatók eredményei szerint ennek oka a tápvezetéken belül elszaporodó fonalak által bekövetkező folyamatos újraoltás, amely teljesen elkerülhető a tápvezeték hosszának minimalizálásával és annak rendszeres, legalább hetenkénti áttisztításával, fertőtlenítésével. A Sphaerotilus eiszaporodása által okozott felfúvódás az ilyen méretű berendezésekben így teljes biztonsággal megelőzhető. A Sphaerotilus spp. és a pehelyképző szervezetek kompetíciójáról kitűnő összefoglaló munkák is születtek (Lau et at., 1984a, 1984b). Az alacsony oxigén koncentráció miatt fellépő felfúvódás megszüntetése a levegőztetés növelésével, további oxigénbevitellel és klórozással érhető el. Ez utóbbit az iszap recirkulációs vezetékben kell elvégezni.

13.6.3. Alacsony F:M arány (a biomasszához viszonyított alacsony szervesanyag koncentráció) Elsőként Palm és munkatársai (1980) közöltek olyan vizsgálati eredményeket, melyek alapján lehetővé vált függvénykapcsolatot megállapítani a tápanyag/baktérium arány (F:M arány) és az oxigén felvételi sebesség között. E két paraméter segítségével az iszapfelfúvódás "peremfeltételei" empirikusan

140

meghatározhatók. A levegőztető medence oldott oxigéntartalma és a szervesanyag terhelés, illetve az F:M (szervesanyag terhelés/biomassza arány közötti összefüggést a 74.ábramutatja. Eredményeik szerint az oldott oxigéntartalom változása, adott szinten tartása igen fontos, mert a "határvonal" a fonalasodás és a nem fonalasodó eleveniszap között igen szűk, mindössze 0,5 mg/1 oldott oxigéntartalom változásnak felel meg. Ez arra utal, hogy az oldott oxigénkoncentráció beállítása a telepek „makro-körülményei” között is nagyon finom szabályozást igényel. Ezt a problématípust több fonalas szervezet megjelenése is jelezheti; Sphaerotilus natans, Microthrix parvicella, Nocardia spp. 021N, 0041, 0675, 0092, 0581, 0961 és 0803 típusok. A többféle fonal megjelenése azt jelzi, hogy a felsorolt fonalak között vannak olyanok, melyek nem jó egyedi indikátorok, megjelenésüket, elszaporodásukat több együttesen ható tényező segíti elő. A javasolt megelőzési és probléma megoldási javaslatok a következők:

• • • • •

iszapelvétel növelése; levegőztetés növelés; dugószerű áramlási rendszer bevezetése; klórozás; szelektor beépítése a levegőztető medence elé.

74. ábra - A levegőztető medence oldott oxigénszintje és az iszapmunka összefüggése (a biztonságos működés peremfeltételei)

13.6.4. Szeptikus befolyó (berothadt szennyvizek hatásai) Az olyan levegőztető medencékben, melyekben mérgező anyagokat tartalmazó szennyvizet tisztítanak, illetve berothadt szennyvizet fogadnak gyakran kialakul a fonalas iszapfelfúvódás. A legvalószínűbben előforduló fonálfajták a Thiothrix spp., a Beggiatoa spp., és a 021N típus. A felsorolt fonaltípusokban kénszemcséket találunk a mikroszkópos azonosítás során és az ún. kénpróba minden esetben pozitív (Nielsen, 1984). Mindez arra mutat, hogy ezek a szervezetek képesek energiát nyerni redukált kénvegyületekből is, ami szelektív előnyhöz juttatja őket a szeptikus, berothadt szennyvizek tisztítását végző levegőztető medencékben. Javasolt megelőzési módszer az előlevegőztető medence beépítése. 141

13.6.5. Tápanyaghiány a befolyó szennyvízben A tápanyaghiányt a befolyó szennyvízben a következő fonaltípusok megjelenése jelzi: Thiothrix spp. , 021 N, 0041, 0675 típusok. Mint a felsorolásból is kitetszik, bizonyos fonaltípusok egyaránt jelezhetnek oxigénhiányt, illetve kiegyensúlyozatlan C:N:P arányokat. Pontosan ezért nem tartják "jó" indikátoroknak ezeket a fonaltípusokat, mivel nem eléggé kizárólagosak az adott probléma jelzésére. A táplálékhiány fonalak azonosításával történő kimutatása különösen nehéz azért, mert figyelembe kell venni azt, hogy bizonyos fonalak mikroszkópos festődési sajátosságai (Gram és Neisser reakció) megváltozhatnak a kiegyensúlyozatlan C:N:P arány hatására. Általában a nagy mennyiségű extracelluláris nyálka anyag jelenléte tápanyag hiányra utal, s mint ilyen, egyszerű negatív festéssel (India tinta) kimutatható. A javasolt megelőzési módszer ez esetben üzemi körülmények között ammónia adagolás folyékony műtrágya vagy szemcsés karbamid formájában. 13.6.6. A denitrifikáló és biológiai foszforeltávolítást végző telepek iszapfelfúvódási problémái A nitrogén és foszforeltávolításra is alkalmas reaktor elrendezés; illetve az azokban létrehozott szekvenciális elektronakceptor környezet (anaerob-anoxikus-aerob vagyis ennél bonyolultabb reaktor sorozatok), elősegítik az iszapfelfúvódás kialakulását. Ennek okáról, és a reaktor elrendeződések közvetlen hatásáról a szakmai vélemények megoszlanak. Jelenleg ebben a kérdésben még nem alakult ki egységes kép, vagy magyarázat. Blackbeard és munkatársai (1988) a következő domináns fonaltípusokat találták ilyen típusú dél-afrikai szennyvíztelepeken csökkenő előfordulási gyakorisági sorrendben: 0092, 0675, 0041, Microthrix parvicella és 0092 típusok. A nitrogén és foszfor eltávolítási céllal üzemeltetett szennyvíztelepeket a ciklikusan változó elektronakceptor elrendezés jellemzi, ami nagyban megnehezíti üzemirányításukat és működésük modellezését is. A különböző fonaltípusok elektronakceptor hasznosításáról, továbbá arról, hogy mely fonaltípusok denitrifikálnak, csak szórványos adatok vannak, ezért bármely ezzel kapcsolatos általánosítás jelenleg csak ideiglenes lehet. Egy korábban javasolt osztályozási rendszer szerint (Wanner és Grau, 1989) a tápelem eltávolítási célú eleveniszapos rendszerekben elsősorban olyan fonalak megjelenése várható, amelyek nemcsak aerob körülmények között képesek a szubszfrátok hasznosítására, hanem denitrifikációt is végeznek. Ezek között a legjobban ismert például a Microthrtx parvicella., amely anoxikus körülmények között is képes hasznosítani az oldott szubsztrátokat (denitrifikáció) és arra is képes, hogy a könnyen felvehető szubsztrátokat a sejten belül tárolja. Ezzel szelektív előnyre tesz szert a pehelyképző baktériumok rovására. Ez az oka annak, hogy a Microthrix által okozott iszapfelfúvódást nem lehet megszüntetni anoxikus szelektorok bekötésével. A sejten belüli tápanyag tartalékolási képesség valószínűleg a polifoszfát szintetizáló enzimekkel áll összeköttetésben, melyet elsősorban a Wageningen-i holland mikrobiológiai műhely vizsgált széleskörűen a Microthrix-szerű fonalas baktériumokkal kapcsolatban (Slijkhuis and Deinema, 1982). Az iszapfelfúvódást kiváltó technológiai okok és az azokhoz kapcsolódóan leggyakrabban elszaporodó fonalas mikroszervezetek a következő módon csoportosíthatók:

A fonalas iszapfelfúvódás oka A nyers szennyvíz alacsony pH értéke Alacsony oldott oxigén koncentráció Alacsony F:M arány Szeptikus (berothadt) nyers szennyvíz Nem megfelelő C:N:P arányok

Várható gyakoribb fonalfajták Fonalas gombák S. natans, 1701 típus, H. hydrossis M. parvicella, H. hydrossis, Nocardia spp., 021N, 0041, 0675, 0092, 0961 és 0803 típusok Thiothrix spp., Beggiatoa spp., 021N típus Thiothrix spp., S. natans, 021N típus

16. Táblázat - Az iszapfelfúvódást kiváltó technológiai okok és a leggyakrabban elszaporodó fonalas szervezek

142

13.7. Javasolt beavatkozások a fonalas iszapfelfúvódás letörésére Az eleveniszapos rendszerek felfúvódásának és habzásának a megelőzése, illetve az ülepedési problémák elkerülése természetesen akkor lehetséges, ha a szennyvíz telep megfelelően tervezett és üzemeltetett. A gyakorlat azt igazolta, hogy a telepek működése során számos olyan tényező hatásával is számolni kell, melyekre a telep tervezése során esetleg nem gondoltak, illetve a befolyó szennyvíz mennyiségi és minőségi ingadozásai bizonyos esetekben, csaknem szükségszerűen fázis szétválasztási problémákhoz vezetnek, melyek ideiglenes, vagy állandó jelleggel rontják az utóülepítők hatásfokát. Ezeknek a problémáknak a megelőzésére és kezelése az alábbi munkaterv szerinti intézkedéseket célszerű követni (BME VKKT, 2003):

• •

•

A leírt módszerek szerint végezzük el az eleveniszap mikroszkópos elemzését, és azonosítsuk a felfúvódást okozó fonalas mikroorganizmusokat; Állapítsuk meg a felfúvódás okát, vagy okait, a probléma típusok szerint, illetve vessük össze ezeket az adatokat a telepen mért, ismert paraméterekkel (pl. a szennyvíz mennyiségi és minőségi jellemzői); Amennyiben az azonosított probléma olyan, hogy azonnali beavatkozással megszüntethető, úgy meg kell tenni a szükséges intézkedéseket. Ilyen eset lehet az, amikor a megjelent fonalas szervezetek például tápanyag hiányt jeleznek, akkor azonnal végezzük el az elfolyó és a befolyó szennyvíz kémiai elemzését a szén, nitrogén és foszfor arányok meghatározására, s amennyiben a kémiai elemzés igazolja a biológiai (mikroszkópos) indikációt, akkor az igényelt tápanyag (pl. nitrogénforrás) adagolását néhány napon belül megkezdhetjük.

