- - 1

Eleveniszap-respiráció mérése és hasznosítása.

Kárpáti Árpád Veszprémi Egyetem, Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Tanszék

8200 Veszprém, Egyetem u. 10, Pf.: 158. Összefoglalás Az eleveniszapos rendszereknél a respiráció a szennyező anyagok oxidatív átalakításának oxigénfelvételét jelenti Az ilyen szennyvíztisztítók egyre bonyolultabb kialakításával, anoxikus és anaerob reaktorterek beiktatásával a heterotróf mikroorganizmus (MOH) mellett más csoportok, mint a nitrifikálók (MOA), s a többletfoszfor felvételre képes, úgynevezett foszforakkumuláló heterotrófok (MOPAH) aktivitásának ismerete is elengedhetetlen. Mindezek meghatározása az oldott oxigén hasznosításának sebességén túl a CO2, N2, (NH4)+, (NO2)-, (NO3)-, (PO4)3-, H+ és (OH)- egyes reaktorterekben, vagy azoknak megfelelő körülmények között mérhető keletkezésének / fogyásának meghatározásával lehetséges. A különböző folyamatokra jellemző átalakulások alapján egyrészt a tisztításra érkező szennyvíz minőségére (BOIST, összes redukált és oxidált nitrogén, valamint foszfor koncentrációk), másrészt a szennyvíz, valamint a szennyvíztisztító rendszer adottságainak - környezeti feltételeinek -, üzemeltetésének eredményeként kialakuló biomassza minőségére, az azzal elérhető átalakítások kinetikai jellemzőire lehet következtetni. Fontos ugyanakkor a rendszer üzemeltetési biztonságának érdekében a tisztítandó szennyvíz esetleges toxicitásának ugyanilyen módszerrel történő ellenőrzése is. Az áttekintő az ilyen mérések lehetőségeit (bioszenzorok) és az általuk biztosított információk kapcsolatát kívánja rendszerezni. Ehhez részletezi a főbb szennyezők átalakításának folyamatait is. Bevezetés A szennyvíztisztítás a lakosság táplálkozása, valamint egyéb tevékenységei következtében vizes fázisba kerülő, oldott és lebegő állapotú melléktermékek, hulladékok döntő mennyiségének lebegő állapotú szennyvíziszappá alakítása és az utóbbi vizes fázisból történő hatékony eltávolítása. Az első döntően biokémiai átalakítások sorozata. Az utóbbi a lassan ülepedő iszap vizes fázisból történő fizikai szeparációja, majd azt követő valamilyen feldolgozása, víztelenítése. Alapvető feladata a vizes rész befogadókra veszélyes tápanyag terhelésének megszüntetése. A tisztítás így a biológiai és fizikai lépések, az oxikus, anoxikus és anaerob folyamatok és az iszapülepítés olyan, célszerűen üzemi (ipari) technológiává rendezett sorozata, amely a szennyvíz biológiai oxigénigényének, NH4-N, NO3-N, valamint összes foszfor tartalmának szükséges mértékű csökkenését eredményezi. A felsorolt biológiai folyamatok közül az oxikus és anoxikus esetében az átalakításokhoz valamilyen elektronakceptor, segédtápanyag - oxigén, vagy nitrát - szükséges, miközben a tisztítandó víz szennyező szerves anyaga széntartalmának, valamint redukált szervetlen nitrogén tartalmának egy része oxidált, gáz halmazállapotú termékként (széndioxid és nitrogén) távozik a rendszerből. A szennyvíztisztítás folyamatosságát – befogadó határértékeinek folyamatos teljesítését –, hatékonyságának minimális üzemeltetési költséggel történő stabilizálását azonban csakis megfelelő üzemellenőrzés, szabályozás esetén lehet biztosítani (Carlsson et al., 1994; Nielsen és Önneth, 1994). Az eleveniszapos biológiai szennyvíztisztítók működtetésének ennek

- - 2

megfelelően szerves része kell legyen a tisztítandó szennyvíz minőségének, toxicitásának, valamint a rendszerben kialakult iszapnak az ellenőrzése is . Az utóbbira áttételesen és igen nagy késéssel ugyan a tisztított elfolyó víz jellemzőinek on-line ellenőrzése is választ ad (Lynggaard-Jensen et al., 1996; Londong és Wachtl. 1996; Thomsen és Kisbye, 1996). Az üzemzavarok megelőzése érdekében azonban a tisztítandó vizek toxicitásának ellenőrzése mindenképpen célszerű, de a nagyobb telepeken a szabályozás megfelelő hangolása érdekében az iszapminőség folyamatos ellenőrzése is igen hasznos lehet. Az iszapminőség ellenőrzésére kialakított bioszenzorok ugyanakkor általában felhasználhatók a tisztítandó szennyvíz toxicitásának, szennyezettségének (BOI és nitrogénterhelés) mérésére is. A szennyvíztisztító rendszerek üzemeltetésének ellenőrzését ezért az 1 ábrán látható sémának megfelelően célszerű (Schlegel és Baumann 1996; Balslev et al., 1996). Az egyes jellemzők sorszámozása egyben fontossági sorrendet is jelent.

SZABÁLYOZÁS

Nyersvíz

ellenõrzés

1-toxicitás, Q2-BOI / RBOI3-TKN, összes-P

Folyamat

ellenõrzés

1- X (MLSS)2- DO, ORP3- NH4

+,NO3-

Tisztított víz

ellenõrzés

1-KOI, NH4+

2-NO3-,összes-P

SZENNYVÍZTISZTÍTÓ

Iszapminõség

ellenõrzés

1-X (MLSS)2- XA, XPAH

Befolyó

szennyvíz

Tisztított

víz

1 ábra: Eleveniszapos szennyvíztisztítás üzemviteli ellenőrzésének célszerű kialakítása.

A szennyvíz tápanyagainak biokémiai átalakulásai A szennyező anyagok biokémiai átalakításai időben egymást követő lépésekben játszódnak le. Ugyanakkor térben a különböző reaktorterekben, vagy akár magukban a különböző méretű, s így eltérő környezeti feltételeket biztosító iszappelyhekben egyidejűleg, szimultán is bekövetkeznek. Megfelelő oxigénkoncentráció és relatív iszapterhelés esetén a szerves szén és az ammónia oxidációja párhuzamosan folyik. Az oldott és lebegő szerves tápanyagok

- - 3

széntartalmának oxidációját a heterotróf mikroorganizmusok (MOH), az ammónium-nitrogénét az autotrófok (MOA) végzik. Sejtanyaguk kiépítése a szerves szén oxidációját végző heterotrófok esetében csakis szerves vegyületekben levő szénnel, míg az ammónia oxidációját végző autotrófoknál csakis szervetlen szénnel történik. Az első csoport ehhez a szerves szén oxidációjából, a második az ammónia oxidációjából nyeri a szükséges energiát. Mivel az utóbbiak fajlagos energianyeresége kisebb, maximális fajlagos szaporodási sebességük is kisebb. A környezeti feltételek iránti érzékenységük (hőmérséklet, pH, toxicitás hatása) szükségszerűen nagyobb. A gyakorlat igénye szükségessé teszi a két mikroorganizmus csoport megfelelő egyensúlyban történő tartását, szaporítását, ami karbon limitált rendszerekben lehetséges. Ekkor a folyamatok szimultán stabilitásának biztosítására éppen az autotrófoknak, mint a rendszer gyengébb szereplői tevékenységének a folyamatos ellenőrzése szükséges. Az autotrófok oxigénfelvételét a korábbi respirométereknél szinte kizárólag a biomassza összes oxigénfogyasztásának mérésével ellenőrizték (Fleps 1975; Farkas 1981) A mikroorganizmusokba történő szerves szén beépítés - biomassza szaporulat – nem jelent számottevő oxigén felhasználást, mivel a szén átlagos oxidációs száma a kommunális elfolyó vizek szerves szennyezőinél közel egyezik a biomasszában immobilizált szerves szén átlagos oxidációs számával. Az ammónium előbb nitritté, majd abból nitráttá oxidálódik, miközben az egymást követő folyamatok sebességeinek eltérése miatt kis mértékű átmeneti nitrit-felhalmozódás is jelentkezhet. Oxigén hiányában, de nitrát jelenlétében ugyanakkor a heterotróf mikroorganizmusok nagyobb része oxigén igényét a nitrátból is biztosítani képes. Az elektron akceptor ilyenkor a nitrát nitrogénje. Oxigén hiányában azonban a nitrifikálók nem képesek az ammónia oxidációjára. A szükséges mennyiségű ammónium-nitrogén és foszfát beépítése a heterotróf mikroorganizmusok új sejtjeibe azok átlagos összetételének megfelelően mind oxikus, mind anoxikus körülmények között bekövetkezik. Igaz ez az autotrófok oxikus szaporodására is. Az oxikus és anoxikus körülmények között lejátszódó oxidációs átalakulások a következő folyamatokkal jellemezhetők: oxikus + MOH szerves C + O2 --------------------------→ MOH

új + CO2 (1) + NH4-N + (PO4)3-

+ MOA CO2 + NH4

+ + 2 O2 -------------------------→ MOAúj + NO3

- + 2 H+ + H2O (2) + NH4-N + (PO4)3- anoxikus +MOH szerves C + NO3

- -------------------------→ MOHúj + 1/2 N2 + OH- (3)

+ NH4-N + (PO4)3- Az 1 és 2 egyenletek folyamatai biológiailag hasznosítható szerves szén és ammónium-nitrogén jelenlétében párhuzamosan játszódnak le mindkét mikroorganizmuscsoport jelenlétében. Mindkét sebesség elkülönített mérésére az összes oxigénfogyasztás mérése (Oxigen Uptake Rate - OUR) önmagában nem elegendő, hacsak az autotrófokat megfelelő specifikus méreggel egy párhuzamos mérés során nem blokkolják (Stensel et al., 1976). A két sebesség különbsége ilyenkor az autotrófok oxigénfogyasztása (Autotrophic Oxigen Uptake Rate – AUR). Az autotrófok anyagcseréjének leállítása igen egyszerű allylthioureával (ATU),

- - 4

ami azonban a nitrifikálók további vizsgálatát illetően az iszapminta tönkretételét jelenti (Surmacz-Gorska et la. 1996). Ezeknek a sebességeknek az elkülönített mérésére más megoldás lehet az ammónium fogyásának, vagy a nitrát, esetleg a sav (protonok) keletkezésének egyidejű mérése -2 egyenlet- (Massone et al., 1995, 1996). A nitrogénformák esetében elsősorban az ammónium fogyásának sebessége adhat hasznos információt. A keletkező nitrát, esetlegesen nitrát és nitrit összes mennyiségének mérése csakis nagy oxigén koncentráció esetén használható az oxidált ammónium mennyiségének meghatározására, mivel kis oxigén koncentrációnál az iszappelyhekben szimultán denitrifikáció is kialakulhat -3 egyenlet-. A 3 egyenlettel jellemzett denitrifikáció sebességének (Nitrate Uptake Rate – NUR) ismerete fontos lehet egyrészt a nitrát elfogyasztásának, másrészt az ahhoz szükséges szerves szén és reakcióidő tervezésénél (Nielsen and Önneth, 1994; Schlegel and Baumann, 1996). Meghatározása a nitrát-fogyás sebességének mérésével történhet. A több lépcsőben redukálódó nitrát egy része átmenetileg nitritként is jelentkezhet, ezért ilyen esetben is célszerű a nitrit tartalom egyidejű elemzése. A nitrifikációhoz hasonlóan a denitrifikáció esetében is lehetőség van a folyamat sebességének a pH visszaállításához szükséges vegyszer mennyiségének mérésével történő meghatározására (Surmacz-Gorska et al., 1995; Massone et al., 1995, 1996; Bogaert et al., 1997; Gearney et al. 1997 a/b). Az oxidatív átalakításokkal párhuzamosan a heterotróf mikroorganizmusok egy része, az úgynevezett foszforakkumuláló heterotrófok (MOPAH vagy PAH) ha periodikusan anaerob és oxikus vagy anoxikus körülményeknek vannak kitéve, az utóbbi körülmények között ortofoszfátból polifoszfátot (PP) képesek betárolni a sejt belsejébe polifoszfát granulumokat (+PP) képezve abban. Az anaerob szakaszban ugyanakkor a másik két lépcsőben betárolt polifoszfátot energiaforrásként képesek hasznosítani kis molekulatömegű zsírsavak, elsődlegesen acetátot poli-hidrixi-alkanoátokként, döntő tömegében poli-hidroxi-butirátként (PHB) történő betárolására (Comeau et al., 1997). A depolimerizált foszfor az anaerob fázisban a sejtből a vizes fázisba kerül. Ezek a folyamatok a következő egyenletekkel írhatók le: anaerob + MOPAH szerves C (acetát) + MO-(+PP) --------------→ MO-(+PHB) + PO4

3- (4) oxikus / anoxikus + MOPAH MO (PHB) + PO4

3- -------------------------→ MOPAHúj + MO-(+PP) (5)

+ NH4-N + (PO4)3- Más heterotróf mikroorganizmusok az acetátot glükogénné alakítva is képesek tárolni az anaerob fázisban, miközben nem végeznek anaerob foszforleadást, illetőleg anoxikos vagy oxikus polifoszfát betárolást (Cech et al., 1993; Liu et al., 1996). A fenti két szerves tápanyag betárolásra képes mikroorganizmus csoport dominanciáját a rendszer relatív acetát ellátottsága és biológiailag oxidálható szén és foszfor aránya határozza meg. Bonyolítja a többletfoszfor eltávolítást, hogy a PAH mikroorganizmusok egy része anoxikus és oxikus körülmények között egyaránt, más részük csak oxikus körülmények között képes a foszfor betárolására (Bortone et al., 1996; Meinhold et al., 1998). Ezektől a specifikus képességektől

- - 5

függetlenül a különböző körülmények között végbemenő átalakulások sebességére az ortofoszfát leadásának, vagy felvételének a sebessége, annak az egyes zónákban mérhető koncentrációjának alakulása adhat felvilágosítást. (Isaacs and Temmink, 1996). A szerves tápanyag mennyiségének (BOI, KOI, TOC) mérése az előzőekben bemutatott folyamatok sebességeire a kevert, iszapos rendszerben a korábban említett összetevőkkel szemben alig ad értékelhető információt, azoknak az iszapfázison történő gyors adszorpciója, kiszűrődése következtében. Újabb vizsgálatok szerint nem csak adszorpcióról, hanem a sejtekbe történő részleges betárolásról is beszélhetünk, ami még komplikáltabbá teszi a szerves tápanyag eltávolításának folyamatait (Majone et al., 1998). Az 1-5 egyenletek folyamatainak ellenőrzésére ezért alkalmasabb a segédtápanyagok fogyásának, valamint a reakciótermékek keletkezésének a mérése - DO, széndioxid, nitrogén, ammónium-, nitrát-, hidrogén-, és foszfát-ion – (Lynggaard-Jensen et al., 1996, Londong és Wachtl 1996; 1998). Respiráció közvetlen mérése A biokémiai oxidáció sebességének a meghatározásánál az oxigén felvételét és a széndioxid termelését egyaránt hasznosítható jellemző. A denitrifikációnál elvileg a nitrogén keletkezésének sebességével is ellenőrizhető a folyamat. A szennyvíztisztítás gyakorlatában azonban sokkal egyszerűbbnek bizonyult a folyadékfázisban lévő oxigén koncentrációjának, vagy abból történő oxigénfogyasztás sebességének a mérése. A gáz vagy folyadékfázis, vagy mindkettő koncentrációjának mérése szakaszos vagy folyamatos tápanyag és oxigén betáplálású rendszerekben is lehetővé teszi az oxigénfelvétel (OUR) sebességének meghatározását (Spanjers et al., 1996). A gyakorlatban a folyadékfázis koncentrációjának ellenőrzése a legegyszerűbben kivitelezhető változat. Az egyes koncentrációk változásának mérése az SBR típusú rendszerekben magában a levegőztető medencében is lehetővé teszi ezeknek a folyamatoknak a mérését. Csak az oxikus szakaszban mérve is több komponens koncentrációjának egyidejű változását pontosabb információ nyerhető a tápanyagok átalakításáról, az oxigénnel történő oxidáció, respiráció sebességéről. Ilyen mérés lehetőségét mutatja be 2. ábra, melyen mind az oxigénkoncentráció, mind az oxigén felvételi sebesség, mind a különböző nitrogénformák koncentrációjának alakulása látható az oxidáció előrehaladtával.

Idő (perc)

2 ábra: Oxigénkoncentráció, oxigén felvételi sebesség és az egyes nitrogénformák

koncentrációjának változása SBR esetében a tápanyag betáplálás és azt követő levegőztetési ciklus alatt szabályozott levegőztetés esetén (Demuynck et al., 1994).

- - 6

Az OUR mérése természetesen a nem levegőztetett szakaszokban az oxigén fogyasztása sebességének meghatározásával történt. A vizsgálat során a levegőztetés ciklusainak gyakorisága a berendezés kialakításától, a levegőztetés intenzitásától és a rendszer iszap- és tápanyag koncentrációjától függ. A nem levegőztetett szakaszokban mért oxigén felvételi sebesség (OUR) mindig tartalmazza az AUR-t is, ha van a rendszerben megfelelő számban nitrifikációra alkalmas mikroorganizmus. Az anoxikus oxigénfogyasztás ugyanígy mérhető a megfelelő szakaszban a nitrit és nitrát koncentrációjának ellenőrzésével. Olyan rendszerek iszapjainak vizsgálatánál, melyek eleve nem nitrifikálnak, vagy csak elhanyagolható mértékben nitrifikálnak, az oxigénfelvétel sebessége a heterotróf mikroorganizmusok oxigénfogyasztását jellemzi. A különböző folyamatok sebességeinek mérésnél fontos, hogy a szükséges tápanyagok, reakciósebesség meghatározó komponensek megfelelő koncentrációban legyenek a rendszerben. Ez azt jelenti, hogy a reakciók sebességének az adott komponensek koncentrációjától függetlennek kell lennie. Az AUR mérésénél például a folyadék oldott oxigén koncentrációját a mérés során néhány mg/dm3 fölött kell tartani. Ezzel biztosítható a szimultán denitrifikáció kizárása. Megfelelő ammónium koncentráció biztosítása is elengedhetetlen. Újabb tapasztalatok szerint a rendszer foszfortartalma is jelentősen befolyásolhatja a nitrifikáció sebességét, ezért azt is megfelelő koncentrációban biztosítani szükséges a vizsgálatok során (Nowak et al., 1996). A nitrifikálókat allylthioureával (ATU) szelektíven is le lehet mérgezni a vizsgálatnál, ami azonban az iszapminta tönkretételét jelenti a nitrifikáció további vizsgálatát illetően. Az ATU mind az ammónia nitritté történő oxidációját, mind a nitrit nitráttá történő oxidációját leállítja. Két párhuzamos mérés azonban lehetőséget ad az összes oxigénfelvétel (Oxigen Uptake Rate - OUR), valamint a kizárólagosan heterotróf oxigénfelvételének meghatározására. A kettő különbsége a nitrifikáció oxigénfogyasztása AUR (3 ábra).

0 10 20

3

6

0 10 20 0 10 20

3

6

AUR=m1-m2 OUR

m1=dDO/dt

+ATUm2=dDO/dt

OUR(+ATU)

AUR=m1-m2

m1

m2

+ATU

AUR=m1-m2

+ATU

m1

m2

+NaClO3

Idő (perc) Idő (perc) Idő (perc)

DO

(mg/

liter

)

DO

(mg/

liter

)

3 ábra: Az OUR és AUR meghatározásának lehetősége előlevegőztetett rendszer

oxigénfogyasztásának mérésével (Surmacz-Gorska et al., 1995) . A - ATU hozzáadásával és hozzáadása nélkül végzett oxigénfogyasztás

B - ATU hozzáadása az OUR meghatározását követően (nitrifikálók mérgezése) C – perklorát majd ATU hozzáadása a nitrit oxidáció, majd teljes nitrifikálás leállítására

Ma már az autotrófok specifikus lemérgezése is megoldható. Első lépcsőben blokkolhatók a nitrit oxidálók perkloráttal, míg azt követően az ATU hozzáadásával a teljes autotróf tevékenység leállítható (Surmacz-Gorska et al., 1995). Az ilyen oxigénfelvétel mérések ma még csak szakaszos változatban megoldottak (Verschuere et al., 1995 ), de elvileg folyamatos

- - 7

respirációs sebesség mérésre is alkalmasak lehetnek többcsatornás kialakítás esetén. Az ilyen mérésekkel általában az iszap endogén légzési sebessége, illetőleg nitrifikáló képessége, esetlegesen a hozzáadott modell vegyületek toxicitása pontosítható. A respiráció mérésénél az egyes folyamatok úgy is elkülöníthetők, ha a vizsgálat során kizárják az aktuális zavaró komponenst, vagy komponenseket. Ilyen az OUR vizsgálata minimális ammónium ellátottság mellett, amikor a csak a heterotrófok fogyasztják a rendszerből az oxigént. Kizárandó ilyenkor a nitrát zavaró hatása, ami megfelelő oldott oxigén koncentráció tartásával biztosítható. Meghatározható így különböző szerves tápanyagok biológiai hasznosításának, oxidációjának a sebessége, esetlegesen a heterotrófokra gyakorolt akut toxicitás mértéke is (Eilersen et al., 1994).Tápanyag adagolás nélkül a mindenkori endogén légzési sebessége (igen lassan változó alapjel) mérhető. Ez ammónium hozzáadása esetén az AUR nagyságával nő (Drtil et al., 1993). Az egyes oxigén felvételi sebességek így célirányos, egymást követő mérésekkel is pontosíthatók zárt és nyitott (szakaszosan és ciklikusan levegőztetett) szakaszos tápanyag ellátással működtetett rendszerekkel egyaránt (Vanrolleghem és Verstraete; Spanjers et al., 1996; Kong et al., 1996). Az AUR ilyen megoldású mérésével olyan vegyszerek nitrifikációra gyakorolt hatása, estleges toxicitása mérhető, melyek nem hasznosíthatók szerves tápanyagként, azaz a heterotrófok egyidejű tápanyagfelvételét nem növelik. Ciklikus levegőztetés mellett, ammónium jelre mért OUR görbét mutat szemléltetés képen a 4 ábra.

Idő (perc) Idő (perc) Idő (perc)

4 ábra: Célszerűen megválasztott szerves tápanyag (acetát) és ammónium dózisnál mérhető

oxigénfelvétel ciklikusan levegőztetett, szakaszos tápanyag ellátású berendezés esetén. Balról jobbra a KOI/N arány csökken: 42 - 14 - 7 az egyes görbéknél. A fenti vizsgálatoknál szerves tápanyag és ammónium hatásának szimultán mérése is végezhető a tápanyagdózisok célszerű megválasztásával. A heterotrófok oxigénfogyasztása az endogén alaplégzés és a hozzáadott szerves tápanyagok átalakításának oxigénigénye. Az utóbbi a dózistól és a hozzáadott tápanyag típusától függ. Könnyen bontható anyagoknál átlagos összetételű nitrifikáló iszapok esetében a heterotrófok oxigénfelvétele jóval gyorsabb, mint az autotrófoké. Kellően megválasztott tápanyag arányok esetén ezért a heterotrófok gyorsabb tápanyagfelvételt mutató nagyobb, de rövidebb oxigénfogyasztás lépcsője elkülöníthető az autotrófok kisebb, de időben tartósabb válasz lépcsőjétől (Vanrolleghem and Verstraete, 1993). Az oxigénfogyasztás alapértéke, endogén légzés oxigénfogyasztása, az iszap relatív BOI-terhelésének a függvénye. Ilyen vizsgálatokkal a mérési adatok megfelelő feldolgozása szimulációja alapján az oxikus átalakítások kinetikai jellemzői is pontosíthatók (Drtil et al., 1993; Pochana és Keller 1997). Ciklikus levegőztetés mellett szerves tápanyag és ammónium együttes adagolásakor mérhető OUR görbe látható a 4 ábrán.

- - 8

Respiráció közvetett mérése A nitrifikálók aktivitásának, tevékenységének közvetett ellenőrzésére azok respirációjának az ammónium fogyásának mérésével is lehetséges (Wacheaux et al., 1996). Az (NH4)+ nagy fajlagos oxigénigénye miatt a vizsgálat gyakorlatilag csak ciklikusan levegőztetett rendszerben lehet megfelelően érzékeny. Szakaszos betáplálású megoldásnál az idő függvényében, folyamatos betáplálású rendszereknél a be- és kilépő pontokon kell mérni az ammónium koncentrációját. Az ilyen megoldás folyamatos betáplálású rendszerekben történő alkalmazása a túlzottan nagy tartózkodási idő igény miatt hátrányos. Az ammónium mérésére ugyan többféle módszer is rendelkezésre áll, szűrés nélkül az elemzés csakis ion-szelektív elektróddal lehetséges (Wacheux et al., 1996), egyébként a minta előkészítése igen költséges (Schlegel and Baumann, 1996). Az elektródok elég érzékenyek a szennyeződésre. A nitrifikáció előrehaladásának megfelelő követését egyébként a fotométeres NH4

+ tartalom vizsgálatoknál a minták gyors lemérgezésével (ATU) és szűrésével lehet biztosítani. Az ammónium fogyását szerves tápanyag hozzáadása nélkül döntően az autotrófok (NH4-N) oxidációja eredményezi. Az autotróf és heterotróf mikroorganizmusok szimultán nitrogén beépítése minimális. Közvetetten ellenőrizhető a nitrifikáció előrehaladása a keletkező nitrát mennyiségének mérésével is. Ez UV adszorpcióval, ion-szelektív nitrát elektróddal és kolorimetriás méréssel is lehetséges. Ekkor megfelelő oxigénkoncentráció a szimultán denitrifikáció lehetőségét kizárja. Az ilyen nitrifikációs vizsgálatok során mérhető ammóniafogyást és nitrát keletkezést mutatja be az 5 ábra.

Idő Idő Idő

5 ábra: Nitrifikáció és denitrifikáció (AUR és NUR) mérése a rendszer ammónia fogyasztása

és nitrát termelése, valamint nitrát fogyasztása alapján (Kristensen et al., 1992). AUR – nitrifikáció, NUR – denitrifikáció

A heterotrófok aktivitása, szerves anyag hasznosítása nem csak az oxigén, de a nitrát fogyasztásának mérésével is követhető (Nitrate Uptake Rate - NUR) (Orhon et al., 1997; Sözen et al., 1998). Vizsgálata oxigénmentes környezetben történik. Mivel az autotróf mikroorganizmusok nem tudják felhasználni a nitrát oxigénjét, ilyen vizsgálatnál a

- - 9

heterotrófok oxigénfelvételét az autotrofoké eleve nem zavarhatja. Ez a mérés is kivitelezhető szakaszos vagy folyamatos betáplálású rendszerekben egyaránt, mégis a szakaszos vizsgálat terjedt el (Harremoes and Sinkjaer, 1995). Zavarja a mérést, hogy a nitrát egy része nem redukálódik nitrogénné, kisebb koncentrációban nitritként is felhalmozódhat (Eilersen et al., 1994). A pontos mérés ilyenkor is a nitrit és nitrát együttes mérésével lehetséges. A denitrifikáció sebességének, s áttételesen tápanyagfelvétele sebességének mérésével és szimulációjával a denitrifikáció megfelelő kinetikai paramétereit is meg lehet határozni. A szimuláció lehetőséget ad ilyenkor egyéb folyamatok, mint a hidrolízis sebességének egyidejű vizsgálatára is, áttételesen befolyásolja magának az endogén légzésnek a sebességét is. Az oxikus és anoxikus sebességek összevetésével további információk nyerhetők így a rendszer pontosabb viselkedésére, a lebegő tápanyag az oxikus és anoxikus hidrolízise különbségeinek vizsgálatára (Orhon et al 1997; Sözen et al., 1998). Mint a (2) és (3) egyenletek is mutatták, a nitrifikáció sav termelésével, a denitrifikáció sav fogyasztásával jár. Az ilyen reakciók sebessége ezért a keletkező, vagy elfogyasztott sav mennyiségével is ellenőrizhető (Massone et al., 1995, 1996; Bogaert et al., 1997). Meghatározása egyensúlyi titrálással lehetséges, ami rögzített pH tartását, s az ahhoz szükséges sav/lúg mennyiségének mérését jelenti. A nitrifikáció ilyen ellenőrzésénél is zavaró lehet a nitrit időszakos felhalmozódása. Ez nagy oldott oxigén koncentráció tartásával csökkenthető. A nitrifikáció és denitrifikáció titrimetriás ellenőrzésénél mérhető változások az 6 ábrán láthatók.

8

9

pH

α

OUR=k1*(dMlúg/dt)

Idő (perc)

Ada

golt

lúg

men

nyis

ége

8

9

pH

α

NUR=k2*(dMsav/dt)

Idő (perc)

Adag

olt s

av m

enny

iség

e

6 ábra: Sav termelése és fogyasztása a nitrifikáció és denitrifikáció titriméteres

ellenőrzésénél. Nem respirációs mérési technika a foszfor akkumuláló heterotróf mikroorganizmusok oxikus és anoxikus terekben történő foszfát felvétele, valamint anaerob térben történő leadása sebességének mérése sem. Az ilyen aktivitás ismerete azonban napjaink szennyvíztisztító rendszereinél egyre elengedhetetlenebb. A PAH mikroorganizmusok megfelelő arányú jelenléte a biológiai többletfoszfor eltávolító rendszerek iszapjában alapfeltétele a hatékony üzemeltetésnek. Jelenlétük, részarányuk mérése a foszfát/tápanyag csere sebességének mérésével, pontosabban az ortofoszfát koncentrációjának a különböző terekben történő változásának mérésével lehetséges. Ha az anaerob szakaszban megfelelő acetát adagolás mellett foszfát leadás nem következik be, nincsenek cserére alkalmas mikroorganizmusok megfelelő számban a rendszerben. Feleslegesen nagy foszfor kicsapó szer dózis esetén a

- - 10

leadott ortofoszfátot a vegyszerek közvetlenül csapadékba is vihetik, s a foszforleadás azért nem mérhető. Az ellenőrzés erre az üzemeltetési hibára is felvilágosítással szolgálhat. A foszforakkumuláló heterotróf mikroorganizmusok mellett azonban más heterotróf mikroorganizmusok is jelentős szerves tápanyag betárolást végezhetnek az anaerob /aerob ciklusokkal történő üzemeltetés esetén. A betárolás ezeknél is a kis molekulatömegű szerves anyagok, elsősorban acetát sejtmembránon történő átvitelét, és sejten belül polimerizált formában történő akkumulálását jelenti, ami azonban ezeknél nem jár együtt ellentétes irányú foszfát transzporttal. A vizsgálat az ilyen rendellenes biomassza kialakulását is jelezheti az üzemeltetőnek. Toxicitás vizsgálata respiráció közvetlen vagy közvetett mérésével Toxikus szennyezés a szennyvíztisztító üzemek egyik legnagyobb veszélye, hiszen rövidebb - hosszabb időre tönkreteheti a tisztítás hatékonyságát, a különböző tápanyagok eltávolításának mértékét. A toxicitásra az autotróf mikroorganizmusok sokkal érzékenyebbek, mint a heterotrófok. A gyakorlatban ez azt jelenti, hogy a tisztításnál a nitrifikáció hatásfoka előbb romlik, mint a BOI eltávolításé. A toxicitás mérésére az oldott oxigén koncentrációjának ellenőrzésével kifejlesztett megoldásoknál a két mikroorganizmus csoport légzésének együttes mérése miatt, illetőleg a heterotrófok és autotrófok O2 felvételének nehéz szétválasztása miatt eddig elsősorban az OUR mérésén alapuló módszerek terjedtek el. A heterotrófok és autotrófok oxigénfelvételének elkülönítésére azonban mint ahogy a 7 ábrán is látható, az egyes tápanyagok igen pontos arányú adagolása szükséges (Vanrolleghem and Verstraete, 1993).

Idő (perc)

7 ábra: Oxigén felvételi sebesség mérésével történő toxicitás vizsgálat acetát – ammónium tápanyag (20 és 2 mg/dm3 adagolása minden egyes injektálásnál) fogyasztásának mérésekor

különböző cianid dózisnál RODTOX típusú respirométerrel (Kong et al., 1996) Az együttes oxigénfelvétellel történő toxicitás mérésnél zavaró lehet az AUR értékének a befolyó víz ammónium tartalmával arányos változása. Ez ammónium hiánya esetén is toxikus riasztást okozhat, holott az OUR csökkenése csak az ammónium hiányának eredménye. Ilyen mérésnél ellenőrző programot kell beiktatni (ammónium ugrásjel vizsgálata), amelynek tisztázni kell, nem ammóniumhiány okozza-e a lassúbb oxigénfogyasztást.

- - 11

A toxicitás mérésének érzékenyebb megoldása lehetne az AUR mérése (Vanrolleghem and Verstraete, 1993; Vanrolleghem et al., 1994). A mérés az oxigén vagy ammóniumfogyás, vagy a sav termelődés sebességének ellenőrzésével lehetséges. Az első kettőnél a heterotrófok szaporodásához történő oxigén és ammónium felvétel is zavarás. Szerves tápanyag hiányában azonban a heterotrófok endogén oxigénfogyasztása stabil alapjel lesz, s ilyenkor ammónium-fogyasztás sincs. A mérés az oldott oxigén koncentráció ellenőrzésével egyszerűbb. Az ammónium koncentrációjának üzemi mérése napjaink analitikai lehetőségei mellett még jóval kevésbé általános. A savtermelés mérésével történő AUR mérés is csak szakaszos tápanyag-betáplálással működő, folyamatosan vagy ciklikusan levegőztetett rendszerekben valósult meg napjainkig. Ilyen kialakításnál a toxicitás igen drasztikus nitrifikációs sebesség csökkenést okoz, ami jól jelzi a tisztítandó szennyvizek toxicitásának mértékét is (8 ábra).

Idő (perc)

8 ábra: Különböző dózisban adagolt cianid toxicitásának vizsgálata a nitrifikáció savtermelésének mérésével (Gernaey et al., 1997 a/b)

Valamennyi oxigénfogyasztást mérő toxicitás-ellenőrző berendezés esetében gondot jelent a megfelelő mikroorganizmusok adagolása a vizsgáló rendszerhez. Minden lemérgezés után hatékony, nitrifikációra képes tenyészet biztosítása szükséges a további vizsgálatokhoz. Ez mind a szakaszos, mind a folyamatos tápanyagellátással működő berendezéseknél igény. Mivel a vizsgált tápanyagok bármikor lemérgezhetik a cellában / reaktorban lévő biomasszát, megfelelő aktivitású iszap folyamatos nevelése az ilyen vizsgálatoknál elengedhetetlen, de hasonlóan fontos a lemérgezett iszap további kizárása is az iszapkörből. Az iszapnevelés problémáját kiküszöbölendő fejlesztették ki Németországban a STIP márkanévvel jelzett respirométer családot. Ez immobilizált tenyészettel végzi a tápanyag átalakítására fogyasztott oxigén mennyiségének mérését. A berendezés csak a heterotrófokra gyakorolt toxicitás mérésére alkalmas. Nitrifikálók a nagy relatív iszapterhelés következtében számottevő arányban el sem szaporodhatnak a biofilmben. A bemenő jel ammónium-koncentrációjának változása nem okoz változást az oxigénfelvétel sebességében. Az autótróf mikroorganizmusokra már veszélyes toxicitás jelzésére ezért a műszer nem megfelelően érzékeny. Ennek ellenére ez a típus is széles ipari gyakorlatban alkalmazott műszer. Az áttekintőnek egy teljesebb, irodalmi hivatkozásokat még nagyobb számban tartalmazó változata, amely 1998 május 18-án a MASZESZ által Veszprémben szervezett rendezvényen került bemutatásra, a http://water.sol.vein.hu forráshelyről letölthető.

- - 12

Köszönet Az összeállítás elkészítését anyagilag az MKM PFP-46/1997 projectje (folyamat-optimalizálásra alkalmas szimulátor fejlesztése) és az EU- COST-682 project támogatta. Köszönet illeti rajtuk kívül a munka elkészítése kapcsán nyújtott segítségéért Dr. Farkas Pétert és Dr. Oláh Józsefet, továbbá a kapcsolódó vizsgálatokat végző hallgatókat, kollégákat. Irodalomjegyzék Balslev P., Lynggaard-Jensen A. and Nickelsen C. (1996) Nutrient sensor based real time on-line

process control of wastewater treatment plant using recirculation. Water Sci. Tech., 33(1), 183-192.

