Egyenes átfolyású rendszerek

Az egyenes átfolyású rendszerekről általánosan

Az egyenes átfolyású rendszerek a szennyvíztisztításban a legelterjedtebb rendszerek. Az egyes reaktorok és ülepítők minden esetben az adott célra kialakított, önálló tereket alkotnak. Ez abból a szempontból nagyon praktikus, hogy a szennyvíztisztító tervezése során az adott szennyvízterhelésre optimalizált reaktorméret és geometria alakítható ki (természetesen, ha időközben megváltozik a szennyvíz mennyisége vagy minősége, ez már nem áll fenn). Az alábbi képen a németországi Kiel-től nem messze található Klärwerk Bülk szennyvíztisztító légi felvétele látható.

Az egyenes átfolyású technológiákat úgy alakítják ki, hogy a rendszeren belül a vizet a lehető legkevesebb alkalommal (pl. recirkulációk) kelljen szivattyúzni. Ez úgy érhető el, ha a belépő szennyvizet a technológia elején felemelik (helyzeti energiát adnak neki), majd ezt követően gravitációsan mozog. Mivel a nyers szennyvíz még a legkülönbözőbb darabos szennyezőket is tartalmazza, felemelésére az egyszerű és rendkívül megbízható üzemű arkhimédeszi csavarszivattyúkat alkalmazzák.

Az egyenes átfolyású rendszerekben a biológiai szennyvíztisztítást általánosan bemutató részben kifejtett műtárgyak sorba kapcsolva követik egymást. Az ott bemutatott rendszer a klasszikus „A2O” típusú reaktorrendszer (A2O = Anaerob, Anoxikus, Oxikus), ami a szennyvíztisztítás fejlődése során alakult ki, mint a lakossági szennyvizekben jelen lévő nitrogén és a foszfor együttes eltávolítására is alkalmas, optimális és kellőképpen egyszerű rendszer. Az egyes kapcsolások kialakítására mindeddig számos variációt kísérleteztek ki, ezeket a konfigurációkat, illetőleg a technológia fejlődését az alábbiakban ismertetjük összefoglaló jelleggel. Ezt a folyamatot mutatjuk be az alábbiakban, összefoglalószerűen.

Az eleveniszapos szennyvíztisztítás kezdetei az 1910-es évekre nyúlnak vissza, ekkor kezdtek először kísérletezni a szennyvíz – akkor már ismert – biológiai öntisztulási folyamatainak javítására, intenzifikálására. Az első, ismert kísérleteket Ardern és Lockett végezte 1914-ben, Manchesterben. Ma őket tekintjük az eleveniszapos szennyvíztisztítás feltalálóinak. Ők szakaszos üzemű, ún. SBR tisztítót hoztak létre (erről a reaktortípusról részletesebben itt írunk), azonban a folyamatirányítás akkori kezdetlegessége miatt ez a rendszer nem működött kellő megbízhatósággal, így ezért döntöttek akkor a levegőztető folyamatos betáplálása mellett, s alakították ki a napjainkban „klasszikusnak” tekinthető, egyenes átfolyású eleveniszapos szennyvíztisztítási megoldást.

Egyenes átfolyású teljesen aerob rendszerek

Az egyenes átfolyású rendszerek lehető legegyszerűbb – igaz, csak szerves anyag és ammónium eltávolítására alkalmas – változatát az alábbi ábra mutatja be. A nyers szennyvíz egy levegőztetett medencébe kerül, ahol az intenzív levegőztetés következtében biológiailag oxidálható szervesanyag-tartalma lebomlik. Megfelelő oldott oxigén szint (DO) esetén a nitrifikáció is teljesen végbemegy. A biológiailag tisztított víz ezt követően ülepítésre kerül, ahol a tisztított víz bukóéleken távozhat, az iszap egy része elvételre, másik része pedig – a kimosódás ellensúlyozására – visszatáplálásra kerül a levegőztetett medencébe.

A fent vázolt séma szerinti, teljesen aerob rendszereknek olyan esetekben van létjogosultsága, ha a kezelendő szennyvíz szinte kizárólag aerob módon bontható (illetőleg ülepítéssel jól eltávolítható) szennyezőanyagokat tartalmaz; ilyen lehet többek közt a cellulózgyártás szennyvize.