A gyakorlati munka megmutatta, hogy a felfúvódással küzdő telepek problémáinak megoldása hosszú időt vesz igénybe. Egyfelől szükséges lehet olyan beruházás jellegű változtatásokra (is), melyek időtartama évekre terjedhet (pl. további levegőztető kapacitás beépítése, bizonyos ipari szennyvizek előkezelésének megoldása, és annak ellenőrzése), másfelől pedig feltétlenül figyelembe kell venni azt, hogy a mikrobiológiai manipulációk hatásának időtartama szoros függvény kapcsolatban áll a sejtkultúra (esetünkben az eleveniszap) megújulási (fölösiszap elvétel) sebességével. Az iszapkor alapvetően behatárolja bármilyen beavatkozás tartamát, esetünkben pedig a várt hatás megjelenéséhez szükséges időtartamot. Hagyományos eleveniszapos telepek (teljesen kevert reaktorok) esetében azt mondhatjuk, hogy durván az iszapkor háromszoros időtartama szükséges ahhoz, hogy a felfúvódást mutató iszap a "normális" állapotba visszatérjen. A már tárgyalt szelektor beépítés hatása azonban még ennél is hosszabb idő után jelentkezik. A probléma felismeréséhez és megoldásához szükséges időtartam hossza, illetve az igényelt beavatkozás gyorsasága egyértelműen felveti az "azonnali", gyors beavatkozások szükségét, azaz a "tűzoltó" munka igényét. Az ilyen azonnali, a telep önerejéből is kivitelezhető módszerek az alábbi kategóriákba oszthatóak:

• • •

az iszaprecirkulációs ráta és az iszapelvételi sebességgel kapcsolatos beavatkozások; az ülepedést elősegítő vegyszerek adagolása a biológiai egységhez anélkül, hogy a felfúvódást okozó fonalas szervezeteket elpusztítatnánk és; mérgező anyagok adagolása az eleveniszapos rendszerhez a felfúvódást okozó fonalas szervezeteket szelektív (irányított) elpusztítása céljával.

Az iszap recirkulációs ráta manipulációjának célja egyértelmű; minél kevésbé hígítjuk a recirkulációs iszapot a beérkező szennyvízzel, annál kisebb lesz az utóülepítőbe érkező lebegőanyag terhelés. Az a törekvés azonban, hogy az iszap minél nagyobb hányadát folyamatosan a levegőztető medencében tartsuk csak bizonyos technológiailag megszabott határok között tartható folyamatosan fent. A beavatkozás menetének meghatározásához természetesen pontos, nagy gyakorisággal mért adatok szükségesek az eleveniszapos medence lebegőanyag tartalmáról (annak változásairól), az iszap recirkulációs sebességről, illetve az utóülepítőbe érkező lebegőanyag terhelésről. Az iszap

143

"átcsoportosítása", visszafogása a levegőztető medencében viszonylag gyorsan megvalósítható (kb. 12 nap alatt), azonban hatása csak ideiglenes lehet. A következő beavatkozási alternatíva lehet az ülepedést elősegítő vegyszerek adagolása a biológiai egységhez. Az ipari akár a kommunális szennyvíz telepek tapasztalatait tekintve, számos telepen alkalmaznak olyan, az ülepedést elősegítő többnyire szintetikus polimereket, amelyek az iszap ülepedését elősegítik. Az ilyen szerek hatása különösen akkor lehet előnyös, ha az ülepedés a fonalak okozta hídképződés, vagy a nem feltétlenül fonalas szervezetek okozta magas iszap víztartalom miatt következik be. Amennyiben az iszap mikroszkópos szerkezetében nagy mennyiségben találunk extracelluláris polimert (nyálkaanyagot), úgy az ún. nyálkás, nem fonalas iszapfelfúvódásról beszélhetünk, amelyet sikerrel kezelhetünk mesterséges polimerek adagolásával. Számos kereskedelmi forgalomban kapható ilyen polimert ismerünk, melyet az iszap víztelenítéshez az eleveniszapos telepek elterjedten használnak hazánkban is. Feltétlenül javasoljuk, hogy az üzemi méretű beavatkozást előzze meg laboratóriumi előkísérlet, a dózis pontos beállítása érdekében, ugyanis a polimerek túladagolása az ülepedés helyzetét még ronthatja is. Általában nagy molekulasúlyú kationos polimert használnak önmagában, vagy pedig ezt anionos polimerrel kombinálva. Az adagolás szokásos pontja a levegőztető medence és az utóülepítő közötti zsomp, vagy csőszakasz, de közvetlenül adagolhatjuk az utóülepítőbe is a szert. A kationos/anionos polimerek adagolása nem növeli meg számottevően a fölösiszap térfogatot. Megjegyzendő, hogy az kationosanionos polimerek adagolása az egyik legdrágábban megvalósítható intézkedés iszap felfúvódások letörésére, s éppen ezért csak rendkívüli esetekben javasolhatjuk használatát. Bizonyos esetekben beszámoltak már szervetlen koagulánsok használatáról is a nyálkás, extracelluláris polimereket nagy mennyiségben tartalmazó iszapok ülepedési tulajdonságainak javítására. Leggyakrabban a mészkő port és a vas-kloridot használják, melyek közös hátránya azonban, hogy adagolásuk erősen megnöveli a fölösiszap térfogatot. A felfúvódás azonnal megakadályozására, illetve leküzdésére legelterjedtebben az olyan mérgező anyagok adagolását használják, amelyek a felfúvódást okozó fonalas szervezeteket szelektíven (irányítottan) pusztítják el A beavatkozáshoz gyakran használt anyag a klór és a hidrogén-peroxid. Amikor szelektivitásról, irányított leölésről beszélünk, nem feledkezhetünk meg azonban arról, hogy a klór az eleveniszapban található valamennyi élőlényre többé-kevésbé toxikusan hat. Az, hogy mégis a fonalas szervezeteket öli, és a pehelyképző baktériumokra csak kisebb hatással van elsősorban annak köszönhető, hogy a pelyhekből kinyúló fonalak sokkal inkább (és hosszabb ideig) exponálódnak, mind azok a sejtek, melyek a pelyhek belsejében viszonylagos védettségben vannak a klór diffúziójától. Mindez világosan utal arra is, hogy a költségtényezőn túl, miért kell a szükséges (minimálisan igényelt) klór mennyiséget és annak adagolását a lehető legpontosabban meghatározni. A klórt vagy klór oldat, esetleg nátrium vagy kálcium hipoklorit oldat formájában adagolhatjuk. A klór használata különösen azokon a telepeken ajánlott és gazdaságos, amelyeken a tisztított szennyvizet klórral fertőtlenítik, azaz van a telepen külön kiépített klórozó kapacitás. Megjegyzendő továbbá, hogy bizonyos esetekben a klórozás használatát a felfúvódás letörésére csak nagy óvatossággal és a munka- illetve egészségvédelmi előírások fokozott betartásával használhatjuk. Különösen azokon a telepeken ahol nincs kiépített klórozó, azaz az ezzel kapcsolatos mindennapos tapasztalatok nem állnak rendelkezésre, és ezért gazdaságilag is nehézkes a klórozás megoldása megfontolandó más alternatívák keresése. Ne felejtsük el továbbá, hogy a szennyvízben lévő szerves anyagok klórozása óhatatlanul vezet olyan klórozott szervesanyagok képződéséhez, amelyek toxikusak, és biológiailag nem, vagy csak rendkívül nehezen bonthatóak. A klórozás hatékonyságát csak abban az esetben tudjuk maximális szinten tartani, ha a következő szempontokat betartjuk, illetve követjük: 144

•

•

•

Jelöljük ki azt az iszaptérfogat index (SVI) cél értéketamely szükséges és elegendő ahhoz, hogy az utóülepítőről elfolyó víz megfeleljen a lebegőanyagra megszabott határértéknek. Vegyük figyelembe az iszap ülepedési tulajdonságain kívül azt is, hogy a klórozás hogyan befolyásolja az "iszapvonalat" (víztelenítés, szárítás, stb.) Csak akkor alkalmazzunk klórozást, ha az iszaptérfogat index (SVI) célértékét az iszap ülepedési tulajdonságai jelentősen alulmúlják. Vegyük fel az iszaptérfogat index (SVI) célérték változásait napi gyakoriságú mérések alapján grafikonra, és kövessük ingadozásait. Az ezen az ábrán megfigyelhető (vagy még inkább lineáris, vagy exponenciális közelítéssel számolt) trendek, változási irányok azok, melyeket követni és megfigyelni szükséges. Egy-egy nap kiugrón rossz ülepedési eredménye még nem ok a klórozás megkezdésére. A klórt ismert mennyiségben, jó1 meghatározott és pontosan adagolt mennyiségben kell adagolni a szennyvíz telep olyan pontján, ahol jók (rendkívül gyorsak) az elkeveredési viszonyok. A leggyakrabban használt klórozási pont az iszap recirkulációs ág az utóülepítő és a levegőztető medence között. Amennyiben több iszap recirkulációs vezeték van, úgy mindegyikre külön klórozási pontot kell telepíteni. Az elkeveredési viszonyoknak a klórozás szempontjából döntő jelentőségük van, révén hogy a klór és a recirkulációs iszap egymással rendkívül gyorsasággal reagál s ezért a nem kellő gyorsaságú elkeveredés miatt a recirkulációs iszap viszonylag nagy hányada nem érintkezik a klórral, miközben kisebb hányadán klór túladagolás léphet fel. Ekkor az elfolyó bezavarosodik az elpusztított kisebb pelyhek megjelenése miatt, illetve a telep szervesanyag eltávolítási képessége lecsökken.