Bogaert H., Vanderhasselt A., Gernaey K.Yuang Z., Thoeye C. and Verstraete W. (1997) New sensor based on pH effect of nitrification process. J. Environ. Eng. (N.Y.), 123(9), 884-891.

Bortone G., Saltarelli R, Alonso V., Sorm R., Wanner J. and Tilche A. (1996) Biological anoxic phosphorus removal – The Dephanox Process. 18th IAWQ Biennual International Conference. Singapore, 102-109.

Carlsson B., Lindberg C.F., Hasselblad S. and Xu S. (1994) On-line estimation of the respiration rate and the oxygen transfer rate at Kungsangen wastewater treatment plant in Uppsala. Water Sci. Tech., 30(4), 255-263.

Cech J. S. and Hartman P. (1993) Competition between polyphosphate and polysaccharide accumulating bacteria in enhanced biological phosphate removal system. Water Res., 27, 1219-1225.

Comeau Y., Rabinowitz B., Hall K. J. and Oldham K. (1987) Phosphate release and uptake in enhanced biological phosphorus removal from wastewater. J. WPCF, 59(7), 707-715.

Demuynck C., Vanrolleghem P.A., Mingneau C., Liessens J. and Verstraete W.(1994) NDBEPR process optimization in SBRs: reduction of external carbon and oxygen supply. Wat. Sci. Tech., 30(4), 169-179.

Drtil M., Németh P. and Bodik I.(1993) Kinetic constants of nitrification. Water Res., 27, 35-39. Eilersen A. M., Henze M. and Kloft L. (1994) Effect of volatile acids and trimethylamine on

nitrification in activated sludge. Water Res., 28, 1329-1336. Farkas P. A.(1981) The use of respirography in biological treatment plant control. Wat. Sci. Tech., 13,

125-131. Fleps W. (1975) An automatic, continuous flow respirometer, its description and use. Progr. Water

Technol., 7, 1-12. Gernaey K., Verschuere L. L., Luyten L.. and Verstraete W. (1997) Fast and sensitive acute toxicity

detection with enrichment nitrifying culture. Water Environ. Res., 69(6), 1163-1169. Gernaey K., Bogaert H., Massone A., Vanrolleghem P. and Verstraete W. (1997) Online nitrification

monitoring in activated sludge with a titrimetric sensor. Environ. Sci. Technol., 31(8), 2350-2355.

Harremoes P. and Sinkjaer O. (1995) Kinetic interpretation of nitrogen removal in pilot scale experiment. Water Res., 29, 899-905.

Isaacs S. and Temmink H. (1996) Experiences with automatic N and P measurements of an activated sludge process in a research environment. Wat. Sci. Tech., 33(1), 165-173.

Kerrn-Jespersen J. P. and Henze M. (1993) Biological phosphorus uptake under anoxic and oxic condition. Water Res., 27 (4), 617-624.

Kong Z., Vanrolleghem P., Willems P. and Verstraete W. (1996) Simultaneous determination of inhibition kinetics of carbon oxidation and nitrification with a respirometer. Water Res. 30, 825-836.

Liu W T., Mino T., Matsuo T. and Nakamura K. (1996) Glycogen accumulating population and its anaerobic substrate uptake abilities in anaerobic – aerobic activated sludge without biological phosphorus removal. Water Res., 30, 75-82.

Londong S. and Wachtl P. (1996) Six years of practical experience with the operation of on-line

- - 13

analysers. Wat. Sci. Tech., 33(1), 159-164. Lynggaard-Jensen A., Eisum N. H., Rasmusen I., Svankjaer Jacobsen H. ans Stenstrom T. (1996)

Description and test of a new generation of nutrient sensors. Wat. Sci. Tech., 33(1), 25-35. Majone M., Dircks K. and Beun J. J. (1998) Aerobic torage under dynamic conditions in activated

sludge processes. In: Modelling and Microbiology of Activated sludge Processes. 16-18 March, Kopenhagen, Denmark, Ch. 12.

Massone A., Gernaey K., Bogaert H., Vanderhasselt A., Rozzi A. and Verstraete W. (1996) Biosensors for nitrogen control in wastewaters. Wat. Sci. Tech., 34(1-2), 213-220.

Massone A., Gernaey K., Rozzi A., Willems P. and Verstraete W. (1995) Ammonium concentration measurements using a titrometric biosensor. Med. Fac. Landbuww. Univ. Gent, 60, 2361-2368.

Meinhold J., Filipe C. D. M., Daigger G. T. and Isaacs S. (1998) Characterization of the denitrifying fraction of phosphate accumulating organisms in biological phosphate removal. In: Modelling and Microbiology of Activated Sludge Processes. 16-18 March, 1998. Copenhagen, Denmark, Ch. 9.

Nielsen M. K. and Önnerth T. B. (1994) State of the art. Control of activated sludge plants. In: Proceedings IAWQ International Specialized Seminar on Modelling and Control of Activated Sludge Processes, August 22-24, Copenhagen, Denmark.

Nowak O., Svardal V. K. and Schweighofer. (1995) The dynamic behaviour of nitrifying activated sludge systems influenced by inhibiting wastewater compounds. Wat. Sci. Tech., 31(2), 115-124.

Nowak O., Svardal K. and Kroiss H. (1996) The Impact of phosphorus deficiency on nitrification – case study of biological pretreatment plant for rendering plant effluent. Wat Sci. Tech., 34(1-2), 229-336.

Orhon D., Ates E., Sözen S. and Ubay-Cokgör E. (1997) Characterization and COD fractionation of domestic wastewaters. Envir. Pollut., 95(2), 191-204.

Pochana K. and Keller J. (1997) Study of factors affecting simultaneous nitrification and denitrification. Proc. of BNR3 Conference, Brisbane. Australia, 470-477.

Schlegel S. and Baumann P. (1996) Requirements with respect to on-line analyzers for N and P. Wat. Sci. Tech., 33(1), 139-146.

Sözen S., Ubay-Cokgör E., Orhon D. and Henze M.(1998) Respirometric analysis of activated sludge behaviour II. – Heterotrophic growth under aerobic and anoxic conditions. Water Res., 32(2), 476-488.

Spanjers H. Vanrolleghem P., Olsson G. and Dold P. (1996) Respirometry in control of the activated sludge process. Wat. Sci. Tech., 34(3-4), 114-126.

Stensel H. D., McDowell C. S. and Ritter D. E. (1976) An automated biological nitrification toxicity test. J. Water Pollut. Control Fed., 48, 2343-2350.

Surmacz-Gorska J., Gernaey K., Demuynck C., Vanrolleghem P. and Verstraete W. (1996) Nitrification monitoring in activated sludge by oxygen uptake rate (OUR) measurements. Water Res., 30, 1228-1236.

Thomsen H.A. and Kisbye K., (1996) N and P on-line meters: requirements, maintenance and stability. Water Sci. Technol., 33(1), 147-157.

Vanrolleghem P. and Verstraete W. (1993) Simultaneous biokinetic characterization of heterotrophic and nitrifying populations of activated sludge with an on-line respirographic biosensor. Wat. Sci. Tech., 28(11-12), 377-387.

Vanrolleghem P.A., Kong Z., Rombouts G. and Verstraete W. (1994) An on-line respirographic biosensor for the characterization of load and toxicity of wastewaters. J. Chem. Technol. Biotechnol., 59, 321-333.

Verschuere L., Gernaey K. and Verstraete W. (1995) De NITROX: een snelle en gevoelige on-line toxiciteitsmeter voor water en afvalwater. Water, 14, 163-168.

Wacheux H., Millon J.-L., Guillo C. and Alves E. (1996) NH4 automatic analysers for WWTP: evaluation test at lab and field level. Wat. Sci. Tech., 33(1), 193-201.

- - 14

Aerob szennyvíztisztítási folyamatok modellezése Domokos Endre – Kovács Károly

domokose@almos.vein.hu , kovacsk@purator.hu Veszprémi Egyetem, Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Tanszék, 8201, Vp, Pf. 158

PURATOR Hungaria Kft., 1117 Budapest, Prielle Kornélia u. 7. Az elfolyó víz minőségének javítására irányuló erőfeszítések oda vezettek, hogy a szennyvíztisztítók felépítése és üzemeltetési soha nem látott bonyolultságot ért el. Éppen ezért, a mai telepek és üzemeletetésük megtervezéséhez elengedhetetlen a dinamikus modellezés használata. Az összes ma használatos modell determinisztikus, mely alól csak néhány fekete doboz elvű irányítási modell alkot kivételt. A modellek fő célja, hogy minél pontosabb leírását adják a szennyvíztisztítókban zajló folyamatoknak. Ennek ellenére, a modellek soha nem írhatják le teljesen a valóságot, mivel a biológiai folyamatok sokszínűségét a mai ismereteink szerint nem lehet pontosan meghatározni. (Egyébként ha a modellezés pontossága eléri a teljes pontosságot, akkor az már nem modell, hanem maga a valóság.) Azokkal a modellekkel kapcsolatban, melyekkel ma dolgozunk azt tapasztaltuk, hogy elégséges pontosságúak a kitűzött feladatok megoldására. A legnagyobb gond a modellekkel, hogy nem képesek követni a génmanipulációkkal létrehozott mikroorganizmusok okozta nagymértékű változásokat, így például a duzzadásra és felhabzásra való hajlamot. Éppen ezért, ezeket a folyamatokat jelenleg egyik modell sem kísérli meg leírni. Az alábbiakban a ma használatos modellekről olvashatunk egy áttekintést. (További ismeretek e témáról a Rehm et al., Wiley Biotechnology sorozat, 11/a kötet 13. fejezet, 1991.) A modellezés célja A modelleket többek között az alábbi célokra használhatjuk egy szennyvíztisztító teleppel kapcsolatban:

• Tervezés • Irányítás • Optimalizálás • Oktatás • Kutatások

A modell szerkezetét nagymértékben befolyásolja a tervezett használat, így például a tervezéshez és a szabályozáshoz használt modell nem azonos. Figyelembe kell venni, hogy egy modell soha nem fog többet tudni, mint az alkotói és számos tényező befolyásolja a tulajdonságaikat. A legfontosabb tulajdonságuk az, hogy hogyan kezelik az alapvető folyamatokat. A szennyvíz jellemezésének módja mind a valós tervezés, mind a modellezés esetén nagyon fontos. Ha a szennyvíz jellemzése nem megfelelő, az mind a valóságban az üzemeltetés esetén, mind a modellezésben súlyos problémákhoz vezethet.

- - 15

Az eleveniszapos modell elemei Az eleveniszapos modellek elemei több csoportba sorolhatóak:

• Szállítási folyamatok • Komponensek • Biológiai és kémiai folyamatok • Hidraulika

Ezek adják a keretét a szükséges összetevőknek és adatoknak. Minél részletesebben akarjuk modellezni a valóságot annál több adatra, és ismeretre van szükség a szennyvíztisztítóról, így modellünk pontosságát befolyásolja a rendelkezésre álló adatok mennyisége és eredendő minősége is.

Szállítási folyamatok és a tisztító-telep szerkezete A szállítási folyamatok közé értjük a víz és iszap mozgását a tisztítóban. A szennyvíztisztító áramlási rendszerét minden modellben pontosan meg kell határozni. Sajnos sokszor elengedhetetlen az áramlási séma egyszerűsítése a nagyon bonyolult felépítés vagy az alkalmazott modell illetve annak megvalósításának korlátai miatt. Az egyszerűsítés sokszor kedvező hatású a modellezés folyamán, így még akkor is érdemes elvégezni, ha egyébként nem lenne rá szükség. Például a párhuzamos műtárgyakat – ha egyébként minden paraméterükben megegyeznek – lehet egy (kétszeres méretű) műtárggyal modellezni. Azt viszont mindig szem előtt kell tartani, hogy minél nagyobb az egyszerűsítés mértéke, a modellel kapott eredmények annál kevésbé megbízható eredményt adnak. A szennyvíz és az iszap áramlási viszonyait mindig pontosan ismerni kellene, de azt sokszor még az üzemeltetők sem ismerik pontosan.

Levegőztetés A levegőztetés állapotát minden műtárgyban gondosan le kell írni, akár tényleges értékkel – oldott oxigén (DO) koncentrációval –, akár levegőztetési koefficienssel (KLa). Valamint ismerni kell a levegőztetés szabályozásának vagy vezérlésének legalább percnyi pontosságú menetét. Figyelni kell azokra a műtárgyakra is, melyek bár nem rendelkeznek önálló levegőztető kapacitással, de a telep felépítése miatt – pl. túllevegőztetett szennyvíz kerül bele – mégis levegőztetett medenceként funkcionálnak. Nem szabad elfelejteni a felszínen keresztüli oxigénbeoldódást sem, ami egy denitrifikáló medencében jelentős változásokat okozhat. A DO ismerete nem elégséges a pontos nitrifikáció-denitrifikáció számításához, így a professzionális modellek minden esetben a KLa értéket használnak.

Összetevők Ezek azon oldott és lebegő összetevők, melyek a szennyezést okozzák a vízben. Az, hogy melyek ezek az összetevők modellenként változik. Ha például a nitrifikáció működésének a modellezése a cél, akkor elég egy foszfor alapú összetevő figyelembevétele, míg ha a biológiai többletfoszfor eltávolítás modellezése a cél, legalább két összetevőt – a biomassza foszfortartalma (XPP), ortofoszfát (SPO4) – kell használni.

- - 16

Folyamatok Ebbe tartozik az összes biológiai és kémiai folyamat modellezése. Ezek határozzák meg, hogy a modell mennyire fedi a valóságot. Sok esetben egész egyszerű modellek is meglepően pontosan írják le a valóságot, míg más esetekben a legbonyolultabb modelljeink sem tudnak megfelelő eredményt hozni. Például egy egyszerű foszfor eltávolítási modell, mint amilyen az ASM2-es modellben is alkalmazásra kerül, teljes mértékben leírja a biológiai többletfoszfor eltávolítás hatékonyságát, míg például az úgynevezett szimultán denitrifikáció folyamatának modellezése máig megoldatlan probléma. Azaz az egyszerűsíthetőség mértéke valamint az alkalmazott modell részletessége független a folyamat fizikai kivitelezhetőségének bonyolultságától.

Hidraulikai séma A különböző műtárgyak hidraulikáját is modellezni kell. A jelenlegi megoldások mindegyike mint tökéletesen kevert műtárgyat kezeli a reaktorokat, így némelyiket csak mint műtárgyak sorozatát tudjuk modellezni. A gyakorlati tapasztalatok szerint ennél bonyolultabb hidraulika-modellre csak ritkán van szükség. A modell megjelenése Az összetett kapcsolatrendszert az összetevők és a folyamatok közt leginkább mátrixban lehet megjeleníteni. A legegyszerűbb modell, mely a szerves anyag eltávolítását modellezi az eleveniszapos szennyvíztisztítóban az 1. Táblázatban látható mátrix formában. Mint látható, ez a fölírási mód gyors és egyszerű áttekinthetőséget biztosít mind a folyamatok, mind az összetevők részéről.

Összetevők Folyamatok 2OS

SS XH Folyamatot leíró egyenlet

Aerob növekedés 11

+−HY HY

1−

+1 H

ss

sHm X

SKS+,µ

Pusztulás +1 -1

HH Xb 1. Táblázat Egy egyszerű mátrix a szerves anyag eltávolításhoz

Tömeg egyensúlyok A mátrix soraiból kapjuk meg a folyamatok tömegegyenleteit. Az első táblázat második sora mutatja például a heterotróf biomassza pusztulási egyenletét (az XH oszlopban lévő -1-es sztöchiometriai tag jelzi, hogy itt csökkenésről van szó), illetve a nehezen bontható tápanyag növekedési egyenletét (az Ss oszlopban lévő +1-es sztöchiometriai tag jelzi, hogy itt növekedésről van szó).

- - 17

Mérlegek A jobb szélső oszlopban találhatjuk a folyamatok mérleg-egyenleteit. A sztöchiometriai egyenletét például az XH-nak úgy kapjuk, hogy a folyamat egyenletét a sztöchiometriai tag(ok)al beszorozzuk. Így jutunk például a következő egyenlethez: rXH= -1*bHXH (1)

Összetevők A mátrix oszlopai mutatják, hogy melyik összetevőkre melyik egyenletek hatnak. Így például a második oszlopból (SS) kiderül, hogy a nehezen bontható tápanyagra a koncentrációváltozás szempontjából az aerob növekedés negatívan, míg a pusztulás pozitívan hat. Eleveniszapos modellek (ASM 1-3) Az eleveniszapos modellek az IAWQ No 1-es (melynek ismertebb neve ASM1) modellen alapulnak (Heinze és társai, 1987). Az alapmodell, csak nagyon egyszerű számítások elvégzésére volt alkalmas, de egyenletei kisebb módosításokkal ma is megtalálhatóak az összes modellben.

1-es számú eleveniszapos modell (ASM1) A modell a nitrifikáció és a denitrifikáció folyamatait írja le az eleveniszapos szennyvíztisztítóban. Tíz éves használat után megállapítható, hogy jól megállapított szennyvízjellemzőkkel és a tisztító megfelelő leírásával a modell kiváló pontossággal írja le az egyszerűbb – biológiai többlet-foszforeltávolítást nem végző – telepek működését. Szem előtt kell tartani azt is, hogy az ASM1 akárcsak a többi továbbfejlesztett modell, elsősorban kommunális szennyvíztisztító telepek modellezésére alkalmas. Ahhoz, hogy ipari tisztítókat modellezzünk vele, legtöbbször nem elég az összetevők helyes beállítása, sokszor a modell egyenleteit is módosítani kell, ami nagy odafigyelést és hosszas kalibrálást igényel. Az ASM1 a szennyvíztisztítóknak a következő jellemzőit tudja modellezni:

• Oxigénigény a reaktoronként • Ammónia és nitrát-koncentráció a reaktorokban és az elfolyókban • KOI koncentráció a reaktorokban és az elfolyókban • MLSS a reaktorokban • Tartózkodási idő • Iszaptermelés

Mint minden modellnél az ASM1 modellnél is, a fenti eredmények megbízhatóságát nagymértékben befolyásolja a betáplált (mért) adatok pontossága. A melléklet 1. és 3. táblázatban láthatjuk a teljes modellt, az összes egyenletével és összetevőjével. Az 1. ábrán pedig a modell folyamatinak összefüggéseinek összefoglalása látható.

- - 18

2-es számú eleveniszapos modell (ASM2) Ez a modell az ASM1 modell biológiai többletfoszfor-eltávolítással kiegészített variánsa (Henze és társai, 1995), mely így sokkal összetettebb lett. Ahhoz, hogy a PAOk (phosphate accumulating organisms azaz foszfor-felhalmozó organizmus) életműködését megfelelően leírhassuk szükség volt új összetevők bevezetésére. A minél pontosabb leíráshoz a következő szerves tápanyagok bevezetésére volt szükség (részletesen lásd. a melléklet 9. és 10. táblázata):

• ecetsavhoz hasonlóan viselkedő anyagok, SA • fermentálható tápanyag, SF • nehezen bontható tápanyag, XS

Az ASM 2-es modell feltételezi, hogy a növekedés ütemét a tápanyagok közül csak az SA befolyásolja, melyet a hidrolizált és fermentált tápanyagokból kapunk.

3 és 2d számú eleveniszapos modellek (ASM3 és ASM2d) A modellek egy alternatív lehetőséget kínálnak a heterotróf organizmusok leírására. Ezek az élőlények átmenetileg képesek polimer vegyületként – például polihidroxi-alkanoátként (PHA) vagy glykogénként (GLY) – szerves anyagot tárolni. Ezen tárolt anyagok képesek átsegíteni őket bizonyos tápanyaghiányos állapotokon. Az ASM 3-as és 2d-s modell tartalmazza mindazokat az egyenleteket, melyek szükségesek mindezen folyamatok leírására (lásd 2. ábra). Jól látszik, hogy a fenti folyamatokhoz mindíg jelentős oxigén felhasználás tartozik.

SO SNH

SNOXA

XS

SS SS

SO

NitrifikálókSzaporodás

Szaporodás

Pusztulás

Pusztulás

Hidrolízis

XIHeterotrófok

ASM1

SO

SNH

XSTO

XA

XS SS XH XI

Nitrifikálók

Szaporodás

SzaporodásTárolás

Endogénlégzés

XI

Heterotrófok

ASM3SO

SO SO SO

Endogénlégzés

Hidrolízis

1. ábra Az ASM1 modell felépítése 2. ábra Az ASM3 modell felépítése

- - 19

Szennyvíz jellemzése A modellek egyik legfontosabb eleme a szennyvíz jellemzése. Minél részletesebbek az ismereteink a szennyvízről annál pontosabbak lesznek a számításaink. A 3. ábrán láthatjuk hogy mely összetevők milyen arányban találhatók egy átlagos szennyvízben, s azokat milyen módszerrel tudjuk meghatározni. Mint az ábrán láthatjuk a modellben figyelembe vett oldott anyag (amit nagy S-el jelölünk) nem egyenértékű az analitikailag meghatározható oldott anyaggal. Ennek oka, hogy a lebegő szerves anyag egy része gyorsabban bomlik, mint az analitikai mérések ideje.

SI

SA

SF

XS

XH

XI

Elfolyóvízanalízis

XAUT

XPHA

XPAO

VFA

Respirációs teszt, O

UR

Oldott KO

I a modellben

Analitikailag kimutatható oldott KO

I

Modell-kalibráció

Respirációs

teszt, OU

R

Modell-

kalibráció

Összes KO

I

3. ábra A szennyvíz összetétele modellezési szempontból vizsgálva.

A 2. Táblázat számszerűen is ismerteti a várható szennyvízösszetevők arányát egy átlagos kommunális szennyvíz esetén. A szennyvíz jellemzőinek meghatározását egyszerűsíteni lehet, ha bizonyos könnyen mérhető (BOI, KOI, oldott anyag, stb.) összetevőkből számítjuk ki a többit. (Roeleveld és Kruit, 1998)

- - 20

Befolyó: KOIösszes=SS+SI+XS+XI KOIoldott= SS+SI (0,1 µm-es szűrővel) KOIlebegő= XS+XI 1,5 BOI5 =SS+XS BOI20/0,85 =SS+XS A nitrogéntartalom egyszerűsített számolása a következő: TN=fNXXS+ fNSSS+SNH4 ahol fNX és fNS a nitrogén aránya az adott összetevőben (gNg-1KOI). Jellegzetes értékük 0,03 gNg-1KOI. Jelölés Összetevő Tipikus értéke Mértékegysége Oldhatóak SF Fermentálható szerves anyag 20-250 gKOIm-3

SA Acetátok és egyéb fermentált anyagok 10-60 gKOIm-3 SNH4 Ammónium 10-100 gNm-3 SNO3 Nitrát+nitrit 0-1 gNm-3 SPO4 Ortofoszfát 2-20 gPm-3 SI Inert szerves anyag 20-100 gKOIm-3 Lebegők XI Inert szerves anyag 30-150 gKOIm-3 XS Nehezen bontható szerves anyag 80-600 gKOIm-3 XH Heterotróf biomassza 20-120 gKOIm-3 XPAO Foszfor-akkumuláló biomassza 0-1 gKOIm-3 XPP PAO-ban tárolt polifoszfát 0-0,5 gPm-3 XPHA PAO-ban tárolt szerves polimerek 0-1 gKOIm-3 XAUT Nitrifikáló biomassza 0-1 gKOIm-3

2. Táblázat A modellezés során leggyakrabban használt változók és irodalmi értékeik

A modell kalibrálása Minden modell kalibrálása igen bonyolult feladat. A folyamat sikere nagymértékben függ attól, hogy a felhasználó mennyire ismeri a modell belső felépítését és működését. Ha kézzel kalibrálunk, akkor mindenképpen, valamilyen világos, egyszerű stratégiát kell követni a paraméterek ellenőrzése során. Legalább ilyen fontos tudni, hogy a különböző paramétereknek melyek a valós értékhatárai, mivel ezeket a határokat nem szabad átlépni, ha valósághű modellt akarunk alkotni. Az 3. Táblázat bemutatja milyen lépéseken célszerű végighaladni, ha az ASM1 modellt szeretnénk bekalibrálni. Gyakran igen sok paramétert kell változtatni ahhoz, hogy megfelelően illeszkedő modellt kapjunk. Minél részletesebb adataink állnak rendelkezésre a kalibrációhoz, annál pontosabb lesz a munkánk, s annál nagyobb eséllyel kapunk a helyzetnek megfelelő eredményt. A legtöbb szennyvíztisztítóban egy-egy nap folyamán nincsenek határozott változások, ezért ezeken igen egyszerű megtanulni a kalibrációt. Paraméter Kalibráció alapja Megjegyzés Heterotróf növekedési arány (µH,max) OUR Általában nem változtatjuk

- - 21

Paraméter Kalibráció alapja Megjegyzés Féltelítési állandó (KS) KOIelfolyó A reaktor hidraulikájának

modellezésére A nitrifikáló biomassza növekedési üteme (µA,max)

NH4,elfolyó Ha az NH4 koncentrációja általában alacsony, akkor változatlanul hagyjuk

Féltelítési állandó (KNH4) NH4,elfolyó Csak alacsony NH4 koncentrációnál

Féltelítési állandó (KO,A) NH4,elfolyó Csak ha az SO2 hirtelen változik

Denitrifikációs tényező (ηNO3) NO3, elfolyó Féltelítési állandó (KNO3) NO3, elfolyó Csak alacsony NO3

koncentrációnál

3. Táblázat Kalibrációs lépések az ASM1-hez

Számítógépes programok Számos kereskedelmi számítógépes programot lehet beszerezni, melyek valamely ASM modellt tartalmazzák. A x. rövid összefoglalás láthatunk a legelterjedtebb programokról. Program Modellek Ismertető ASIM ASM 1, 2, 3 Egyszerű program, egyszerű problémákhoz EFOR ASM 1, 2 Elsősorban modell-kalibrációhoz

használható programcsomag többféle ülepítő-modellel

GPX ASM 1, 2 A programban több modellt is lehet párhuzamosan használni ugyanarra a feladatra

SIMBA ASM 1, 2 Elsősorban a német nyelvterületen elterjedt MatLab-SimuLink alapú megvalósítás

Szennyvíztisztító szakértői rendszer

ASM 1, 2, 3 Fejlesztés alatt álló teljesen magyar program. Az egyetlen program, mely nem csak tudósoknak, hanem gyakorlati szakembereknek is készült

4. Táblázat Legnépszerűbb számítógépes alkalmazások A modell használata A modellt több célra is jól lehet használni. A legfontosabb terület a szennyvíztisztító szabályozása. Legtöbbször egy igen leegyszerűsített modell is nagymértékben javítja a szennyvíztisztító megértését és ez által a vezérlését. Viszont egy összetett rendszerhez, mint egy nitrifikációs-denitrifikációs, biológiai többletfoszfor-eltávolítással és külső tápanyag-hozzáadással kombinált rendszer már egy igen komolyan előkészített és pontosan kalibrált modellt igényel (Meinholt és társai, 1998). A szennyvíztisztító optimalizálása egy másik fontos felhasználási területe a modellnek. A 3. ábra mutatja egy jól beállított modell futtatási eredményeit a valós mérési eredmények tükrében. Az ábrán az is jól látszik, hogy a szennyvíztisztítónak időnként problémái vannak a

- - 22

nitrifikációval, ami a kiugró ammónia csúcsokban jelentkezik. A modell segítségével ki lehet alakítani egy olyan működtetési stratégiát, mely elsimíthatja ezeket a csúcsokat. Az 4. ábrán nyomon követhetjük egy nitrifikációs folyamat beindulásának modellezését. A számítás teljesen elvi alapokra épül, célja, hogy oktatási céllal bemutassa egy éppen beindult szennyvíztisztító próbaüzemét. Az 5. ábrán egy metanol eltávolítási kísérlet modellezését láthatjuk, egy aerob és egy anoxikus tankból álló rendszerben. A reaktorokban két különböző típusú populáció alakult ki, melyek különböző eltávolítási hatásfokot mutattak. Aerob körülmények közt hirtelen hatásfok emelkedés tapasztalható, míg anoxikus körülmények közt sokkal lassabb, de biztosabb növekedés figyelhető meg. A kísérlet második felében – a 40. naptól – a reaktorok arányát megváltoztattuk (30% anoxikus, 70% aerob tér), melynek eredményeként az aerob rendszerben jelentős hatékonyságromlás, míg az anoxikus rendszerben továbbra is biztos növekedést tapasztalhatunk.

3. ábra Egy modellezés eredménye

- - 23

4. ábra Nitrifikáció beindulásának modellezése 5. ábra Metanol-eltávolítási kísérlet Felhasznált irodalom

Adin, A., et al. (1993a) Biological Nutrient Removal in a Single-sludge Plant. Water Sci. Technol. (G.B.), 27, 63.

Akca, L., et al. (1993) A Model for Optimum Design of Activated Sludge Plants. Water Sci. Technol. (G.B.), 27, 1461.

Bimbó L.: Szakmérnöki szakdolgozat Bácsvíz Rt. 1997 Blok, J.; and Struys, J. (1996) Measurement and Validation of Kinetic Parameter Values

for Prediction of Biodegradation Rates in Sewage Treatment. Ecotoxicol. Environ. Safety, 33, 217.

Capodaglio, A. G. (1994) Evaluation of Modelling Techniques for Wastewater Treatment Plant Automation. Water Sci. Technol. (G.B.), 30 (pt 2), 149.

Çinar, Ö.; Daiger, G. T.; and Graef, S. P. (1996) Evaluation of IAWQ Activated Sludge Model No. 2. Using Four Full Scale Wastewater Treatment Plants. Paper presented at 69th Annu. Water Environ. Fed. Tech. Exposition Conf., Dallas, Tex.

Daigger, G. T. et al. (1992) Analysis of Techniques for Evaluating and Optimizing Existing Full-Scale Wastewater Treatment Plants. Water Sci. Technol. (G.B.), 25, 103.

de Melo, J. J., and Camara, A. S. (1994) Models for the Optimization of Regional Wastewater Treatment Systems. Euro. J. Oper. Res., 73, 1.

Domokos E., Kárpáti Á., Kiss l., Zajzon I. : Az A/O rendszerek terhelésének és oxigénellátásának hatása az egyes tápanyagok eltávolítására. X. Országos Környezetvédelmi Konferencia és Szakkiállítás, Siófok, 1996. szeptember 9-11. Konferencia kiadvány 67-74. p.

Domokos E., Kárpáti Á.: Dinamikus szimuláció lehetősége és hasznosítása néhány hazai szennyvíztisztító vizsgálatában. 3, Veszprémi Környezetvédelmi Konferencia, Veszprém, 1997. május 26-28. Kiadványkötet 654-661. p.

Domokos E., Kárpáti Á.: Szimulátorfejlesztés a szakaszos betáplálású szennyvíztisztító rendszereknél. Az MTA VEAB Környezettudomyányi Munkabizottsága, az MHT Vízkém. és Víztechnol. Szakosztálya, és az MKE Veszprém Területi Csoport Analitikai Szakosztálya tudományos ülése, Veszprém, VEAB Veszprém, 1997 április 9. (Előadás)

- - 24

Domokos E.: Szakaszos betáplálású eleveniszapos szennyvíztisztító (SBR) és szimulációja. Nemzetközi Környezetvédelmi Ifjúsági Konferencia, Mezőtúr, 1995. július 5-7.

Echeverria, R., et al. (1993) Control of Activated Sludge Settleability Using Preareation and Preprecipitation. Water Res. (G.B.), 27, 293.

Gujer W., Henze M,., Mino T., Matsuo T., Wentzel M. C. and Marais G. v R. (1994) The activated sludge model No. 2: Biological phosphorus removal. Wat. Sci. Tech., 31(2), 1-11.

Hasselblad, S., and Xu, S. (1996b) Estimation of Sludge Separation Parameters of Secondary Clarifier Simulation. Paper presented at 69th Annu. Water Environ. Fed. Tech. Exposition Conf., Dallas, Tex.

Henze M., Grady C. P. L., Gujer W., Marais G. v R. and Matsuo T. (1987) Activated sludge model No. 1, IAWQ Scientific and Technical Report No. 1, IAWQ, London

Henze M., Gujer W., Mino T., Matsuo T., Wentzel M. C. and Marais G. v R. (1998) Activated Sludge Model No. 2d. IAWQ, Scientific and Technical Reports, No. 3., London

ISIS adatbázis Jeppsson, U., and Diehl, S. (1996a) An Evaluation of a Dynamic Model of the Secondary

Clarifier. Water Sci. Technol. (G.B.), 34, 5-6, 19. Jeppsson, U., and Diehl, S. (1996b) On the Modeling of the Dynamic Propagation of

Biological Components in the Secondary Clarifier. Water Sci. Technol. (G.B.), 34, 5-6, 85.

McCorquodale, J. A.; Zhou, S.; and Vitasovich, Z. (1996) A Dynamic Solids Inventory Model for Activated Sludge Systems. Water Environ. Res., 68, 329.

Kabauris, J. C.; and Georgakakos, A. P. (1996a) Parameter and State Estimation of the Activated Sludge Process. I. Model Development Water Res. (G.B.), 30, 2853.

Kabauris, J. C.; and Georgakakos, A. P. (1996a) Parameter and State Estimation of the Activated Sludge Process. II. Applications Water Res. (G.B.), 30, 2867.

Kabauris, J. C.; and Georgakakos, A. P. (1996b) Parameter and State Estimation of the Activated Sludge Process: On-Line Algorithm Water Res. (G.B.), 30, 3115.

Kong, Z.; Vanrolleghem, P.; Willems, P.; and Verstaete, W. (1996) Simultaneous Determination of Inhibition Kinetics of Carbon Oxidation and Nitrification with a Respirometer. Water Res. (G.B.), 30, 825-836.

- - 25

Komponensek 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 NO1 Folyamatok SI SS XI XS XH XA XP SO SNO SNH SND XND SALK

1 Heterotrófok aerob szaporodása

HY1

− 1 H

H

YY−

−1

-iXB 14XBi

−

2 Heterotrófok anoxikus szaporodása

HY1

− 1 H

H

YY

86,21−

− -iXB 1486,2*141 XB

H

H iY

Y−

−

3 Autotrófok aerob szaporodása 1

A

A

YY−57,4

AY1

-iXB

-AY

1 A

XB

Yi

71

14−−

4 Heterotrófok pusztulása 1-fP fP iXB -fPiXP

5 Autotrófok pusztulása 1-fP -1 fP iXB -fPiXP

6 Oldott szerves nitrogén ammonifikációja 1 -1

141

7 Hidrolízis (lebegő szerves anyag) 1 -1 8 Hidrolízis (lebegő szerves

nitrogén) 1 -1

YH 0,67 gKOI/gKOI YA 0,24 gKOIgN fP 0,08 - iXB 0,086 gN/gKOI iXP 0,06 gN/gKOI

Old

ott b

onth

atat

lan

szer

ves

anya

g

Old

ott s

zubs

ztrá

t

Lebe

gő b

onth

atat

lan

szer

ves

anya

g

Neh

ezen

bon

that

ó sz

ubsz

trát

Akt

ív h

eter

otró

f bio

mas

sza

Akt

ív a

utot

róf b

iom

assz

a

A b

iom

assz

a pu

sztu

lásá

ból

szár

maz

ó le

begő

szer

ves

anya

g

Oxi

gén

Nitr

át- é

s nitr

itnitr

ogén

NH

4+ - és N

H3-

nitro

gén

Old

ott b

onth

ató

szer

ves

nitro

gén

Lebe

gő b

onth

ató

szer

ves

nitro

gén

Lúgo

sság

- - 26

Komponensek

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 NO3 Folyamatok SI SS XI XS XH XA XSTO SO SNO SNH SN2 XTS SALK

1 Hidrolízis fSI 1-fSI -1 y1 -iXS z1 2 Heterotrófok aerob KOI tárolása -1 YSTO x2 y2 t2 z2 3 Heterotrófok anoxikus KOI tárolása -1 YSTO x3 y3 -x3 t3 z3 4 Heterotrófok aerob növekedése 1 -1/YH x4 y4 t4 z4 5 Heterotrófok anoxikus növekedése (denitrifikáció) 1 -1/YH x5 -iNBM -x5 t5 z5 6 Heterotrófok aerob endogén légzése fI -1 -(1-fI) y6 t6 z6 7 Heterotrófok anoxikus endogén légzése fI -1 x7 y6 ??? -x7 t7 z7 8 Heterotrófok PHA-ok aerob légzése -1 -1 -0,60 9 Heterotrófok PHA-ok anoxikus légzése -1 x9 -x9 -0,60 z9 10 Autotrófok nitrifikációja 1 x10 1/YA y10 iTSBM z10 11 Autotrófok aerob endogén légzése fI -1 -(1-fI) y11 t11 z11 12 Autotrófok anoxikus endogén légzése fI -1 x12 y12 -x12 t12 z12

fSI 0 gSI/gXS fI 0,20 - YSTO 0,8 gXSTO/gSS YH 0,63 gXH/XSTO YA 0,24 gXA/gSNO iNMB 0,07 gN/gXH vagy gN/gXA iXS 0,75 gTS/gXI iTSBM 0,90 gTS/gXH vagy gTS/gXA x,y,t hőmérsékletfüggő változók In

ert o

ldot

t sze

rves

any

ag

Kön

nyen

felv

ehető

szer

ves

anya

g

Iner

t leb

egő

szer

vs a

nyag

Neh

ezen

felv

ehető

szer

ves a

nyag

Het

erot

róf b

iom

assz

a

Aut

otró

f (ni

trifik

áló)

bio

mas

sza

Het

erot

róf b

iom

assz

ában

táro

lt te

rmék

Old

ott o

xigé

n

Nitr

át- é

s nitr

itnitr

ogén

Am

món

ium

- és

amm

ónia

nitro

gén

Mol

ekul

áris

nitr

ogén

Öss

zes l

ebegő

anya

g

Lúgo

sság

- - 27

Komponensek 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 NO1 Folyamatok SI SS XI XS XH XA XP SO SNO SNH SND XND SALK

1 Heterotrófok aerob szaporodása -1,49 1 -0,49 -0,086 0,006 2 Heterotrófok anoxikus szaporodása -1,49 1 -0,17 -0,086 0,90 3 Autotrófok aerob szaporodása 1 18,04 4,17 -4,25 -0,04 4 Heterotrófok pusztulása 0,92 0,08 0,08 5 Autotrófok pusztulása 0,92 -1 0,08 0,08 6 Oldott szerves nitrogén ammonifikációja 1 -1 0,07 7 Hidrolízis (lebegő szerves anyag) 1 -1 8 Hidrolízis (lebegő szerves nitrogén) 1 -1

Old

ott b

onth

atat

lan

szer

ves a

nyag

Old

ott s

zubs

ztrá

t

Lebe

gő b

onth

atat

lan

szer

ves a

nyag

Neh

ezen

bon

that

ó sz

ubsz

trát

Akt

ív h

eter

otró

f bio

mas

sza

Akt

ív a

utot

róf b

iom

assz

a

A b

iom

assz

a pu

sztu

lásá

ból

szár

maz

ó le

begő

szer

ves a

nyag

Oxi

gén

Nitr

át- é

s nitr

itnitr

ogén

NH

4+ - és N

H3-

nitro

gén

Old

ott b

onth

ató

szer

ves n

itrog

én

Lebe

gő b

onth

ató

szer

ves n

itrog

én

Lúgo

sság

- - 28

Komponensek 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 NO3 Folyamatok SI SS XI XS XH XA XSTO SO SNO SNH SN2 XTS SALK

1 Hidrolízis 0 1 -1 0,01 -0,75 0,001 2 Heterotrófok aerob KOI tárolása -1 0,80 -0,20 0,03 0,48 0,002 3 Heterotrófok anoxikus KOI tárolása -1 0,80 -0,07 0,03 0,07 0,48 0,007 4 Heterotrófok aerob növekedése 1 -1,60 -0,60 -0,07 -0,06 -0,005 5 Heterotrófok anoxikus növekedése (denitrifikáció) 1 -1,60 -0,21 -0,07 0,21 -0,06 0,010 6 Heterotrófok aerob endogén légzése 0,2 -1 -0,80 0,066 -0,75 0,005 7 Heterotrófok anoxikus endogén légzése 0,2 -1 -0,28 0,066 0,28 -0,75 0,025 8 Heterotrófok PHA-ok aerob légzése -1 -1 -0,60 9 Heterotrófok PHA-ok anoxikus légzése -1 -0,35 0,35 -0,60 0,025 10 Autotrófok nitrifikációja 1 -18,04 4,17 -4,24 0,90 -0,600 11 Autotrófok aerob endogén légzése 0,2 -1 -0,80 0,066 -0,75 0,005 12 Autotrófok anoxikus endogén légzése 0,2 -1 -0,28 0,066 0,28 -0,75 0,025

Iner

t old

ott s

zerv

es a

nyag

Kön

nyen

felv

ehető

szer

ves

anya

g

Iner

t leb

egő

szer

vs a

nyag

Neh

ezen

felv

ehető

szer

ves a

nyag

Het

erot

róf b

iom

assz

a

Aut

otró

f (ni

trifik

áló)

bio

mas

sza

Het

erot

róf b

iom

assz

ában

táro

lt te

rmék

Old

ott o

xigé

n

Nitr

át- é

s nitr

itnitr

ogén

Am

món

ium

- és

amm

ónia

nitro

gén

Mol

ekul

áris

nitr

ogén

Öss

zes l

ebegő

anya

g

Lúgo

sság

- - 29

Oldott komponensek 1 2 3 4 5 6 7 8 9 NO2d Folyamatok SA SALK SF SI SN2 SNH4 SNO3 SO2 SPO4

1 Aerob hidrolízis ν1,ALK 1-fSI fSI ν1,NH4 ν1,PO4 2 Anoxikus hidrolízis ν2,ALK 1-fSI fSI ν2,NH4 ν2,PO4 3 Anaerob hidrolízis ν3,ALK 1-fSI fSI ν3,NH4 ν3,PO4 4 Aerob növekedés a fermentálható tápanyagon -1/YH 1-(1/YH) 5 Aerob növekedés acetáton -1/YH 1-(1/YH) 6 Anoxikus növekedés a fermentálható tápanyagon -1/YH (1-YH)/(2,86*YH) -(1-YH)/(2,86*YH) 7 Anoxikus növekedés acetáton (denitrifikáció) -1/YH (1-YH)/(2,86*YH) -(1-YH)/(2,86*YH) 8 Fermentáció 1 -1 9 Heterotrófok lízise 10 PHA tárolás -1 YPO4 11 Aerob PP tárolás -YPHA -1 12 Anoxikus PP tárolás -ν12,NO3 ν12,NO3 -1 13 PAO-k aerob növekedése ν13, O2 -iPBM 14 PAO-k anoxikus növekedése -ν14,NO3 ν14,NO3 -iPBM 15 PAO-k lízise ν15,PO4 16 PP lízis 1 17 PHA lízis 1 18 Autotrófok aerob növekedése ν18,NH4 1/YA -(4,56-YA)/YA -iPBM 19 Autotrófok lízise ν19,NH4 ν19,PO4 20 ν20,ALK -1 21 ν21,ALK 1

YH 0,625 gKOI/gKOI YA 0,24 gKOI/gN YPO4 0,40 gP/gKOI YPHA 0,20 gKOI/gP fSI 0 gKOI/gKOI iPBM 0,02 gP/gKOI

Ferm

entá

ciós

term

ék

(ace

tát)

Lúgo

sság

Kön

nyen

felv

ehető

szer

ves a

nyag

Iner

t old

ott s

zerv

es

anya

g

Mol

ekul

áris

nitr

ogén

Am

món

ium

- és

amm

ónia

nitro

gén

Nitr

át- é

s nitr

itnitr

ogén

Old

ott o

xigé

n

Szer

vetle

n ol

dott

fosz

for

- - 30

Lebegő komponensek

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 NO2d Folyamatok XAUT XH XI XMeOH XMeP XPAO XPHA XPP XS XTSS

1 Aerob hidrolízis -1 ν1,TSS 2 Anoxikus hidrolízis -1 ν2,TSS 3 Anaerob hidrolízis -1 ν3,TSS 4 Aerob növekedés a fermentálható tápanyagon 1 5 Aerob növekedés acetáton 1 6 Anoxikus növekedés a fermentálható tápanyagon 1 7 Anoxikus növekedés acetáton (denitrifikáció) 1 8 Fermentáció 9 Heterotrófok lízise -1 fXI 1-fXI 10 PHA tárolás -YPO4 11 Aerob PP tárolás -YPHA 1 12 Anoxikus PP tárolás -YPHA 1 13 PAO-k aerob növekedése 1 -1/YH 14 PAO-k anoxikus növekedése 1 -1/YH 15 PAO-k lízise fXI -1 1-fXI 16 PP lízis -1 17 PHA lízis -1 18 Autotrófok aerob növekedése 1 19 Autotrófok lízise -1 fXI 1-fXI 20 -3,45 4,87 1,42 21 3,45 -4,87 -1,42

fXI 0,10 gKOI/gKOI YPHA 0,2 gKOI/gP YH 0,625 gKOI/gKOI N

itrifi

káló

or

gani

zmus

ok

Het

erot

róf

orga

nizm

usok

Lebe

gő in

ert

szer

ves a

nyag

Fém

hidr

oxid

ok

Fém

fosz

fát

Fosz

for a

kuum

láló

or

gani

zmus

ok

Poly

-hid

roxi

-al

kano

át

Poly

-fos

zfát

Neh

ezen

bon

that

ó an

yag

Öss

zes l

ebegő

anya

g

- - 31

Oldott komponensek 1 2 3 4 5 6 7 8 9 NO2d Folyamatok SA SALK SF SI SN2 SNH4 SNO3 SO2 SPO4

1 Aerob hidrolízis 0,01 1 0,01 2 Anoxikus hidrolízis 0,01 1 0,01 3 Anaerob hidrolízis 0,01 1 0,01 4 Aerob növekedés a fermentálható tápanyagon -0,01 -1,59 -0,022 -0,59 -0,004 5 Aerob növekedés acetáton -1,59 0,021 -0,070 -0,59 -0,02 6 Anoxikus növekedés a fermentálható tápanyagon 0,014 -1,59 0,21 -0,022 -0,21 -0,004 7 Anoxikus növekedés acetáton (denitrifikáció) -1,59 0,036 0,21 -0,070 -0,21 -0,02 8 Fermentáció 1 -0,014 -1 0,030 0,01 9 Heterotrófok lízise 0,002 0,031 0,01 10 PHA tárolás -1 -0,017 0,40 11 Aerob PP tárolás 0,081 -0,20 -1 12 Anoxikus PP tárolás 0,086 0,07 -0,07 -1 13 PAO-k aerob növekedése -0,004 -0,070 -0,59 -0,02 14 PAO-k anoxikus növekedése 0,011 0,21 -0,070 -0,21 -0,02 15 PAO-k lízise 0,002 0,031 0,01 16 PP lízis -0,081 1 17 PHA lízis 1 -0,016 18 Autotrófok aerob növekedése -0,06 -4,24 4,17 -18 -0,02 19 Autotrófok lízise 0,002 0,031 0,01 20 0,048 -1 21 -0,048 1

Ferm

entá

ciós

term

ék

(ace

tát)

Lúgo

sság

Kön

nyen

felv

ehető

szer

ves a

nyag

Iner

t old

ott s

zerv

es

anya

g

Mol

ekul

áris

nitr

ogén

Am

món

ium

- és

amm

ónia

nitro

gén

Nitr

át- é

s ni

tritn

itrog

én

Old

ott o

xigé

n

Szer

vetle

n ol

dott

fosz

for

- - 32

Lebegő komponensek

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 NO2d Folyamatok XAUT XH XI XMeOH XMeP XPAO XPHA XPP XS XTSS

1 Aerob hidrolízis -1 -0,75 2 Anoxikus hidrolízis -1 -0,75 3 Anaerob hidrolízis -1 -0,75 4 Aerob növekedés a fermentálható tápanyagon 1 0,90 5 Aerob növekedés acetáton 1 0,90 6 Anoxikus növekedés a fermentálható tápanyagon 1 0,90 7 Anoxikus növekedés acetáton (denitrifikáció) 1 0,90 8 Fermentáció 9 Heterotrófok lízise -1 0,1 0,9 -0,15 10 PHA tárolás 1 -0,40 -0,69 11 Aerob PP tárolás -0,20 1 3,11 12 Anoxikus PP tárolás -0,20 1 3,11 13 PAO-k aerob növekedése 1 -1,59 -0,06 14 PAO-k anoxikus növekedése 1 -1,59 -0,06 15 PAO-k lízise 0,1 -1 0,9 -0,15 16 PP lízis -1 -3,23 17 PHA lízis -1 -0,59 18 Autotrófok aerob növekedése 1 0,90 19 Autotrófok lízise -1 0,1 0,9 -0,15 20 -3,45 4,87 1,42 21 3,45 -4,87 -1,42

Nitr

ifiká

ló

orga

nizm

usok

Het

erot

róf

orga

nizm

usok

Lebe

gő in

ert

szer

ves a

nyag

Fém

hidr

oxid

ok

Fém

fosz

fát

Fosz

for a

kuum

láló

or

gani

zmus

ok

Poly

-hid

roxi

-al

kano

át

Poly

-fos

zfát

Neh

ezen

bon

that

ó an

yag

Öss

zes l

ebegő

anya

g

- - 33

Komponensek

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 No 2. Folyamatok SF SNH4 SPO4 SI SALK SO2 SA SNO3 SN2 XAUT XH XPAO XPP XPHA XI XS XTSS

1 Aerob hidrolízis 1-fSI ν1,NH4 ν1,PO4 fSI ν1,ALK -1 ν1,TSS 2 Anoxikus hidrolízis 1-fSI ν2,NH4 ν2,PO4 fSI ν2,ALK -1 ν2,TSS 3 Anaerob hidrolízis 1-fSI ν3,NH4 ν3,PO4 fSI ν3,ALK -1 ν3,TSS

4 Aerobok szaporodása SF-en -1/YH 1-1/YH 1

5 Aerobok szaporodása SA-en 1-1/YH -1/YH 1

6 Anoxikusok szaporodása SF-en -1/YH -(1-YH)/

2.86YH) (1-YH)/ 2.86YH) 1

7 Anoxikusok szaporodása SA-en -1/YH -(1-YH)/

2.86YH) (1-YH)/ 2.86YH) 1

8 Fermentáció -1 1

9 Heterotrófok bomlása -1 fXI 1-fXI

10 XPHA tárolása YPO4 -1 -YPO4 1 11 XPP tárolása -1 -YPHA 1 -YPHA

12 Aerob növekedés az XPAO-n -iPBM 1-1/YH 1 -1/YH

13 XPAO-k bomlása ν13,PO4 -1 fXI 1-fXI 14 XPP bomlása 1 -1 15 XPHA bomlása 1 -1

16 Autotrófok szaporodása -iNBM-

(1/YA) -iPBM -(4.57-YA)/ YA 1/YA 1

17 Autotrófok bomlása ν17,NH4 ν17,PO4 -1 fXI 1-fXI

YH 0,63 gKOI/gKOI YA 0,24 gKOI/gN YPHA 0,20 gKOI/gP YPO4 0,40 gP/gKOI iPBM 0,02 gP/gKOI fSI 0,00 gKOI/gKOI Fe

rmen

tálh

ató

anya

g

Am

món

ia- é

s am

món

ium

-nitr

ogén

Orto

fosz

fát

Iner

t old

ott a

nyag

Lúgo

sság

Old

ott o

xigé

n

Ace

tát

Nitr

át- é

s nitr

itnitr

ogén

Mol

ekul

ris n

itrog

én

Aut

otró

f org

aniz

mus

ok

Het

erot

róf

orga

nizm

usok

Fo

szfo

r akk

umlá

ló

mik

roog

rani

zmus

ok

Poly

-fos

zfát

Poly

-hid

roxi

-alk

anoá

t

Iner

t leb

egő

anya

g

Neh

ezen

bon

that

ó sz

erve

s any

ag

Öss

zes l

ebegő

anya

g

- - 34

Komponensek 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 No 2. Folyamatok SF SNH4 SPO4 SI SALK SO2 SA SNO3 SN2 XAUT XH XPAO XPP XPHA XI XS XTSS

1 Aerob hidrolízis 1 0,01 0,001 -1 -0,75 2 Anoxikus hidrolízis 1 0,01 0,001 -1 -0,75 3 Anaerob hidrolízis 1 0,01 0,001 -1 -0,75

4 Aerobok szaporodása SF-en -1,6 -0,022 -0,004 -0,001 -0,6 1 0,90

5 Aerobok szaporodása SA-en -0,070 -0,02 0,021 -0,6 -1,6 1 0,90

6 Anoxikusok szaporodása SF-en -1,6 -0,022 -0,004 0,014 -0,21 0,21 1 0,90

7 Anoxikusok szaporodása SA-en -0,070 -0,02 0,036 -1,6 -0,21 0,21 1 0,90

8 Fermentáció -1 0,03 0,01 -0,014 1

9 Heterotrófok bomlása 0,031 0,01 0,002 -1 0,1 0,90 -0,15

10 XPHA tárolása 0,4 -0,004 -1 -0,40 1 -0,69 11 XPP tárolása -1 0,048 -0,2 1 -0,2 3,11

12 Aerob növekedés az XPAO-n -0,07 -0,02 -0,004 -0,6 1 -1 -1,6 -0,06

13 XPAO-k bomlása 0,031 0,01 0,002 -1 0,1 0,90 -0,15 14 XPP bomlása 1 -0,048 -3,23 15 XPHA bomlása -0,016 1 -1 -0,6

16 Autotrófok szaporodása -4,24 -0,02 -0,6 -18 4,17 1 0,9

17 Autotrófok bomlása 0,031 0,01 0,002 -1 0,1 0,90 -0,15

Ferm

entá

lhat

ó an

yag

Am

món

ia- é

s am

món

ium

-nitr

ogén

Orto

fosz

fát

Iner

t old

ott a

nyag

Lúgo

sság

Old

ott o

xigé

n

Ace

tát

Nitr

át- é

s nitr

itnitr

ogén

Mol

ekul

ris n

itrog

én

Aut

otró

f org

aniz

mus

ok

Het

erot

róf

orga

nizm

usok

Fo

szfo

r akk

umlá

ló

mik

roog

rani

zmus

ok

Poly

-fos

zfát

Poly

-hid

roxi

-alk

anoá

t

Iner

t leb

egő

anya

g

Neh

ezen

bon

that

ó sz

erve

s any

ag

Öss

zes l

ebegő

anya

g

35

CSTR reaktorok és kontakt eljárások ipari szennyvizek anaerob kezelésére

Összeállították: Jakab Johanna, Németh Judit és Sebő Gabriella

Kroiss, H – Svardal, K. CST reactors and Contact Processes in Industrial Wastewater Treatment (In: Biotechnology 2nd Ed. V. 11a, Wiley, 1999, 479-492) c anyaga alapján

Rövidítések: BOI biológiai oxigénigény KOI kémiai oxigénigény CSTR tökéletesen kevert tank reaktor ESP fölösiszap termelés HRT átlagos hidraulikus tartózkodási idő MCRT átlagos iszapkor (szerves lebegő anyagra) MLSS az iszapkeverék lebegőanyag tartalma (szárazanyaga) MLVSS az iszap szárazanyag tartalmának szerves része (izzítási vesztesége) SRT átlagos iszapkor (öszzes lebegőanyagra) TKN összes Kjeldahl-nitrogén TOC összes szerves szén UASB felfele áramló folyadékos anaerob iszapréteg VSS a lebegőanyag tartalom szerves(illó) része 1. Az anaerob reaktor konfigurációjának értelmezése A CSTR (tökéletesen kevert tank) reaktorok és a kontakt eljárások egyaránt jellemző tulajdonsága a biológiai reaktor tökéletes átkeveredése. Ilyen körülmények könnyen elérhetők a folyadékfázisra vonatkozóan, azonban szilárd fázisra ez már nem áll fenn. A szennyvíz összetételétől függően nem lehet előre megjósolni a reaktorra a szilárd fázis (anaerob iszap) tökéletes átkeveréséhez szükséges energiaigényt. A gyakorlatban azonban van egy átmeneti tartomány a CSTR és a felfelé áramoltatott folyadékos töltetes rendszereknél (mint az iszapréteges anaerob reaktorok), ahol a folyadék fázis szinte tökéletesen átkeveredik, míg a szilárd fázis nem (ATV, 1990). A tökéletesen kevert reaktorok természetesen szilárd hordozóval (pl: műanyaghálóval, vagy szilárd szemcsés hordozóval a rögzített film növekedési felületeként) is kialakíthatók, hogy fokozni lehessen az aktív biomassza koncentrációt a reaktorban (PASCIK és HENZLER, 1988). A CSTR ilyen értelemben expandált vagy fluid ágyas reaktor is lehet, melyek között azonban ugyancsak van megfelelő eltérés. Ez az áttekintő olyan reaktor konfigurációkat mutat be, ahol a folyadékfázis tökéletesen kevertnek tekinthető, de a szilárd mikroorganizmus tömeg nem rögzített, vagy fluidizált tölteten alakul ki.

36

2. Lehetséges konfigurációk 2.1 Kevert iszapos reaktorok A legegyszerűbb anaerob rendszer egy tökéletesen kevert tartály, vagy medence –tank- (1. ábra). Ez egy üres reaktortér, megfelelő keveréssel. Egyszerűsége, hogy abban a folyadék átlagos tartózkodási ideje (HRT) egyenlő a biológiai átalakítást végző lebegő mikroorganizmus tömeg tartózkodási idejével (MCRT), melyet hívhatnak iszapkornak vagy átlagos iszap tartózkodási időnek is (SRT). A biológiai rendszer viselkedését, teljesítményét meghatározó fő paraméter az iszapkor (MCRT).

1. ábra. Tökéletesen kevert tank-reaktor.

Az ilyen rendszerben fontos kapcsolat van a keverés hatásfoka és a lebegő részek

ülepedése között. A lebegő iszap a következő részekből épül ki: (1) a befolyó víz olyan szerves és szervetlen lebegő anyagai, melyek a biológiai

folyamatokban nem vesznek részt, (2) a biológiai folyamatokban keletkező, részlegesen lebomlott, lebegő szerves részek, (3)az folyamatnál keletkező szervetlen csapadékok (pl: kalcium-karbonát, magnézium-ammónium-foszfát ),

(4)a biológiai átalakításnál keletkező baktérium tömeg, s az elhalt sejtek szilárd maradványai.

Amíg a keverés a teljes reaktortérben biztosítani tudja a lebegőanyag egyenletes elosztását, addig a reaktorban és a kifolyó vízben minden komponens koncentrációja azonos. Ennek hiányában a (nehéz) szilárd anyagok összegyűlhet, koncentrálódhat a reaktor fenekén, csökkentve annak aktív térfogatát, illetőleg a folyadék hidraulikus tartózkodási idejét (HRT), valamint az iszapkort is (MCRT). A végeredmény a csökkenő aktív reaktortérfogat és hatásfok lehet. Az anaerob eljárás biológiai átalakítási folyamatait nem befolyásolja a lebegőanyagok elkülönítése az elfolyó, tisztított vízből, de fontos lehet az a tervezés (iszapvisszatartás), és a következő biológiai lépések (aerob utótisztítás) működése miatt. A CSTR fontos előnye, hogy esetében a kezelés hatásfoka nem függ a lebegőanyag szeparáció kialakításától. Ezt a megoldást több évtizede sikeresen és megbízhatóan alkalmazzák 15 és 30 nap közötti

37

hidraulikus tartózkodási idővel (HRT) és iszapkorral (MCRT) a mezofil iszaprothasztásnál. Amíg ennél a szilárd szerves anyagok anaerob lebontásának, metanizációjának a sebességét általában a hidrolízis lassúbb sebessége határozza meg, addig a biológiailag könnyen lebontható, oldott szerves szennyező anyagok metánná történő átalakítását általánosan a metanizáló baktériumok, vagy néha a savképző baktériumok növekedési sebessége szabályozza. 2.2 Anaerob-kontakt eljárás (2.ábra) Az iszaprecirkulációs aerob szennyvíztisztítási megoldásokhoz hasonlóan az anaerob-kontakt eljárás alapötlete a hidraulikus tartózkodási idő (HRT) és az iszapkor (MCRT) szétválasztása volt, az átalakításhoz szükséges reaktortérfogat csökkentése érdekében. Az eljárás tökéletesen kevert reaktorból, szilárd-folyadék elválasztó egységből (ülepítés, sűrítés, membrán elválasztás) és az iszap recirkuláltatásából épül ki. A rendszerben lévő lebegőanyag koncentráció, illetőleg az iszapkor (MCRT) ellenőrzésére megfelelő, szabályozott fölös iszap elvétel, illetőleg azt biztosító rendszer szükséges. A lebegőanyag koncentrációjának a szabályozása a tisztított elfolyó víz, valamint az elvett fölös iszap lebegőanyag tartalmának ismeretében lehetséges. Ügyelni kell azonban arra, hogy a rendszerben a nehéz üledékek a reaktor fenekén összegyűlhetnek, lassan kiszorítva az aktív biomasszát a reaktorból. Ez az iszapkor (MCRT) és az átlagos tartózkodási idő (SRT) csökkenését eredményezheti. Ajánlott ezért a fölös iszap reaktor aljáról vagy a recirkuláltatott iszapból történő eltávolítása. Minél hígabb egy szennyvíz annál nagyobb különbség van a CSTR és a kontakteljárás esetén szükséges reaktortérfogat igényben. Ezzel egy időben fokozódik a szilárd-folyadék elválasztó

egység fontossága is az ilyen szennyvizek anaerob tisztításánál.

2.ábra. Anaerob kontakteljárás vázlata. Ha a szilárd-folyadék szeparációt az elfolyó vízből a szilárd anyagok ülepítésével és sűrítésével végzik, mely a legszélesebb körben alkalmazott megoldás, a rendszer működése alapvetően az anaerob iszap ülepedésétől és sűrűsödésétől függ. Az ülepítőben/sűrítőben lévő anaerob iszap flokkulumaihoz, iszappelyhecskéihez tapadó buboréktól, illetőleg az ülepítőben történő gáztermeléstől ugyancsak erősen függ az ülepítés hatékonysága. Az ülepítő gáztermelése minimalizálásának legjobb módja, ha az elfolyó vízben lévő biológiailag bontható tápanyag koncentrációját állandó alacsony értéken tartják. Túlterhelés, vagy az

38

anaerob baktériumok tevékenységének a gátlása esetén magasabb lesz az elfolyó víz tápanyaganya koncentrációja. A gázbuborékok okozta probléma csökkenthető vákum-gáztalanítással és rövid ideig tartó hősokk kezeléssel. Az ülepedés és sűrítési javítására adagolt flokkulálószerek fokozhatják a problémát, mivel a flotáció bekövetkezhet annak eredményeként is, hogy a nagyobb iszappelyhekben több gáz kötődik meg. A membrán szeparációnál valószínűleg nem jelentkezik ilyen probléma. Ilyen esetben a vízkőképződés és membrán eltömődés okoz általában gondokat. A kontakt eljárásnak a másik alap problémája az ülepítéssel/sűrítéssel kapcsolatosan az, hogy körülmények kedveznek az oldott sók kiválásának. Ez az ülepítő alkatrészein is jelentős lehet, további problémákat eredményezve. Az olyan szervetlen anyagok, mint a homok, kalcium karbonát, valamint a nagyobb méretű lebegő szerves részek is beépülhetnek az úgynevezett iszaprétegbe, miközben a nagyon könnyű, aktív biomassza kimosódhat az elfolyó vízzel. Ilyenkor az iszapkor (MCRT) és az átlagos iszap tartózkodási idő (SRT) igen eltérő is lehet, ami technológiai, pontosabban kapacitás problémákat eredményez, különösen kis szennyezettségű szennyvizeknél. Az elfolyó vízben lévő ilyen csapadékok, durva (szervetlen) darabos részek (homok stb.), a megnövekedett szilárdanyag termelés által okozott, előzőekben említett problémákra megoldás lehet a 3. ábrán látható reaktorkialakítás, melyet a gyakorlatban eddig több esetben sikerrel alkalmaztak (SVARDAL et al.,1993). A megoldás az UASB reaktoroknál is elterjedt. Mindkét változat alapötlete a Clarigester típusú reaktorból származik (Ross, 1984).

3. ábra. Kontakt rendszerű reaktor beépített ülepítő tartállyal és üledék eltávolítással.

Az alapvető eltérések a fenn említett megoldás, és a hagyományos megoldások között a következők:

(1) a reaktor alján lévő szennyvíz eloszlatása egy kaparóval ellátott keverő rendszer segítségével történik, amely folyamatos működésnél mozgatja, kotorja a nehéz üledékeket egy célszerűen kialakított vályú felé, ahonnan el lehet az üledéket távolítani;

(2) a cirkuláltató ülepítő-sűrítő egység a reaktor felső részében kerül kialakításra, ahonnan a keverő rendszerhez kapcsolódó kaparó visszajuttatja a sűrített iszapot a reaktortérbe.

39

Ilyen rendszert egy második külső ülepítő egységgel és egy iszaprecirkulációval is ki lehet alakítani, ugyanúgy, mint a hagyományosan kapcsolt eljárásnál. 2.3 Fedett anaerob medence Fedett anaerob medencék is sikeresen használhatók ipari szennyvizek anaerob kezelésére, különösen ott, ahol a földterület ára kicsi és kedvezőek az éghajlati körülmények (4. ábra). Az ilyen kis átalakítási sebességű megoldást nemrég fejlesztették ki (LANDINE és COCCI, 1989; idézve MALINA és POHLAND, 1992). A konstrukciótól és a készülékektől függően a fedett anaerob medencés megoldás kinetikáját illetően átmenet a CSTR és a kontakt eljárás között.

4. ábra. Fedett anaerob medence (részleges keveréssel az első és második reakció kamrában).

Szigetelt úszó fedéllel a (nagy) felületi hőveszteség még hideg éghajlatnál is minimális lesz. A hosszú hidraulikus tartózkodási időnek (HRT) köszönhetően a szilárd és oldott szerves szennyezések együttes kezelése nagyobb problémák nélkül kivitelezhető. További részletek MALINA és POHLAND (1992) munkájában olvashatók. 3. Reaktorok kialakításának a szempontjai 3.1 Általános alapelvek A fedett anaerob rendszerek tervezésénél figyelembe veendő szempontok:

(1) A biológiai lebomtás kinetikája. Ennek az alap modellje nagyon hasonló az aerob rendszerekéhez (folyamatos fermentáció, aktivált iszap).

(2) Anyagmérleg a KOI-re, N-re, Ca-ra, P-ra és a kénre is készítendő. (3) A befolyó vízben levő inhibítorok hatása, valamint az anaerob lebomlás

melléktermékeinek hasonló hatása (szerves savak, ammónia, hidrogén szulfid). (4) Lúgosság, pH. (5) Eljárás konfiguráció (egy lépcső, két lépcső). (6) Folyadék-szilárd elválasztás (tömeg egyensúly, ülepítés, sűrítés, membrán szeparáció).

A rendszerkialakítás, kivitelezés összetettségének köszönhetően nem tanácsos kizárólag elméleti ismeretek és összefüggések alapján tervezni egy ilyen tisztítót. Minden egyedi szennyvízre a tervezést gyakorlati tapasztalatra kell alapozni. Ezt a tapasztalatot hasonló szennyvizek ilyen üzemi tisztításából, vagy ahol ez nem áll rendelkezésre, laboratóriumi és fél-üzemi vizsgálatokból lehet megszerezni (4. fejezet).

40

Egy ismeretlen szennyvízre történő üzem tervezésekor, vagy kísérleti, illetőleg félüzemi méréssorozat tervezésekor fontos a főbb tervezési alapelvek, valamint ismeretek figyelembevétele, amely az utóbbi évtizedekben meglehetősen elmélyült. Az ipari szennyvíz összetétele és vízhozama rendszerint egyértelmű függvénye az üzemi gyártásnak, technológiának (ATV, 1993). Minden egyes tervezésnél ennek megfelelően előbb egyértelműsíteni kell a technológia anyagveszteségeit, ami a szennyvíz összetételét is alapvetően meghatározza. 3.2 Metanizáló reaktorok tervezési szempontjai 3.2.1 CSTR eljárás (Tökéletesen kevert tankreaktorok) Az anaerob CSTR tervezésénél feltételezhető, hogy a lebomlott oldott komponensek koncentrációja az elfolyó vízben megegyezik a reaktorban lévő iszapkeverék folyadék fázisáéval. Továbbá feltételezhető, hogy az intenzív keverés révén a baktériumok tápanyag ellátottsága is folyamatosan megfelelő, a transzport- és diffúziós gátlás nem játszik meghatározó szerepet a lebontási folyamatokat illetően. Ilyen esetben a baktériumok növekedési sebessége (µ) és a rendelkezésre álló tápanyag koncentrációja közötti összefüggést a Monod egyenlettel lehet leírni, ahol Ks a fél telítési állandó.

µ=µmax ⋅ S / (Ks+S) (1)

Az összefüggés alapján egyértelmű, hogy folyamatosan jó tisztítási hatásfokot (egyensúlyi állapotban ) csak akkor lehet elérni, ha:

HRT = MCRT >> 1/(µmax−b) (2) µmax a sebesség-meghatározó baktériumok (többnyire a metanizáló baktérium) maximális fajlagos növekedési sebessége, b azok elhalási, pusztulási sebessége (ATV, 1994).

Nehezen hidrolizálható szennyezőanyagok (főleg szilárd szerves anyagok) anaerob lebontásakor gyakran a hidrolízis a sebesség-meghatározó folyamat, vagy lépcső (pl: szilárd szerves maradékok anaerob stabilizációja). A tervezéshez szükséges kinetikai paraméterek az irodalmi adatok alapján választhatók (MALINA és POHLAND, 1992) (1.és 2 táblázatok). A kinetikai paraméterek irodalmi adatok alapján (1.táblázat) mintegy egy nagyságrenddel is eltérhetnek a különböző szerzők esetében, ami részben a még mindig korlátozott ismereteket bizonyítja, részben az üzemesítés technológiai variációinak az igen jelentős hatását. Az adott szennyvíz anaerob bonthatóságának a pontos ismerete nélkül, illetőleg nagyon hasonló szennyvíz üzemi tisztítási tapasztalatai nélkül ezért a táblázat adataival gyakorlatilag lehetetlen kiszámítani a szükséges tisztító, reaktortérfogatot. A 2. táblázatban lévő adatokat a reaktortérfogat első, közelítő becslésére lehet felhasználni, de nem helyettesíthetik a pontos tervezésnél az üzemi és fél üzemi vizsgálatok adatait.

41

1. táblázat: Az anaerob folyamatok kinetikai paraméterei a publikált adatok alapján.

Tápanyag Folyamat ks [mg KOI/l]

µmax [1/d]

Y [g VSS / g KOI]

b [1/d]

Szénhidrátok Savképződés 22,5-630 7,2-30 0,14-0,17 6,1

Acetátok Metanizáció 11-420 0,08-0,7 0,01-0,054 0,004-0,037

H2, CO2 Metánképződés 4,8*10-5-0,60 0,05-4,07 0,017-0,045 0,088

2. táblázat: Az anaerob átalakítás kinetikai jellemzői 35° hőmérsékletnél.

(MALINA és POHLAND, 1992)

Folyamat Ks [mg KOI/l]

µmax [1/d]

Y [g VSS / g KOI]

Savképződés 200 2,0 0,15

Metanizáció 50 0,4 0,03 3.2.2 Anaerob kontakt-eljárás Amíg a CSTR esetében a szilárd anyag további kezelésének nincs hatása a reaktor kialakítására, ez éppen fordítva van a kontakt eljárásnál. Az anaerob eljárások egyik fő előnye, hogy kicsi a fajlagos biomassza, vagy iszaphozamuk (Y), ami csökkenti az iszapkezelés és elhelyezés költségeit. Az alacsony koncentrációjú, főként híg szennyvíz (<2000 mg/L lebontható KOI) anaerob kontakteljárással történő kezelésnek, pontosabban a technológia teljesítményét szabályozó iszapkornak (MCRT) is könnyen meghatározó tényezőjévé válhat a szilárd-folyadék szétválasztó egység működése, azaz a túlfolyó tisztított vízzel a reaktorból távozó iszapmennyiség, a reaktor biomassza vesztesége (3. egyenlet).

MCRT=(V·˙Xa;R) / (Xa;E QES + Xa;e · Q) >> 1/ (µmax-b) (3) ahol:

V az anaerob reaktor térfogata, [m3] Xa;R,E,e az aktív metanizáló baktériumok koncentrációja a reaktorban (R), az eltávolított fölös iszapban (E) és az elfolyó vízben (e), [kg/m3] ; QES és Q a fölös iszap elvétel térfogatárama és befolyó (kifolyó) szennyvízáram, [m3/d].

A tisztítandó szennyvíz körülbelül 2000 mg/l –nél nagyobb lebontható befolyó KOI koncentrációknál az Xa;E Q szorzat, tehát az iszapveszteség hatása jelentősen csökken. Az Xa általában helyettesíthető Xv –vel, ami a VSS koncentráció vagy az összes lebegőanyag koncentráció KOI-je. Az utóbbi két paraméter könnyen meghatározható, míg az Xa;R,E,e bonyolultabb méréseket igényelne.