A klórozás gazdaságosságának kérdése erősen összefügg a klórozási pont helyes kiválasztásával. Nyilvánvalóan olyan pontot szükséges választani, ahol a klórfogyasztás minimális. A szennyvíz egyes komponenseinek (szervesanyagok, élő szervezetek, stb.) klór fogyasztása megváltoztatja azt a klór mennyiséget, amely ahhoz szükséges, hogy technológiai célunkat, azaz a fonalas szervezetek szelektív leölését elvégezzük. A gyakorló szakember számára jól ismert tény, hogy a szennyvíz telepen több tucat olyan tényezővel számolhatunk, melyek a klórfogyasztást befolyásolhatják. Ezek közül azonban néhányat lehetséges kiemelni: az ammónia/ammónium, és más redukált állapotú szerves vegyületek, mint amilyen a nitrit és a kén-hidrogén. Feltétlenül javasolt olyan pontokat választani a telepen belül a klórozáshoz, ahol az ilyen anyagok mennyisége minimális. A klórozás alkalmazott dózisának meghatározásához az alábbi paraméterek használatosak:

• •

MLSS (mixed liquor suspended solids) és a levegőztető medence lebegőanyag tartalma.

Vegyük észre, hogy a felhasználásra javasolt paraméterek között a maradvány klór értéke (reziduális klór) nem szerepel. Ennek elsődleges oka az, hogy a szennyvizek komplexitása és időben változó összetétele miatt rendkívül nehéz (gyakorlatilag lehetetlen) a reziduális klór értéket előre jelezni. A tényleges klóradagolás dózisai ennélfogva telepenként változnak, és -mint hangsúlyoztuk- nagyban függenek az adagolás helyétől is. A teljes klór térfogatáram (kg Cl2/103 kg MLSS·d) a gyakorlatban kényelmesen használható paraméter az adagolás mértékének beállítására. Természetesen ez a paraméter nem áll közvetlen összefüggésben a ténylegesen ható klór koncentrációval az adagolás pontján, azonban a telep kezelő személyzetének jó információt ad arról, hogy naponta mennyi klórt szükséges felhasználni, azaz mekkora klórozó berendezés szükséges. Kommunális szennyvizeket fogadó telepeken a legcélszerűbb az iszap recirkulációs ágat klórozni, mégpedig lehetőleg csőkönyökök mögött, vagy más erősen turbulens pontokon. A klórozás napi gyakoriságának meghatározásakor figyelembe kell azt is venni, hogy a hosszabb hidraulikus

145

tartózkodási idejű medencék esetében az iszap recirkulációs vezetéken áthaladó iszap mennyisége csak kis hányada a telepen lévő teljes biomasszának, ezért vagy gyakoribb klórozást, vagy megnövelt iszap recirkulációt szükséges alkalmazni (vagy a két intézkedést együtt). Vegyünk példaképpen egy kisméretű kommunális szennyvízkezelő telepet. A levegőztető medencében a hidraulikus tartózkodási idő legyen 5 óra, az iszap recirkuláció 50 m3/óra és a klóradagolás pedig legyen 6 kg Cl2/10 kg MLSS naponta. Az adagolt koncentráció 7,5 mg Cl2/L. Ekkor a teljes iszap mennyiség 6 ízben halad át naponta a klórozás pontján, az iszaprecirkulációs vezetéken (500 m3 levegőztető medence térfogat, 2500 mg/L MLSS a levegőztető medencében és a recirkulációs iszap lebegőanyag tartalma 7500 mg/L). A klórozás hatásának és hatékonyságának ellenőrzése alapvető fontosságú a beavatkozás teljes időtartama miatt. A szennyvíztisztításban rutinszerűen mért paraméterek (mint pl. iszaptérfogat index, elfolyó, befolyó KOI értékek, stb.) mellett fokozott figyelmet kell fordítani az utóülepítőből elfolyó tisztított szennyvíz zavarosság mérésére. Ha az utóülepítőből elfolyó tisztított szennyvíz zavarossága növekedni kezd, és ez az iszaptérfogat index gyors csökkenésével jár együtt, úgy klór túladagolással állunk szemben, azaz a klór dózist azonnal módosítani (csökkenteni) szükséges. A zavarosságot legegyszerűbben turdidométerrel követhetjük, azonban a klór túladagolás gyakran szabad szemmel is észrevehető, mert az utóülepítőből elfolyó víz "tejszerűvé" válik, beopálosodik. Ez a klórozás következtében dezintegrálódott, elroncsolt kisebb iszap pelyhek megjelenésének következménye. A turbiditás egyszerű, „terepi mérésére” alkalmas továbbá a hidrobiológiában használatos Secchi korong is, mellyel az utóülepítő vizének átlátszóságát könnyen és gyorsan meghatározhatjuk. (A Secchi korongot csak akkor használhatjuk, ha az utóülepítőben az iszap felhő felső határa alacsonyabban van, mint a víz átlátszósága). A klórozás hatását feltétlenül kövessük mikroszkópos vizsgálati módszerekkel is, a beavatkozás ideje alatt akár napi gyakorisággal vett mintákból. A klórozás hatását nemcsak a fonalas szervezetekre, hanem a pehelyalkotó csoportra is meg kell határozni, és a klóradagolást a megfigyelések eredményeinek megfelelően módosítani szükséges. A klórozás hatására a fonalak lassan dezintegrálódni kezdenek, töredeznek, mennyiségük csökken. Gyakran megfigyelhető, hogy a sejttokos fonalak sejttokja felszakadozik, és abból az egyes fonalat alkotó sejtek kiszabadulnak. A sikeres klórozás eredményeként a fonalak belsejében megnő a sejttel nem kitöltött helyek száma, és az S tesztre pozitív eredményt adó fonalaknál a kénrögök eltűnnek a sejtek belsejéből.

13.8. Irodalom Blackbeard J.R. Gabb D.M.D. Ekama G.A. and Marais G.v.R.(1988): Identification of filamentous organisms in nutrient removal activated sludge plants in South Africa. Water SA. Vol. l. No. l. pp. 29-33. BME VKKT (2003) Korszerű szennyvíztisztító rendszerek kialakítása az EU csattlakozás tükrében című NKFP program 13. Diagnosztikai rendszer kifejlesztése az eleveniszapos rendszerek ülepítési problémáinak előrejelzésére és kezelésére, Részjelentés Eikelboom D.H. (1982) Microscopic sludge investigation in relation to treatment plant operation. pp. 761. In: Bulking of Activated Sludge: Preventative and Remedial Methods Eds: B. Chamber and E. Tomlinson, Ellis Horwood Ltd., England Fleit, E. (1995): Kézikönyv az eleveniszapos minták mikroszkópos értékeléséhez. Kiadta: VITUKI INNOSYSTEM Kft. pp. 1-115.

146

Jenkins D.Richard M.G. and Daigger G.T. (1984): Manual on the Causes and Control of Activated Sludge Bulking and Foaming. Prepared for Water Research Commission Pretoria Republic of South Africa. pp. 1-165. Nielsen P.H. (1984) Oxidation of sulfide and thiosulphate and storage of sulfur granules in Thiothrix from activated sludge. Wat.Sci.Tech. 17., pp. 167-181. Palm J.C., Jenkins D. and Parker D.S. (1980) Relationship Between Organic Loading Dissolved Oxygen Concentration And Sludge Settleability in the Completely Mixed Activated Sludge Process. Journal WPCF. Vol. 52. No. 10, pp. 2484-2506. Sezgin M. Jenkins D. and Parker D.S. (1978) A Unified Theory of Filamentous Activated Sludge Bulking. Journal WPCF Vo1.50., pp. 362-381. Slijkhuis H. and Deinema M.H. (1982) The Physiology of Microthrix parvicella, a Filamentous Bacterium Isolated from Activated Sludge. pp. 75-86 In: Bulking of Activated Sludge: Preventative and Remedial Methods Eds: B. Chamber and E. Tomlinson Ellis Horwood Ltd., England. Wanner J. and Grau P. (1989) Identification of filamentous microorganisms from activated sludge: A compromise between wishes needs and possibilities. Wat.Res. Vo1.23. No.7. pp. 883-891.

147

14. Előadás – Membrán szennyvíztisztításban

bioreaktorok

alkalmazása

a

14.1. Bevezetés A szennyvíztisztításban hagyományosan alkalmazott biológiai módszerek (eleveniszapos szennyvíztisztítás) szennyezőanyag eltávolítási hatékonysága nagymértékben függ az utóülepítő medencében kialakuló hidrodinamikai viszonyoktól és az iszap ülepedési tulajdonságaitól. A fázisszétválasztás hatékonysága, az utóülepítő műtárgyak mérete, kialakítása gyakran a teljes tisztítótelep hidraulikai vagy biológiai teljesítményét meghatározza, illetve korlátozza. Az iszap nem megfelelő ülepedési tulajdonságai, az iszapfelúszás gyakran jelentenek problémát az eleveniszapos szennyvíztisztító telepeken. Az eleveniszap ülepítésének hatékonysága - a biológiai tisztító egység kialakításától és üzemeltetésétől is függően - sokszor nem elégséges a tisztított szennyvíz megfelelő minőségének biztosításához. Ezekben az esetekben a szilárd-folyadék fázisszétválasztás hatékonyságának növelése szükséges, mely számos egyéb megoldás mellett (pl. az utóülepítő medence szerkezeti átalakítása, flokkulálószerek adagolása, utótisztítás) a gravitációs ülepítés helyettesítésével (szűrés v. más – MBR) lehetséges. Az eleveniszapos technológiában alkalmazott utóülepítők kiváltására alkalmas ultraszűrésről (a szennyvíz átvezetése 2-50 nm pórusátmérőjű membránon) először az 1960-as években tettek említést (Stephenson et al., 2000). A szennyvíztisztításban hagyományosan alkalmazott biológiai módszerek és a membrán technológia kombinációja - a membránszűrés harmadik fokozatú tisztításként való alkalmazásával párhuzamosan - vezetett az ún. membrán bioreaktorok (MBR) kifejlesztéséhez. Ezekben a rendszerekben a membránok elsődlegesen a szilárd állapotú (szennyező)anyagok visszatartását, az aerob reaktortér levegőztetését, vagy bizonyos szervesanyagok leválasztását szolgálják. A membránok legtöbbször az utóülepítők feladatát veszik át, azaz a fázisszétválasztást (elsősorban a biomassza víztől történő elválasztását) végzik. Az MBR rendszerek kis alapterületen hatékony szennyezőanyag eltávolításra képesek, elsősorban a lebegőanyagok tekintetében. A membrán bioreaktoros szennyvíztisztító telepek nagy hidraulikai és szervesanyag terheléssel üzemeltethetők, magas iszapkoncentráció és alacsony iszap produkció mellett. A nagy szennyezettségű ipari szennyvizek tisztításában (amennyiben a szennyezőanyagok biológiai lebontása lehetséges), az MBR rendszereket egyre gyakrabban alkalmazzák. A kommunális szennyvíztisztításban azonban a membránok áteresztőképességének időbeli csökkenése (eltömődés), a magas biomassza koncentráció miatt megnövekedett levegőztetési igény, és az ezekből adódó magas költségek lassítják a membrán bioreaktorok széleskörű elterjedését. Az első, üzemi méretű levegőztetett membrán bioreaktorok a 70-es évek végén jelentek meg ÉszakAmerikában, majd a 80-as évek elején Japánban. A 80-as években Dél-Afrikában kezdték meg az anaerob membrán bioreaktorok alkalmazását. Európában az 1990-es évek közepéig alig működtek üzemi méretű MBR rendszerek (Stephenson et al., 2000). A szennyvíz újrahasznosítás igényének erősödésével, a környezetvédelmi szabályozások szigorodásával, valamint a membrántechnológia költségeinek csökkenésével az MBR-ok szerepe egyre inkább előtérbe kerül nemcsak az ipari alkalmazásban, hanem a kommunális szennyvíztisztításban is. Az MBR rendszerekben zajló folyamatok elmélyültebb megismerése, az üzemirányítás tökéletesítése, a membránok eltömődésének mérséklése, valamint a membrán előállításai költségeinek csökkentése érdekében a vezető egyetemekben és kutatóintézetekben számos kutatás folyik a membrán bioreaktorok témakörében. 1998-ban a szakirodalom már mintegy 400 működő MBR rendszerről számolt be (Gander et al., 2000). Napjainkban több száz üzemi méretű szennyvíztisztító membrán bioreaktor működik, és számos telep

148

áll tervezés, vagy építés alatt. Az MBR rendszerek leginkább Japánban és Észak-Amerikában terjedtek el, a meglévő telepek többsége itt található.

14.2. A membránszűrés alapjai 14.2.1. Definíciók A szűrés olyan fázisszétválasztási folyamat, melyben szilárd halmazállapotú anyagokat (lebegőanyag, vagy kolloid anyag) választunk el folyadék halmazállapotú anyagtól. A szennyvíztisztításban a szilárdfolyadék fázisszétválasztás az egyik leggyakrabban alkalmazott folyamat, segítségével különböző szennyezőanyagok - inert anyagok (homok), szervesanyagok, növényi tápanyagokat tartalmazó anyagok - választhatók el a víztől. A membrán olyan féligáteresztő anyag, amelyen bizonyos anyagok könnyebben átjutnak, mint mások (75. ábra). A membrán tehát egy szelektív gát, melynek feladata bizonyos anyagok átengedése mellett más anyagok visszatartása, azaz különböző anyagok szétválasztása. A membránszűrésben a hagyományos szűréshez képest a visszatartott anyagok köre kibővül, hiszen bizonyos membránok oldott - akár 0,0001 µm méretű - anyagok visszatartására is képesek (pl. fordított ozmózis).

Membrán

nyersvíz

Hajtóerő: ∆C, ∆P, ∆E

permeátum

75. ábra –A membránszűrés sémája

A szennyvíztisztításban leggyakoribb alkalmazásukban a membránok szennyezőanyagokat tartanak vissza, és átengedik a tisztított vizet. Más felhasználásokban a membránok szennyezőanyagokat vonnak ki a vízből (extraktív, vagy kitermelő membrán), vagy oxigént szállítanak a szennyvízbe (buborékmentes levegőztető membrán) (Stephenson et al., 2000). A folyadék átáramlását a hidrosztatikus nyomáskülönbség [∆P - fordított ozmózis (RO), nanoszűrés (NF), ultraszűrés (UF), mikroszűrés (MF)], koncentráció különbség (∆C – dialízis (D)), vagy elektromos erő (∆E – elektrodialízis (ED)) segíti elő. A membránszűrés során a két legfontosabb transzportfolyamat a konvekció (nyomáskülönbség) és a diffúzió (koncentráció különbség). A konvekció a folyadék közeg mozgásának eredménye. A nagyobb vízhozamok általában nagyobb anyagtranszportot eredményeznek, ezért a koncentrátum oldali turbulencia biztosítása mindig kívánatos.

149

A diffúzióból eredő anyagtranszport a koncentráció gradienssel, valamint a diffúziós együtthatóval egyenesen arányos, utóbbi pedig a molekula (ion, atom) csökkenő méretével nő. Szűrési fluxusnak (J) nevezzük az egységnyi membránfelületen, egységnyi idő alatt áthaladó anyagmennyiséget (m3/m2/s, vagy L/m2/h). A fluxus a hajtóerő, és a membrán és határfelülete ellenállásának függvénye. A membrán ellenállása konstans, ha a pórusok nem tömődnek el. A határfelület ellenállása viszont a nyersvíz összetételétől, és a szűrési fluxustól is függ, hiszen a visszatartott anyagok a fluxus nagyságától függő mértékben dúsulnak fel a határfelületi zónában. A feldúsuló anyagok aztán - különböző fiziko-kémiai folyamatok nyomán - a membrán eltömődését okozhatják. A szűrési folyamat addig működőképes, amíg a hajtóerő nagyobb, mint az ellentétes erők. A legtöbb membránszűrési folyamatban 3 anyagáram van jelen: a nyersvíz, a koncentrátum, és a szűrlet. A szűrlet, vagy permeátum a membránon áthaladó anyagot jelenti, azaz szennyvíztisztításban a tisztított vizet. A koncentrátum a membrán által visszatartott anyag, tehát, ami nem halad át a membránon. Ha nincs visszatartott anyagáram, akkor vég-szűrésről (dead-end) beszélünk. Ilyenkor a nyersvíz áramlási iránya megegyezik a szűrési iránnyal (76. ábra). Ez a fajta üzemeltetési mód csak alacsony lebegőanyag tartalmú nyersvizek esetén, vagy nagyon gyakori visszamosatással kombinálva alkalmazható, mikroszűrés és ultraszűrés esetén. A nagyon kis pórusméretű membránokat (nanoszűrés, fordított ozmózis) a koncentrátum nagy hidraulikai ellenállása miatt vég-szűrő üzemmódban üzemeltetni nem lehet. A vég-szűrés alternatívája a keresztirányú szűrés (crossflow), amikor a nyersvíz a membrán felületével párhuzamosan áramlik, és a membrán felületén akkumulálódó anyagokat (illetve azok egy részét) magával sodorja (77. ábra). Ebből adódóan a keresztirányú szűrés esetén van koncentrátum anyagáram.

nyersvíz szűrőlepény szűrőközeg szűrlet

76. ábra – Vég-szűrés sémája membrán

támaszték koncentrátum (k)

nyersvíz

szűrlet (sz) 77. ábra - Keresztirányú szűrés sémája

14.3. A membrántechnológiák osztályozása A membrántechnológiák több szempont szerint csoportosíthatók, például (1) a membrán anyaga, (2) kialakítása, (3) a hajtóerő típusa, (4) a szétválasztás mechanizmusa, vagy (5) az elválasztott (visszatartott) anyagok mérete szerint.