A 3. egyenlet alapján a reaktor térfogatát az alábbi paraméterek határozzák meg:

42

(1) A szükséges MCRT (iszapkor), amely a kívánt tisztítási hatásfok stabilis fenntartásához elengedhetetlen. Ez a szennyvíz összetételétől, hőmérsékletétől, terhelés ingadozásától, inhibíciós hatásától, befolyó koncentrációjától és utótisztítási lépcső elvárásaitól is függ. Behatárolásának legmegbízhatóbb módja az anaerob tisztítás helyszínen végzett fél üzemi vizsgálat.

(2) Maximális iszapkoncentráció -MLSS (Xa)- a reaktorban. Ez a szilárd-folyadék

szétválasztás megoldásától, hatásfokától, az összes iszaptermeléstől és így az iszap tulajdonságaitól függ. Megbízható adatok az ülepítési és sűrűsödési tulajdonságokról csakis fél-üzemi vizsgálatokkal, vagy üzemi tapasztalatokból szerezhetők. A fázisszétválasztás a fentiek ismeretében költség optimalizálással tervezhető.

(3) Fölösiszap termelés (ESP). Közelítő tervezésnél a biomassza termelést, átlagos iszap

tartózkodási időnél (SRT), az átlagosan eltávolított KOI 7%-ának lehet becsülni. A tisztítandó vízzel érkező biológiailag bonthatatlan szilárd anyagok, ha nem mosódnak ki az elfolyó vízzel, akkumulálódhatnak a reaktorban. Az átlagos iszap tartózkodási időnél (SRT) nagyobb ideig is tartózkodhatnak a reaktorban. A keletkező iszap ásványi részeinek a hasonló akkumulációja a szennyvíz összetételből, Ca, Mg, N, P terhelésből becsülhető (SVARDAL, 1991a). A hidrolizálható szerves szennyező anyagok ezen átalakításához első közelítésben 0,1 d-1 körüli hidrolízis sebesség feltételezhető.

3.3 Anyagmérleg ellenőrzése Az anyagmérleg pontos ellenőrzése egyaránt fontos a tervezés és üzemeltetés szempontjából is (KROISS 1985). Az anyagmegmaradás törvényének megfelelően a rendszerbe vezetett, és abból távozó anyag és energiaáramok összege egyenlő kell legyen. Három helyen kerülhet ki anyag a technológiából: az elfolyó vízzel, a fölös iszappal és a biogázzal. Nem stacioner esetben a reaktortérben tárolt tömeg változását is figyelembe kell venni a mérleg elkészítésénél. Az anaerob folyamatok ellenőrzésénél az anyagmérleg készítésénél a fontosabb paraméterek a következők: KOI, N, Ca, P, és S. A széntartalomra is lehet anyagmérleget készíteni (míg BOI-re és TOC-re nem), de a gyakorlatban analitikai és mintavételi problémák jelentkeznek, főleg a CO2 és disszociációs termékeinek következtében.

A kémiai analitikai ellenőrzés alapján is folyamatosan készíthető anyagmérleg az üzemeltetésre, amely egyidejűleg az üzem irányítójának visszacsatolást, vagy ellenőrzést is jelent a mérések pontosságára, megfelelőségére. Az ülepedéssel visszamaradó CaCO3 miatt az anaerob CSTR esetén és a kontakt eljárásnál is igen fontos a Ca-egyensúly ellenőrzése a rendszerben,. Az elfolyó tisztított víz Ca2+ koncentrációja a reaktorban tartott pH-tól függ, és jó üzemvitelnél általában 300 mg/l alatt van (SVARDAL, 1991b). Az anaerob tisztítás foszfor igénye a KOI és P mérlegből becsülhető. Az aktív biomasszának becsülhetően mintegy 2%-a foszfor (1,45 g KOI / g MLVSS). A tervezésnél az is feltételezhető, hogy az anaerob folyamatok során a szennyező anyagok összes nitrogén- (TKN) és kéntartalma ammónium-nitrogénné valamint hidrogén-szulfiddá alakul. A metán termelés első becslésénél feltételezhető, hogy a KOI 80%-a alakul át metánná (1 kg KOI átalakítása 0,35 Nm3 metán termelését eredményezi). Gazdasági számításokhoz a metántermelést a közeli, távolabbi jövőben várható átlagos KOI terhelésre kell számolni, s nem a berendezés tervezési értékeire.

43

3.4 Keverés kialakítása A reaktor keveréséhez szükséges energia mennyisége a keverés típusától, műszaki megvalósításától, a reaktor méreteitől, az ülepedő részek (MLSS) összetételétől, ülepedési hajlamától, és a keverés mindenkori céljától függ. A legáltalánosabb keverési megoldások egyike az olyan mechanikus keverés, amely vízszintes és függőleges irányba is átmozgatja a rendszert. A gázzal történő keverés a feláramló buborékok keverő hatásán alapszik. A külső szivattyúkkal, folyadék recirkuláltatással történő keverés nem ennyire hatásos és nem is gazdaságos. A keverők folyamatos ellenőrzése és karbantartása ugyanakkor nagyon fontos feladat. Ellenkező esetben az üzemzavarok komoly következményekkel járhatnak.

A keverő-berendezések tervezésénél fontos szempont, hogy a folyamatos keverés fajlagosan kisebb energiaigényt (W/m3) jelent, mint a ciklikus, amelynél a kiülepedett részek visszakeverése többletenergiát igényel. A folyadék fázis megfelelő átmozgatásának a fajlagos energiaigénye 1,5-4 Wm-3 között van, a reaktor méretétől függően. Ha a részecskék sűrűsége nagy, ülepedésük megakadályozására nagyobb keverési energia bevitel szükséges. A kiülepedett szennyvíziszap átkeveréséhez körülbelül 20 Wm-3 fajlagos energiát kellene biztosítani, hogy az teljesen homogén állapotba kerüljön. Az anaerob, szintrópikus és metanogén baktérium együttes (biocönózis) esetében mérsékelt, kis nyíróhatást eredményező keverés engedhető csak meg, mivel azok együttes tevékenysége az iszapfázisban alapkövetelmény. Ezzel szemben papíripari szennyvizek anaerob utókezelésénmél úgy tapasztalták, hogy 80 W/m-3 energiával történő keverés sem tudta megakadályozni az iszap szervetlen részeinek a részleges kiülepedését.

A keverés célja, hogy a folyadék fázis tökéletes keverésének a biztosítása a reaktorban. Ezzel akadályozható meg, hogy az egyes paraméterek, mint a pH, a hőmérséklet, a tápanyag-, és biológiai folyamatokat gátló komponensek koncentrációja a reaktorban térben állandó legyen, ami a folyamatok stabilitásának feltétele. Ezzel egyidejűleg biztosítani kell, hogy a tápanyagtranszport-, vagy diffúziós gátlás is minimális legyen, az iszap megfelelően érintkezzen a szennyvízzel. A reaktorban az üledék felhalmozódásának elkerülésére más megoldások sokkal megbízhatóbbak és gazdaságosabbak lehetnek (3. ábra). Más, a gyakorlatban kipróbált másik megoldás szerint, egy ciklont (centrifuga) is telepíthetnek a recirkuláltatott iszap útjába a nagyobb méretű szervetlen iszaprészek eltávolítására, még mielőtt azok felhalmozódnának a reaktorban (NAHLE, Philip Müller, Ludwigshafen, Germany). A baktériumok gáztermelése már önmagában is eredményez bizonyos keverési energiát, amely akár elegendő is lehet a rendszer teljes átkeverésére. A keverés hatékonyságát növeli a reaktor magassága és a térfogategységben termelt gáz mennyisége (kg KOI m3 / nap, illetőleg a reaktor felületegységre számítható gáztermelése, Nm3m-2h-1). Az így lehetséges fajlagos energiabevitel körülbelül 2,8 Whm-3 gáz/ m reaktor mélység.

Alapvető szabály az anaerob reaktor tervezésénél és a berendezés folyamatos működtetésénél, hogy a reaktor akár 10 évig is leürítés nélkül működjön. A metanizáló reaktor megbontása és leürítése hetekig is eltarthat, és az igen költséges is.

44

3.5 Egy- és több-lépcsős anaerob rendszerek összehasonlítása Sok esetben gazdaságos kiegyenlítő medencét (CSTR) építeni a metanizáló reaktor elé, hogy ezzel hatékonyabb és biztonságosabb üzemeltetés legyen elérhető. Ezzel egyben megvédhető a metanizáló reaktor a hirtelen terhelésingadozásoktól, valamint a toxikus hatású komponensek kritikus koncentrációjának a metanizálóban történő elérésétől. A kiegyenlítő reaktorokat tervezhetik és működtethetik tökéletesen kevert tankreaktorként vagy kontakt reartorként a savtermelés elmélyítésére, teljessé tételére. Ilyen esetben az egy-lépcsős eljárás két-lépcsőssé alakul. Az egy- és kétlépcsős anaerob eljárás kialakításának célszerűsége főként a szennyvíz összetételétől és a bontható szerves anyag koncentrációjától függ. A kétlépcsős eljárás alkalmazásának alapvető oka, hogy a hidrolízis és a savképzés más pH tartományban optimális, mint a metanizáció. Az egylépcsős eljárásnál a savasodás a metanizáló reaktorban játszódik le, ahol a pH>7, ami a metán baktériumok számára szükséges. Ha a pH magas, akkor a savtermelő baktériumok egy része propionsavat termel. Más savtermelő baktériumok a propionsavat ecetsavvá alakítják, de ennek a sebessége kisebb, mint az ecetsavvá alakítás sebessége. Ez a lépés azonban a lebontási folyamatok leg tisztázatlanabb, rejtélyesebb része. Emiatt propionsav felhalmozódás jelentkezhet a metanizáló reaktorban.

A H2 parciális nyomását kis értéken kell tartani a metanizálásnál a tisztított víz alacsony szerves szennyezőanyag koncentrációjának biztosítása érdekében. A propionsav gátolja a metanizáló baktériumok tevékenységét, már viszonylag kis koncentráció esetén is. (KROISS és PLAHLWABNEGG, 1983). Ennek következménye, hogy a koncentrált szennyvizek esetén (>5,000 mg KOI/L) a propionsav is nagy koncentrációban keletkezik. Emiatt a propionsav okozta inhibíció az egy lépcsős reaktor kialakításánál jelentős lesz. Híg szennyvizeknél és 7,5-nél nagyobb pH esetén az inhibíció már nem jelentkezik.

5,5 és a 6,5 közötti pH biztosítja a legkedvezőbb körülményeket a savtermelő baktériumoknak, amikor meghatározóan csak ecetsavat és vajsavat termelnek. A vajsav átalakulása ecetsavvá folyamatos és megfelelően nagy sebességű folyamat. A kétlépcsős megoldásnál ezért a propionsav akkumuláció okozta instabilitás lényegesen csökken. Ha a savtermelés során a pH 4,5 alá csökken, akkor a savtermelő baktériumok sokfélesége is csökken, s ezzel a szerves anyag ezen átalakítási lépésének a sebessége is lassul. A szerves szennyeződések egy részét ilyenkor a metanizáló egységben kell savvá alakítani. A metanizáló reaktorból származó fölös iszap, mint oltó iszap visszavezetése a savtermelő reaktorba ilyenkor valamelyest javíthat a kialakuló helyzeten, növeli annak a teljesítményét. Ha biológiailag lebontható szerves szennyezők nitrogént is tartalmaznak, a savasodás eredményeként ammónium szabadul fel. Ez a pH-t jelentősen növeli a savtermelő és a metanizáló reaktorban is. A savtermelés ellenére ilyenkor a pH a savképződési folyamatban magasabb is lehet, mint a befolyó szennyvízben. Ha a metanizáló reaktorban az ammónia koncentrációja 300 és 1000 mg NH4-N/l között van, az 7-nél nagyobb pH-t eredményezhet. 1500 mg/l koncentráció felett az ammónia gátolja az metanizáló baktérium működését (Kostner és Lettinga, 1983 Lay at. Al. 1998).

A savtermelő baktériumok nagy növekedési sebessége miatt a kevert kiegyenlítő medencében is jelentős savtermelés jelentkezhet, még akkor is ha nem arra a célra tervezték. A savtermelő

45

reaktor egyenetlen működése veszélyt jelent a metanizáló reaktor működésére. A váltakozó mértékű savasodás, veszélyt jelent a metanizációs reaktor stabilitására. A savtermelő reaktorból származó gáz komponensei a következők: CO2, H2, és kevés CH4 (H2S).

Amikor a hidrolízis és a savanyítás a szerves szennyezők anaerob lebontásának a sebesség-meghatározó folyamatai, kétlépcsős rendszert tanácsos tervezni, hogy a folyamatot optimalizálhassák az első lépést függetlenítve a másodiktól. Ilyen esetben az első lépcsőt is folyadék-szilárd anyag elválasztó egységgel látják el, hogy csökkentsék a fajlagos térfogatigényét. Az első lépcsőben keletkező fölösiszap kezelésével vigyázni kell, hiszen a nagy zsírsav tartalma miatt az iszapnak komoly szaga lesz (az ammóniától és a hidrogénszulfidtól hasonlóképpen). Sokszor gazdaságosabb, ha eltávolítják a lebegő anyagot az első lépcsőből, hogy ezzel csökkenjen a keletkező iszap hozama a metanizáló reaktorban. Megkívánt nagyságú iszapkor (MCRT) esetén ez kisebb térfogatú metanizáló reaktort eredményez. Természetesen a metanizáló iszap ülepedési és sűrűsödési tulajdonságai sem szabad elromlani egyidejűleg. A végső döntést arra vonatkozóan, hogy vajon egy- vagy két lépcsős eljárást célszerű-e választani, az egyes változatok gazdasági elemzése alapján lehet csak eldönteni, figyelembe véve a teljes szennyvíz és iszapkezelés, valamint iszapelhelyezés lehetőségeit, technológiájának kialakítását, s nem csak egyedül az anaerob lépcső költségeit. 3.6 Folyadék-szilárd elválasztás a kontakt-eljárásnál Az elválasztó egység tömegáramát bemutató ábra (5. ábra) világosan mutatja, hogy a fázisszétválasztásba annyi anyag kerül be a reaktorból a folyadékárammal, mint amennyit az iszap recirkulációjával oda vissza is kell juttatni. A tisztított elfolyó vízben a lebegőanyag mennyisége csak minimális lehet, s a fölösiszap elvétele is viszonylag kicsi lesz. Az ülepítő/sűrítő tervezésénél általában meghatározó az iszap sűrűsödésének a mértéke. A recirkuláltatott iszap mennyiségének (térfogatáramának) a növelése növeli az ülepítő befolyó áramát is és ezzel romlik a fázisszétválasztás hatásfoka. Az elválasztó egységek tervezését azért az iszap sűrűsödésének megfelelően kell tervezni. A meghatározó tervezési paraméter a felületi szilárdanyag terhelés, amely azonban széles tartományban változhat az iszap összetételtől függően (50-120 kg/m2/d). Hasonló fontos paraméter a tervezésnél a fajlagos felületi folyadékterhelés is (0,2-1 m3/m2h). A tisztított víz lebegőanyag tartalma általában elég kicsi ilyenkor az elfolyó vizekben, 200 mg/l koncentrációig elfogadhatónak tekinthető.

5.Ábra. A folyadék-szilárd elválasztó egységre anyagforgalmi sémája.

46

Figyelembe kell venni, hogy a fázisszétválasztás a reaktor baktérium konzorciumát illetően szelekciós, vagy adaptációs hatást érvényesít. Csak azoknak a baktériumoknak lesz kellő immobilizációs (visszatartási, túlélési) lehetőségük a rendszerben, melyek a folyadék-szilárd elválasztó rendszerben az iszapfázisba kerülnek. A többiek a túlfolyó vízzel kikerülnek a rendszerből. Azok a baktérium, amely ugyan képes lebontani a szennyvizet, de nem képesek „megkötődni” az iszapban, mindig kimosódnak a rendszerből. Ilyen értelemben a kontakt eljárás a CSTR eljárás felé tolódhat el jelentős instabilitás esetén. Jó példa a fázisszétválasztás és az iszap (MLSS) ülepedési és sűrűsödési tulajdonságai közötti szoros kapcsolatra, adaptációra a granulálódó iszap képződése a feláramló iszapos eljárásnál (UASB). Ennél az iszappehely képző, és „diszperz” formában történő növekedést kedvelő baktériumoknak ki kell mosódnia az iszapfázisból. Ennek következménye, hogy a kontakt eljárásoknál nagyon nehéz előzetesen pontosan megbecsülni a keletkező iszap ülepedési, sűrűsödési hajlamát, vagy kockázatos azt más szennyvizek ilyen tisztítási tapasztalataiból közvetlenül átvenni. Az anaerob reaktor lehetséges maximális iszapkoncentrációjának (MLSS) fenntartásával, csökkenthető a tisztításhoz szükséges reaktortérfogat. Ez lesz tehát a legfőbb tervezési paramétere a tisztító egységnek. Az eljárás stabilizálásának biztosítása azonban a tervezésnek hasonlóan fontos kritériuma. Az anaerob tisztítás iszapja ugyan nem mutat különösebb duzzadási hajlamot, az ülepedési és sűrűsödési paraméterekben jelentős eltérések várhatók. Ez mintegy 3-5-szörös eltérést is jelenthet a különböző rothasztók ülepítőtérfogat igényét illetően. A metanizáló reaktor és az utóülepítő térfogatigénye ennek megfelelően jelentősebben is változhat a körülményeknek megfelelően. Mivel az utóülepítőből a metanizáló reaktorban visszavezetendő iszap koncentrációja ennek megfelelően kulcsfontosságú, a folyamatokat erre vonatkozóan is célszerű optimalizálni. 4. Tervezés és üzemeltetés 4.1 Tervezés és a folyamatos üzemeltetés A részletes tervezés előtt a költségminimalizálás, és a maximális üzembiztonság elérése céljából, gondos laboratóriumi és félüzemi vizsgálatok végzésére, s azok eredményeinek a figyelembe vételére van szükség. Ezeket a méréseket azonban gyakran elhagyják, mivel azok is nagyon költségesek és időigényesek. Hangsúlyozni kell azonban, hogy csak igen ritkán lehet egy adott szennyvízre végzett anaerob mérések eredményeit közvetlenül értelmezni egy másik szennyvíz ilyen tisztítására. A másik fontos dolog, hogy még nincsenek általános tapasztalatok a különböző iparági szennyvizek anaerob kezeléséről, s gyakran maga a tervező sem tudja behatárolni, hogy milyen szennyvizet is kell majd tisztítania. Az adott üzemek termelési folyamatai mindig alapvetően befolyásolják a keletkező szennyvíz mennyiségét, összetételét, s azok egyenletességét. Az utóbbiak kapcsán felmerülő problémák csökkentésére a következő megoldásokat lehet alkalmazni:

1) A teljes üzemi termelési folyamat és szennyvízvonal, szennyvízbe kerülő anyagok mennyiségeinek gondos felmérése. (Mely anyagok kerülnek be a szennyvízáramba.)

2) Szennyvíz fizikai-kémiai paramétereinek, tulajdonságainak pontosítása. (Szennyvízhozam és koncentráció időbeni változása, terhelésingadozás valószínűsége, stb.)

3) Előzetes laboratóriumi vizsgálatok több párhuzamos kísérlettel, szabályozott körülmények között. (Biológiai lebonthatóság, gátló hatás, kinetikai paraméterek, pH ellenőrzés, lúgosság, stb.)

4) Megelőző fél-üzemi vizsgálatok. (Tervezés és üzemeltetés vizsgálata optimalizálása

47

félüzemi kísérletek alapján az üzemben keletkező szennyvíz felhasználásával a szóba jöhető terhelési viszonyok és üzemeltetési paraméterek mellett; folyamatos üzemeltetés, üzemindítás, analitikai ellenőrzés és üzemzavar elhárítás megtervezése).

Alapvető különbség a laboratóriumi és a félüzemi kísérletek között nem a reaktorok méretében lehet, hanem a megválaszolandó kérdésekben. A laboratóriumi vizsgálatok az egyes paraméterek közötti kapcsolatok tisztázására irányulnak, szigorúan ellenőrzött körülmények között. A különböző paraméterek hatásait el kell választani, hogy befolyásuk a teljes rendszer működésére jobban érthető legyen. A teljes folyamat ismeretével lehetőség nyílik a különböző technológiai konfigurációk célszerű tervezésére, az üzemi szennyvízkezelő rendszer kialakítására. A fél-üzemi vizsgálatok legfőbb célja, hogy tervezési változatokat dolgozzon ki a legvalószínűbb körülményekre. Mindenféle lehetséges hatást számításba kell venni a tervezésnél, hogy a szükséges ellenintézkedésekre kellően felkészülhessenek. A tökéletesen kevert reaktorok (CSTR) egyik legfontosabb előnye, hogy a laboratóriumi és a fél-üzemi berendezés esetén is a teljes üzemi méretnek pontosan be lehet állítani a várható folyadék koncentrációkat. A CSTR rendszer esetén a hidraulikus tartózkodási időt az fél-üzemi kísérletek során teljesen egyező lehet az üzemi berendezésével. A laboratóriumi és a fél üzemi vizsgálatok, ellenőrzés gyakran kevésbé részletező, mint az üzemi vizsgálatoké. Ez befolyásolhatja kissé a gáz-folyadék egyensúlyt [például a reaktorban levő folyadék fázis CO2 (H2S) koncentrációja, pH, CaCO3 csapadék, MAP, stb.]. A laboratóriumi kísérleti reaktorok méretének csökkenésével a falhatás s vele a biofilm formában történő bakteriális növekedés szerepe nőni fog (az MLSS ülepedési-sűrűsödési jellemzői javulhatnak, az inhibíciós hatás csökkenhet), míg az üzemi méretben a falhatás elhanyagolható.

Az ülepítő/sűrűsítő méretének a növelése bonyolult tervezési feladat, mivel a hidraulikus modellek nem képesek az összes fontos befolyásoló paramétert figyelembe venni. Ez azt jelenti, hogy a felületi folyadék-, és iszapterhelés nem tervezhető fél-üzemi eredmények alapján. A kísérleti üzemekben keletkező iszap ülepedési, sűrűsödési tulajdonságai nem lesznek azonosak az üzemi berendezésben keletkező iszapéval. A gáztalanítás sem tervezhető, mivel a kísérleti berendezésnél az üzemi méretek erre vonatkozó hatásának vizsgálata lehetetlen. Ezek a paraméterek, vagy részfolyamatok csakis az üzemi méretű berendezések tapasztalatai alapján tervezhetők. 4.2 Üzemindítás Az anaerob szennyvíztisztító beindításánál jelentkező problémákkal több tanulmány is foglalkozott már eddig is, mivel azok információhiány, illetőleg a rossz technológiavezetés miatt igen gyakoriak. A viszonylag nagy térfogat és a tökéletes keverés eredménye, hogy a reaktorban a tápanyag-koncentráció ingadozása az idő előrehaladtával csökken. Viszont, ha üzemzavar jelentkezik, például a zsírsavak felhalmozódása miatt, egyéb gátló hatás eredményeként, az elfolyó víz erősen szennyezett, illatos marad, amit nem lehet kiengedni a befogadóba további komoly problémák jelentkezése nélkül. Ilyenkor a reaktorban levő anyag összetételének, pH-jának, hőmérsékletének a megváltoztatásával lehet javítani a helyzeten. A többlet hő-, és vegyszerigény drága, és a megfelelő üzemmenet csak lassan áll helyre. Ilyenkor hosszabb lesz ez üzemindítás időtartama minden következményével együtt. A tervezési döntéshozatal és az üzemindítás között azonban mindig elegendő idő marad, az üzemindítás részleteinek a pontos kidolgozására. A legmegbízhatóbb módja, hogy az üzemindítás gondmentes legyen, a fél-üzemi vizsgálatok elvégzése a tisztítás helyszínén.

48

Ezeknek a vizsgálatoknak az egyik legfontosabb célja, a várható maximális tisztítókapacitás meghatározása az üzemi feltételek között, üzemi szennyvíz felhasználásával, s az üzemi tisztítóhoz is felhasználásra kerülő oltóiszap adaptálásával. Az ilyen vizsgálati eredmények alapján lehetséges azután részletes beüzemelési terv készítése. Ennek a meghatározó kérdései egyébként éppen az említett oltóiszap kiválasztása, szükséges mennyiségének a meghatározása. Az oltóiszap mennyiségének és minőségének az ismeretében (pl. lakossági szennyvíziszap rothasztóból, vagy más anaerob egységből történő átoltás) tervezhető az üzemi tisztító terhelésének folyamatos növelése (% /d) a rendszer túlterhelésének, instabilitásának az elkerülése érdekében. A üzemindítás, vagy stacioner üzem eléréséhez szükséges idő a fél-üzemi kísérletek alapján becsülhető, amihez ott megfelelő pontossággal ki kell mérni az iszaphozamot, hiszen egyébként is annak alapján lehet tervezni a terhelés növelésének az ütemét is. Az üzemindítás idején a KOI terhelés növekedése általában 1-6 % /d körül változhat a szennyvíz tulajdonságaitól függően. 5. Aerob biológiai utókezelés Az anaerob módon kezelt ipari szennyvizek a kezelést követően mindig tartalmaznak aerob úton egyébként biológiailag könnyen bontható komponenseket. Ezek koncentrációja esetenként eléggé kicsi is lehet, de annyira soha nem alacsony, mint a kis fajlagos iszapterhelésű aerob eljárásoké. Sok esetben, elsősorban a kisebb-nagyobb működési rendellenességek esetén, az anaerob tisztítás elfolyó vize is szagos. Ha az így tisztított szennyvíz tartalmaz kéntartalmú gázokat, akkor az elfolyó víz a hidrogén-szulfid miatt is erősen szagos. Az anaerob egység elfolyó vízének gyakran a lebegőanyag is sokkal nagyobb, mint az aerob módon kezelt szennyvizeké. A tisztítandó víz nitrogén tartalmának többsége az anaerob kezelést követően az elfolyó vízben ammóniaként távozik a rendszerből, ami a halak lemérgezésének egyik lehetséges forrása lehet a befogadóban. A fentiek következménye, hogy a legtöbb esetben szükség van az anaerob tisztítók elfolyó vízének az aerob utókezelésre, mielőtt a tisztított vizet a befogadóba engedik. Ha az anaerob tisztítás elfolyó vize a közcsatornába kerül, akkor az részben kellemetlen szaga, részben a csatornarendszerben megnövekedő gáztermelés miatt (robbanásveszély) lehet kellemetlen. Amíg az anaerob tisztító jól működik, addig az aerob utókezelésnél nem lesznek speciális problémák az alacsony BOI koncentráció elérésével. Ha az aerob tisztításnál nitrifikáció és denitrifikáció is szükséges, a helyzet bonyolultabb. Ismeretes, hogy a H2S gátolja a nitrit oxidációját (Nitrobacter), ami nehézséget okozhat az alacsony nitrit koncentráció fenntartásánál. Mivel a legtöbb biológiailag lebontható szénvegyület (szerves anyag) az anaerob lépcsőben lebomlik, a denitrifikációnál tápanyaghiány jelentkezhet (külső szénforrás adagolása is szükségessé válhat, stb.). Az ilen, tápanyaghiányos nitrifikáció és a denitrifikáció problémái a sorozat korábbi füzeteiben igen részletesen bemutatásra kerültek. A laboratóriumi vagy a fél üzemi kísérleteket alapján javasolható ilyen esetre denitrifikáció tervezése is. Az aerob utótisztítási lépcsőt mindig külön egységként kell tervezni, melynek teljesíteni kell a befogadóba történő szennyvíz kibocsátási engedélyben rögzített követelményeket. Ez tartalmazhat elfolyó víz koncentrációkat, de termelés specifikus anyagveszteség normákat is. Mindig szigorúan rögzíteni kell a mintavételezés módját, gyakoriságát, és a határérték túllépés lehetséges gyakoriságát. A tervező mérnökök számára a legnehezebb kérdést az jelenti, hogy

49

megtalálják azt az átfogó, legkisebb költségű megoldást, ami egyidejűleg eleget tesz a követelményeknek. A biológiai szennyvíztisztítási folyamatok megbízhatóságát ugyanakkor nem lehet könnyen számszerűsíteni. A tisztítás hatékonysága és megbízhatósága között azonban mégis érvényes a következő ökölszabály. A többlépcsős biológiai tisztító rendszerben az elő tisztítás stabilitása, egyértelműen növeli a teljes rendszer tisztítási hatásfokát. Ez könnyen érzékeltethető a következő példával: Ha az anaerob előkezelés átlagosan 60% körüli KOI csökkentést biztosít, az aerob utókezelés képes áthidalni az ugyanezen paraméterre mérhető 30-90% közötti rövid idejű előtisztítási hatásfok ingadozást is. Ha a teljes rendszerre a biológiailag bontható KOI eltávolítási igényét azonban 95 %-ra emelik, az előtisztítási lépcső hatásfokának az átlagos értéke négy-ötödére történő csökkenése már problémát okozhat az utótisztításnál. (Ilyen esetben ugyanis az aerob lépcső terhelése akár négyszeresére is nőhet.) Kimutatható az is, hogy az anaerob kezeléssel elérhető költségmegtakarítások erősen csökkennek, ha az aerob lépcsőt instabil anaerob hatásfokra kell tervezni. Az anaerob eljárás egyik alapvető tulajdonsága, hogy biológiai stabilitása is nő a tisztítás hatásfokának a növekedésével. Ez azt jelenti, hogy csak igen ritka esetben eredményezhet a maximális anaerob térfogati kapacitás (kg KOI/m3d) tervezése a teljes szennyvízkezelő rendszer tekintetében optimális tisztítási költséget. Az aerob utókezelés tervezését az anaerob lépcső elfolyó vizében lévő ülepedő részecskék koncentrációja is befolyásolja. Az eleven iszapos eljárás esetén az utókezeléshez a meghatározó tervezési paraméter az iszapkor (MCRT). Ez az első tisztítási lépcsőről érkező víz minőségétől, szennyezettségének ingadozásától, s az utótisztítás követelményeitől is függ. A levegőztető medence térfogata a második lépcső fölösiszap termelésétől, s a medence iszap (MLSS) koncentrációjától függ. Mindkét paramétert jelentősen befolyásolja az adott lépcsőre érkező szennyvízzel áthordott iszaprészek minősége és mennyisége (ülepedési-sűrűsödési készség). Ezeket a jellemzőket ugyanakkor az anaerob elfolyó szennyvíz összetétele is befolyásolja. 6. Végkövetkeztetések Annak ellenére, hogy a fölösiszap termelés ilyenkor kisebb lesz, mint csak aerob kezelés esetén, a fölös iszap problémáját is meg kell oldani. Az iszapkezelő és elhelyező rendszernek a biológiai kezelés beindítása előtt készen kell lennie. Az iszapelhelyezés lehetősége az ipari szennyvizeknél komplikáltabb lehet, s ennek megfelelően gondosabban kell az tervezni a helyi adottságoknak, lehetőségeknek megfelelően. Az ipari üzemekben a legfőbb feladat mindig az eladható terméket gyártsa, és nem a szennyvíz termelése, vagy ahhoz túlzottan komplikált tisztítórendszer kiépítése és üzemeltetése. A biológiai folyamatok stabilitását a tisztítandó szennyvíz mennyiségének és minőségének az ellenőrzésével nem lehet biztosítani. A minőségellenőrzés és folyamatszabályozás segíthet a reaktortérfogatok és a baktériumtenyészet optimális hasznosításában, de a rendszer számos adottsága, lehetőse nem pótolható csupán jobb ellenőrzés és szabályozás kiépítésével. A CSTR és a kontakt eljárások viszonylagosan nagy térfogatai ilyen tekintetben sok esetben kedvezőek, különösen a nagyobb koncentrációjú szennyvizek tisztításánál.

50

7. Hivatkozások

51

Anaerob iszapágyas (ASB) szennyvíztisztítás lehetőségei és távlatai

Összeállították: Jakab Johanna, Németh Judit és Sebő Gabriella G. Lettinga, G –Hulshoff Pol L. W.- Van Lier, J. B. – Zeeman, G.

Possibilities and Potential of Anaerobic Wastewater Treatment Using Anaerobic Sludge Bed (ASB) Reactors, (In: Biotechnology 2nd Ed. V. 11a, Wiley, 1999, 479-492) c anyaga alapján

Rövidítések AAFFEB anaerob rögzített filmes expandált ágy AnFB anaerob fluidizált ágy AnWT anaerob szennyvízkezelés ASB anaerob iszapágyas reaktor EGSB granulált iszapos expandált ágy FB fluid ágy GSS gáz-szilárd elválasztó IC belső cirkuláció IC-UASB UASB belső cirkulációja OLR szerves terhelés SSAR lépcsőzetes iszapterhelésű anaerob reaktor rendszer UASB feláramló folyadékbetáplálású anaerob iszapágy UFB feláramló folyadékbetáplálású fluidizált ágy VFA illó zsírsavak 1. Bevezetés Bár az anaerob szennyvízkezelés (AnWT) egy viszonylag új technológiai megoldás, mégis egyre népszerűbbé válik világszerte. Ez főként az AnWT azon alapvető előnyének tulajdonítható a hagyományos aerob szennyvízkezeléssel (AeWT) szemben, hogy természetbarát és stabilis, robosztus technológia (lásd a későbbiekben). Ha elfogadjuk, hogy az AnWT alapvetően előtisztítási módszer, akkor napjainkban kevés komoly hátrány hozható fel az AnWT ellen. Bár sok xenobiotikus vegyület biológiai bonthatósága az anaerob körülmények között is kétséges, sőt az anaerob mikroorganizmusok ténylegesen érzékenyebbek a lemérgeződésre, igen sok anyagról bebizonyosodott napjainkra, hogy anaerob úton biológiailag lebontható. Sok igen toxikus vegyület megemlíthető ezek között, mint például a nirto-aromások. Ma már az „első” üzemindítás lassú sebességéből származó hátrány is minimalizálható, mert a működő üzemi anaerob berendezésekből egyre sikeresebben lehet elegendő mennyiségű alkalmas minőségű anaerob fölösiszapot beszerezni az új berendezések, üzemek gyors indításához.

Az AnWT előnyei a hagyományos aerob tisztítókkal szemben a következők:

• A kezelési költségek kicsik, mert az AnWT rendszer technikailag egyszerű és viszonylag nem is olyan költséges, miközben az üzemeltetéséhez általában nem szükséges külső energiaellátás, amely egyben a robosztus jellegét biztosítja annak.

• Hasznos energiát termel, amely a rendszer fenntartható üzemeltetését eredményezi.

52

• Az AnWT gyakorlatilag bárhol és bármilyen üzemi méretben alkalmazható, mely rendkívüli rugalmasságának eredménye.

• Modern AnWT reaktorokban nagy szennyezettségű szennyvizek is tisztíthatók nagy terhelés ingadozás mellett is kis reaktortérfogatban.

• A fölösiszap hozam az AnWT-ben általában lényegesen kisebb az anaerob mikroorganizmusok igen lassú növekedési sebessége, és az iszap kitűnő sűrűsödési tulajdonságai következtében.

• A keletkező fölösiszap általában kellően stabilizált. • Az anaerob mikroorganizmusokat hosszú időn át életben lehet tartani táplálék nélkül,

akár 1 évet meghaladóan is. • Az integrált környezetvédelmi rendszerek alapegysége az AnWT, azaz összekapcsolva

a megfelelő utókezelő egységekkel hasznos termékek nyerhetők vissza a tisztításból, mint például ammónia és kén.

A rendelkezésre álló, modern, nagy sebességű AnWT reaktor-rendszerek óriási lehetőségeket kínálnak különféle szennyvizek kezelésére, beleértve a szennyvíz koncentráció széles skáláját, a meleg és hideg, az összetett és egyszerű szennyvizeket is. Különösen népszerű rendszerek a jól ismert „feláramló folyadékbetáplálású anaerob iszapréteges” (UASB) reaktor és ennek a még újabb módosítása, a „granulált iszapos expandált ágyas” (EGSB) reaktor. 2. Az anaerob szennyvíztisztítás reaktortechnikája A nagy fajlagos térfogati kapacitás (teljesítmény) eléréséhez az anaerob reaktorokban csupán a következő feltételeket kell biztosítani:

(1) Életképes, nagyon aktív anaerob iszaptömeg fenntartása a reaktorban. (2) Az iszap és a szennyvíz közötti megfelelő érintkezés biztosítása a szemcséken belüli

és a folyadék és iszapfázis közötti anyagtranszpor hiányosságainak, sebességkorlátozó hatásának kiküszöbölésére.