150

A szennyvíztisztításban alkalmazott membránok a legkülönfélébb szerkezettel és kémiai összetétellel rendelkeznek, ebből adódóan a szennyezőanyag visszatartás is különböző mechanizmusokon alapul (17. táblázat). A membránok lehetnek porózusak, vagy tömörek (kissé porózusak). A tömör membránokkal történő elválasztás az átáramló komponensek és a membrán anyaga közötti fiziko-kémiai kölcsönhatásokon alapul. A porózus membránok a szűrlet és a visszatartandó anyag elválasztását mechanikailag, szűréssel biztosítják. Membrán Hajtóerő technológia

Mechanizmus

Visszatartott Szerkezet anyag mérete Szűrlet (pórusméret) (µm)

Eltávolítható szennyezőanyagok

Hidrosztatikus Mikroszűrés nyomáskülönbség (MF) 200 kPa)

(20- Szűrés

Makróporusok 0,05-2,0 (>50 nm)

Lebegőanyagok, Víz, oldott zavarosság, egyes anyagok baktériumok és vírusok

Hidrosztatikus Ultraszűrés nyomáskülönbség (UF) 1000 kPa)

(50- Szűrés

Mezopórusok 0,005-0,2 (2-50 nm)

Makromolekuláris Víz, kis kolloidok, a legtöbb molekulák baktérium, egyes fehérjék

Hidrosztatikus Nanoszűrés nyomáskülönbség (600- Szűrés, (NF) 104 kPa), oldékonysági Diffúzió, különbség, töltéskül.

Mikropórusok 0,001-0,01 (<2 nm)

Víz, nagyon kis Kisméretű molekulák, vírusok sóoldatok

Fordított ozmózis (RO)

Hidrosztatikus nyomáskülönbség, Diffúzió oldékonysági különbség,

Tömör (<2 nm)

Dialízis (D)

Koncentráció különbség Diffúzió

Mezopórusok (2-50 nm)

Elektrodialízis (ED)

Elektromos erő, Ioncsere Mikropórusok ionméret-, töltés-, szelektív töltés-sűrűségbeli (<2 nm) membránnal különbség

Víz, nagyon kis 0,0001-0,001 molekulák, sóoldatok

molekulák,

Nagyon kis molekulák, szín, keménység, szulfátok, nitrát, nátrium, egyéb ionok

Makromolekulák, Víz, kis kolloidok, a legtöbb molekulák baktérium, egyes vírusok, fehérjék Víz, sóoldatok

Só ionok

17. táblázat - A membrántechnológiák általános jellemzői (Metcalf és Eddy, 2003; Stephenson et al., 2000)

A különböző típusú membránok pórusátmérőjűjüktől függően eltérő méretű szennyezőanyagok visszatartására képesek. A szennyvíztisztításban található jellegzetes szennyezőanyagok, valamint néhány, jól meghatározott nagyságú anyag méretét és a membrán technológiák üzemelési tartományát a 78. ábra alapján hasonlíthatjuk össze. Mikroszűréssel csak a lebegőanyagok távolíthatók el, általában 0,05 µm méretig. Membrán bioreaktorokban legtöbbször mikroszűrést (vagy ultraszűrést) alkalmaznak a lebegőanyag, elsősorban a mikroorganizmusok visszatartására. Az ultraszűrés kolloid méretű szilárd anyagokat és oldott makromolekulákat képes elválasztani a víztől. A visszatartott anyagok nagyságát a fizikai méret helyett sokszor a relatív molekulatömeggel adják meg. Kisebb pórusméretű membránoknál (nanoszűrés, fordított ozmózis, elektrodialízis) már kisméretű molekulák, ionok szétválasztására is van lehetőség.

151

Pásztázó elektronmikroszkóp SEM

STEM Mikroskóp

Mikrométer (Log Lépték)

Ion Tartomány

Hozzávetőleges Molekulatömeg

Molekula Tartomány Makró Molekuláris Tartomány

0.001

Angström (Log Lépték)

101

102

1.0

103

100 200 100010,00020,000

100,000

Az anyag Relatív Mérete

Fémionok Metal Ion

Paint FestékPigment Pigmentek

Giardia Giardia Ciszta Cyst

Vírus Virus Dohány TobaccoFüst Smoke

VörösRed vértest Blood

Pin Tűhegy Point

Virágpor Pollen

Finom por Test Dust A.C. Fine

Szemcsés Granular Aktív Szén Activated Carbon

Latex/Emulzió

Nanoszűrés

Beach Sand Tengerparti Homok

Köd Mist

Kolloidális SiO2 Albumin Fehérje Albumin Protein

Fordított Ozmózis

107

Emberi HumanHajszál Hair

Élesztő sejt Yeast Cell

Azbeszt

Szűrési Technológia

106

Baktérium Bacteria Coal DustSzénpor

Indigókék Blue IndigoFesték Dye Cukor Sugar

1000

500,000

Zselatin Gelatin

Atom Atomic Sugara Radius

100

105

Endotoxin/Pirogén Szintetikus Festék

Makró Részecske Tartomány

10

104

Korom Salt Aqueous

Oldott sókSalt Aqueous

Mikró Részecske Tartomány

0.1

0.01

Szabad Szemmel Látható

Optikai mikroszkóp

Őrölt MilledLiszt Flour

Hagyományos részecske szűrés

Ultraszűrés Mikroszűrés

78. ábra: A membrántechnológiák alkalmazási tartománya és a szennyvízben található szennyezőanyagok mérettartománya (Metcalf és Eddy, 2003)

152

14.4. A membránok kialakítása Az optimális kialakítás, illetve geometria szerint a membránnak a következő tulajdonsággal kell rendelkezniük (Stephenson et al., 2000):

• • • • • •

Magas szűrési felület / térfogat arány; A nyersvíz oldalon nagy turbulencia; Termelt vízmennyiségre vetített alacsony energiaigény; Egységnyi felületre vetített alacsony költség; Tisztítás lehetősége; Modularitás.

A fenti jellemzők közül egyidejűleg nem teljesülhet mind, hiszen például a turbulencia növelése az energiaigény növekedésével jár, a felület/térfogat arány növelése pedig a tisztíthatóságot és a turbulenciát csökkenti. A szennyvíztisztításban alkalmazott membránok általában egy vékony, 0,2-0,25 µm vastagságú fedőrétegből és egy jóval porózusabb, körülbelül 100 µm vastagságú támasztórétegből állnak. A fázisszétválasztást a fedőréteg végzi. A membránokat sík lap, finom kapilláris (üreges szál), vagy csöves formában gyártják (Metcalf és Eddy, 2003). A sík membránok (lap-membránok) aszimmetrikus kiképzésűek (79.ábra), a fedőréteg és a támasztóréteg sokszor különböző anyagból készül (kompozit membrán).

Fedőréteg Top

Támasztó réteg

Sublayer

79. ábra: Aszimmetrikus kiképzésű membrán keresztmetszete

153

Nyersvíz

Nyersvíz csatornák Membrán Porózus támasztó lemez

Szűrlet

Koncentrátum

80. ábra: Párhuzamos sík membránok

A lap-membránok sík membránlapok és támasztó (távtartó) lemezek sorozatából állnak (80. ábra). A tisztítandó víz két szomszédos membrán lap között halad (keresztirányú áramlás), miközben a szűrlet a membránon átszűrve, a membránlapra merőleges irányban távozik. A porózus támasztó lemezek a membrán megtámasztását szolgálják, valamint biztosítják a szűrlet összegyűjtését (Metcalf és Eddy, 2003). A sík membránokat legelterjedtebben az elekrodialízisben (ED) alkalmazzák, de mikroszűrés (MF), vagy fordított ozmózis (RO) is alapulhat ezen az elrendezésen. Membrán bioreaktorokban is alkalmazhatók. A párhuzamos lap-membránokból fejlesztették ki az ún. spirál membránt. A spirál membránban a 2 membrán lap között flexibilis, porózus, szűrlet-elvezető távtartó lemez helyezkedik el. A membrán lapok 3 oldalon szigeteltek, a negyedik oldal egy perforált csőhöz van illesztve, itt gyűlik össze a tisztított víz (szűrlet). Az így készített szendvicsszerkezetet egy, a nyersvíz áramlását biztosító távtartó lemezzel egészítik ki, majd az egészet feltekercselik (81. ábra). A spirál membránban a nyersvíz a tekercs tengelyével párhuzamosan (a szűrési irányra merőlegesen) áramlik, míg a szűrlet spirálisan áramolva a tekercs közepén elhelyezkedő perforált csőben gyűlik össze. A spirál membránok előnye az egyszerű felépítés és a nagy felület/térfogat arány. Fordított ozmózis és nanoszűrés esetén gyakran alkalmazzák. A spirál membránok tisztíthatósága korlátozott, alkalmazásuk nagy lebegőanyag tartalmú nyersvizek esetén nem ajánlott. Membrán bioreaktorokban ezt a kialakítást nem alkalmazzák.

154

Szűrlet összegyűjtő perforált cső

Anti-teleszkópos tartó

Nyersvíz

Nyersvíz Nyersvíz áramlása a porózus távtartókon keresztül

Membrán

Szűrlet összegyűjtő Membrán Nyersvíz áramlását biztosító távtartó

Szűrlet áramlása

Takaró fólia

81. ábra: Spirál membrán

A csöves elrendezésű membránban a membrán réteget egy támasztó cső belső (bemerített membrán bioreaktorban a külső – ld. később) oldalára viszik fel (belső szűrőfelület). Az így készített csövet (egyet, vagy többet) egy nagyobb nyomócsőbe helyezik (82. ábra). A nyersvíz, nyomás alatt a cső belsejében áramlik, a tiszta rész (szűrlet) a membránon átszűrődve a cső külső felülete mentén (általában egy porózus távtartó rétegben) kerül összegyűjtésre, míg a koncentrátum a cső ellentétes oldalán gyűlik össze. A cső-membránok tisztítása a legegyszerűbb, vegyszerekkel, vagy mechanikailag, tisztítólabdák csőben történő mozgatásával történik. A koncentrátum áramlására itt viszonylag nagy hely áll rendelkezésre, ezért a cső-membránok alkalmazása előnyös akkor, ha nagy lebegőanyag koncentrációjú szennyvíz tisztítására van szükség. A csöves egységek viszont egységnyi kitermelhető tiszta víz mennyiségre vonatkoztatva nagy helyigényűek, és viszonylag drágák (Metcalf és Eddy, 2003). Csöves membránokat gyakran alkalmaznak az élelmiszeriparban (pl. gyümölcslé koncentrálás, sajtgyártás), valamint ipari és kommunális szennyvizek tisztításában.

82. ábra: Csöves membránok

A kapilláris membrán modulok több ezer vékony, üreges szálból (nagyon vékony, makaróni-szerű csövecskéből) állnak (83. ábra; 84. ábra). A nyersvíz a csövecskék belsejében nyomás alatt (belülről

155

kifelé szűrve – belső szűrőfelület), vagy azok külső részén, vákuum hatására (kintről befelé szűrve – külső szűrőfelület; 85. ábra) áramlik. A kapilláris membránok önhordóak, és a legnagyobb felület/térfogat arány ezzel a konfigurációval alakítható ki. Utóbbi miatt membrán bioreaktorokban gyakran alkalmazzák.

83. ábra: Kapilláris membrán (üzemi méretű membrán és teszt-modul) Külső szűrőfelületű (bemerített) membránokban a csövecskék belső része csak tiszta, szűrt vízzel érintkezik.

A szilárdanyag szemcsék és a mikroorganizmusok a membránon kívül maradnak és soha nem is jutnak be a membránba, hogy eltömődést okozzanak.

Membrán réteg

Permeátum a felső szűrletgyűjtőbe Belső megerősítő támréteg

ZeeWeed Membrán

ZeeWeed Membrán Permeátum az alsó szűrletgyűjtőbe

156

ű 84. ábra: A ZeeWeed  - 500 membrán modul és kazetta85. ábra: Külső szűrőfelületű kapilláris membrán sémája (ZENON ZeeWeed)

14.5. A membránok anyaga A membránoknak megfelelő mechanikai szilárdsággal, a kívánt szűrlettel szemben nagy áteresztőképességgel, ugyanakkor nagy szelektivitással kell rendelkezniük. Utóbbi kettő egymással ellentétes kritérium, hiszen a nagy szelektivitás kis pórusátmérővel érhető el, ami viszont a membrán nagy hidraulikus ellenállásával (azaz kis áteresztőképességgel) jár. A membrán ellenállása egyenesen arányos a vastagságával. A szelektivitást a széles pórusméret eloszlás veszélyezteti. Fentiekből adódóan az optimális membrán vékony, felülete porózus, a pórusok mérete szűk tartományban mozog (Stephenson et al., 2000). A membránok szerves vagy szervetlen anyagokból készülhetnek. A szennyvíztisztításban alkalmazott membránok anyaga elsősorban szerves, leggyakrabban polipropilén, polietilén, cellulóz-acetát, aromás poliamid, poliszulfon, vagy kompozit. A kompozit membránok egy vastagabb, porózus támasztórétegből, és a felületre felhordott vékony cellulóz-acetát, poliamid, vagy más aktív rétegből állnak (79. ábra). A szerves membránok általában olcsóbbak, de áteresztőképességük, mechanikai ellenállásuk limitált. A szervetlen membránok általában drágábbak, de tartósabbak, a nagy nyomásnak, magas hőmérsékletnek, vagy az agresszív kémiai kezelésnek jobban ellenállnak. Utóbbiakat elsősorban ipari felhasználásokban (pl. élelmiszeripar) alkalmazzák. A szervetlen membránok anyaga leggyakrabban titánium-dioxid, cirkónium-dioxid, vagy rozsdamentes acél.

14.6. A szennyvíztisztításban alkalmazott MBR rendszerek jellemzői 14.6.1. A membrán bioreaktorok kialakítása A membrán bioreaktorokban a membrán elsődleges feladata a biomassza víztől való elválasztása (szilárd-folyadék fázisszétválasztás). A baktériumok visszatartása mikroszűrő vagy ultraszűrő membránokkal történik. Az MBR rendszerek alapvetően kétféle elrendezésűek lehetnek.

157

Külső membrán esetén a bioreaktor és a membrán külön egységben helyezkedik el. A bioreaktorból elfolyó szennyvizet (nyomás alatt) a membránra vezetik (86. ábra). A membránon átfolyt vizet (szűrlet, permeátum) elvezetik, míg a visszatartott biomasszát (koncentrátum) visszajuttatják a bioreaktorba (Hardt et al., 1970). A megoldás tulajdonképpen a hagyományos biológiai szennyvíztisztítás és a mikro/ultraszűrés egymás utáni alkalmazása a biomassza visszavezetésével. A módszer energiaigénye a folyamatos recirkuláció miatt jelentős, ez vezetett egy másfajta elrendezés kialakításához (Yamamoto et al., 1989). A bemerülő (immersed) membrán bioreaktorban a membránt a reaktorba merítik, a tisztított vizet a membránon átszívják, miközben a koncentrált eleveniszap a reaktorban marad (87. ábra). A membránok folyadékba merítettsége lehetővé teszi, hogy a magas pozitív nyomás helyett enyhe vákuum alatt üzemeljenek, ami az üzemeltetés energiaigénye, valamint a membrán tartóssága szempontjából lényegesen kedvezőbb. Bemerülő MBR rendszerekben a levegőztető elemeket a membrán alá helyezik, ily módon a levegőztetés (felszálló buborékok) a mikrobiológiai folyamatokhoz szükséges oxigén biztosítása mellett a membrán felületén történő lerakódás csökkentését is szolgálja. A bioreaktor levegőztetése és a biomassza elválasztása történhet ugyanazon membrán segítségével is. nyers szennyvíz

fölösiszap

iszap recirkuláció

Bioreaktor

tisztított szennyvíz

légfúvó

membrán

szivattyú 86. ábra: MBR külső membránnal

Szivattyú

(1)

Nyers szennyvíz

(2)

Tisztított szennyvíz

-69 –551 mbar üzemelési vákuum

Tisztított víz tartály Fölösiszap Bioreaktor

87. ábra: Bemerülő MBR egyszerűsített folyamatábrája (ZENON ZeeWeed) – (1) tisztítás üzemmód, (2) visszamosatás (back pulse) üzemmód

158

14.6.2. Az MBR rendszerek előnyei és hátrányai A membrán bioreaktorok előnyei a következőképpen foglalhatók össze: • • • • •

lebegőanyagok teljes visszatartása – jó tisztított szennyvíz minőség; kis területigény; gyors mikrobiológiai lebontás; alacsony iszaptermelés; a vírusok hatékony, a baktériumok teljes visszatartásával – fertőtlenítés.