(3) Megfelelő környezeti tényezők fenntartása, mint például hőmérséklet, pH, makro- és mikrotápanyagok jelenlétének biztosítása, toxikus és/vagy gátló komponensek kritikus koncentrációinak kizárása.

Bár a (3) feltétel egyértelműnek tűnik, mégis figyelembe kell venni, hogy a gyakorlatban az anaerob baktériumtársulások specifikus aktivitására eléggé káros hatással lehetnek az anyagcsere közbenső és végtermékei is. A „kedvező környezeti feltételek” követelménye minden (gyakran eléggé) különböző organizmusra, amely részt vesz, különösen az összetettebb komponensek lebontási folyamataiban, egyformán érvényes. Az immobilizált baktérium aggregátumokban kialakuló „pórusok” tartalmazzák a nagyon változatos baktériumtársulásokat így azokban általában nagyon specifikus környezeti körülmények alakulnak ki. Ez különösen kiemeli a lebontási folyamatokhoz szükséges kiegyensúlyozott mikroorganizmus-társulás vagy mikroökorendszer megfelelő immobilizációjának rendkívüli fontosságát.

A továbbiakban az ASB technológia részletezésebb ismertetése következik (Lettinga és mások, 1980, 1983a,b, 1993; Lettinga és Hullshoff Pol, 1986; Lettinga, 1995). Az ASB reaktor megnevezés és elv alapja, hogy az ilyen rendszerekben kiváló ülepedésű anaerob iszap keletkezhet el, ha a mechanikai keverést az üzemeltetésnél minimálissá lehet tenni. A mechanikai keverés tulajdonképpen mellőzhető is az ASB reaktorokban, ha a fajlagos térfogati terhelést (OLR) adott, minimális érték felett tartható. Ilyenkor a keletkező biogáz

53

mennyiség feláramlása megfelelő keverést biztosít a rendszerben (azaz eleget tesz a 2. kritériumnak). Ha a (2) feltétel ezzel nem érhető el, például amikor az iszap, vagy rendszer fajlagos szerves anyag terhelését (OLR) szükségszerűen egy nagyon alacsony szinten kell tartani, akkor a mechanikai keverés óvatos formája előnyösebb lehet. Ennél a reaktormegoldásnál a reaktor alján a tápanyag elosztása a folyadék bevezetésének és feláramlásának megfelelően egyenletes. Az iszap aggregátumok, melyek a biogáz keletkezésének és beállított folyadéksebességnek megfelelően, diszperz állapotban mozognak az iszaprétegben, statisztikusan helyben maradnak, s nem kerülnek ki a folyadékkal a reaktorból. A biogázt természetesen el kell különíteni, vezetni a rendszerből, melyet az ASB rendszereknél a reaktor felső részében kialakított gázgyűjtő biztosítja. A gázgyűjtő valójában a reaktor felső részében kiépített ülepítő. Ebben az ülepítőben a kisebb-nagyobb iszap aggregátumok (iszappelyhek és szemcsék) össze tudnak tapadni, ki tudnak ülepedni, majd onnan ismételten vissza tudnak kerülni a reaktorba metanizáló reaktorzónába (a gáz-szilárd elválasztó (GSS) rész alá). A termelődő biogáz így összegyűjthető és elvezethető a megfelelően kialakított gázkupolából. A folyadék felületén rendszerint vékony habréteg stabilizálódhat. A gáz-folyadék szeparátor az anaerob iszapréteges reaktorok nélkülözhetetlen alkatrésze. Mivel az expandált granulált iszap ágyas (EGSB) reaktoroknál az iszap szemcsés aggregátumokat képez, sokkal nagyobb feláramlási sebességgel működhetnek. Ezeknél gáz-folyadék szeparátort eléggé specifikusan kell tervezni. Ez különösen igaz, amikor az iszap aggregátumok ülepedő képessége valamilyen okból romlik, vagy amikor csak igen kicsi, vagy minimális iszapkimosódás megengedett. A második eset nagyon híg szennyvizek vagy olyan szennyvizek kezelésekor érvényesül, amelyek a granulátum belsejében szaporodó, specifikus baktériumok vagy baktérium társulások rendkívül kis mennyiségeinek az iszapba történő beépítését igénylik. Minél kisebb az ilyen mikroorganizmus fajok fajlagos keletkezése a szennyvízből, annál fontosabb a gáz-folyadék szétválasztó szerepe a tisztításnál. Az UASB reaktorokban vagy az első generációs EGSB reaktorokban használt viszonylag egyszerű, hagyományos megoldások ilyen esetekben nem megfelelőek.

Egy ígéretes gáz-folyadék szétválasztó rendszer, melyet az elmúlt évtized óta minden részletre kiterjedően vizsgáltak a szerző tanszékén és nemrég óta egy nagyobb fél üzemi kísérletben is, együttműködve a koncepció lehetséges használóival, egy szűrődobból áll. A szűrődob kivitelezése és a helye a reaktorban (1. ábra) olyan technológiai paraméterektől függ, mint a szennyvíz jellege, összetétele, koncentrációja, a szemcsés iszap tulajdonságai, az üzemeltetés körülményei, stb. Részletes vizsgálatokat végeztek az ilyen fázis-szeparációra illó zsírsavak (VFA) híg, hideg oldatainak, szénhidrogénekkel és nélkülük történő, valamint diszperz frakciót tartalmazó hideg malátázó üzemi szennyvíz (Rebac és mások, 1995, 1997), továbbá zsírtartalmú szennyvizek anaerob tisztításánál (Petruy és Lettinga,1997; Hwu és Lettinga, 1997; Hwu és mások, 1997).

54

1. ábra: Granulált iszapos expandált ágyas (EGSB) reaktor dobszűrős fázisszeparátorral (GSS)

a reaktor felső részében. Az UASB reaktorokban használatos ülepítő rész az ilyen megoldásnál nem szükséges.

1 betáplálás, 2 folyadékelosztás, 3 a granulálódó iszap expandált ágya,

4 dobszűrő, 5 gáz-folyadék elválasztó, 6 tisztított víz, 7 folyadék-recirkuláció, 8 biogáz, 9 nedves gázmérő.

A fő különbség az EGSB és az UASB rendszerek között, hogy az EGSB reaktorban kizárólag granulált iszap van és lényegesen nagyobb az üres keresztmetszetekre alkalmazott folyadéksebesség, ami 5-10 mh-1, sőt néha 20 mh-1 is lehet. Az UASB reaktorban ugyanez az érték maximálisan csak 2 mh-1-ra emelkedhet. Az EGSB reaktorban a nagy folyadéksebesség értékből is következik, hogy ilyen működési körülmények mellett az iszapágy vékony, kis mélységű, ami az iszap és a szennyvíz intenzív keveredését is jelenti. Az EGSB reaktorok ezért magasabb kiépítésűek, mint az UASB reaktorok, esetenként 20 m-nél is nagyobbak. Ez hosszútávon lényeges terület megtakarítást (alapterület) jelenthet.

Időközben továbbfejlesztették az EGSB rendszert, az úgynevezett felúszó fluidizált ágyas (UFB) rendszerré (FRANKIN és mások, 1992; VERSPRILLE és mások, 1994; ZOUTBERG és mások, 1997), és a belső recirkulációt alkalmazó UASB (IC-UASB, azaz belső recirkulációs UASB) reaktorrá. A utóbbi megoldásnál (VELLINGA és mások, 1986; YSPEERT és mások, 1993) a reaktorgáz szétválasztásához félúton egy gázkollektort építettek a reaktorba. A gáz-folyadék-szilárd keveréket egy csövön keresztül vezetik ilyenkor felfele egy nagyobb térfogatú edénybe, ahol a gáz szétválhat a folyadékelegytől, s a folyadékelegy egy külön, külső csövön keresztül visszakerül a reaktor aljára. A lebegő iszapot tartalmazó folyadék recirkuláció mennyisége a gáz hozamától függ. 1990 óta a kereskedelmi EGSB rendszerek (IC-EGSB és UFB-EGSB) alkalmazásában növekedés tapasztalható, különösen a sör- és paradicsomgyártás szennyvizeinek a kezelésénél, a vegyipar és a papírgyártás szennyvizei anaerob tisztításánál. A mai napig több mint 60 EGSB rendszert helyeztek teljes felszereltséggel üzembe. Az ilyen EGSB rendszerek azonban még nincsenek kereskedelmi forgalomban, olyan kritikus szennyvizek tisztítására, melyek különösen jó retencióval

55

rendelkező életképes biomasszát igényelnének. A reaktor nagy valószínűséggel kiegészíthető a továbbfejlesztett gáz-folyadék szeparációs (GSS) dobbal, ahogy a korábbi ábrán az látható.

Ellentétben az UASB reaktorokkal, a granulált iszapos, expandált ágyas (EGS) rendszerekben gyakorlatilag a teljes visszatartott iszapmennyiség bensőséges érintkezésben van a szennyvízzel, és szükségszerűen aktív állapotban van, s attól függetlenül, hogy jelentős részük immobilizált formában a granulumok belsejében él és szaporodik, folyamatosan részt vesz a szennyező anyagok átalakításában. Egyértelmű bizonyítéka ennek, hogy az ilyen, granulált iszaptömeg aktivitása, tápanyag lebontási sebessége rendkívül nagy.

A valódi anaerob fluidizált ágyas (AnFB) rendszerekkel ellentétben, melyek ásványi hordozó anyagot használnak a baktériumok rögzítéséhez, mint pl. finom homok (0,1-0,3 mm), bazalt, biolit vagy műanyag részecskék (LI és SUTTON, 1981; HEINEN és mások, 1992; EHLINGER, 1994), az EGSB rendszerekben az iszap aggregátumok nincsenek teljes fluidizált állapotban. Erre nincs is szükség. Valódi fluid-ágyas rendszerek a szennyvíztisztítás gyakorlatában nehezen alakíthatók ki, mert biofilm kiépítésének a folyamatát lehetetlen szabályozni, hiszen a film kiépülése és leszakadása is periodikus, ciklikus. A film képződésének és leszakadásának dinamikus folyamatában, a mindig nagyon különböző méretű és sűrűségű aggregátumok lesznek jelen a rendszerben, tehát szükségszerűen bekövetkezik a különféle részecskék jelentős szegregációja, szétválasztódása. Ebből következik, hogy a nagyobb ásványi rész tartalmú (pl. biofilm nélküli) részecskék a reaktor alján, a nyugvó folyadéktérben (stacionárius ágyban) akkumulálódhatnak, míg a könnyű (pelyhes) részecskék, mint pl. a rögzítetlen biofilmek a felsőbb rétegekben helyezkednek el, vagy kimosódnak a rendszerből.

Az anaerob fluid ágyas (AnFB) rendszerek üzembe helyezése szintén hosszadalmas, hasonlóan például az anaflux folyamathoz (HOLLST és mások, 1997), amely valóban jobban hasonlít egy expandált ágyas reaktorra, mint egy valódi AnFB rendszerre. Így például az anaflux rendszer bár 0,5 mm átmérőjű (sűrűség közel 2,0) pórusos hordozó részecskéket alkalmaz a bakteriális rögzítéshez, 5-10 mh-1 feláramló folyadéksebességgel működik, amely sokkal kisebb, mint amekkora a hordozó részecskék fluidizációjához szükséges. Ellentétben a kereskedelemben alkalmazott EGSB reaktorokkal, az anaflux rendszerben igen bonyolult üzemindítási programot kell alkalmazni, hogy a leszakadó biofilm nagy része visszatartható legyen a reaktorban. Ezen túl ennél az eljárásnál a könnyű aggregátumokat (t.i. a túl vastag biofilm bevonatú részecskéket) is folyamatosan eltávolítják a reaktor tetején kialakított fölösiszap-szilárd szeparátorból, majd nagyobb turbulenciájú térben a biofilm egy részét lemossák róluk. Ezt követően mindegyik rész (mind a kötött mind a „szabad” biomassza) visszakerül a reaktorba. Napjainkig több mint 25 anaflux rendszert helyeztek üzembe különböző típusú szennyvizek tisztítására.

Az inert hordozó anyagok használatát (pl. üveg, műanyag, ioncserélő anyag vagy kovaföld) az expandált ágyas rendszerekben, JEWELL (1983) dolgozta ki az AAFEB reaktor kapcsán; valamint IZA és mások (1988), továbbá BINOT és mások (1983) az un. anaerob tapadó filmes expandált ágyas (AAFEB) rendszerekben. Az AAFEB megoldása nem került eddig nagyüzemi kipróbálásra, annak ellenére, hogy kielégítő eredményeket kaptak félüzemi telepnél. Az AAFEB megoldás valójában visszaszorult az UASB és EGSB rendszerek elterjedésével.

56

3. Nagyterhelésű ASB reaktorok szakszerű alkalmazása

Az anaerob rendszerek szakszerű alkalmazása, tervezése, üzemeltetése megköveteli az a bennük lejátszódó anyagcsere folyamatoknak mikrobiológiai, biokémiai ökológiai és technológiai vonatkozásainak a megfelelő ismeretét és megértését, s így részleteiben:

• Az anaerob iszap immobilizációját, és granulálódást befolyásoló, s a granulált iszap tönkremenetelét okozó tényezőknek az ismeretét,

• Az immobilizált biomasszában bekövetkező anaerob bontás kinetikájának ismeretét, • Az optimális rendszertechnikai feltételek ismeretét, • Az anaerob lebontás szükséges környezeti feltételeinek ismeretét.

Ez az áttekintő ezeknek mindegyikét nem részletezheti. Fontossága miatt azonban a granulált iszap kialakításának és fenntartásának a lehetőségéről, s ennek megfelelően az első üzemindítás, majd az újraindítás módozatairól szót kell ejteni.

3.1 Az ASB-reaktorok indítása oltóanyaggal és anélkül

A rendkívüli aktivitású iszap kialakítását és szükséges visszatartását, fenntartását az ASB rendszerekben csak megfelelően jól kiegyensúlyozott mikroorganizmus rendszerrel, immobilizált bakteriális ökoszisztémával lehet elérni. Az anaerob lebontás során többféle szintrópikus átalakítási reakció egyidejűleg megy végbe végbe, ezért az ahhoz szükséges mikroorganizmus együttes kialakítása elengedhetetlen. Csak így lehet kiküszöbölni, pontosabban minimalizálni az lebontás közti termékeinek a nagyobb koncentrációban egyértelműen káros hatását, optimalizálni a teljes rendszer környezeti feltételeit, mint pH-t, redox potenciált, stb.

Egy UASB reaktor első üzembe helyezésekor nagy szerepe van a granulációnak. A beindításkor célszerű viszonylag gyengébb fajlagos metántermelésű, jól flokkuláló anaerob iszapot használni. Az első beindítás több hónapot is igénybe vehet (pl. DE ZEEUW, 1987; HULSHOFF POL és LETTINGA, 1986, HELSHOFF POL és mások, 1987). Az UASB reaktorokban, és az inert hordozóanyagot alkalmazó a rendszerekben is a bakteriális növekedés, s ezzel a granuláció is főleg az oltóiszapból származó kevés számú iszapgócon, valamint inert szerves vagy szervetlen bakteriális hordozó felületén indul meg. A rendszer üzemeltetésének a granulációs (üzemindítási) szakaszban olyannak kell lennie, hogy a reaktorbak keletkező finom pelyhek kimosódjanak onnan. Csak így érhető el, hogy a kis számú nagyobb peiszappehely, majd később granulum belsejében, meghatározóan oldott tápanyagok hasznosítására képes, igen különböző környezeti feltételeket is toleráló, például termofil környezetet (WIEGANT és DE MAN, 1986; WIEGANT és mások, 1986; VAN LIER és mások, 1994), valamint pszichrofil környezetet kedvelő (VAN DER LAST és LETTINGA, 1991) mikroorganizmus fajok szaporodjanak el. Bár nagyon jótékony hatású a granulált iszap formációi, mégsem előfeltétele az UASB rendszerek jó teljesítményének; a gyakorlatot illetően egy jó metánképző aktivitású, jól ülepedő, sűrűsödő pelyhes iszap is sokszor kielégítő. Mióta jó minőségű anaerob fölösiszap (granulált) kellő mennyiségben keletkezik, s így hozzáférhető az ilyen üzemi tisztítókból, a „lassú” (első) üzembeindításnak ez a hátránya lassan megszűnnik. A jó minőségű, nagy sűrűségű granulált fölös iszap ideális oltóanyag az új üzemek indításához, még abban az esetben is, ha a kezelendő szennyvíz szignifikánsan eltérő összetételű, töménységű stb. Az oltóanyaggal indított üzem, azaz a nem-adaptált granunált

57

iszappal történő üzembeindítások gyakorlati tapasztalatai általában nagyon kielégítőek. Az a tény, hogy az utóbbi oltóiszap is általában nem az adott szennyvízhez adaptált biotenyészet, esetenként nehézségeket okozhat:

• Az iszap granulumok romlása, pl. az iszap szétesése következhet be, • Gyorsan növekvő fonalas savképző baktérium szaporodhatnak el a biomasszában; ez

megtörténhet, ha túl rövid idő van az iszap új tápanyaghoz történő adaptálódására, és/vagy túl kicsi az elősavanyít mértéke,

• CaCO3 kiválás jelentkezhet a nagy Ca2+ koncentrációjú szennyvizeknél; a problémát meg lehet előzni a tisztított víz nyers szennyvíz áramba történő recirkuláltatásával a Ca CaCO3 formájában történő kicsapatása érdekében (VAN LANGERAK és mások, 1977).

Figyelembe véve ennek fontosságát, meglehetősen nagy fontosságot tulajdonítanak a kutatásnak ebben a témakörben(pl. ALPHENAAR, 1994).

4. Az anaerob iszapágyas reaktor rendszerek alkalmazhatósága

Bár először főképpen oldott szerves anyagokat tartalmazó, közepes szennyezettségű szennyvizek kezelésére próbálták alkalmazni ezt a megoldást, röviddel az első UASB rendszert üzemesítése után (1974) bebizonyosodott, hagy a módszer összetettebb, nagyobb lebegő anyag tartamú, koncentráltabb, valamint egészen híg lakossági szennyvizek tisztítására is alkalmas (LETTINGA és mások, 1993; VAN HAANDEL és LETTINGA, 1994), még akár környezeti hőmérsékleten vagy 10°C-os hőmérséklet esetén is (DE MAN, 1990; VAN DER LAST és LETTINGA, 1991). Másrészt az is nyilvánvaló lett, hogy ilyen, kedvezőtlenebb körülmények esetén a jó hatásfokú tisztítás a rendszer gondosabb tervezését, kiépítését és üzemeltetését igényli. Ma már gyakorlatban bizonyított, hogy az EGSB rendszerek sokféle szennyvíz esetében is lehetővé teszik a különleges környezeti feltételek mellett történő anaerob tisztítást is. Ilyen esetek:

• Nagyon híg (CODbiod <100 mg/l) szennyvizek kezelése (KATO és mások, 1994, 1997; REBAC és mások, 1995, 1996);

• 10 0C alatti hőmérsékleten, elsősorban oldott, de jelentős lebegőanyag tartalmú híg szennyvizek tisztítása, beleértve hideg és nagyon híg ipari szennyvizeket is, mint söripar szennyvizeit (LETTINGA és mások, 1993 a,b; VAN DER LAST és LETTINGA, 1991; REBAC és mások, 1997; VAN LIER és mások, 1997);

• Olyan toxikus anyagokat tartalmazó szennyvizek kezelését, mint a lauril és capril sav (RINZEMA és mások, 1989, 1993 a), de kivételt képeznek az olein savak (HWU és LETTINGA, 1997; HWU és mások, 1997) és tejzsírok (RINZEMA és mások, 1993 b; PETRUY és LETTINGA, 1997; SANPERS, személyes közlemény);

• A szulfát redukciós kezelés termofil körülmények, de valószínűleg mezofil körülmények között is biztosítható. Nagyon sokat ígérő kísérletek történtek metanolt, mint elektrondonor használatával is (WEIJMA és mások, kiadatlan eredmények).

Az anaerob kezelés ígéretes lehetőség a termofil hőmérséklettartományra is, bár ebben az esetben többlépcsős anaerob reaktor (SSAR) rendszereket kell alkalmazni (VAN LIER és mások, 1994, 1996; LETTINGA, 1995). Az SSAR rendszerek több anaerob (ASB) lépcsőből állhatnak. Az SSAR megoldás biztosíthatja, hogy lépcsőnként optimális iszap biocönózis

58

alakulhasson ki, érvényesítve a különböző közti termékek , és azok átalakítására optimális iszap létrejöttét a reaktor rendszer egyes lépcsőiben. Különösen a xenobiotikumok különböző típusainak degradációjánál döntő fontosságú ez a megoldás, mert lehetővé teheti a kritikus szennyezőanyagok, nehezen bontható, oldott, vagy nehezen oldható, esetenként toxikus hatású szennyezőanyagok anaerob lebontását is (FIELD és mások, 1995). Az AnWT alkalmazásánál az optimális környezeti feltételek kialakítása, a megfelelő reaktortípus használata, s az iszap megfelelő adaptációja meghatározó a kritikusnak tekinthető szennyvizek tisztításánál. A beüzemeléskor ennek megfelelően elég időt kell biztosítani a kellően adaptált immobilizált iszap kialakulásához. Egy egyensúlyban lévő mikrobiális társulást használva a nagyobb molekulatömegű zsírsavak és kisebb molekulasúlyú aromás vegyületek, mint a benzoesavak, fenolok, krezolok és TPA anaerob lebontása többnyire könnyen biztosítható. A nagyobb molekulatömegű zsírsavak és egyszerű aromás vegyületek lebontása metanogén baktériumok és szulfát redukáló baktérium közös, szinergisztikus tevékenységével energetikailag könnyebb úton végbevihető. A biológiailag nehezen bontható, xenobiotikus anyagok, többszörös klór-, nitrát-szubsztituált, valamint azo-csoportokat tartalmazó vegyületek stabilisak az aerob mikroorganizmusokkal szemben, ugyanakkor bontásuk könnyen megindítható anaerob mikroorganizmusok segítségével. A végtermékek az utóbbi esetben kisebb klórozottsági fokú aromások, aminok. Az olyan toxikus komponensek, mint a kloroform, szén-tetraklorid, nitroaromások és azofestékek könnyen redukálhatók így kevésbé toxikus, s aerob úton már bontható anyagokká (VAN EEKERT és mások, 1995; DONLON és mások, 1996, 1997; RAZOFLORES és mások, 1997). Néhány olyan toxikus anyag, mint a papírgyártásból származó extraktumok nem bonthatók anaerob körülmények között, de könnyen bonthatók aerob oldalon. Visszahígítva (felhígítva a beérkező szennyvizet szubtoxikus koncentrációig az aerob tisztító elfolyó vízével) lehetségessé válhat a papírgyártás szennyvizének az anaerob úton történő tisztítása is (KORTEKAAS és mások, 1994).

5 Konklúzió Az iszapágyon keresztül felfele áramoltatott megoldással működő anaerob szennyvíz tisztítási megoldások, mint az UASB és EGSB rendszerek ma már „érett technológiát” jelentenek. Az iszap immobilizációját szabályozó tényezők megismerése révén granulált iszap kialakítása ma már biztonságos, bár az egyensúlyban levő bakteriális ökokolóniák pontos kialakulásáról az ismeretek ma még hiányosak. Több nehéz komponens degradációjában döntő szerepe van az egyensúlyban lévő bakteriális telepeknek. Az EGSB rendszerek, mivel jó iszapvisszatartás, s így adaptációt biztosítanak, hiszen a kialakult mikroorganizmus együttes jól érintkezik a szennyvízzel. Ennek megfelelően ígéretesek lehetnek, különösen híg (KOI<<1000 mgL-1) és igen kis hőmérsékletű (kisebb, mint 10°C) szennyvizek ilyen tisztítására is. Jelentős hatásfoknövelést sikerült elérni az anaerob reaktor technológia kialakításában is a többlépcsős reaktor kialakításával, amellyel megakadályozható az iszap visszakeveredése, mintegy csőreaktor jelleget is biztosítva a megoldásnak. Egy kellően üzemeltetett lépcsős eljárás igen jó hatásfokkal működhet kritikusabb szennyvizek tisztításánál is. Ez fokozottan igaz a termofil rendszerekre, ahol a termékek inhibíciója meghatározó tényező. Az anaerob iszapágyas tisztítókat napjainkban egyre több iparágban alkalmazzák sikeresen, de hasonlóan terjednek a lakossági szennyvizek tisztításánál is, különösen melegebb éghajlati térségekben. Híg szennyvizek tisztítására hidegebb környezetben a szitadobos gáz-szilárd szeparátorral kiépített EGSB reaktorok tűnnek nagyon ígéretesnek.

59

6. Hivatkozások

60

A szennyvíziszap komposztálásának lehetősége és nyílt rendszerű kiépítése

Horváthné Király Veronika -– Kiss Zsuzsanna – Kárpáti Árpád Veszprémi Egyetem, Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Tanszék

Bevezetés A komposztálás napjainkban reneszánszát éli. Egyrészt azért, mert a fogyasztói társadalmakban termelődő hulladékhegyek több mint egyharmad része szerves anyag, másrészt talajaink degradációja nagyobb mennyiségű természetes tápanyag utánpótlását, szerves trágya, humusz visszaforgatását tenné szükségessé. Magyarországon a növénytermelés most érte el azt a pontot, hogy a kis termésnövekedésért már nagyon komoly költségráfordítás szükséges. Ugyanakkor ijesztő a talajok minőségének a tendenciózus átalakulása, biológiai leromlása. Az ásványi hatóanyagokat koncentráltan tartalmazó műtrágyák használata a talajok elsavanyodásához vezetett. A könnyebben kezelhető műtrágyák alkalmazása a talajok szervesanyag-tartalmának csökkenésével, a talajszerkezet romlásával és a talajvíz szennyezettségének növekedésével járt együtt. Ezen túlmenően a talajok elsavanyodása és a szervesanyagtartalom csökkenése, a talajéletet jelentő mikroorganizmusok számára kedvezőtlen körülményeket teremtett. Ennek következménye volt a talajok mineralizáló és a szennyeződéseket degradáló képességének a csökkenése is. Kialakult a mezőgazdaságban egy ellentmondásos helyzet. Egyrészt a talajok állagának megóvásához szükséges szerves anyagok hiányával küszködnek, míg a másik oldalon nagy mennyiségben képződik értékes és potenciálisan nagy talajtápanyag tartalmú biomassza (szennyvíziszap, fafeldolgozási hulladék, biohulladék). Az utóbbiak döntően kárba vésznek a talaj regenerációja tekintetében, ezzel szemben mint környezetszennyező anyagok jelennek meg. Az ilyen szerves hulladékok nem szabályozott, kedvezőtlen lebomlása szennyezheti a felszín alatti, és felszíni vizeket, az utóbbinál hozzájárulhat azok eutrofízációjához, élővíz funkciójának elvesztéséhez, berothadásához. A talajok vonatkozásában a korhadás, teljes szerves anyag oxidáció miatt veszhet el a termelődő biomassza természeti értéke. Ezek a környezeti problémák napjainkban a több ezer éve ismert folyamatnak, a komposztálódásnak a technológiai kiteljesedéséhez vezettek. Ma már az EU országok többségében törvényekkel, rendeletekkel szabályozzák a szennyvíziszapok és egyéb szerves hulladékok komposztálását és azok felhasználását. A szennyvíziszap mennyiségének a folyamatos növekedése is egyre súlyosbodó környezeti probléma. A deponáló helyek kiépítése költséges, és sok esetben csak elodázza a megoldást, vagy további újabb gondokat eredményez. A szárítás, égetés vagy granulálás nagy energiafelhasználást és beruházás igényt jelent. Hazai körülmények között az egyetlen szóba jöhető hosszú távú megoldás a fenti problémára a szennyvíziszap komposztálása és mezőgazdasági területen történő hasznosítása. A szennyvíziszap szabályozott, irányított lebontása a speciális mikroorganizmus csoportok, valamint egyszerűbb talajlakó szervezetek segítségével komoly gazdasági eredményt hozhat a növényi tápanyagkészlet, talajélet-talajerő javítás területén. Csökkentheti, megszüntetheti a szennyvíziszap deponálásának, vagy közvetlen kihelyezésének a veszélyeit. Nagy mennyiségű zöldhulladék, fásult növényi maradvány egyidejű humifikációját is biztosíthatja.

61

A szerves maradékok, hulladékok jobb hatásfokú újrafelhasználását teheti így lehetővé. Felértékeli a természet tápanyag gazdálkodási ciklusát, technológiáját az egyoldalú kemikália használat évei után. 1.) A komposztálás kémiája és mikrobiológiája 1.1. A komposztálás szakaszai A komposztálás a szerves hulladékok ártalmatlanításának régóta ismert és alkalmazott módszere. A komposztálás olyan biotechnológiai eljárás, amelyben a szerves tápanyag túlnyomóan szilárd, vízoldhatatlan fázisban van, felületét vízfilm vonja be, és az ebben a filmben elhelyezkedő mikroorganizmusok elsősorban aerob körülmények között extracelluláris enzimekkel bontják le, illetve alakítják át a szerves anyagot, miközben a mineralizáció mellett minőségében megváltozó, biológiailag nehezen bontható, ugyanakkor a növények részére szükséges tápanyagokat tárolni és leadni képes szerves anyagok, humusz keletkezik (Szabó, 1986). A nyersanyag energiatartalmának jelentősebb részét ugyanakkor a mikroorganizmusok egyrészt élettevékenységük során az átalakítások energiaforrásaként, másrészt a környezet hőmérsékletének emelésére, s a keletkező jelentős vízmennyiség elpárologtatására használják. A speciális hőkezelést is alkalmazó komposztálás egyrészt a mezofil tartományban legnagyobb sebességű cellulóz és ligninbontás, másrészt a patogén mikroorganizmusok termofil tartományban lehetséges sterilizálása (60-65 °C) céljából is kívánatos (Golueke, 1977; Haug, 1993). A komposztálás során különböző prokarióták, és eukarióták, gombák és egyszerűbb talajlakó állatok tevékenysége révén bomlik le az összetett alapanyag (szénhidrát, keményítő, fehérje, zsír, cellulóz, hemicellulóz és lignin) egyszerű vegyületekre (víz, széndioxid, ammónium, ortofoszfát, nitrát, szulfát, stb.), valamint a mikroorganizmusok részére már csak igen kis sebességgel feldolgozható, többnyire egy-gyűrűs aromás vegyületekre, a humusz prekurzoraira. Az utóbbiakból kémiai átalakulások révén keletkezik a nagyon széles molekulatömeg eloszlású és komplikált molekuláris kiépítésű humusz (Szabó, 1986). A humifikáció során az élő és elhalt mikroorganizmusok enzimjei, valamint a közeg szervetlen és szerves katalizátorai hatására következik be az egyszerű szerves molekulákból a kaotikus felépítésű, sohasem teljesen azonos struktúrájú és véletlenszerű kibontakozással egyre inkább bonyolódó szerkezetű humuszmolekulák szintézise. Ennek a folyamatnak a jellemző reakciói a gyűrűzáródás (szén és heteroatomos 5, 6 tagú gyűrűk), aromatizálódás, polimerizáció, kondenzáció. A komposztálás oxidációs reakcióinak a hőtermelése az átalakuló alapanyag hőmérsékletének az emelkedését eredményezi. Ennek különböző tartományai szerint négy szakaszra szokásos felosztani a komposztálódás folyamatát: bevezető, lebontási, átalakulási és felépülési szakaszokra (Alexa és Dér, 2001). A bevezető szakaszban az optimális körülmények közé kerülő mikroorganizmusok nagy sebességgel szaporodni kezdenek (jó tápanyag, szénhidrát, fehérje, zsír, és oxigénellátás), a hőmérséklet az intenzív anyagcsere hatására gyorsan a termofíl tartományba emelkedik. E szakasz hossza általában néhány óra, esetleg 1-2 nap. Meg kell jegyezni, hogy a bevezető szakasz jelentősége a gyakorlat és az elmélet szempontjából csak annyi, hogy a hőmérséklet el kell, hogy érje a szükséges értéket. A legtöbb szakember ezért nem is tekinti külön szakasznak (Kutzer, 2000).

62

A lebomlási szakasz, vagy termofil szakasz kezdetén a szerves anyag lebontásáért még a mezofil mikroorganizmusok felelősek, amelyek szaporodásának a hőmérsékleti optimuma 30-45°C. Ezt meghaladva arányuk egyre csökken, de a hőmérséklet szükséges mértékű növelését még biztosítják (Alexa és Dér, 2001). A nyersanyagok lebontásának a nagyobb része a második fázisban történik, amit a legnagyobb levegőigény és a legnagyobb CO2 keletkezés bizonyít. A maximális lebontáshoz a hőmérsékletet 40-50 °C között kell tartani a levegőztetéssel. A mezofil mikroszervezetek száma 45°C-ig növekszik, 50°C felett már nagy számban pusztulnak el, és 55°C felett csak hőmérsékletre rezisztens fajaik maradnak fenn. A mezofil mikroflóra pusztulásával egy időben gyorsan szaporodnak a termofil mikroorganizmusok, a cellulóz és lignin bontására képes sugárgombák és gombák, amelyek hőmérsékleti optimuma 50-55°C között található. 75°C felett már alig lehetségesek biológiai folyamatok, hanem a tisztán kémiai - autooxidatív és pirolitikus folyamatok a jellemzőek. termofil mezofil poikilotherm lebomlás átalakulás érés 1. ábra: A hőmérséklet változása a komposztálás során (Alexa és Dér, 2001) Az átalakulási szakasz több hétig is eltarthat, miközben a hőmérséklet jelentősen csökken. A mikroorganizmusok elkezdik a nehezen bontható lignin bontását, amely során mono-, di, trifenol vegyületek keletkeznek. Ezek kondenzációjából épülnek fel a következő szakaszban a humuszanyagok. A komposztálás felépülési/érési szakaszát a szerves anyag humifikálódása jellemzi, amely a komposzt sötét színét eredményezi. Ennél a hőmérséklet további csökkenése következik be. Az érésben pszihrofil baktériumok és penészgombák működnek közre, amelyek hőmérsékleti optimuma 15-20°C. Nő a sugárgombák száma is, amely a komposztérettség indikátorának is tekinthető egyben. A könnyen lebontható szerves anyagok (szénhidrát, fehérje stb.) lebomlása gyorsabb, ezek a komposztálás során a kezdeti időszakban bomlanak le, biztosítva a nyersanyag hőmérsékletének a megemelését, a fásult részek bontására képes szervezetek kedvező

63

feltételek kialakítását, valamint a biológiai sterilizálás lehetőségét. A komposztálás végére a humuszanyagok mennyiségének növekedése a jellemző. 1.2. A komposztálásban résztvevő szervezetek Talán nem is létezik még egy olyan élőhely, mely olyan vonzó lenne a mikrobiális szaporodás és kölcsönhatás tanulmányázására, mint a komposztprizma. Ez a komposzt ökoszisztémája miatt van, amely az általános környezeti feltételekkel ellentétben (hőmérséklet, nedvességtartalom, tápanyag ellátás, szubsztrát jellemzők) az időben változó körülmények miatt maga is folyamatosan változik, így a komposztprizmán belül térben és időben is nagyon változatos lehet. A komposztálás során a szerves anyag lebontó, átalakító és felépítő folyamataiban a nyersanyagoktól, a környezeti feltételektől és az érési foktól függően különböző élőlények tevékenysége a domináns, mégis állandó szimbiózisban tevékenykednek. A giliszták, rovarok, pókok a komposztot csak az érés vége felé népesítik be. Aprító, kiválasztó és keverő tevékenységük elsősorban az érett komposzt küllemét, fizikai jellemzőit határozza meg. A komposztálás sebessége a nagyszámú bakteriális szervezetek -baktériumok, sugárgombák-, és gombák aktivitásának megfelelően alakul. A komposztáláshoz legtöbbször nincs szükség külön mikroorganizmus oltóanyagra, hiszen maga a komposztálandó anyag tartalmazza az összes ahhoz szükséges fajt. Éppen ezért nem meglepő, hogy bár végeztek kísérleteket különböző adoptált szervezetekkel, csak csekély, és nem szignifikáns különbséget tapasztaltak. Igen son könyvet, közleményt írtak a különböző mikroorganizmusok előfordulásáról, valamint optimális környezeti körülményeikről. Bár a komposztálás mikrobiológiáját viszonylag jól ismerik, még vannak nem kellően pontosított területei. Az ismeretek hiányának a legfőbb okai a komposztálandó anyagok nagy természetbeni változatossága, valamint a folyamatok igen változó hőmérsékleti és egyéb körülményei, a mikrobiális populációk szukcessziója, a biocönózis rendkívüli változatossága (de Bertoldi és társai, 1983; Kutzer, 2000). Míg a mezofil baktériumok csekély mennyiségbeli csökkenése tapasztalható a magasabb hőmérsékleti fázisban, addig a mezofil sugárgombák és gombák abban szinte teljesen eltűnnek. A termofil fázis kezdetén a termofil baktériumok gyors fejlődése tapasztalható, míg a termofil sugárgombák és gombák csak valamivel később jelennek meg. A hőmérséklet csökkenése után újból feltűnnek a mezofil szervezetek. Az ökoszisztéma összetettségének következtében a komposztálás mikrobiológiája számos nézőpontból elemezhető, például:

• a mikroorganizmusok taxonómiai különbsége alapján, ami számos publikációban megjelent, valamint

• a komposztálási folyamatot egészként tekintve, kihangsúlyozva az egyes populációk fejlődését az egymást követő fázisokban.

A komposztérés szempontjából azok az aerob és fakultatív anaerob baktériumok, a sugárgombák, gombák és algák és protozoák együttes tevékenysége meghatározó. Amióta a magas hőmérséklet (40-70 oC) a komposztálás szükségszerű része, azóta a termofil egyedek

64

általában több figyelmet kapnak a mezofil csoportokkal szemben. Ez azonban nem jelenti azt, hogy a mezofil szervezetek jelentősége kisebb lenne a komposztálás folyamatában. Cooney és Emerson (1964) kihangsúlyozta, hogy adott hőmérséklet mást-mást jelent a különböző mikroszervezetek számára, hiszen amíg az egyik csoportnak kedvező, illetve optimális, addig a másik csoportnak elviselhetetlen, esetleg éppen elviselhető körülményt jelent. A hőmérséklet fontos szerepet játszik a komposztálásban, befolyásolja a mikrobiológiai aktivitást, valamint szelektív tényező a populációk kialakulásában. Az 2. ábra a különböző mikroorganizmusok szaporodási tartományát mutatja a hőmérséklet függvényében. Az ábrán jól látszik, hogy az egyes csoportok között átfedések vannak.

2. ábra: Különböző mikroorganizmusok szaporodási tartományát mutatja a hőmérséklet függvényében (Kutzer, 2000) A sugárgombákat és gombákat általában, mint aerob szervezetek tartják számon, éppen ezért ilyen feltételek mellett izolálják és szaporítják ezen mikroszervezeteket a mikrobiológusok, kivéve azokat, melyek mind aerob, mind anaerob feltételek mellett izolálhatóak, ez utóbbiakat nevezzük fakultatív aeroboknak (Henssen, 1957). Ezen kívül léteznek még olyan sugárgombák, a Streptomyces thermoviolaceus ssp. Pingens, a Thermopolyspora polyspora és

65

a Pseudonocardia thermophila, melyek magas hőmérsékleten (60-65 °C) csak anaerob körülmények között növekednek, míg 40-50 °C között mindkét körülmény között. 1. táblázat Hőmérsékleti viszonyok a komposztálásra vonatkozóan (Kutzer, 2000)

Mikroorganizmus

Hőmérsékleti osztály

minimum

(°C)

optimum

(°C)

Maximum

(°C)

Optimális hőmérséklet az izolálásra (°C)

Bacteriumok

Thermus

Bacillus

Thermoactinomyces

termofil

termofil

termofil

40

35

35

65-75

60-65

45-55

80

70-75

70

75

60

55

Actinomycetesek hőmérséklettűrő

termofil

20

30

30

40-45 ≤50

≥50-60(-65)

40/45

45/50/55

Gombák hőmérséklettűrő

termofil

<20

≥20

35-40

40-45 ≤50

≥50-55(-60)

40

40/45/55

1.2.1 Baktériumok A baktériumok egysejtű élőlények, de nincs membránnal körülhatárolt sejtmagjuk. A DNS szabadon a plazmában helyezkedik el. Nagy a sejtjük fajlagos felülete, amely magas anyagcsere intenzitást tesz lehetővé. Sejtosztódással gyors szaporodásra képesek, generációs idejük kevesebb, mint 20 perc. Anyagcseréjük szempontjából megkülönböztetünk autotrófokat, és heterotrófokat. Bár a komposzt halomban az aerob mikroorganizmusok fejlődése dominál, előfordulhatnak abban kisebb anaerob terek is, melyekben fakultatív, esetleg obligát baktériumok is elszaporodnak. Ezt a szerves savak, valamint anaerob metabolizmusból származó gázok, N2O, H2S, CH4, és más szagképző gázok keletkezése bizonyít. A termofil hőmérséklet tartományban elsősorban Bacillus és Thermus fajok jelenléte a meghatározó. Egy tanulmány szerint (Strom. 1985a,b) 652 véletlenszerűen kiválasztott kolóniának 87%-a Bacillus volt (B. circulans, B. stearothermophilus főként), néhány pedig két ismeretlen nem spóraképző baktérium fajhoz, sugárgombákhoz (Sterptomyces, Thermoactinomyces), valamint a penészgombához (Aspergillus fumigatus) tartozott. Meg kell azonban jegyezni, hogy Strom (1985a) a kolóniákat 20 és 40 órás inkubációt követően, főként 65 °C-on izolálta, ami egyben azt is jelentheti, hogy ez túl rövid időperiódus, illetve túl magas hőmérséklet a termofil sugárgombák és gombák fejlődéséhez. Ellentétben azzal a tévhittel, hogy a komposzt maximális hőmérséklete esetén a túlnyomórészt csak termofil spóraképző fajok a dominánsak, ma már beigazolódott, hogy 65-82oC-os komposzt hőmérséklet mellett, nagyszámú (107-1010 sejt g-1 száraz anyag) nem

66

spóraképző, gram-negatív Thermus faj is jelen lehet. Ez azt mutatja, hogy a Thermus faj egyedei jobban alkalmazkodnak a komposzt magas hőmérsékletéhez, mint a Bacillusok.

1.2.2 Sugárgombák Rendszertani besorolásuk vitatott, általában önálló csoportként a baktériumok és a gombák közé sorolják azokat. A sugárgombák hifákat és micéliumokat képző talajlakó mikroorganizmusok, lignin bontására képes enzim rendszereik fontosak a humuszanyagok képzésében. Anyagcseréjük során antibiotikumokat és vitaminokat termelnek, ezzel az érett komposzt biokémiai higiénizálásában és a növényi növekedést serkentő hatás kialakításában fontos szerepet töltenek be. A sugárgombáknak köszönhető az érett komposzt erdei földre emlékeztető szaga. A morfológiájukat tekintve egy rendkívül változatos csoportját képezik a gram-pozitív baktériumoknak. Goodfellow (1989) 63 fajt sorolt be biokémiai szempontok alapján, ellentétben azzal, hogy régebben ezen csoport osztályozását főként morfológiai alapokon végezték, melyek az alábbiak voltak:

• szubsztrát és micélium morfológia, • spóra alak, • többé-kevésbé hosszú láncok (Streptomyces), • esetleg egyedüliek (Thermomonospora), vagy • párosak (Microbispora).

Az elsősorban sejtkémiára alapozott taxonómiájuk továbbra látszólag már nem kielégítő. A jövő koncepciói erősen az RNS összehasonlításokra és DNS tanulmányokra fog támaszkodni. Ennek a hatalmas csoportnak is csak néhány faja lehet érdekes a komposztálás mikrobiológiájával foglalkozó szakemberek számára, mint például: Streptomycetaceae család egyedei (Korn-Wendisch és Kutzner, 1992), valamint néhány termofil fajokat tartalmazó genus (Cross, 1968; Greiner-Mai et al.,1987; Kempf, 1996). Fontos figyelembe venni ugyanakkor a sugárgombák hőmérsékleti szukcesszióját. Az állandó hőmérséklet a melegedővel szemben a mezofil és termofil sugárgombák differenciálását vonja maga után (Cross, 1968). Ezt azért szükséges ennyire kihangsúlyozni, mert nincs éles határvonal a két csoport között: bár jóllehet, a legtöbb streptomycetes -mely a talaj mikrobiális populációjának is nagyon fontos része - mezofilként ismert és 45oC felett nem szaporodik, mégis találhatók ennek a genusnak olyan fajai, melyek képesek "kibővíteni" a hőmérséklettűrő képességüket. Úgy tűnik, hogy több termofil sugárgomba főként fakultatív (eurytermofil) és csak kisebb hányaduk obligát termofil (eutermofil). Látható, ahogy az várható is, hogy ugyanazon paraméterek, melyek meghatározzák az önhevülés folyamatát, pl.: a szerves anyag fajtája, nedvességtartalom, levegőztetés, hőmérséklet alakulása, egyben meghatározzák a többi a faj elterjedését is. A termofil sugárgombák nemcsak a cellulóz és lignin lebontásában játszanak fontos szerepet a komposztálás során, hanem az önhevülő folyamathoz, valamint a humifikációhoz is hozzájárulnak. Néhány fajuk a sterilizálást illetően is fontos szerepet játszik.

67

1.2.3 Gombák Az eukariótákhoz tartoznak, képesek a nagy cellulóz és lignin tartalmú fás növényi részek lebontására. Különösen jelentősek a penészgombák, amelyek a komposztálás során 60°C körül a cellulóz bontásában játszanak szerepet. A gombák -heterotróf eukarióta mikroorganizmusok (akár szaprofiták, akár paraziták)-, melyek nagyon nagy számú fajt foglalnak magukba, melyek az életciklusuk, valamint a morfológiájuk alapján 5 osztályba sorolhatók: Myxomycetes, Phycomycetes, Ascomycetes, Basidomycetes, "Deuteromycetes"(fungi imperfecti). A komposztanyagban tehát igen nagy számú mikroszervezet található, melyek közül legtöbb az Ascomycetesek és a Deuteromycetesek közé tartozik. Életkörülményeik: Hőmérsékleti viszonyok: (psicrofil, mezofil, hőmérséklettűrő, termofil). Habár, mint ahogy ezt már tapasztalhattuk, az egyes csoportok között kisebb-nagyobb átfedés tapasztalható, mégis szükség van a megkülönböztetések alkalmazására. Ugyanúgy, mint ahogy azt már a baktériumok és sugárgombák esetén tapasztaltuk, a gombáknál is élénk érdeklődés tárgya a termofil fajok (Crisan, 1973; Dix és Webster, 1995). Nedvességtartalom: Csak az alacsony víztartalomhoz szokott csoportokat nevezték el külön: xerofil gombák és ozmofil gombák. Ezek szárazság tűrő fajok. Ezen fajok a komposztálás végső fázisában szaporodnak el, amikor is a prizma kissé szárazabbá válik (Ayres és Boddy, 1986; Dix és Webster, 1995). Oxigénháztartás: A legtöbb gomba aerob körülmények között szaporodik, ezért a levegőzetett komposztprizma kiváló feltételek nyújt növekedésükhöz. Az anaerob viszonyokat kedvelő fajaik az oxigénben szegény, vagy oxigénhiányos prizmaterekben szaporodnak.

1.2.4 Algák és protozoák Algák és protozoák is szerepet játszanak a komposzt érése folyamatában, de szerepük nem jelentős. Általában nagy számban az érett komposzt tárolása idején figyelhetők meg. 1.3 Szerves anyagok lebomlása és a humuszanyagok képződése A talaj szerves anyagát a benne végbemenő biológiai folyamatok anyag- és energiatartalékai, valamint e folyamatok salakanyagai és melléktermékei alkotják. A talajban található élőlények képezik a talaj "vitális részét" és a humusz a "posztmortálisat". A talaj szerves anyagát humusz és nem-humusz anyagokra lehet felosztani. A nem-humusz rész az elpusztult növényi és állati szervezetekből és ezek bomlástermékeiből áll. A szerves anyag lebomlása (felaprózódás, feltáródás, mineralizálás) és felépülése (humifikáció) három szakaszra osztható fel:

• Biokémiai bevezető, iniciális szakasz: A nagy molekulájú polimerek hidrolitikus és oxidatív folyamatokban dimerekre és monomerekre esnek szét. Ez a folyamat a szöveti szerkezetben nem látható, pl.:levélbarnulás.

68

• Mechanikus felaprózódás: A szerves anyagok a talajállatok hatására felaprózódnak és a talaj ásványi alkotóival összekeverednek.

• Mikrobiológiai lebomlás: A szerves vegyületek enzimatikus úton építő elemekre

esnek szét, ami a szerves anyag oxidációját mineralizációnak eredménye, amikor ásványi anyagok, víz, széndioxid, és energia szabadul fel. A komposztálás során a szerves anyagok aerob mikroorganizmusok segítségével mineralizálódnak, illetve bizonyos hányaduk humifikálódik, végterméke a komposzt, amely nem más, mint stabilizált (humifikált) szerves anyag, ásványi tápanyagok és mikrobiális termékek (fermentumok) összessége. A holt szerves anyagok ásványosodási–mineralizációs-átalakulási folyamatait a következő ábra szemlélteti:

3. ábra: A humuszanyagok keletkezésének sematikus bemutatása (Alexa és Dér, 2001) A humuszképződés első lépése a szövetek szétesése egyszerű alkotó elemekre, második lépés a humuszanyagok szintézise. A humuszanyagok képződése a komposztálás során is lejátszódik. A humuszképződés összetett folyamat, amelynek lépései még ma sem teljesen ismertek. Az uralkodó folyamatok alapján négy szakaszra oszthatjuk fel a humusz keletkezését (Alexa és Dér, 2001):

• Metabolikus szakasz: Aromás vegyületek biogenezise, részleges bomlása, • Radikális képződés szakasz: Humuszsav-előanyag képződés. • Konformáció: Humuszsav-előanyagok összekapcsolódnak a nem aromás

vegyületekkel. • Humuszrendszer kialakulásának szakasza: Humuszanyagok összekapcsolódása az

ásványi részekkel, organominerális komplexek képződése. A humuszanyagok viszont stabil, nagy molekulaméretű szerves vegyületek, amelyeknek fontos szerepük van a talajszerkezet kialakításában, a tápanyagok adszorpciójában, és a talajok víz- és hőgazdálkodásában. A humuszanyagok amorf vegyületek, amelyek alapelemekből, monomerekből épülnek fel, szerkezetüket tekintve nem egységesek, hanem komplex vegyületcsoportként lehet azokat jellemezni.

69

A komposztálás során a szerves anyag minőségében, mennyiségében bekövetkező változások a következők:

• a C/N arány csökkenése, • könnyen bontható szerves anyag tartalom csökkenése, • humusz előanyagok mennyiségének a csökkenése, • a szerves anyag talajban végbemenő humifikációjához hasonló

változások (4.ábra).

4. ábra A szerves anyag átalakulása a komposztálás során (Alexa és Dér, 2001) 1.4. Fontosabb elemek átalakulási folyamatai a komposztálás során A szerves anyagok lebomlása, valamint beépülése a mikroorganizmusok szervezeteibe, sejtfalanyagába, majd annak, valamint a cellulóznak és ligninnek a gombákkal történő hasonló átalakítása egymással egyidejű, de ugyanakkor ciklikus folyamat. A végső szakasz a humusz prekurzorok sokrétű kémiai átalakulása, a humifikáció.

1.4.1 Szerves szén A különböző átalakulási folyamatokhoz a mikroorganizmus rendszer az energiát a szerves anyagok oxidációjából nyeri. Az energiát szolgáltató széntartalmú anyagok oxigén jelenlétében szén-dioxiddá oxidálódnak. Kialakulhatnak olyan átmeneti anaerob zónák, amelyekben metán és szén-monoxid keletkezése figyelhető meg.

70

1.4.2 Nitrogén A növények számára legfontosabb tápanyag a nitrogén, amely a komposztálás kiindulási anyagaiban túlnyomórészt fehérjék, aminosavak, amincukrok, nukleinsavak alkotórészeként van jelen. A komposztálás első fázisában megkezdődik a szerves nitrogénvegyületek ásványosodása, amelynek első lépése az aminizáció, második lépés az ammonifíkáció: 1. lépés: Fehérje ⇒ RNH2 + CO2 + energia 2. lépés: R-NH2 + H2O ⇒ NH3 + R-OH + energia NH3 + H2O ⇒ NH4-OH Termofíl fázisban alkalikus kémhatás mellett az ammóniumion nagy része ammónia formájában lesz jelen és gáz formájában távozhat a rendszerből. A keletkezett ammónia számára három további átalakulási lehetőség adódik:

- Nitrifikáció: Az NH4 biológiai oxidációja NO2--vé, majd NO3

- -á, - Mineralizált nitrogén a mikroorganizmusok biomasszájába épül be, - Nitrogén a huminanyagok felépítésében vesz részt.

1.4.3 Foszfor és kálium A foszfor és a kálium komposztálás alatti átalakulásával kapcsolatban még sok kérdés tisztázatlan, de az megállapítható, hogy a növények számára könnyen hozzáférhető formájúvá alakulnak át. 1.5. Komposztálást befolyásoló körülmények A hulladék anyagok összetétele a komposztálás során lényeges tényező. Komposztálással csak a mikroorganizmusok számára hozzáférhető és számukra toxikus anyagot nem tartalmazó szerves hulladékok bonthatók. Ezért fontos a toxikus hatás ellenőrzése a komposztálás előtt. A komposztálás alapanyagát képező nem növényi hulladékok általában tartalmaznak elég makro-tápanyagot (mint amilyen a szén, nitrogén, foszfor, kén, foszfor, kálium, magnézium és kálcium), valamint mikro-tápanyagokat tartalmaznak, melyek biztosítják a lebontási folyamatok beindítását. Nitrogénből azonban sokkal több van bennük, mint amennyi sejtanyaggá történő alakításukhoz szükséges. A fehérjék nagy nitrogéntartalmúak és jól bonthatók. A keratin és néhány hasonlóan ellenálló fehérje ugyancsak nagy nitrogén tartalmú de nehezen bontható. Éppen az ellenkezője igaz a fásult növényi részekre, melyek nitrogénben szegények, és szerves anyaguk nagy része, a cellulóz, valamint a lignin ezen túl bakteriálisan gyakorlatilag nem bontható. A komposztálási eljárás fokozása és a környezeti hatások optimalizálására a mikrobiális lebontást szabályozni kell. Az olyan homogén rendszerrel összehasonlítva, mint amilyen egy aktivált iszapos eljárás, a komposztálás egy heterogén, szilárd hordozós rendszer, korlátozott nedvességtartalommal. A homogén rendszereket lebontási folyamatai általában a Monod

71

kinetikával írhatók le, feltételezve, hogy a tápanyagtranszportja nem korlátozott. A heterogén rendszerben, mint a komposztálás, számos komponens tömegtranszportja (oxigén, oldott tápanyag) limitáló tényező. Mivel ezek a folyamatok nagyon összetettek és részleteiben nem ismertek, általában a következő fő tényezők ellenőrizendők a komposztálás során: a nyersanyagok biológiai lebontása, nedvességtartalom, oxigéntartalom, az anyag struktúrája és a levegőztetés, hőmérséklet, nitrogén-, foszfortartalom és átalakulás, és a pH.

1.5.1 C/N arány A nyersanyagok összeállításánál az egyik fontos tényező a C/N arány, mert a komposztálás során a mikroorganizmusok helyes tápanyagellátásával a nitrogénigény optimalizálható, a nitrogén vesztesége pedig minimalizálható. Az optimális C/N arány könnyen meghatározható a mikroorganizmusok tápelemigényéből. A mikróba sejtek C/N arány 5/1. A nyers eleveniszapé, s a rothasztott vegyes iszapé ezzel szemben 15:1. A komposzt alapanyag kiindulási C:N arányát ugyanakkor a cellulóz és lignin tartalmú, nitrogént alig tartalmazó fás növényi részekkel 30-35:1 arányra, vagy összetételre kell beállítani. A komposztálás végére a széndioxid veszteség miatt ez az arány 10-15:1 értékre csökken. A megfelelő karbon tartalmat tehát az úgynevezett hígító anyagoknak (faforgács, fűrészpor, falevelek, szalma, stb.) a komposztálandó anyagtömegbe való bekeverésével kell be állítani. • Túl kis C/N arány esetén nitrogén felesleg lesz az alapanyagban, ami veszendőbe megy,

ammónia formájában eltávozik. • Túl nagy C/N arány esetén a folyamat csak nagyon lassan indul be a nitrogén relatív

hiánya miatt, mivel ilyenkor a nitrogénellátottság lesz a baktériumok és gombák szaporodásának a limitáló tényezője. A felesleges szén szén-dioxid formájában történő eltávozása után a folyamat begyorsul.

Összességében elmondható, hogy minél öregebb, barnább és fásabb egy növényi anyag, annál több szenet, illetve minél frissebb, zöldebb és lédúsabb, annál több nitrogént tartalmaz.

1.5.2 Nedvességtartalom A komposztálandó szerves anyag optimális nedvességtartalma 40-60 tömeg%. A 60 %-nál nagyobb nedvességtartalomnál a halom pórusait a levegő helyett a víz tölti ki, s az aerob biológiai folyamatok befulladnak. A 40%-nál kisebb nedvességtartalom ugyancsak kedvezőtlen mind a mezofil, mind a termofíl baktériumok számára, mivel a kiszáradás lehetősége megnő. A nedvesség elengedhetetlenül fontos a lebomlási folyamathoz, mivel a legtöbb mikrobiológiai lebomlás, exoenzimes átalakítás a részecskék felületén lévő vékony folyadékfilmben játszódik le. A fentebb említett 40-60 tömeg %-os nedvességtartalommal szemben a durvább nyersanyagoknál nagyobb nedvességtartalom az optimális. Komposztálás alatt a durvább részecskeméretű nyersanyagok számára maximálisan megengedhető nedvességtartalom (pl. fa, kéreg 74-90%) meghaladja a kevésbé struktúrált nyersanyagok (pl. papír 55-65%, ételhulladék és fű 50-55%) számára elviselhető nedvességtartalmat. A komposztálási

72

folyamat végén a kész komposzt nedvességtartalma nem lehet több 35-45%-nál a tárolási, szállítási és kezelési nehézségek elkerülése végett. Néhány száraz hulladék komposztálásához víz vagy nedves nyersanyag hozzáadása szükséges. Általában a nyersanyagok inkább túl nedvesek, mint túl szárazak (az általános kezdeti nedvességtartalom fahulladéknál 40-75%, szennyvíziszapnál 87-98%, kerti hulladéknál 40-85%). Az olyan száraz struktúráló anyagok hozzáadása, mint pl. a faforgács, kéregdarabok, fűrészpor vagy a visszaforgatott komposzt elfogadott gyakorlat a kezdeti nedvességtartalom csökkentésére. A struktúráló anyag általában szárazabb, mint a kiindulási anyag ezért felhasználható az összekevert nyersanyag nedvességtartalmának csökkentésére. Ráadásul a nyersanyag és a struktúráló anyag keverék esetén az optimális nedvességtartalom általában emelkedik. Mostanában a bioszárítást javasolják a szükséges struktúráló anyag mennyiségének csökkentésére. A kezdeti komposztálási fázist, szakaszosan kevert reaktorban a nedves nyersanyagok szakaszos adagolásával végzik. A nyersanyagot a gyors melegedés ilyenkor gyorsan szárítja. A komposztálás alatt a kiindulásihoz képest a nedvességtartalom változik. Az átalakítások során jelentős mennyiségű víz is keletkezik (pl. 0.6 g/g szőlőcukor lebontásakor), ami növeli a nedvességtartalmat. Nagyobb mértékű azonban a megnövekedő hőmérséklet szárító hatása, mivel a komposztálás alatt a párolgás (levegőztetés) csökkenti a nedvességtartalmat. A komposztálás alatt a párolgás a legjelentősebb energiafogyasztó folyamat. A nedvességtartalom változása így érzékenyen függ mind a levegőztetés mértékétől, mind a komposzt hőmérsékletétől. Ha túl sok nedvesség párolog el, a vizet pótolni kell. A komposztálás során elveszett nedvességtartalom kompenzálására a komposzthoz közvetlenül is adhatnak vizet (kedvező lehet ez az átforgatás során), vagy néha a befúvatott levegőt telítik vízzel, hogy növeljék a nedvességtartalmat a komposzthalom teljes térfogatában A vízzel telített levegővel történő levegőztetés hatásfoka azonban korlátozott. A levegő hőmérséklete növekszik a komposzton való áthaladáskor, így a levegő telítettsége a prizmán történő áthaladáskor csökken, és a hőmérséklet növekedésével így szárítja is a komposztot. Ráadásul mivel a párolgás a fő energiafogyasztó folyamat, a levegőztetés hőmérséklet-szabályozó hatása csökken. A másik oldalon, túlzott nedvességtartalomnál, ha a komposzt víztartó képessége kimerül, csurgalékvíz jelenik meg a támasztó alapzaton. Egy fedett komposztáló telepen biohulladék prizmák csurgalékvízének az analízise azt mutatta, hogy annak a KOI-je 18000-68000 mg O2/l, a BOI5-e 10000-46000 mg O2/l és a NH4-N koncentrációja 310-855 mg/l között várható, amiért is azt tisztítani szükséges. Szerencsésebb, ha az ilyen folyadékra szükség van a komposztálás későbbi fázisában a prizmák nedvesítésére. A statikus, kényszerlevegőztetett, vagy vákuumozott prizmáknál, komposzthalmoknál a levegőztetés egy függőleges nedvesség gradienst hozhat létre a komposztrétegben, ami nőhet a levegő belépési pontjától a kilépési pontjáig, mivel a levegőztető gáz minden ponton vízzel telített. Ez lassítja a mikrobiológiai lebontást a levegő beviteli pontja közelében (kiszáradás). A nedvesség gradiens csökkenthető a levegőztetés irányának a váltogatásával, fokozott forgatással, vagy a nagy mennyiségű levegőztető levegő recirkuláltatásával.

73

A nedvességtartalom ellenőrzésének érdekében a nedvességtartalom becsülhető a kezelő tapasztalatai alapján, a komposztminta mérésével vagy kalkulálható a nyersanyagok kezdeti nedvességtartalma, a bejövő és távozó gáz páratartalma és hőmérséklete alapján.

1.5.3 Oxigénkoncentráció Az oxigén koncentrációja ugyancsak meghatározója a lejátszódó folyamatoknak. A szerves anyagok degradációja oxigén jelenlétében éppúgy lejátszódik, mint hiányában. A kedvező azonban az, ha a komposzthalom belsejében a gázfázis oxigénkoncentrációja 5-15 tf%. Kisebb koncentráció esetén anaerob baktériumok szaporodnak el és a degradálódó szerves anyagokból bűzös gázok, vegyületek képződnek. 15 tf%-nál nagyobb oxigénkoncentráció a hőmérséklet csökkenéséhez, ül. a szükséges folyamatok lelassulásához vezet. Golueke (1977) szerint az 1-2mm-es részecskékben általában jelen vannak anaerob részek. A nyersanyag ill. a választott technológiától függetlenül, a megfelelő oxigénellátás érdekében egy 20-30%-os, minimális, szabad hézagtérfogat szükséges. Az aprítás és a darabolás csökkenti a nyersanyag struktúráltságát és a porozitást, valamint növeli a nyersanyag felületét, ami elősegíti a mikrobiológiai lebontást. Ha a nyersanyag stabil struktúrával rendelkezik (faanyag <1cm, ételhulladék >2.5-5cm), akkor aprítható anélkül, hogy az az oxigénellátásra káros hatással lenne. Az oxigénellátás mellett a levegőztetésnek egy szárító és hőmérséklet szabályozó szerepe is van, ami káros lehet a mikroorganizmusokra. Példa számítások azt mutatják, hogy a szárítás levegőigénye tízszer akkora, mint amekkora a sztöchiometria alapján szükséges. A hőmérséklet-szabályozás is kb. ugyanekkora levegőztetést igényel. A komposztálási folyamat kezdetén a magas bomlási arány az átlagos oxigén szükséglethez viszonyítva magasabb oxigén szükségletet okoz. Az oxigénellátás biztosítható kényszerlevegőztetéssel vagy vákuum alkalmazásával, természetes ventillációval (diffúzió és konvekció) és kisebb mértékben forgatással. Ha aktív levegőztetést alkalmaznak, akkor a levegő áramlási sebessége (pl. terelőlemezzel fékezett levegőáram, változó forgási sebességű ventilátor), a levegőztetési periódusok hossza és gyakorisága, a levegő iránya (kényszernyomás, vákuum), típusa (friss vagy recirkulált levegő) és a levegő állapotjelzői (hőmérséklet, nedvességtartalom) változtathatók.

1.5.4 Hőmérséklet A komposztálás beindulása után a hőmérséklet legfontosabb hatása a higienizálás, hiszen a mezőgazdaságban, az élelmiszeriparban és a kommunális szférában keletkező szerves hulladékok jelentős része éppen fertőzőképessége miatt jelent problémát. Túl magas hőmérséklet kialakulását meg kell akadályozni, mivel a biológiai folyamatok ott már leállnak. A patogén szervezetek pusztulásának garanciája a termofíl fázisban elért magas hőmérséklet. A hőmérséklet mellett a komposzt nedvességtartalma is fontos, mert különbség van a nedves és a száraz közegben végzett hősterilizálás között. A nedvességtartalom növekedésekor az enzimek koagulációjához szükséges hő mennyisége csökken. A

74

komposztálás termofil fázisán átesett komposztban jelenlévő természetes mikroflóra is biztosítja, hogy a komposztált anyag megőrizze a patogénmentességét. Természetesen hő hatására nem minden patogén pusztul el a termofil fázisban. Különösen igaz a Clostridium tetani és C. botulinum endospórás fajokra. Ezek azonban a szennyvíz iszapokban, a kommunális hulladékban és egyéb szerves hulladékokban sem fordulnak elő nagyobb számban, mint a talajban. A komposztálás alatt az energia hő formájában távozik a nyersanyag mikrobiológiai lebontásának köszönhetően. Az az összetétel, amelynél a nyersanyag hőmérséklete megnő, függ az egész rendszer energia egyensúlyától, ami változik a nyersanyag típusával és mennyiségével, a levegőztetéssel és/vagy a szigeteléssel. A hőmérséklet hatással van a mikroorganizmus-populációra, a patogén szervezetek számának csökkenésére, az oxigéndiffúzióra, a oxigén vízoldhatóságára, a fehérjék lebomlására, az NH3 távozó gázokkal történő felszabadulására, a nitrifikáció sebességére, stb. A legtöbb komposztálási kísérlet azt az eredményt hozta, hogy az optimális hőmérséklet az aktív lebomlási szakaszban 55oC. 60oC feletti hőmérsékleten a mikroorganizmusok diverzitása csökken, 70oC-on a teljes biológiai aktivitás 10-15%-kal kisebb, mint 60oC-on, míg 75-80oC-on nem mértek jelentős biológiai aktivitást. Biohulladékkal, ételhulladékkal és étel-fa kevert hulladékkal végzett laboratóriumi kísérletek sem mutatták a hőmérséklet szabályozás jelentős előnyeit, ha a hőmérséklet-emelkedés 70oC-ra gyorsan történt. A komposztálási folyamat alatt a hőmérséklet optimum 40oC körül van, ami optimális a nitrifikáció számára. Nagyszabású, aktív levegőztetésű komposztáló telepeken a hőmérséklet szabályozást az aktív lebontás alatt végzett levegőztetéssel oldják meg. A komposztban lévő hőérzékelő lehetővé teszi a turboventillátor visszacsatolásos szabályozását. Habár a szubsztrát túlzott kiszáradásának megelőzésére a hőmérséklet-szabályozással együtt ellenőrzőméréseket kell végezni.

1.5.5 pH A legtöbb ökoszisztémában a pH értéke 5 és 9 között van. A komposztálás optimális pH tartománya 7 és 8 között van. A gyűjtőkonténerekben a kis molekulájú szerves savak formájában megjelenő köztitermékek a biohulladék pH-ját 5-re csökkentik. A komposztálás alatt a szerves savak párolgásának és az olyan bázisok felszabadulásának köszönhetően, mint az ammónia, piridin és a piracén, a pH emelkedik. Ca hozzáadásával fokozható a zsírtartalmú nyersanyagok kezdeti lebontása 6-osnál kisebb pH-n. A legtöbb esetben azonban nem szükséges lúgos anyagok hozzáadása. 1.6 A komposztálás higiéniai aspektusai

1.6.1 Patogének inaktiválása A szerves hulladékok -eredetüknek megfelelően- élőhelyet nyújtanak a patogén szervezeteknek is, mint például Escherichia fajok, Salmonella fajok és különböző Legionella

75

fajok, valamint vírusok és bélférgek számára. Különösen igaz ez a szennyvíziszap és a hígtrágya, valamint az ételmaradékok és a zöld hulladékok esetén, hiszen ezen patogének megtalálhatók valamennyiben. A kommunális hulladék kisállatok, főként háziállatok, ürülékét is tartalmazza. A hulladékgyűjtéssel és feldolgozással foglalkozó emberek gyakorlatilag védtelenek ezen tényezőkkel szemben, viszont ma már speciális vizsgálatokat végeznek annak érdekében, hogy a közvetlen kapcsolatban lévő emberek fertőzését és/vagy allergiás reakcióit megelőzzék. Még nagyobb figyelmet fordítanak a komposztálási eljárás folyamán a patogén tényezők kivédésére, a termék biztonságos felhasználásának érdekében. Kimutatták, hogy minimális, 55 oC-os prizma hőmérsékleten 2,5 napos időtartam kell a patogén mikroorganizmusok elpusztítására. Más szerzők szerint a biztonságos végtermék keletkezhet, amennyiben a prizma hőmérséklete 30 percen keresztül 70 oC-on, vagy fölötte van, vagy néhány óráig 65oC- feletti hőmérsékleten. A nagyobb túlélőképességű szervezeteket, mint például Escherichia coli B, Salmonella typhimurium Q, ételmaradék komposztjában legalább 9 napig 60-70oC-ot is túlélnek, vagy 5 napig ugyan ilyen hőmérsékletet átvészelnek szennyvíziszap komposztban (de Betroldi és társai, 1983). Az Enterobacteriák mellett, különösen a Salmonella fajok és a Legionella genus egyedei potenciális rizikófaktor lehet úgy a termelő, mint a felhasználó tekintetében. Sajnos nincsenek még hőmérséklet-idő adatok arra vonatkozóan, hogy ezek a baktériumok túlélik-e az általános komposztálási folyamatot, illetve visszafertőzik-e a már pasztőrözött komposzt anyagot. A pasztőrizálás hőmérséklet-idő igényét már számos kísérlet alapján behatárolták, s arra a következtetésre jutottak, hogy nem csak a magas hőmérséklet inaktiválja a patogén szervezeteket, hanem szerepet játszanak még más mikroszervezetek, valamint egyéb versengő mechanizmusok is. Továbbá ezen folyamatok és baktériumok akadályozzák meg a patogén baktériumok komposzttrágyában történő újrafejlődését is. A coliform tartalom a szennyvíziszap komposzt fertőzőképességi indikátorának tekinthető. Természetesen a spóraképző baktériumok (egyes Bacillusok, Clostridiumok) sem pusztulnak el a fenzi hőmérsékleteken, de ezek nem jelentenek veszélyt az emberre. Bár vannak köztük patogén szervezetek, de azok nem fertőzőek. 2.) Komposztálás során felhasználható nyersanyagok és segédanyagok 2.1. Nyersanyagok A nyersanyagok biológiai bonthatósága

Kémiailag a nyersanyag egy szervetlen frakcióból, és számos biológiailag többé-kevésbé bontható, szerves összetevőből áll, beleértve a:

• cukrokat és keményítőket, • zsírokat és viaszokat, • proteineket, és • lignint, hemicellulózokat és a cellulózt.