A hagyományos eleveniszapos szennyvíztisztítás egyik fő problémája az iszap leülepítése. Mivel a membrán alkalmas a szilárd és kolloid anyagok visszatartására, az eleveniszap ülepedési tulajdonságai nem játszanak szerepet a szennyvíztisztítás hatékonyságában. A lebegőanyagok eltávolítása jó (és állandó) tisztított szennyvízminőséget eredményez és nagyban megkönnyíti a szennyvíz újrahasznosítását (Visvanathan et al., 2000). A nyers szennyvíz minőségétől, valamint az MBR rendszer kialakításától, üzemeltetési körülményeitől, stb. függően akár a 18. táblázatban bemutatott vízminőségi paraméterek is elérhetők (ZENON Systems Kft). Szennyezőanyag TSS BOI5 TN TP Zavarosság

Koncentráció < 2 mg/L < 2 mg/L < 3 mg/L < 0,1 mg/L < 1 NTU

18. táblázat: MBR rendszerekkel elérhető tisztított szennyvíz minőség

Az MBR rendszerekben a baktériumok tökéletes visszatartása miatt magas iszapkoncentráció tartható fent. Az iszapkoncentráció 15-30 kg/m3 is lehet, szemben az eleveniszapos reaktorok 4-6 kg/m3-es iszapkoncentrációjával. Ez lehetővé teszi vagy a sokkal kisebb hidraulikus tartózkodási idő elérését hagyományos szervesanyag-terhelés mellett, vagy a nagyobb szervesanyag-terhelést hagyományos tartózkodási idő esetén. A membrán bioreaktorokban nagyon magas (a hidraulikai tartózkodási időtől függetlenül, pontosan szabályozott) iszapkor érhető el, ami az egyébként nehezen, hosszú idő alatt bontható szervesanyagok eltávolítását, valamint a kis növekedési sebességű (pl. nitrifikáló, metanogén mikroorganizmusok) szaporodását is lehetővé teszi (Visvanathan et al., 2000). Szennyvíztisztításban alkalmazott aerob MBR-okban nem ritka a 100 nap feletti iszapkor, de fölösiszap elvétel hiányában gyakorlatilag végtelen is lehet. Az MBR rendszerek térfogati terhelése a magas iszapkoncentráció miatt jellemzően nagyon magas. Akár 2 órás hidraulikai tartózkodási idő, vagy a térfogati terhelés jelentős ingadozása mellett is elérhető hatékony tisztítás. A megengedhető alacsony tartózkodási idő miatt kis levegőztető térfogatok alakíthatók ki. Ez, valamint az utóülepítő elhagyása jelentősen csökkenti az MBR rendszerek helyigényét, ami összességében körülbelül a fele a hagyományos eleveniszapos szennyvíztisztító telepek helyigényének. A magas biomassza koncentráció miatt a membrán bioreaktorokban a szennyezőanyagok biológiai lebontása rendkívül hatékony. Ezt segíti elő a magasabb hőmérséklet is, ami a nagy iszapkoncentráció és az intenzív mikrobiológiai aktivitás miatt jellemzi az MBR rendszereket. A mikroorganizmusok

159

maximális növekedési sebessége mintegy ötször nagyobb, mint a hagyományos eleveniszapos rendszerekben (Visvanathan et.al, 2000). A baktériumok gyors növekedése és a magas biomassza koncentráció miatt a térfogatra vonatkoztatott lebontási ráták 10-15-ször nagyobbak, mint a hagyományos rendszerekben (Buisson et al., 1997). A kommunális szennyvíztisztításban alkalmazott MBR rendszerek iszaptermelése nagyon alacsony (0,22-0,53 kg MLSS/kg BOD5), ami elsősorban az alacsony tápanyag/mikroorganizmus aránynak, valamint a membrán bioreaktorokban jellemző magas iszapkor következtében jelentős endogén légzésnek köszönhető (Visvanathan et.al, 2000). Tekintettel arra, hogy az iszapkezelés a szennyvíztisztítás teljes költségeinek mintegy 60%-a, ez jelentős költségmegtakarítást eredményez. Ugyanakkor az iszap vízteleníthetősége sokkal rosszabb a hagyományos eleveniszapos rendszerekben keletkező szennyvíziszapénál. Az eleveniszap viszkozitása az iszapkor növelésével megnő, akár olymértékben, ami már az oxigéntranszportot limitálja. A kellő oxigénellátás érdekében 15-20 g/L MLSS koncentráció javasolt (Visvanathan et al., 2000). A membránszűrés során a baktériumok és vírusok eltávolítása (fizikai szűrése) vegyszerek nélkül is hatékony (pórusátmérőtől függően), így MBR rendszerekben a fertőtlenítés is megoldott bizonyos mértékben. A fent említett előnyök ellenére a kommunális szennyvizek tisztításában - a szennyvíz újrahasznosítás kivételével - a membrántechnológia nem terjedt el széleskörűen. Ennek oka a még mindig magas beruházási és üzemeltetési költségek, a technológia alkalmazásában rendelkezésre álló korlátozott tapasztalat, valamint az, hogy a jelenlegi szabályozás kritériumait hagyományos szennyvíztisztítási módszerekkel is ki lehet elégíteni (Visvanathan et al., 2000).

14.6.3. A membrán bioreaktorok hatékonyságát befolyásoló tényezők A membrántechnológiával kombinált bioreaktorok elsődleges feladata a biológiai folyamatok hatékonyságának növelése. Mivel a biológiai tisztítás és a membránszűrés elkülönülő folyamatok, kombinációjuk viszonylag komplex, ezért a membrán bioreaktorok optimalizálásához számos paramétert kell figyelembe venni (a biológiai lépcsőt illetően: iszapkoncentráció, iszapkor, hidraulikai tartózkodási idő; a szűrési folyamatot illetően: fluxus, anyag- és energiaköltség, stb.). A szennyvíziszap kezelése és elhelyezése szintén meghatározó, mivel a membrán bioreaktorokból kikerülő fölösiszap víztelenítése a hagyományos eleveniszap víztelenítésénél nehezebb. Ennek elsődleges oka a magasabb szervesanyag tartalom és a sejten kívüli polimer termelés. Az említett paraméterek egymással kölcsönösen összefüggnek, ezért optimalizálásuk nem mindig egyszerű. Például a magas iszapkoncentráció a biológiai folyamatok hatékonyságát növeli, ugyanakkor bizonyos érték felett a viszkozitás drasztikus növekedése az oxigén transzportot limitálja. Az MBR rendszerek hatékonyságát egyrészt a szennyezőanyag visszatartás mértékével, másrészt a specifikus szűrési fluxussal v. áteresztőképességgel jellemezhetjük. A membrán szűrési fluxusa (egységnyi idő alatt egységnyi felületen átszűrt vízmennyiség) függ a membrán anyagminőségétől, pórusméretétől, valamint a működési feltételektől, mint pl. a nyomásviszonyoktól, a folyadék sebességétől, turbulenciától, a nyersvíz összetételétől, a szűrendő eleveniszap fizikai tulajdonságaitól, stb.

14.6.3.1. Membrán anyaga, kialakítása A membrán típusa meghatározza az adott MBR rendszerrel elérhető fluxus nagyságát. Mint azt korábban bemutattuk, a membránokat csoportosíthatjuk anyaguk (szerves, szervetlen), a szűrés típusa (mikroszűrés, ultraszűrés), kialakításuk (sík, spirál, csöves, kapilláris), valamint a szűrőfelület elhelyezkedése szerint (külső, vagy belső szűrőfelületű).

160

A membrán áteresztőképessége az előzőek kombinációjától függ. Például, a bemerített kapilláris membránok (külső szűrőfelület) mutatják a legkisebb fluxust (3,5 L/m2/h), míg a kerámia mikroszűrők fluxusa elérheti a 100 L/m2/h-t. A sima felületű (kerámia) membránok ellenállóbbak a szűrőlepény kialakulásával szemben, így áteresztőképességük általában nagyobb. A kerámia membránok előnye a hosszú élettartam, agresszív kémiai kezelésnek, nagy nyomásnak való ellenállás. Mégis, a jelentősen alacsonyabb költségek miatt, a kommunális szennyvizek tisztítására alkalmazott membrán bioreaktorokban leggyakrabban szervesanyagból készült polimer membránt használnak. A membrán bioreaktorokban a membránok kialakítása sík (Kubota, Rhodia), csöves (Milleniumpore), vagy kapilláris (Zenon, Mitsubishi). Bemerülő MBR rendszerekben leggyakoribb a szintetikus kapilláris membrán. A membrán bioreaktorok több, mint 98%-a a membránnal történő fázisszétválasztást aerob biológiai tisztítással kombinálja. A membrános szennyvíztisztító telepek több mint felénél a membrán a bioreaktorban helyezkedik el (bemerülő membrán), a többinél a bioreaktortól elválasztott (külső) membrán egység található (Stephenson et al., 2000). A membrán kiválasztásán (geometria, típus, stb.) kívül a működési körülmények, mint pl. a transzmembrán nyomás, keresztirányú áramlás sebessége, stb. is meghatározzák a fluxus mértékét. Ezért a költségek is a membrán kiválasztásától (beruházási költség), és a működtetés feltételeitől (energiaigény, tisztítószerek) függenek.

14.6.3.2. Transzmembrán nyomás A membrán szűrési teljesítményét befolyásolja a membrán, illetve a szűrendő folyadék ellenállása. A sorozatos ellenállások modelljét a 88. ábra mutatja. A modell alapján a szűrési fluxus az áramlási ellenállás függvénye.

J=

∆P µR t

ahol J a szűrési fluxus (m3/m2⋅s); ∆P a transzmembrán nyomás (Pa), µ a szűrlet viszkozitás (Pa⋅s), Rt a teljes szűrési ellenállás (1/m).

Közeg

Határ réteg

Szűrőlepény (gél réteg)

Szennyezőanyag koncentráció

Membrán Rp Szűrlet

Ref Rif

Rm

88. ábra: Sorozatos ellenállások modellje: Rm: membrán ellenállása, Ref: külső eltömődési ellenállás, Rp: polarizációs réteg ellenállása, Rif: belső eltömődési ellenállás

161

A teljes ellenállás összetevői:

• • • •

a membrán saját ellenállása (Rm); a koncentráció-gradiens következtében kialakuló polarizációs réteg ellenállása (Rp); a membrán felülete és a szennyvíz szilárd anyagai között fiziko-kémiai kölcsönhatások miatt kialakuló szűrőlepény ellenállása = külső eltömődési ellenállás (Ref); valamint a pórusokban adszorbeálódó anyagok okozta belső eltömődési ellenállás (Rif).

Fentiek alapján a szűrési fluxus a következőképpen fejezhető ki:

J=

∆P µ ( R m + R p + R ef + Rif )

Tekintettel arra, hogy a polarizációs réteg ellenállása és a külső eltömődési ellenállás nehezen különíthető el, ez a kettő egyszerűsítve külső ellenállásként (Re) fejezhető ki.

Re = R p + Ref Így:

J=

∆P µ ( R m + R e + Rif )

A szűréskor alkalmazott nyomás hatására a szűrőlepény összenyomódik, így a külső ellenállás (Re) a transzmembrán nyomás függvénye (Re = Θ∆P), ahol a Θ a szűrőlepény transzfer tulajdonságaitól függ.

J=

∆P µ ( R m + Θ∆P + Rif )

Egy adott folyadék esetén a szűrési fluxus a transzmembrán nyomástól függ és a fenti egyenlet szerint megkülönböztethetünk egy nyomásfüggő szakaszt, ahol a fluxus közelítően egyenesen arányos a nyomással (alacsony TMP-nél), valamint egy nyomás-független szakaszt (89. ábra).

J

∆P 89. ábra: A fluxus a TMP függvényében

Folyamatos üzemeltetés esetén a fluxus alacsony transzmembrán nyomás esetén magasabb, mint magas TMP-nél. Ennek oka, hogy nagy nyomás esetén a szűrőlepény összenyomódik, így a külső ellenállás drasztikusan megnő. A nagy ellenállás pedig nem győzhető le a megnövekedett hajtóerővel. Mindezek alapján a MBR rendszerek üzemeltetése alacsony nyomáson célszerű.

162

14.6.3.3. Keresztirányú áramlás A transzmembrán nyomás növelése célszerűtlen egy bizonyos érték után, hiszen a nyomás további növelése nem jár a fluxus növekedésével. Azonban ebben a régióban a fluxus elsősorban a szűrőlepény kialakulásától függ. Külső membránok esetén a keresztirányú áramlás sebességének növelése, vagy a bemerülő membránoknál a membrán körüli agitáció elsodorhatja a szűrőlepényképző anyagokat a membrán felszínének közeléből. Konstans transzmembrán nyomás esetén a fluxus a keresztirányú áramlás sebességének növekedésével nő. 14.6.3.4. Levegőztetés Bár a lebegőztetés alapvetően a mikrobiológiai lebontáshoz szükséges oxigénmennyiséget, valamint a biomassza lebegésben tartását biztosítja, a membrán bioreaktorokban egy harmadik, nagyon fontos feladatot is ellát. A levegőztetés okozta turbulencia a membrán közelében keresztirányú (a szűrési irányra merőleges) áramlást hoz létre. Ezért a levegőztetés intenzifikálása, vagy a membrán modulok minél kisebb alapterületen való elhelyezése növelheti a szűrőlepény eltávolításának hatékonyságát., ezzel együtt a membrán áteresztőképességét (Visvanathan et al., 2000). 14.6.3.5. Membrán eltömődés A membránon áthaladó folyadék mennyisége (szűrési fluxus) a hajtóerő változatlan nagysága mellett időben csökken. A szűrés kezdete után a visszatartott anyagok a membrán felszíne közelében, a határfelületen feldúsulnak (koncentráció polarizáció; 90. ábra). A határfelületen a folyadék áramlási sebessége nagyon kicsi, hiszen a membrán felszínen a sebesség nulla. Ebből következően ebben a rétegben az egyetlen hajtóerő a diffúzió (koncentráció gradiens), ami viszont a konvektív transzportnál lényegesen lassabb. Így a visszatartott anyagok koncentrációja a membrán közelében egyre nő. A Brownmozgásból eredő diffúzió esetén a feldúsulás a fluxus növelésével exponenciálisan következik be. A határréteg vastagsága azonban egyedül a rendszer hidrodinamikai tulajdonságaitól függ, nagyobb turbulencia esetén a vastagsága kisebb. A nyomáskülönbség vezette keresztirányú szűrés esetén nagyobb fluxusnál a visszatartott anyagok feldúsulása nagyobb mértékű, ezzel együtt a koncentráció gradiens nagyobb, vagyis a diffúzió is gyorsabb. Később a membrán felületén mikroorganizmusok tapadnak meg, melyek hidrogél-szerű biofilmet képeznek a felületen. A membrán pórusaiban adszorpció révén bizonyos anyagok megkötődnek, amelyek a pórusokat blokkolhatják. Az említett folyamatok együttesen járulnak hozzá a szűrési ellenállás kialakulásához, vagyis a membrán eltömődéséhez (fouling).

1.

3.

2.

4.

(1) nincs eltömődés (2) koncentráció polarizáció (3) szűrőlepény (biofilm) kialakulása (4) adszorpciós eltömődés 90. ábra: A membrán eltömődésének folyamata

163

A membránszűrés bármely alkalmazására igaz az, hogy az ellenállás növekedésével a fluxus csökken. Amikor a fluxus csökkenése már nem fordítható vissza pusztán az üzemeltetési körülmények megváltoztatásával, a membrán eltömődéséről beszélünk. Az eltömődés folyamatának lassítása az MBR rendszerek gazdaságos alkalmazásának egyik kulcskérdése. Ezért az eltömődés mérséklése a membrán gyártása, az MBR rendszer elrendezése, az üzemeltetési körülmények megválasztása során elsődleges szempont. Mivel a membrán bioreaktorok nagy része szerves membránokat alkalmaz, a biológiai eredetű eltömődés (bio-fouling) nagyban hozzájárul a membrán áteresztőképességének csökkenéséhez. A bio-eltömődés körébe tartozik (Visvanathan et al., 2000):

• • •

A membrán felületén filmréteg kialakulásához vezető makromolekula adszorpció; Az elsődleges adhézió a mikroflóra gyorsabb egyedeiből; A baktériumok növekedése és kolonizációja, melynek következménye az extracelluláris (sejten kívüli) polimerek, és a biofilm képződése.

Az eltömődést legtöbbször az üzemeltetési körülmények szabályozásával (alacsony nyomás, magas turbulencia, szakaszos szűrés), visszamosatással (szűrlettel, levegővel, vagy mindkettővel), vagy kémiai tisztítással szorítják vissza. Ha az eltömődés mindezen intézkedések ellenére túlzott méreteket ölt és a membrán produktivitása elfogadhatatlanul alacsonnyá válik, a membrán cseréje szükséges.

14.6.3.6. Üzemeltetési körülmények A fluxus csökkenése mérsékelhető az üzemeltetés körülményeinek helyes megválasztásával. Folyamatos szűrés helyett szakaszos üzemeltetéssel a szűrőlepény összenyomása, így a szűrési ellenállás csökkenthető, és nagyobb fluxus tartható fent. Számos esetben a szűrlettel vagy levegővel történő visszamosatás is eredményre vezet. 14.6.3.7. Modul elrendezés A modul elrendezés befolyásolja a membrán felszín közelében kialakuló turbulenciát. A nagy csomagolási sűrűség miatt a kapilláris membránokat alkalmazzák leggyakrabban a bemerített membrános MBR rendszereknél. Ezekben a rendszerekben a fluxus csökkenése elsősorban a szálak közötti részecske-lerakódás következménye. Utóbbi elkerülhető, ha a szálak között nagyobb helyet hagyunk.

14.7. Az MBR rendszerek jövője Az MBR rendszerek számos formában és helyen bizonyították hatékony alkalmazhatóságukat. A nagy szennyezettségű ipari szennyvizek tisztításában (amennyiben a szennyezőanyagok biodegradálhatók), de ma már a kommunális szennyvíztisztításban is egyre gyakrabban találkozhatunk üzemi méretű membrán bioreaktorokkal. Ma még az MBR rendszerek a hagyományos eleveniszapos eljárásoknál drágábbak. A környezetvédelmi igények erősödése, az MBR technológia gazdaságosságának növekedése azonban gyorsítja a membrán bioreaktorok terjedését. A hagyományos eleveniszapos tisztítási rendszerekben előforduló ülepítési problémák miatt a közeljövőben a kommunális szennyvíztisztító telepek utóülepítőinek jelentős részét várhatóan membránszűréssel fogják helyettesíteni.

164

14.8. Irodalom Buisson, H. Cote, P. Praderie, M. and Paillard, H. (1997). The use of membranes for upgrading wastewater treatment plants. IAWQ Conference on Upgrading of Water and Wastewater Systems. May 25-28. 1997. Kalmar Gander, M., Jefferson, B. and Judd, S. (2000). Aerobic MBRs for domestic wastewater treatment: a review with the cost considerations, Separation and Purification Technology, 18. 119-130. Hardt, F. W., Clesceri, L. S., Nemerow, N.L. and Washington, D. R. (1970). Solid separation by ultrafiltration for concentrated activated sludge. Journal of Water Pollution Control Federation, 42(2). 2135 Stephenson, T., Judd, S., Jefferson, B. and Brindle, K.(2000). Membrane bioreactors for wastewater treatment, IWA publishing, London Visvanathan,C., Ben Aim,R. and Parameshwaran, K. (2000). Membrane separation bioreactors for wastewater treatment. Critical Reviews in Environmental Science and Technology. 30(1). 1-48.

165

Víz- és szennyvíztisztítási technológiák

Recommend Documents