A nyersanyagok jórészt növényi eredetűek. Ezeknek a szerves összetevőknek a mikrobiológiai lebontással szembeni ellenállósága általában a következő sorrendben nő:

76

cukor, keményítő, fehérjék, zsírok, hemicellulózok, cellulóz, lignin és más nagy molekulájú, fenolos összetevők. A viaszok nehezen bonthatók. Krogmann (2001), aki megvizsgálta a növények, az élelmiszer és a biológiailag bontható szerves hulladékok összetételét bebizonyította, hogy a fás növényi részek szárazanyagának 20-25%-a cellulóz, 10-25%-a hemicellulózok és 15-30%-a lignin. Az élelmiszerek szárazanyag tartalmukra vonatkoztatva lényegesen nagyobb arányban tartalmaznak cukrokat és keményítőt (akár 81%), fehérjéket (akár 81%) és zsírokat (akár 63%). A szennyvíziszap összetételére a következő megoszlást mérték: 37% fehérje, 4.7% lipid, 2.6% cellulóz és 6.9% lignin. A biológiailag bontható szerves hulladékok lebomlási sebességei alapján kiszámították a sztöchiometrikus oxigénfogyasztás várható időfüggését, ami a lebontás előrehaladtával folyamatosan változik. A változás mikéntje az alapanyag összetételétől függ elsősorban, de a makrotápanyagok, különösen a nitrogén hiánya erősen befolyásolhatja. Egy szennyvíziszap komposztáló telepen mintegy fele a növényi eredetű segédanyag (szalma, fűrészpor) s ugyanennyi a szennyvíziszap is. Ez a kis bomlási sebességű nyersanyag télen nem megfelelő önfűtést eredményezhet, mint azt Haug és Ellsworth (1991) bemutatta egy fenyő fűrészporral (11.2%-os lebomlás 90 nap alatt), illetőleg 48%-os lebomlás 60 nap alatt szennyvíziszapnál. Hogy biztosítsák a megfelelő felmelegedést a komposztban, kevés igen gyorsan bontható egyéb hulladék hozzáadása hasznos lehet. Komposztálás során gyakorlatilag minden környezetünkben keletkező biológiailag bontható szerves hulladékot felhasználhatunk (konyhai hulladék, biohulladék, zöldhulladék, szennyvíziszap, istállótrágya, hígtrágyák, mezőgazdasági melléktermékek), mivel általában minden nyersanyag komposztálható, ami biológiailag bontható. Az alábbiakban a különféle nyersanyagok listája található:

• Kerti hulladékok és egyéb zöld hulladékok - gyepnyírás hulladéka, növényi maradékok, bozót és fa nyesedék, - levelek, temetői hulladékok, karácsonyfák, - tengeri moszat és egyéb vízinövények

• • Mezőgazdasági hulladékok - felesleg szalma, rossz széna és siló, répafej maradék - állati tetemek (néhány országban tiltják) - szilárd és hígtrágya

• Biohulladék (forrásszelektált étel és kerti hulladék) • Papír termékek, piaci hulladékok • Feldolgozási maradékok

- élelmiszer- és szeszgyártási maradékok, növényolaj gyártás hulladékai - vágóhídi béltartalom, bőr

• Erdészeti hulladékok: szélfogók maradványai; favágási maradékok. A nyersanyag lehet növényi (zöldség maradékok, kerti hulladék) vagy állati eredetű (pl. hal maradék, állati tetemek); természetes eredetű hulladék (pl. állati trágya) vagy származhat ipari feldolgozásból. Az ételmaradékok a nyers szennyvíziszap mellett a legalkalmasabbak komposztálásra. Ezek a hulladékok azonban nagyon nedvesek, könnyen bomlanak és magas protein tartalmúak, következésképpen sokkal nehezebb kezelni őket, mint más hulladékokat és a legtöbb esetben ellenőrzöttebb komposztálási rendszereket tesznek szükségessé. Jó minőségű végtermék előállítása érdekében komposztálódás meghatározó alapfeltételeit nem árt ismételten csoportosítani:

77

• Kémiai összetétel (szervesanyag-tartalom, C:N arány, tápanyag-tartalom): A

biológiai kezelés elsődleges feltétele a megfelelő szervesanyag-tartalom, amelyet izzítási veszteségként mérve, minimális értéke 30% lehet. Az érést meghatározó fontos kémiai jellemző a C/N arány, optimális aránya 25-35:1.

• Nyersanyagok komposztálhatósága: A hulladékot alkotó szerves vegyületek különböző mértékben állnak ellen a mikrobiális lebontásnak, ezért az optimális degradációs. dinamika elérése érdekében a nyersanyagok keverésekor ezt is figyelembe kell venni.

• Szerkezeti stabilitás a nyersanyagoknak azt a tulajdonságát jelenti, hogy mennyire hajlamosak a tömörödésre, milyen mértékben porózusak. Rossz szerkezetű nyersanyagokból gyorsan elfogy az oxigén, így kedvezőtlen anaerob folyamatok indulnak meg. Minimális porozitás 30 tf%, amit megfelelő mennyiségű szerkezeti anyag bekeverésével biztosíthatnak.

• Nedvességtartalom: Nem jó a túl száraz, sem a túl nedves nyersanyag, ezért a komposztálási folyamat indulásához a megfelelő nedvességtartalmat (40-60 t%) be kell állítani.

• Előkezelés igénye: A komposztálás előtt leggyakrabban alkalmazott előkezelés az aprítás, homogenizálás.

• Nyersanyagok térfogattömege: Segítségével méretezni lehet a szállító kapacitást, területi igényt.

• Szennyezőanyag tartalom: A komposztálás során nem szabad ezek jelenlétét figyelmen kívül hagyni. Kémiai tulajdonságaik alapján szervetlen és szerves szennyező anyagokat különböztetünk meg. Szervetlen szennyezők a toxikus fémek: a kadmium, a króm, a réz, a higany, a nikkel, az ólom és a cink. Mennyiségük a komposztálás során nem változik, visszakerülve a talaj-növény-állat-ember táplálékláncba akkumulálódnak. A nehézfémek az emberi környezetben mindenhol megtalálhatók, de a határértékeket betartva elkerülhető a káros hatásuk. A szerves szennyezők a mindennapos életben használatos kémiai anyagok (főként növényvédő szerek), amelyek egy része mérgező, másrészük rendkívül perzisztens, lassan bomlanak le. A jövőben mint jelentős veszélyforrásokkal kell velük számolni. Bomlástermékeik sok esetben mérgezőbbek, lebomlásuk folyamata sok esetben nem ismert. Szerves szennyezők: a poliklórozott-bifenilek (PCB), poliaromás szénhidrogének (PAH), poliklórozott-dibenzo-dioxinok (PCDD), poliklórozott-dibenzo-furánok (PCDF), klórozott peszticidek (Gallert és Winter, 2001).

• Idegen anyagok: Azokat az anyagokat nevezzük így, amelyek a komposztálás során nem bomlanak le, de nem mérgezőek (pl.: műanyag, kő, fémdarabok).

2.2. Segédanyagok A nyersanyagokhoz különböző adalékanyagok adhatók, amelyek befolyásolni tudják a komposztálási folyamat menetét, javítják a komposzt minőségét. Következő segédanyagok tekinthetők a fontosabbaknak:

• Agyagőrlemény, közetliszt: Csökkenti az ammónia veszteséget nagy adszorpciós és ioncsere kapacitásának köszönhetően (nagy ammónia megkötő képesség); fölösleges nedvességtartalmat köthet meg; az érés során keletkező humuszvegyületekkel agyag-humusz komplexeket képezhet.

78

• Mész: Adagolásának inkább akkor van értelme, ha a nyersanyagok kalciumban szegények.

• Szaru, vér, csontliszt: Ezeket a tápanyagban gazdag adalékokat akkor lehet használni, ha a nyersanyagokban valamely makroelemből nagy hiány mutatkozik (pl.: P, N).

2.3. Komposztálást elősegítő szerek Ebbe a csoportba olyan szerek tartoznak, amelyek az érés folyamatát gyorsítják, a jelentkező nehézségeket áthidalják. Nagyon kis mennyiségben kerülnek felhasználásra. Oltóanyagok, starter kultúrák: Speciális mikrobákból összeállított starterkultúrák. A komposztálás ezek segítségével megbízhatóan indítható, ideje lerövidíthető. Megoldható, hogy friss kevert kultúrával oltsák be a frissen elkészített komposzthalmokat. Az inokulum a komposztálandó anyag ~0,1 %-a. Más beoltási technika a tömeg-inokulálás. Ebben az esetben a speciális mikrobákat tartalmazó inokulum mennyisége nagy, elérheti a szubsztrát mennyiségének 10%-át. Kész komposztot vagy egyéb szilárd anyagot oltanak be ilyenkor baktériumtörzsekkel, majd ezt az anyagot keverik hozzá a komposztálandó anyaghoz (Alexa-Dér, 2001) 3.) Komposztálás lehetséges módszerei „A komposztálás a szilárd hulladék kezelésének az a típusa, amellyel a szilárd hulladék szerves anyag tartalmát biológiai úton, ellenőrzött körülmények között bontják le olyan anyaggá, mely kezelhető tárolható és/vagy talajként alkalmazható anélkül, hogy az a környezetre káros hatással lenne” (Golueke, 1977; Krogmann és Körner, 2000). Az egyszerű prizmás rendszerektől a sokkal bonyolultabb zárt terű rendszerekig terjedő komposztálási technológiák, és az ellenőrzött oxigén szintes (WEF, 1995), a hőmérséklet ellenőrzéses (Finstein és tsai.,1986) vagy a bioszárításos komposztálási eljárások közös célja, hogy javítsák a komposztálási eljárás bizonyos folyamatait. A komposztálási eljárások csoportosíthatók a különböző szükségletek és feladatok szerint, mint pl. a megcélzott nyersanyagok, szükséges környezetvédelmi szabályozások, meglévő társadalom-gazdasági tényezők, az elérni kívánt komposzt minőség és a komposzt felhasználása alapján. 3.1 Nyitott rendszerek

3.1.1 Passzív komposztálás Általában növényi eredetű, tág C/N arányú, nehezen lebomló nyersanyagoknál használt eljárás. Az érés nagy méretű, stabil, passzív levegőztetésű trapéz- keresztmetszetű prizmákban történik. A halom összerakásán kívül a komposztálási folyamat során semmiféle beavatkozás nem történik. A passzív komposztálás lassú és nagy helyigényű, de az alacsony munka és gépköltség miatt ökonómiai szempontból kedvező lehet. A fő különbség a forgatott és a statikus prizmás komposztálás között az, hogy a statikus prizmákat nem átforgatással levegőztetik. A nem forgatott prizmákban a keverés hiánya miatt sokkal inkább gondoskodni kell a hosszabb ideig tartó megfelelő porozitás kialakításáról. Vagy a nyersanyagnak kell ilyenkor megfelelő porozitással rendelkeznie (bizonyos kerti hulladékokból álló nyersanyag) vagy térfogatnövelő anyagokat kell a túlzottan finom, homogén szerkezetű, nyersanyagokhoz (mint pl. a szennyvíziszaphoz) adni.

79

A legtöbb esetben a forgatás nélküli prizmáknak csonka piramis alakja van. A tipikus méretek: 12-15m-es alap, 3m-es magasság. Amerikában a legáltalánosabb szennyvíziszap komposztálási megoldás a nem forgatott, levegőztetett prizma. A technológiát az 1970-es években dolgozták ki. A prizmákat érlelt komposzt réteggel fedik annak érdekében, hogy megelőzzék a felsőbb rétegek hőveszteségét, és hogy kis mértékű szagtalanítást is biztosíthassanak. Az idő-vezérelt turbo-ventillátorokkal 5-15%-os oxigén koncentrációt állítanak be a prizma gázfázisában. A forgatás nélküli prizmákban kialakuló hőmérséklettúllépések a Rutgers módszer alkalmazását tették később szükségessé. Ez hőmérséklet szabályozott levegőztetés (a legtöbb esetben a prizma hőmérséklete 60 °C alatt marad). Az átlagos kezelési idő a statikus, levegőztetett prizmáknál 21 nap, amit 6-8 hetes prizmás érlelés követ. Néhány telep a természetes szellőzést levegőztető csövek elhelyezésével fokozza az aktív levegőztetés nélküli prizmákban. Ezek a csövek növelik a természetes ventillációt a prizma belsejében. Más változatoknál a nyersanyagot nyitott komposztáló cellákba rakják. A prizmákban kialakuló vertikális nedvesség és hőmérséklet gradiens megszüntetésére a levegőztetést a cellák váltakozó irányú kapcsolásával és fúvatás irányának ilyen váltogatásával egyenlítik ki.

3.1.2 Forgatásos prizmakomposztálás A nyersanyagokat háromszög vagy trapéz keresztmetszetű prizmákba rakják és rendszeresen átforgatják, ezzel biztosítva az aerob feltételeket, az anyag homogenizálását, hő, vízgőz és gázok eltávozását.

5.ábra: Komposztprizmák kialakítása (Krogmann és Körner, 2000) A prizmás komposztálás a legrégibb és legegyszerűbb komposztálási technológia. A prizmák elnyújtott halmok, amiket csak szabadtéri komposztálásnál és érlelésnél használnak. A prizmás komposztálás egy nyitott, nem reaktoros eljárás, mely gyakori forgatást igényel. Ehhez speciális eszközök kellenek. A prizmák természetes szellőzését a diffúzió és a

80

konvekció okozza. Ritkán a prizmákat kényszer-levegőztetéssel, fúvatással, vagy vákuumozással is levegőztetik, hasonlóan a kényszer levegőztetett prizmákhoz. A levegőztető csövek megfelelően kialakított ágyban vannak elhelyezve a prizma alatt, hogy az a forgatásnál ne okozzon gondot. A forgatógépeket azért használják, hogy növeljék velük a porozitást, eldarabolják a rögöket, és hogy homogenizálják a komposztot. Beállítsák egyidejűleg a nedvesség és hőmérséklet gradienst a komposztban. A forgatógép megemeli, megfordítja, újrarakja és néha nedvesíti a prizmát. A forgatógépek saját hajtással vagy egy másik, a prizma mellet haladó gép segítségével mennek végig a prizmán. A forgatás hatása az oxigén felvétel sebességére minimális. Egy egyszerű, bár nem túl hatékony forgatógép a homlokrakodó. Általában villás forgatókat használnak, ami felemeli az anyagot, és egyszerűen megfordítja. A csigás és fogódob keverőknél, a keverődob végigviszi a gépkeretet a talajszinten. Más eszközök széles, visszafelé lejtő, acéllemezes szállítószalagot használnak, ami szintén gépkerethez rögzített. Csak kevés prizmás telep nem alkalmaz forgatást. Az átforgatás gyakorisága az aktív lebontástól az érlelés felé haladva csökken. Az érlelésnél a forgatást gyakran elhagyják. A legtöbb esetben a gyakoribb forgatás a kezelési idő rövidüléséhez, de egyben a kezelési költségek növekedéséhez is vezet. Egy levelekből, fűből és fahulladékokból álló aktív komposzt (III-IV stabilitási osztály) készítéséhez szükséges idő például 4-5 hónapról 2-3 hónapra csökkent, amikor a forgatási gyakoriságot havi egy alkalomról hétre emelték. A forgató eszközök és a levegőztetés típusa (természetes kontra mesterséges) meghatározza pl.: a prizma alakját (pl. háromszög vagy trapéz alakú prizma), magasságát és szélességét. Például a természetesen szellőztetett, háromszög alakú, biohulladékból álló prizma szélessége 3-4m között, míg a magassága 1-2.5 m között változik. A természetes szellőzésű, levelekből álló prizmák magassági határát 1.5 méternek gondolják, de 2 méterre növelhető az, ha egyszer átforgatják a komposzthalmot. Aktív szellőztetéssel a magasság 2.5-3 méterre is növelhető. A prizma hossza a hulladék mennyiségétől és a rendelkezésre álló hely méretétől függ. A gyakran forgatott, természetes szellőzésű, biohulladékból álló prizmák érési ideje 12-20 hét, míg a kerti hulladékokból állókét 4-36 hónapnak tartják.

3.1.3 Levegőztetett statikus prizmakomposztálás (ASP –Aerated Static Pile): Az aerob biológiai folyamatok lejátszódásához szükséges levegőt ventillátor segítségével szívatják ennél a megoldásnál, vagy fúvatják át az anyaghalmon. A visszacsatolást általában a komposzt hőmérséklete jelenti, ennek alapján történik a ventillátorok automatikus ki- és bekapcsolása. Ennél a módszernél a halom összerakásán és előzetes keverésén kívül más beavatkozásra nincs szükség. A levegőztetett prizmakomposztálás az ASP és a prizmakomposztálás ötvözete.

81

6. ábra: Vákuumos prizmás komposztkészítés (Krogmann és Körner, 2000) További technológiák A gilisztás komposztálás egy egyszerű, igen egyedülálló technológia. A biológiailag bontható szerves hulladékokat földigilisztákkal oltják be (pl. Eisenia foetida), melyek a hulladékdarabokat szétmorzsolják. A gilisztás komposztálás viszonylag munkaigényes és a nagy volumenű termelés nagy földterületet igényel a hulladék hűtése miatt, mert a magas hőmérséklet káros a földigilisztákra. A fejlődő földigiliszták számára a 22-27ºC a megfelelő hőmérséklet. Emiatt a hagyományos, nyitott gilisztás komposztáló rendszerekben a hulladékot ágyakba vagy prizmákba rakják mintegy 0.5-1.2 m-es magasságban. A megemelkedett hőmérsékleten a giliszták egy jól körülhatárolható területen találhatók a komposzt prizma külseje irányában. Néha a gilisztás komposztálást csak érlelésre használják, ahol a hőmérséklet alacsony. A folyamat végén a gilisztákat szitálással választják el a terméktől. A végtermék egy finom, tőzegszerű anyag. A kezelési időt 0.5-1 évre tartják a kizárólag férges komposztálást alkalmazó technológiáknál. 3.2. Félig zárt rendszerek A komposztálás vízszintes silófolyosók belsejében történik, amelyek perforált csövekből álló levegőztető rendszerrel és beépített forgatóval vannak ellátva. A silófolyosókat gyakran csarnokokban, fólia- vagy üvegházakban helyezik el. A keletkező gázokat tisztítják, a bűzös komponenseket biofílterek segítségével kötik meg.

7. ábra: Félig zárt komposztálás siló-folyosóban (Kroigmann és Körner, 2000)

levegő

Iszap+adalékanyag, keverék

Porózus alap: faforgács vagy kész komposzt

Perforált cső

Nem perforált cső

Kondenzvíz drén

Venillátor

Rostált komopsztszűrő

(szagelimináláshoz)

levegőRostált vagy rostálatlan

82

3.3. Zárt rendszerek A legfőbb különbség az elkerített, zárt reaktoros komposztáló rendszerek és a nem reaktoros rendszerek között, hogy itt a komposztálás egy elkülönített építményben történik. A legfőbb előnye ennek a rendszernek, hogy a folyamat véggázai összegyűjthetők és kezelhetők, ezáltal csökkenthető a telep szag, és bioszól emissziója. A meleg, párás véggázok kondenzálnak a hidegebb falakon, tetőn és csöveken, ami jelentős korróziót okozhat. Ezeknél az intenzív eljárásoknál a komposztálás zárt egységekben történik az alábbiak szerint:

• Csatornás, cellás és prizmakomposztálás • Dombkomposztálás • Kamrás (box), illetve konténerkomposztálás • Brikollare komposztálás • Torony komposztálás

Ezeknek a lényegesen bonyolultabb berendezés igényű technológiáknak az ismertetésére egy következő munka kerít majd sort. Itt még igen röviden szükséges azonban igen röviden bemutatni a komposztálás segédberendezés igényét, ami nélkül a komposztáló telep a mai kor követelményei szerint nem tekinthető igazi technológiának, csupán hulladéktároló térnek. 4). A komposztálás munkaműveletei és gépei A komposztálás munkaműveleteinek, gépesítési megoldásainak legfontosabb célkitűzése, hogy optimális feltételeket biztosítson a technológiában a résztvevő mikroorganizmusoknak. A mikrobák igényei természetesen a komposztálás különböző fázisában változnak, és ez a tény speciális gépesítési megoldásokat tesz szükségessé. A legfontosabb feltétel a vízzel és oxigénnel való ellátás és a gázcsere biztosítás. A komposztálás munkaműveleteit a 8. ábra mutatja be. A nyersanyagok előkészítésének célja, hogy a komposztálás mikroorganizmusainak, életközösségének optimális körülményeit előkészítse:

• A nagyobb nyersanyagok aprításával növelni lehet a mikrobák számára rendelkezésre álló felületet, illetve csökken a hulladék térfogata.

• A keveréssel az optimális tápanyag, nedvesség és az eloszlás beállítása történik. • A szennyvíziszapnak előzetes víztelenítésre is szüksége van. • Jó komposzt minőség elérése végett az idegen anyagokat el kell távolítani.

A komposztálás során: a komposztálandó anyagot levegőztetni kell, hogy aerob körülményeket teremtsünk. Átforgatással meg lehet szüntetni a heterogenitást, ill. biztosítva van, hogy a teljes anyag átessen a termofíl fázison, illetve locsolással a mikrobák számára optimális nedvességtartalmat be kell állítani. A konfekcionálás során: ha a végtermék nem komposztálódott nagyobb darabokat tartalmaz, akkor aprítani, esetleg rostálni szükséges. Ez utóbbi jobb megoldás, mert lehetővé teszi a rostán fennmaradt selejt komposzt oltóanyagként való alkalmazását. Végül keveréssel a speciális igényeket lehet kielégíteni (virágföldek). Zsákolva kedvezőbb a szállítás.

83

Adagolás

keverés

levegőztetés

keverés

zsákolás

locsolás

homogenizálás

keverés

víztelenítés

mérlegelés

Idegenanyag eltávolítás

aprítás

rostálás

aprítás

nyersanyag fogadása

konfekcionálás

komposztálás

előkészítés(előkezelés)

5. ábra A komposztálás munkaműveletei (Alexa és Dér, 2001) A legelterjedtebb komposztálási rendszer, a nyitott rendszerű prizmakomposztálás, ennek technikai lehetőségei a következők:

• A nyersanyagok komposztáló térre szállítása történhet bármilyen szállítójárművel, de célszerű oldalra billentős járművel.

• A prizmák felrakása történhet komposztforgató géppel áthaladva, vagy trágyaszóróval egy markológép felhasználásával.

• Idegenanyag kiválasztása a nyersanyagokból a következő technikákkal lehetséges: rostálás, mágneses vaskiválasztás, manuális kiválasztás.

• Aprítás mértékét a komposztálási technológia és a komposzt felhasználási területe határozza meg, de túl finom aprítás kedvezőtlen, mert gyorsan anaerob körülményekhez vezet. Aprításra alkalmas gépek: kalapácsos-, késes aprítok, hengeres törők.

84

• A komposzt átforgatása a nyitott rendszerű prizmakomposztálásnál a következő technikákkal oldható meg: trágyaszóró + homlokrakodó, önjáró komposztforgató gép, traktorra szerelhető komposztforgató adapter.

• A komposzt rostálására leggyakrabban mobil dobrostákat alkalmaznak, így ki lehet választani a le nem bomlott szerves hulladékokat.

• Komposzt zsákolására számos gép áll rendelkezésre, a félig automatától, az adagolóval, zsákcserélővel ellátott teljes automatáig.

5). Összefoglalás A fentiek alapján megállapítható, hogy a komposztálás mint az alapanyag összetételére, mind annak a függvényében a technológia szabályozására is meglehetősen érzékeny. Nem annyira végkimenetelét illetően igaz ez, hanem a folyamatok sebességét, s az elérhető humusz kihozatalt illetően. Éppen ezért a gyakorlatban azok a komposztálási lehetőségek nyerhetnek csak széles alkalmazást, melyek esetében nem okoz különösebb nehézséget az alapanyag összetételének a beállítása, állandósítása. Erre a szennyvíziszap és a szalma, vagy fűrészpor együttes komposztálása ad jelenleg kedvező lehetőséget. A folyamat szabályozása ilyen esetben egyszerűbbé válhat, gyengébb technikai adottságokkal is eredményesebb lehet. A szennyvíziszap komposztálását azonban feltehetően mégis a komposzt alkalmazásának széles körű engedélyezése, s ugyanakkor a nyers iszapok elhelyezésének a szigorúbb szabályozása, illegális elhelyezésének a fokozott ellenőrzése teremtheti meg. Az átláthatatlan, esetenként káotikus szabályozás, ellenőrzés és központi támogatás éppen az indokoltnak tekinthető cél elérése ellenében hat. Hivatkozások Alexa, L., Dér, S. (1995) Állati eredetű veszélyes hulladékok komposztálása.

Diplomadolgozat, GATE Talajtani és Agrokémiai Tanszék, Gödöllő Ayres, P.G., Boddy, L. (1986) Water, Fungi, and Plants., Cambridge University Press,

London Cooney, D.D., Emerson, R. (1964) Thermophilic Fungi: An Account of their Biology,

Activity and Classification., Freeman and Co., San Francisco Crisan, E.V. (1973) Current concepts of thermophilism and the thermophilic fungi,

Mycology, 65, 1171-1198. Cross, T. (1968) Thermophilic actinomycetes, J, Appl. Bacteriol., 31, 36-53. De Bertoldi, M., Vallini, G., Pera, A. (1983) The biology of composting. A review, Waste

Manage. Res.. 1, 157-176. Dix, N.J., Webster, J. (1995) Fungal Ecology, Chapman & Hall, London Finstein, M.S., Miller, F.C., Strom, P.F. (1986) Waste treatment composting as a controlled

system, In Biotechnology, V. 8, 1st Edn. (Rehm, H.J., Reed, G. Eds) VCH, Weinheim, 36—398.

Gallert, C., Winter, J. (2000) Bio- and Pyrotechnology of Solid Waste Treatment. In: Biotechnology, V 11c, Environmental Processes III. Eds: Klein, J, Winter, J. Wiley, Weinheim, Germany. P. 5-34.

Golueke, C.G. (1977) Biological Reclamation of Solid Waste, Rodale Press, Emmaus, PA, Goodfellow , M (1989) Suprageneric classification of actinomycetes, In: Bergey’s Manual of

Systematic Bacteriology, V. 4. (Williams, S.T., Sharpe, M.E., Holt, J.G. Eds.) Williams and Wilkins, Baltimore, 2333-2339.

Greiner-Mai, E., Kroppenstedt, R.M., Korn-Wendisch, F., Kutzner,H.J. (1987) Morphological

85

and biochemical characterization and emended description of thermophilic actinomycetes species. Syst. Appl. Microbiol. 9, 97-109.

Haug, R.T., Ellsworth, W.FG. (1991) Measuring compost substrate degradability, BioCycle, 37, 56-62

Haug, R.T. (1993) The Practical Handbook of Compost Engineering, CRC Press, Boca Raton Henssen, A. (1957) Beitrage zur Morphologie und Systematik der thermophilen

Actinomyceten, Arch. Microbiol. 26, 373-414. Kempf, A., Kubota, H. (1996) Untersuchungen über thermophile Actinomiceten: Taxonomie,

Öcologie, Abbau fon Biopolimeren, Thesis, TU Darmstadt Korn-Wendisch, F., Kutzner, H. J. (1992) The family Strteptomiycetaceae, In. The

Prokariotes – A Handbook on Habitats Isolation and Identification of Bacteria, V. 1, 2nd. (Balows, A., Trüper, H.G., Dworkin, M., Harder, W., Schleifer, K.-H., Eds.) Springer – Verlag, New-Yortk, 921-995.

Krogmann, U. (2001) Composting. In Sludge into Biosolids. Processing, Disposal and Utilization. Eds. Spinosa, L., Vesilind P.A., IWA Publishing, 259-277.

Krogmann, U., Körner, I. (2000) Technology and Strategy of Composting. In: Biotechnology, V. 11c, Environmental Processes III. Eds: Klein, J, Winter, J. Wiley, Weinheim, Germany. 127-150.

Kutzer, H. J. (2000) Microbiology of Composting. In: Biotechnology, V 11c, Environmental Processes III. Eds: Klein, J, Winter, J., Wiley, Weinheim, Germany. 35-100.

Strom, P.F. (1985a) Effect of temperature on bacterial species diversity in thermophilic solid waste composting, Appl. Environ. Microbiol. 50, 899-905.

Szabó, I. M. (1986) Az általános talajtan biológiai alapjai. Mezőgazdasági Kiadó, Budapest. Water Environmental Federation (WEF) (1995) Wastewater Residuals Stabilization. Manual

of Prctice FD-9, WEF, Alexandria

86

A szennyvíztisztító - iszapkezelő együttes jövője

Kárpáti Árpád Veszprémi Egyetem, Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Tanszék

Bevezetés A szennyvíztisztítás és iszapkezelés ma már elvileg akár egyetlen reaktorban, vagy lépcsőben is tervezhető, ami azonban a szerves anyag teljes mineralizációját jelentené. A gyakorlatban rendszerint elkülönül, sőt a tervezése is többnyire egymástól függetlenül történik. Ennek a hagyománynak a megértése az ember és környezete kapcsolatának, illetőleg annak alakulásának az ismeretét igényli. A jelenlegi gyakorlatban alkalmazott szennyvíztisztítási és komposztálási technológiáik a szennyvíztisztítás alig egy évszázados rohamos, de befejezettnek egyáltalán nem tekinthető fejlődésnek az eredménye. Az emberek a környezeten keresztül jelentkező saját problémáik jelentkezése, felismerése után mindig csakis saját érdekeiknek megfelelően szabályozzák tevékenységeiket. Természetesen az is saját érdekeik védelmét biztosítja a környezet valamely elemének a védelmén keresztül. A hosszabb egyensúly érdekében mégis nem árt talán mélyebben megismerni átgondolni a szennyvíztisztításnak, komposztálásnak azokat az anyag átalakítási folyamatait, melyek hasonlóak, vagy egyezőek termőtalajaink szerves anyag lebontásához, biomassza átalakításához. Így talán nagyobb biztonsággal ítélhetők meg rövidebb-hosszabb távú feladataink az adott problémák, esetleg környezetünk dinamikus egyensúlya kapcsán. Elég talán a környezet és az emberiség fejlődéstörténetének csak a legutóbbi évszázadait vizsgálni, hogy belátható legyen, hogy az ember a természet folyamatainak irányításával mennyire befolyásolta életkörülményeit a Földön. A szennyvíztisztítás folyamatait ennek a kiadványsorozatnak a korábbi füzetei már részletesen bemutatták. Kevesebb hely jutott a komposztálásnak, s azon belül is a szennyvíziszapok komposztálásának. Az előbbi folyamatok láthatóan részletesebben ismertek, szabályozottabbak a komposztálásénál, mivel a szennyvizek tisztításának a kötelezésére, mértékére a világ fejlettebb részén ma már egyértelmű és szigorú jogi szabályozás van érvényben. A komposztálásra, s terméke hasznosítására az előírások, korlátozó rendelkezések csak napjainkban kezdenek rendeződni. Ennél lehet, hogy sokkal fontosabb lenne annak pontosítása, hogy az emberiség a szükségszerűen keletkező szennyvíziszap-maradékot milyen úton tudja környezete (no és persze saját lehetőségei) számára optimálisan feldolgozni. Be kellene határolni, melyek azok a tényezők, melyek függvényében dönteni lehet, és kell, a teljes biológiai (teljes oxidáció), vagy kémiai ártalom-mentesítés (kémiai átalakítás, égetés), esetleg a kettő kombinációja, vagy a komposztálás és mezőgazdasági, vagy egyéb újrahasznosítás célszerűségéről. Azért fontos az, mivel a széleskörű, intenzív iparosítás és növénytermesztés megkezdésével Földünkön a lakosság száma ugrásszerűen nőt, ugyanakkor a mezőgazdasági talajok műtrágyázás nélküli termőképességéről, azok humusztartalmáról ugyanez nem mondható el. Az emberiség persze hamar felismerte, hogy növényi és állati eredetű élelmiszereinek a termelését a növénytermesztés intenzifikálásával, a talaj nitrogén, foszfor és egyéb tápanyagainak szintetikus műtrágyákkal történő pótlásával fokozhatja. A műtrágyázás azonban a talaj természetes tápanyag tárolójának, szerves puffer anyagának, humuszkészletének a fenntartását önmagában nem biztosítja. Annak pontosítása tehát a kérdés, mennyiben, és hol szükséges a szennyvíztisztítás bázisán humusz előállítása és felhasználása a talajminőség fenntartására, javítására.

87

Természetes biomassza termelés és humifikáció Az elmúlt évszázadig a haszonnövény termesztésben keletkezett biomasszának csak a termék része került el a termőhelyről, míg a kevésbé értékes növényi részek helyben maradtak. Az utóbbiak közvetlenül, vagy az állattartásban történő felhasználásuk után a trágyával visszakerültek a termőhelyre. A legutóbbi évtizedekben azonban a növényi maradványok ipari és energetikai hasznosítása is ugrásszerűen megnőtt (Vermes, 1993). A szalma, vagy fa alapú ipari termékek (papír, szintetikus cellulóz, bútor) döntő hányada, hasonlóan az élelmiszerek szennyvízbe, vagy egyéb hulladékba kerülő részeihez ezért ma már nem kerül be a talaj természetes anyagforgalmába. Nem keletkezhet abból a talaj, illetőleg humusz. Márpedig a talaj humusztartalmának folyamatos az elbomlása. Folyamatos persze az oda visszakerülő növényi és állati maradványokból a keletkezése is. A kettő egyensúlya a talajok tápanyagtárolása, s így természetes termőképessége fennmaradásának az alapja (Szabó, 1986). Az emberiség gátlástalan talajrabló tevékenységének, az erdők-mezők megújuló humusz-tápanyag forrása ilyen csökkentésével a helytelen erdőgazdálkodásnál is nagyon nehezen visszafordítható következményei lehetnek. Ez az erdőtalajok tönkremenetelét, pusztulást jelenti. Gyakran látványos talajerózió a mértéktelen erdőirtások következménye. Ez részben a fizikai, kémiai, részben a biológiai folyamatok drasztikus módosításának a következménye. A lombkorona napfény árnyékoló hatásának megszűnésével a talaj nedvességtartalmának a jelentős csökkenése, kiszáradása a biológiai folyamatok lelassulását, a humifikáció leállását, s a korábban felhalmozódott szerves anyag teljes mineralizációját, a tápanyagok kimosódását eredményezi (Szabó, 1986). A fentiek alapján is egyértelmű, hogy mind az erdőségi, mind a mezőségi talajok humusztartalmának a stabilizálása a növénytermesztésnek mennyire fontos tényezője. A humusz, mint tápanyag-puffer, a növények részére a tápanyagok (ammónium, nitrát, foszfát, kálium, stb.) időleges immobilizációját biztosítja, nagyságrendekkel lassítva a csapadékkal történő kimosódásukat. A növénytakaró csökkenésének, s a talaj ilyen kirablásának az következménye lehetett a nagy, ókori folyami kultúrák pusztulása (Matthews, 2001). A szennyvíztisztításnak és az iszaphasznosításnak a talaj termőképessége fenntartásában, s így a környezet dinamikus egyensúlya stabilizálásában betöltendő szerepének, súlyának a pontosítása ezért a tudomány igen fontos feladata. A talaj és környezettudományok szakembereinek az erre irányuló törekvései folyamatosak, de sajnos csak a felismerésekig vezethetnek (Szabó, 1986). A döntéshozatal szintjén a természet, s a hosszú távú stabilitás, fenntarthatóság érdekei rendszerint átláthatatlanok, s így háttérbe szorulnak. Ott többnyire a racionális pénzvilág, s az általa rövidtávra jól kiszámítható profittermelés érdekéi érvényesülnek. Az említett egyensúlyra történő törekvés hiánya, a természet kirablása, a mindennapi gyakorlat számos konkrét példáján látható. A szennyvíziszap sorsa kapcsán a humuszigény, s a humusztermelés szabályozása tisztázatlansága a legnagyobb gond. Eddig a humusz termelését, vagy termelődését kizárólagosan a természeti folyamatok, a növénytermesztés, vagy a növényi élet ciklusai részeként vizsgálták. Az emberiség azonban egyéb mindennapi szükségleteinek kielégítése kapcsán, a szennyvíztisztítás oldaláról is eljutott a humusz-kérdéshez (Gallert és Winter, 2000; Krogmann, 2001). El kellene dönteni, hogy a jelenlegi természetes humusz-termelődést kell-e, gazdaságos-e fokozni.

88

Humusz termelésének lehetősége szennyvíziszapból Napjainkra nyilvánvalóvá vált, hogy a humusz termelését a növényi anyagok, maradványok felhasználása mellett úgynevezett biológiai hulladékok, közöttük a biotechnológiai folyamatok nem növényi maradványainak a hasznosításával mind fajlagos hozamát, mind az elérhető összes mennyiségét illetően fokozni lehet (Krogmann és Körner, 2000). Ez azt jelenti, hogy az állati maradványok, melléktermékek, valamint a különböző biotechnológiák maradványai, melyek könnyen bontható szerves anyagokban lényegesen gazdagabbak, mint a fásult növényi részek, azokkal vegyesen, mesterséges körülmények között a komposztálás jól ismert technológiájával már mintegy iparosítva humusszá alakíthatók (Alexa és Dér, 2001). Évszázadok, évezredek óta ismert az említett technológiának az a változata, melynél az állati trágya szalmával, vagy más növényi részekkel keverve hosszabb-rövidebb idő alatt szabályozatlan hőmérsékleten is humusszá alakul. A szalmás trágya esetében az állati ürülék könnyen bontható komponenseinek a gyorsabb biológiai átalakítása (a lebontási folyamatok nagyobb indító sebessége) eredményezheti a hőmérséklet megkívánt emelkedését a komposztálódás, humifikáció meggyorsítását, s közegészségi igényeinek biztonságosabb teljesítését (Alexa és Dér, 2001, de Bertoldi és társai, 1983). Spontán kialakulása eredményezi a szalmás trágyadombok intenzív kipárolgását, hidegebb időben jól megfigyelhető gőzölgését. A komposzt hasonló, sőt tovább intenzifikált termelésének a lehetősége az elmúlt évszázadban megindított és széles körben szükségessé vált szennyvíztisztítás szilárd iszapmaradékával is lehetséges. Ehhez megfelelő nyersanyag a szennyvíz aerob tisztításánál, valamint annak nyers iszapja anaerob rothasztásánál, metanizációjánál keletkező maradék is. Természetes, hogy az előbbi több, aerob úton még jól bontható szerves tápanyagot tartalmaz, mint az aerob stabilizálás, vagy az anaerob rothasztás maradéka. Az utóbbi esetében is messze elégséges könnyen bontható rész marad azonban a szilárd fázisban, hogy a korábban említett fás maradványokkal (szalma, fűrészpor, tőzeg) tökéletesen feldolgozható, humifikálható alapanyagot jelentsen (de Bertoldi és társai, 1983; Krogmann és Körner, 2000). A humusz alapanyaga ilyenkor a szennyvíziszapok sejtmaradványai, s a növények lignintartalmának a mikrobiológiai átalakításával, molekuláinak aprításával, hidrolízisével, "depolimerizációjával" és oxidációjával keletkezik. A hidroxi-, metoxi-, és alkil-csoportokat tartalmazó lignin monomereket a mikroorganizmusok változatos összetételű aromás savszármazékokká oxidálják. Az így keletkező, úgynevezett humusz prekurzorokból azt követő, döntően kémiai stabilizálásával (gyűrűzáródás, polikondenzáció, addíció, stb.) keletkeznek a komposztálás során a rendkívül változatos összetételű és molekulatömegű, nagy biológiai stabilitású "humusz" molekulák. A kémiai átalakulások részben egyidejűleg, részben a biológiai lebontási folyamatokat követően játszódnak le a komposztáláskor (Bidlingmaier, 1983; Szabó 1986; Haug, 1993; Kutzner, 2000). A komposztálás során a cellulóz és lignin bontását, s monomerjei előállítását, részleges átalakítását végző sugárgombák és gombák a baktériumok részére lebontható tápanyagot, tovább oxidálható fenil-vegyületeket állítanak elő. A baktériumok ugyanakkor fehérjékben gazdag segédtápanyagot biztosítanak az előbbieknek a kialakuló szimbiózisban (WEF, 1995; Alexa és Dér, 2001). A fenti soklépcsős mikrobális lebontás eredményeként olyan oxidált fenol és fenil-propanol származékok keletkeznek, melyek kisebb mértékben a jelenlévő mikroorganizmusok enzimjeinek, esetleg elhalt szervezetek, vagy talajlakó magasabb rendű szervezetek enzimjeinek a katalitikus hatására, de legfőképpen a környezet biztosította spontán kémiai átalakításokkal kondenzálódnak, kisebb-nagyobb molekulatömegű humin-

89

vegyületeket eredményezve. A humusz kialakításában a komposztálódó rendszerben jelenlévő olyan lebontási termékek, mint az aminosavak és aminocukrok addícióval történő beépülésük révén ugyancsak fontos szerepet játszanak (Szabó, 1986). A termofil tartomány átalakítási folyamatai ugyanakkor csak kisebb mértékben vesznek részt a humusz prekurzorainak a biológiai előállításában, ugyanakkor a polimerláncok lebontása ekkor is igen gyors (Kutzner, 2000). A prekurzorok döntően a termofil szakaszt követően, a mezofil tartományban a gombák és sugárgombák, majd a baktériumok tevékenységének együttes eredményeként keletkeznek (Gottschall, 1990; Kutzner, 2000). Ezzel egyidejűleg, valamint ezt követően, az alacsonyabb hőmérsékletű komposztálódási (érési) szakaszban következik be az oxidált fenilszármazékok már említett, elsődlegesen kémiai átalakulása, polikondenzációja, s azzal a humusz kialakulása. Az utóbbi folyamat végső fázisát a talajlakó magasabb rendű szervezetekkel történő végleges stabilizálás jelenti, amiben ugyan részt vehetnek azok enzimei is, de ezek a folyamatok is feltételezetten döntően kémiai, mechanikai jellegűek (Szabó, 1986; Kutzer, 2000). Mindenképpen a humusz alapanyagai a fentieknek megfelelően a nyersanyagkeverék nem lignin komponensei is. Ezek olyan energiahordozók, segédtápanyagok, melyekből a lebontás sok generációs bakteriális, majd sugárgombákkal és gombákkal történő konverziói során végül ugyancsak humusz prekurzorok termelődnek. Ugyanez érvényes a növényi részek meghatározó részét képező cellulózra és hemicellulózra is. A komposztálás folyamatában azok a gombák és sugárgombák legfőbb tápanyagai. Az alapanyag szénhidrát, fehérje és zsírtartalma ugyanakkor az a segédtápanyag, amely a folyamatok beindításához, valamint segédtápanyagként a nehezen bontható anyagok lebontásához a mikroorganizmusok számára nélkülözhetetlen (Glueke, 1977; Bidlingmaier, 1983; WEF, 1995) ). Ezek azok a tápanyagok, melyek a komposztálás kezdeti szakaszában a gyors lebomlásuk, és az annál keletkező nagy hőmennyiség révén a hőmérséklet jelentős emelkedését (50-70 oC) is biztosítják. Természetesen az ilyen rendszerben a lokális anaerob terek kialakulása, s így a fakultatív anaerob mikroorganizmusok tevékenysége is jelen lehet, amit a komposztálás során keletkező metán is bizonyít (Kutzer, 2000). Ez utóbbi azonban csak a rosszul levegőztetett komposztprizmákban lehet jelentős. A kizárólagosan anaerob, mikroorganizmusok a fás részek cellulóz és lignin tartalmának a biológiai bontására önmagukban alkalmatlanok, amit a mocsarak, lápok, tőzegek növényi részeinek a fennmaradása is bizonyít. A komposztálódás biokémiai átalakulásai kedvező nedvességtartalomnál, de gyakorlatilag szilárd fázisban, aerob körülmények között folynak. Ennek megfelelően a lépcsőzetesen átalakuló nyersanyag nedvességtartalma (Dix és Webster, 1995) és oxigénellátottsága (Bidlingmaier, 1983; de Bertoldi és társai, 1983)a komposztálás folyamatában meghatározó tényező. Az utóbbit meghatározza az alapanyag struktúrája, térkitöltése, szabad levegőtérfogata, illetőleg az alkalmazott levegőztetési megoldás (WEF, 1995; Krogmann és Körner, 200). A rendszer kémhatásának szerepe is fontos, hiszen a nagyobb hőmérsékleteknél lúgosabb rendszerből nagyobb ammónia veszteség lesz. Nagyobb zsírtartalmú alapanyagnál a kezdeti fázisban a savanyodás is jelentős lehet, de csak igen ritkán, az alapanyag különleges összetételekor lehet szükség a savanyodás vegyszeres ellensúlyozására (Gottschal, 1990). A komposztálás meghatározója az alapanyag helyes összeállítása (Bidlingmaier, 1983; Müller és társai, 1997; Krogmann és Körner, 2000). Ez elsősorban a baktériumok által gyorsabban bontható szénhidrátok, keményítők, fehérjék és zsírok, valamint a lebontásuknál a sugárgombák és gombák tevékenységét is igénylő, s így lassabban bontható cellulóz,

90

hemicellulóz és lignin mennyiségeinek az arányára vonatkozik (Krogmann, 2001). A lebontás során a mikroorganizmusok tevékenységének ezeken túl mintegy limitáló tényezője a teljes tápanyagrendszer kötött-nitrogén ellátottsága. Bár a komposztálásnál az elemi nitrogén kis mértékű beépítése is bizonyított (Kutzer, 2000), a folyamatok meghatározója az előbbi komponens, pontosabban az alapanyag kiindulási C:N aránya. Ez a nyersanyag keverékben 30-35:1 kell legyen. A kész komposztban ez az arány 10-15:1 értékre áll be. Ennél kisebb arány már a nem megfelelő alapanyag összeállítás, vagy a gyengébb folyamatszabályozás miatt fellépő jelentősebb nitrogénveszteséget mutatja (Gottschal, 1990; Alexa és Dér, 1995). A hazai szennyvíztisztító kapacitás és iszaptermelése Szennyvizek tisztítását illetően bebizonyosodott, hogy a szennyvízbe kerülő nitrogén és foszfor nem forgatható vissza teljes mennyiségében oda, ahonnan származik, a talajba, a talaj tápanyag körfolyamatába, s azon keresztül a növénytermesztésbe. Ez azért lehetetlen, mert a redukált nitrogén (ammónium-N) nagyobb részét (mintegy 70-80 %-át) a szennyvíztisztításnál keletkező iszap nem képes beépíteni. Az utóbbi rész döntő hányada oxidációját (nitrifikáció) követően a denitrifikáció során elemi nitrogénné alakulva a levegőbe kerül. A szennyvizekbe kerülő foszfornak is csak egy része kerül a növények számára újra felvehető formában a tisztítás maradékába, a szennyvíziszapba (Juhász és Kárpáti, 2000). Egyedül a szén visszaforgatása tekinthető tökéletesnek, hiszen a szerves anyagok döntő része széndioxid formájában a szennyvíztisztítóból a levegőbe kerül, mint ahogy a növényi maradványok talajban történő stabilizálódásánál is történik. A szennyvíztisztítás anaerob átalakításainál a szerves anyag egy részéből metán keletkezik, de annak az elégetését követően is széndioxid formájában kerül a széntartalom a légkörbe. Le kell azonban szögezni, hogy jelenleg a hazai lakossági szennyvíztermelésnek csak a fele kerül összegyűjtésre a csatornahálózattal, vagy felszínen a tisztítókba történő szállítással. Ennek is 25 %-a tisztítás nélkül kerül a befogadókba (elsősorban Budapest a kritikus). 20 %-a jelentéktelenebb mechanikai tisztítás után közvetlenül a termőtalajba kerül. További 25 %-a egyszerű mechanikai tisztítást követően kerül a befogadókba (Győr, stb.). Láthatóan a biológiai szennyvíztisztítás csak a szennyvizek 30 %-ánál történik meg. Az ipari szennyvízterhelésnek azonban a nagyobb része az utóbbi 30 %-ban van, mivel hatóságaink arra azért megfelelően ügyelnek, hogy legalább az ilyen szennyvizek biológiai tisztítására sor kerüljön. Az összes, csatornahálózattal összegyűjtött szennyvízmennyiség hazánkban jelenleg mintegy 1,7 millió m3/d (VCSOSZSZ, 1999; Alexa és Dér, 2001) Az ipari szennyvizeink sorsáról nem találhatók ennyire jó statisztikák, de megállapítható, hogy összegyűjtésük, tisztításuk nagyobb százalékban megoldott, mint a lakossági szennyvizeké. A biológiailag jól bontható ipari, elsősorban élelmiszeripari szennyvizek tisztítását ugyanakkor döntő részarányukban a lakosság szennyvíztisztítói végzik. A biológiai tisztítás esetén a szerves szennyezés közel fele a szennyvíziszapba, s közel ugyanilyen részaránya széndioxidként a levegőbe kerül. A mechanikus előkezelés esetén is annak mintegy 30 %-a iszapként jelentkezik (30-35 g sz.a. /fő d). A teljes biológiai tisztításnál ez az iszap, ásványi anyag tartalmát is számolva, mintegy 45-50 g sz.a. /fő d. Az előülepítés és az eleveniszapos tisztítás nyers iszapjainak a rothasztásakor ez a hozam mintegy 30-35 g sz.a. /fő d (Juhász és Kárpáti, 2000) A jelenleg mechanikai és biológiai tisztításon áteső, mintegy 1,25 millió m3/d szennyvízmennyiség mintegy 10 millió lakos egyenértéknyi (LE = 60 g BOI5, ugyanennyi lebegőanyag, 110 g KOI, 14 g TKN, 2 g összes-foszfor és mintegy 1g

91

kén naponta, lakosonként) terhelést jelent a szennyvíztisztítóknak. Ez egyben azt is mutatja, hogy az ipar hozzájárulása a szennyvíztisztítóink terheléséhez talán valamivel nagyobb is, mint a lakosságé. Az átlagos szennyvíziszap hozamot 40 g sz.a./fő d értéknek véve az összes tisztítóban keletkező iszap mennyisége 400 t sz.a./d, ami 146 ezer t sz.a./év mennyiségnek felel meg. Erre a VCSOSZSZ felmérése (1999) valamivel nagyobb értéket, 200 e tonna sz.a./év értéket adott meg, ami nedves iszap formájában 1 millió t/év iszapmennyiségnek becsültek. Nem látszik célszerűnek lakosokra vetített hozamokat számolni a fenti értékekből, mivel láthatóan az ipar a lakosságra számítható terhelésmennyiséget a szennyvizekben az adatok szerint mintegy megduplázta. A jelenlegi adatok szerint ugyanakkor a hazánkban keletkező szennyvíziszapnak csak mintegy 11 %-a kerül nyers, vagy komposztált formájában mezőgazdasági hasznosításra (VCSOSZSZ, 1999; Alexa és Dér, 2001). A lakossági szennyvizek tisztításánál a jelenlegi műszaki színvonalon az eleveniszapos lépcsőt követően csak megfelelő üzemméret felett célszerű, illetőleg gazdaságos a keletkező nyersiszap anaerob rothasztásának a kiépítése metán előállítása, s a szilárd iszap mennyiségének a csökkentése érdekében. Gondot jelent emellett a keletkező metán hasznosítása is a kisebb üzemméretnél, mivel a gázmotoros villanyáram termelés beruházásigénye is rendkívül nagy. Szükségszerű tehát, hogy a kis szennyvíztelepeken az iszapstabilizálást aerob úton végezzék. Ez történhet komposztálással is. Az esetleges szaghatás elkerülése érdekében, no meg a komposztálás további szervezési, odafigyelési igénye miatt mégis a folyadék fázisban történő aerob stabilizálás az általánosabb. Sokszor ezt követően sem kerül sor a stabilizált iszap komposztálására, hanem azt közvetlenül a termőtalaj gyökérzónájába injektálják, többnyire a vegetációs időszakot követően. Hosszabb távon természetesen ez is a szerves anyag maradék talajban történő hasznosítását, humifikációját jelenti. Ugyanez történik az iszapmaradékokkal a segédanyagokkal történő komposztálásuk után is. Az előző esetben azonban a humuszhozam semmiképpen nem lehet akkora, mint segédanyagokkal történő komposztálás során, az alapanyagok összetételének, nedvességtartalmának, levegőztetésének, s a komposztálás hőmérsékletének az optimalizálása esetén elérhető. Az elkövetkező tizenöt év alatt a közműolló mintegy 75 %-ra való felhozatala, zárása tervezett. Ez vízhozamban nem, de szennyezőanyag terhelésben jelentheti a jelenlegi másfélszeresére történő növekedését is. A 10 millió LE lebontott szerves anyag mennyiség így Budapest szennyvíztisztításának a megfelelő kiépítése, valamint a további 2,5 millió LE vidéki bekötés realizálása után várhatóan 4,5-5 millió LE mennyiséggel nő. Ez az iszaphozam ugyanilyen növekedését fogja jelenteni, ami átszámítva 225 (az iparági felmérés alapján 300 (VCSOSZSZ, 1999)) ezer tonna sz.a./év iszaphozamot eredményez. A szennyvíziszap mennyiségéből természetesen a komposztálásához szükséges segédanyag mennyisége is számolható. Ez szárazanyagban ugyanolyan mennyiségű fűrészpor, szalma kell legyen. Segédanyagként szóba jöhetnek ugyan még az éttermi hulladékok, egyéb élelmiszer maradványok, úgynevezett biohulladék, zöld növényi részek, fanyesedék, apríték a közterületekről, stb., de azok felhasználásakor nehezebb a komposztnyersanyag összetételének, nedvességtartalmának a beállítása. A durvább faapríték az alapanyag szerkezetében, térkitöltésében jelenthet némi előnyt. A komposztálás után ugyanakkor az ilyen, nem kellően komposztálódott részeket ki kell rostálni a komposztból és vissza kell forgatni a feldolgozásba.

92

A komposztálás során a nyersanyag szerves anyaga tartalma közel felére csökken, ugyanakkor ásványi anyag tartalma változatlan marad (). Ez azt jelenti, hogy mintegy 250-300 ezer tonna sz.a./év, vagy a mintegy 30-35 % végső nedvességtartalmát is figyelembe véve, közel 370-460 ezer tonna "nedves" komposzt keletkezhetne a teljes hazai szennyvíziszap mennyiség komposztálásakor. A komposzt mezőgazdasági hasznosításakor nem annak a nitrogén tartalma alapján kell az egységnyi területre kihelyezhető anyagmennyiséget kiszámítani. Mint már hivatkoztunk rá, a humusz mintegy tápanyagtároló rendszer működik a talajban. Ez lehetővé teszi, hogy a komposztból 15-20 tonna is kijuttatható legyen hektáronként. Láthatóan az éves komposzttermék elhelyezésére, 25-30 ezer hektár, vagy 250-300 km2 elegendő. Ekkora mezőgazdaságilag művelt, vagy a komposzt felhasználására egyébként igényt tartó terület a szennyvíztisztítók környezetében valószínűleg könnyen található lenne. A meghatározó kérdés azonban az, egyáltalán kell-e ezeknek a régióknak a talajaira ez a komposzt, vagy humuszmennyiség. A komposztálás piacképességének a kérdése Mint már láthattuk, a növényeknek szüksége van a természetes talajokban olyan szerves anyagra, humuszra is, amely a többi tápanyag időszakos betárolására (ammónium és egyéb ionok megkötődése, majd igény szerinti leadása) képes (Szabó, 1986). A kérdés a szennyvíztisztítás szilárd szerves maradékának kapcsán a már elhangzott kitétel, mennyiben jelentkezik igény a szennyvíziszapok humusszá történő átalakítására. A lakossági szennyvizek tisztítását szükségszerűen az olcsóbb, biológiai módszerekkel kell biztosítani. Az ilyen módszerek közül is csak különleges esetekben, nehezen bontható, ipari szerves szennyezők jelenléte esetén indokolt a teljes oxidációt és mineralizációt biztosító különleges, többnyire kémiai oxidációval kombinált biológiai megoldások alkalmazása (Bridle, 2001; Weermaes és Verstraete, 2001). Ismeretes ugyanis, hogy a tisztítás szerves maradéka megfelelő technológiákkal (teljes oxidáció, termofil oxidáció, nedves oxidáció, iszapégetés) gyakorlatilag teljes mennyiségében széndioxiddá alakítható. Az ilyen megoldások (Winter, 2000; Weermaes és Verstraete, 2001) azonban lényegesen költségesebbek, mint a kommunális szennyvizek hagyományos tisztítása, BOI és tápanyag eltávolítása (Seviour és társai, 1999; Kárpáti, 2002) és a keletkező iszap komposztálása (Alexa és Dér, 2001). A jelenlegi költségekről hazai becslések nem állnak rendelkezésre, de Gallert és Winter (2000) viszonylag új összehasonlító adatokat mutattak be egy 2000 évi áttekintőjükben, ami a hazai költségekre is irányadó lehet. Az égetés mintegy 133-207, az anaerob metanizáció 75-130, az prizmákban történő komposztálás 95, a konténeres komposztálás 150 USD/t, természetesen az USA-ban és a fejlett, nyugat-európai országokban. A fajlagos költségek az üzem feldolgozó kapacitásával mindegyik változatnál fordítot arányban változnak. Kiemelték, hogy az égetésnél igen jelentős energianyereség érhető el (kWh/t égetett hulladék), ezzel szemben a komposztálásnál elérhető eredményt nem számszerűsítették. Természetesen, hogy a komposztálásra csak káros anyagokat, nehézfémeket, biológiailag bonthatatlan, toxikus anyagokat az előírt koncentrációk alatt tartalmazó iszapokat szabad csak felhasználni. Ellenkező esetben a végtermék minőségét (szerves szennyezők, sótartalom, szerves anyag tartalom, hamutartalom, nehézfémek, AOX, BCB, PCDD/PCDF,

93

fertőzőképesség, stb.) fokozottan ellenőrizni kell. Ennek a kontaminációnak, illetőleg talajszennyezésnek a kizárását napjainkban a fejlettebb országokban mindenütt de elvileg hazánkban is törvényileg biztosítják (Alexa és Dér, 2001, Krogmann, 2001). Ipari szennyvizeket nem tartalmazó lakossági szennyvizek iszapjainak a komposztálása esetén az ilyen ellenőrzés felesleges. Fontos ugyanakkor a patogén kórokozók megfelelő ártalmatlanítása, melyet legegyszerűbben megfelelő termikus kezeléssel lehet biztosítani. Ennek lehetősége az iszap komposztálásánál közvetlenül adódik. A komposztálás során az iszapos nyersanyag hőmérséklete 60-70 oC hőmérsékletre emelhető, ami megfelelő időtartammal (de Bertoldi és társai, 1983; WEF, 1995) kellő sterilizálást eredményez. Célszerű lehet a jövőben ezért is, mind a nyers, mind az anaerob, vagy aerob módon stabilizált iszapnak is a komposztálással történő tovább-feldolgozása, hasznosítása. A megfelelő komposzt alapanyagot képező szennyvíziszapok esetében is megkérdőjelezhető azonban a komposztálás célszerűsége, ha a környezet adottságai nem teszik lehetővé a keletkező termék hasznosítását (Juhász és Kárpáti, 2000). A nyers iszapok elhelyezését, deponálását ma már szigorú előírások korlátozzák. Ezek elvben érvényesek a humuszra is, annak a szerves anyag tartalma miatt. Elhelyezni tehát a humuszt csakis mezőgazdasági vagy rekultivációs hasznosítással lehetséges. Összefoglalás A fejlettebb országokban sem kellően tisztázott a keletkező szennyvíziszap komposztálásának, s azzal a mezőgazdaságban szükséges humusz termelésének az igénye. Éppen ezért a szabályozást még sokáig nem is az fogja meghatározni, hiszen a talaj humusztartalma csökkenésének a következményei csak igen hosszú idő után jelentkeznek. Az állam hatékonyabb központi beavatkozására, támogatására lenne szükség, részben a kérdéskör pontosítására, részben a gazdaságosabb komposztálási technológiák fejlesztésére. A szennyvíztisztítók az ilyen termék előállítását nem tekinthető szükségszerű feladatuknak, hiszen a nagymértékben nyomott mezőgazdasági árviszonyok miatt a mezőgazdaság érdekeltsége nem érvényesülhet. Az elkövetkezendő időszakban éppen ezért egyértelműbben be kellene határolni a szennyvízfeldolgozó üzem környezetének a szóba jöhető humusz igényét, s annak megfelelően kell tervezni a szennyvizek tisztításához kapcsolódóan a szennyvíziszapok komposztálását. Mind a komposzt előállítását, mind annak felhasználását sokféle forrásból, akár a különböző termékdíjakból is támogatni lehet, de végső soron a víz árába, annak a termékdíjába is jogos lehet a támogatás, vagy költség beépítése, bár elsődlegesen nem a víz, hanem a tápanyagfogyasztásunk következménye. Azokat az iszapmennyiségeket, amelyeknek a komposztálást követő elhelyezés sem lehet gazdaságos, lényegesen nagyobb költsége ellenére is egyéb iszapmegsemmisítő, mineralizációs megoldással kell kezelni. Ilyen lehetnek az iszapok valamilyen biológiai, vagy kémiai, esetleg kombinált teljes oxidációja, elégetése. Persze ezeknek a költségeit is valamilyen úton ugyanannak a fogyasztókörnek kell megfizetni. Mindemellett az utóbbi „hulladék megsemmisítéseket” is csakis szigorúan ellenőrzött körülmények között szabad engedélyezni, végezni. Mind a komposzt előállításánál, mind az égetésnél egyaránt lesz gázemisszió, amit a technológiáknak nem csak minimalizálni kell, de szükség esetén gáztisztítással ártalmatlanítani is.

94

Hivatkozások Alexa, L., Dér, S. (1995) Állati eredetű veszélyes hulladékok komposztálása.

Diplomadolgozat, GATE Talajtani és Agrokémiai Tanszék, Gödöllő Alexa, L., Dér, S. (2001) Szakszerű komposztálás – elmélet és gyakorlat, Profikomp Kft.,

Gödöllő Bidlingmaier, W (1983) Das Wesen der Kompostierung von Siedlungsabfallen. In: Müll-

Handbuch (eds Hösel, G., Bilitewski, B., Schenkel, W. and Schnurer, H) V. 4, KZ 5305, Erich Schmidt Verlag, Berlin

Bridle, T. (2001) Other thermal processes. In Sludge into Biosolids. Processing, Disposal and Utilisation. Ed. Spinosa, L., Vesilind P.A., IWA Publishing, 130-146.

De Bertoldi, M., Vallini, G., Pera, A. (1983) The biology of composting. A review, Waste Manage. Res.. 1, 157-176.

Dix, N.J., Webster, J. (1995) Fungal Ecology, Chapman & Hall, London Gallert, C., Winter, J. (2000) Bio- and Pyrotechnology of Solid Waste Treatment. In:

Biotechnology, V 11c, Environmental Processes III. Eds: Klein, J, Winter, J. Wiley, Weinheim, Germany. P. 5-34.

Golueke, C.G. (1977) Biological Reclamation of Solid Waste, Rodale Press, Emmaus, PA, Gottschal, R. (1990) Kompostierung: Optimale Aufbereitung und Verwerdung organischer

Materialen im ökologischen Landbau. 4. Auflage. Verlag Müller, C. F., Karlsruhe Haug, R.T. (1993) The Practical Handbook of Compost Engineering, CRC Press, Boca Raton Juhász, E., Kárpáti, Á. (2000) Szennyvíziszap hosszú távú kezelése és biztonságos

elhelyezése. Vízügyi Közlemények, LXXXII. Évf. (1) 107-120. Kárpáti, Á. (2002) Az eleveniszapos szennyvíztisztítás fejlesztésének irányai. Eleveniszapos

szennyvíztisztító rendszerek és ellenőrzése. Szerk. Kárpáti, Á., VE. Veszprém, 1-26. Krogmann, U., Körner, I. (2000) Technology and Strategy of Composting. In: Biotechnology,

V. 11c, Environmental Processes III. Eds: Klein, J, Winter, J. Wiley, Weinheim, Germany. 127-150.

Krogmann, U. (2001) Composting. In Sludge into Biosolids. Processing, Disposal and Utilization. Eds. Spinosa, L., Vesilind P.A., IWA Publishing, 259-277.

Kutzer, H. J. (2000) Microbiology of Composting. In: Biotechnology, V 11c, Environmental Processes III. Eds: Klein, J, Winter, J., Wiley, Weinheim, Germany. 35-100.

Matthews, P. (2001) Agricultural and other land uses. In Sludge into Biosolids. Processing, Disposal and Utilization. Eds. Spinosa, L., Vesilind P.A., IWA Publishing, 41-73.

Seviour, R.J., Limdrea, K.C., Griffiths,P.C., Blackall, L.L.(1999) The activated sludge process. In: The Microbiology of Activated Sludge, Eds.: Seviour, R.J., Blackall, L.L., Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 27-75.

Szabó, I. M. (1986) Az általános talajtan biológiai alapjai. Mezőgazdasági Kiadó, Budapest. Vermes, L. (1993) Hulladékgazdálkodás, hulladékhasznosítás. Mezőgazdasági Kiadó,

Budapest Water Environmental Federation (WEF) (1995) Wastewater Residuals Stabilization. Manual

of Prctice FD-9, WEF, Alexandria Weermaes, M and Verstraete, W. (2001) Other treatment techniques. In Sludge into Biosolids.

Processing, Disposal and Utilization. Eds. Spinosa, L., Vesilind P.A., IWA Publishing, 364-383.

95

Tartalomjegyzék Eleveniszap-respiráció mérése és hasznosítása. 1 Kárpáti Árpád Összefoglalás 1 Bevezetés 1 A szennyvíz tápanyagainak biokémiai átalakulásai 2 Respiráció közvetlen mérése 5 Respiráció közvetett mérése 8 Toxicitás vizsgálata respiráció közvetlen vagy közvetett mérésével 10 Irodalomjegyzék 12 Aerob szennyvíztisztítási folyamatok modellezése 14 Domokos Endre – Kovács Károly A modellezés célja 14 Az eleveniszapos modell elemei 15 Szállítási folyamatok és a tisztító-telep szerkezete 15 Levegőztetés 15 Összetevők 15 Folyamatok 16 Hidraulikai séma 16 A modell megjelenése 16 Tömeg egyensúlyok 16 Mérlegek 17 Összetevők 17 Eleveniszapos modellek (ASM 1-3) 17 1-es számú eleveniszapos modell (ASM1) 17 2-es számú eleveniszapos modell (ASM2) 18 3 és 2d számú eleveniszapos modellek (ASM3 és ASM2d) 18 Szennyvíz jellemzése 19 A modell kalibrálása 20 Számítógépes programok 21 A modell használata 21 Felhasznált irodalom 23 Mellékletek 15

CSTR reaktorok és kontakt eljárások ipari szennyvizek anaerob kezelésére 35

96

Összeállították: Jakab Johanna, Németh Judit és Sebő Gabriella Kroiss, H – Svardal, K. CST reactors and Contact Processes in Industrial Wastewater Treatment (In: Biotechnology 2nd Ed. V. 11a, Wiley, 1999, 479-492) c. anyaga alapján

1 Az anaerob reaktor konfigurációjának értelmezése 35 2 Lehetséges konfigurációk 36 2.1 Kevert iszapos reaktorok 36 2.2 Anaerob-kontakt eljárás 37 2.3 Fedett anaerob medence 39 3 Reaktorok kialakításának a szempontjai 39 3.1 Általános alapelvek 39 3.2 Metanizáló reaktorok kialakítása 40 3.2.1 CSTR eljárás 40 3.2.2 Anaerob-kontakt eljárás 41 3.3 Anyagmérleg ellenőrzése 42 3.4 Keverés kialakítása 43 3.5 Egy- és többfokozatú anaerob rendszerek összehasonlítása 44 3.6 Folyadék-szilárd elválasztás a kontakt eljárásnál 45 4 Tervezés, üzemeltetés 46 4.1 Kiépítés és folyamatos működtetés 46 4.2 Üzemindítás 47 5 Aerob biológiai utótisztítás 48 6 Végkövetkeztetések 49 7 Hivatkozások 50 Anaerob iszapágyas (ASB) szennyvíztisztítás lehetőségei és távlatai 51

Összeállították: Jakab Johanna, Németh Judit és Sebő Gabriella

G. Lettinga, G –Hulshoff Pol L. W.- Van Lier, J. B. – Zeeman, G. Possibilities and Potential of Anaerobic Wastewater Treatment Using Anaerobic Sludge Bed (ASB) Reactors (In: Biotechnology 2nd Ed. V. 11a, Wiley, 1999, 517-527) c. anyaga alapján 1 Bevezetés 51 2 Az anaerob szennyvíztisztítás reaktortechnikája 52 3 Nagy terhelésű ASB reaktorok alkalmazása 56 3.1 Az ASB reaktorok indítása oltóanyaggal és nélküle 56 4 Az anaerob iszapágyas reaktor rendszerek alkalmazhatósága 57 5 Következtetések 58 6 Hivatkozások 59

A szennyvíziszap komposztálásának lehetősége és nyílt rendszerű

97

kialakítása Horváthné Király Veronika – Kiss Zsuzsanna – Kárpáti Árpád 60 Bevezetés 60 1.) A komposztálás kémiája és mikrobiológiája 61

1.1. A komposztálás szakaszai 61 1.2. A komposztálásban résztvevő szervezetek 63

1.2.1 Baktériumok 65 1.2.2 Sugárgombák 66 1.2.3 Gombák 67 1.2.4 Algák és protozoák 67

1.3 Szerves anyagok lebomlása és a humuszanyagok képződése 67 1.4. Fontosabb tápanyagok átalakulási folyamatai a komposztáláskor 69

1.4.1 Szerves szén 69 1.4.2 Nitrogén 70

1.4.3 Foszfor és kálium 70 1.5. Komposztálást befolyásoló körülmények 70

1.5.1 C/N arány 71 1.5.2 Nedvességtartalom 71 1.5.3 Oxigénkoncentráció 73 1.5.4 Hőmérséklet 73 1.5.5 pH 74

1.6 A komposztálás higiéniai aspektusai 74 1.6.1 Patogének inaktiválása 74

2.) Komposztálás során felhasználható nyersanyagok és segédanyagok 75 2.1. Nyersanyagok 75 2.2. Segédanyagok, oltókultúrák 77 2.3. Komposztálást elősegítő szerek 78

3.) Komposztálás lehetséges módszerei 78 3.1 Nyitott rendszerek 78

3.1.1 Passzív komposztálás 78 3.1.2 Forgatásos prizmakomposztálás 79 3.1.3 Levegőztetett statikus prizmakomposztálás (Aerated Static Pile): 80

3.2. Félig zárt rendszerek 81 3.3. Zárt rendszerek 82

4.) A komposztálás munkaműveletei és gépei 82 5.) Összefoglalás 84 Irodalomjegyzék 84 A szennyvíztisztító – iszapkezelő együttes jövője Kárpáti Árpád 86 Bevezetés 86 Természetes biomassza termelés és humifikáció 87 Humusz termelésének lehetősége szennyvíziszapból 88 A hazai szennyvíztisztító kapacitás és iszaptermelése 90 A komposztálás piacképességének a kérdése 92 Összefoglalás 93 Hivatkozások 94

98

Aerob szennyvíztisztítás vizsgálata, modellezése - anaerob szennyvíztisztító rendszerek -

- iszapkomposztálás –

Domokos, E – Horváthné, Király V. - Kárpáti Á. – Kiss Zs. - Kovács K.

Hulsjoff Pol L. W. - Kroiss, H. – Lettinga, G. – Van Lier, J. B. -Svardal, K. – Zeeman, G.

Tanulmánygyűjtemény

Összeállította:

Kárpáti Árpád

Veszprémi Egyetem

KÖRNYEZETMÉRNÖKI ÉS KÉMIAI TECHNOLÓGIA TANSZÉK

2002

99

Előszó Ezt a füzetet az öt-hat füzetes sorozatunk negyedik tagjának terveztük, időben mégis ötödikként készült csak el. Az eleveniszapos rendszerek respirációs vizsgálati lehetőségeit bemutató, néhány éve készített anyag vezeti be, melyet a modellezésről, szimulációról készült áttekintő követ. Az intenzív anaerob szennyvíztisztítókra vonatkozó legfontosabb tudnivalókat két prominens kutatóhely ismertetőjének a bemutatásával próbáltuk hozzáférhetőbbé tenni. Az utolsó két anyag a korábbi füzetek előszava ígéretének megfelelően a szennyvíziszap komposztálásával kapcsolatos ismereteket, felmerülő kérdéseket foglalja össze igen tömören. A tárgy év márciusban összeállított füzet előzetesével szemben ezeket az anyagokat végül is egyetlen füzetbe sűrítettük bele. Ezzel a füzettel egyben a technológiai áttekintő sorozatunkat ebben a formában egy időre bezárjuk. A Tanszéken készülő kutatási jelentéseket, diplomadolgozatokat, egyéb munkákat ugyanakkor ettől az évtől elektronikus formában is dokumentáljuk, s az illetékesek döntésétől függően, valamiképpen abban a formájában is hozzáférhetővé tesszük. Természetesen ennek előfeltétele, hogy a címjegyzékük az interneten megtekinthető legyen. Ennek az információs rendszerek jelenlegi adottságai mellett semmi akadályát nem látjuk. Kell azonban hozzá egy közös akarat, ami az információk hozzáférhetőségének a kölcsönösségét is valamiképpen érvényesíti. Végül ezúttal is köszönettel tartozom a füzetben található anyagok elkészítéséért, vagy elkészítésében nyújtott segítségért valamennyi megnevezett munkatársamnak, valamint meg nem nevezett, de mindig segítőkész kollégánknak. Veszprém, 2002-05-06. Dr. Kárpáti Árpád

egyetemi docens