Ha csak egy, ám geometriai szempontból a szélességéhez képest arányaiban hosszú, levegőztetett medencénk van, akkor a „csőszerű” áramlás miatt csőreaktorról beszélünk. Az egyenletes levegőztetésű csőrektor azonban kevésbé hatékony, mivel benne a folyadék áramlási iránya mentén nem az igényeknek megfelelő a levegő-ellátottság, a kezdeti szakaszon a levegőfelvétel (respiráció) jóval intenzívebb, így ott az oldott oxigén (DO) alacsonyabb, mint a reaktor végén, ahol magasabb DO értéket mérünk ugyan, de az oxigén nem hasznosul (a rendszer „túl van levegőztetve”). A rendszer kétségtelen előnye ugyanakkor a jó hatásfokú nitrifikáció, illetőleg a jól ülepedő iszap.

A hatékonyság növelhető a levegőztetés illetve a tápanyag-betáplálás optimalizálásával. A levegőztetés optimalizálásánál a cél a közel állandó DO szint fenntartása a reaktor hossza mentén, ami gradiens levegőztetéssel érhető el:

A másik lehetőség, hogy a nyersvizet nem egy ponton, hanem a csőreaktor mentén több ponton juttatjuk be az egyenletesen levegőztetett rendszerbe:

Az egyenletes nyers szennyvíz beadagolással a csőreaktor gyakorlatilag kis szakaszokra osztható, a betáplálás (terhelés) egyenletessége pedig biztosítja az oxigén egyenletes és nagy hatásfokú hasznosulását.

Utóbbi rendszer már igen hasonló egy tökéletesen kevert, ún. tankreaktorhoz. A tankreaktorok a csőszerű reaktorokkal ellentétben négyszög, vagy kör alakú medence köré épülnek ki, melyben a recirkuláltatott iszap és a betáplált nyers szennyvíz gyorsan keveredik a jelen levő biomasszával. A gyors felhígulás a csőreaktor-szerű rendszerekkel összehasonlítva csökkenti a szennyvíziszap lemérgeződésének lehetőségét is, habár egyszersmind kismértékben megnöveli annak az esélyét, hogy a szennyvíz csak részben ártalmatlanítva kerüljön ki a medencéből, tehát pl. 100%-os nitrifikáció így nem érhető el, igaz, megfelelő méretezés esetén jó hatásfok várható.

Egy másik, ma is alkalmazott rendszer a reaktorkaszkád, melyben több levegőztetett reaktort kapcsolnak sorba. A kaszkád előnye, hogy a levegőztetés mindegyik kaszkádelemben külön szabályozható, így a tápanyag-és levegőellátás optimalizálható. A finom szabályozással az iszap fonalasodása jól visszaszorítható; az ilyen rendszer szerves anyaggal jobban terhelt ipari szennyvizek kezelésére is alkalmas. A kaszkád rendszerben az első, nagyterhelésű egységet rendszerint oxikus szelektornak is nevezik.

A kaszkádhoz hasonló elv, ha nem csak a levegőztetett medencéket, hanem a komplett tisztítót – azaz a levegőztető és utóülepítő egységet – kötjük sorba. Ennek legegyszerűbb változata az ún. két iszapkörös eljárás, melyben két egyszerű szennyvíztisztító van összekapcsolva. A nagyobb szennyvízterhelést értelemszerűen az első iszapkör kapja, míg a második már egy stabilabb, „előemésztett” szennyvizet tisztít.

Az ilyen, többlépcsős rendszerek előnye, hogy nagyobb terheléssel üzemeltethetők, tehát pl. ipari szennyvizek esetén jól alkalmazhatók. További előnyük, hogy ha a befolyó szennyvízben nehezen bontható anyagok (perzisztens anyagok, mikroszennyezők) vagy mérgező komponensek (pl. kén-hidrogén) is vannak, azok csak az első kört terhelik meg, és az első kör kiülepített iszapjában nagyrészt adszorbeálódnak, így a második körbe már csak kis részben juthatnak be.

Kaszkád rendszert érdemes alkalmazni akkor is, ha a szervesanyag-terhelés nagy, de emellett jó hatásfokú nitrifikációra is igény van. A szerves anyagot lebontó heterotróf organizmusok és a nitrifikáló autotrófok között ilyenkor versengés alakul ki. A heterotrófok jobb szaporodási rátájának következtében az autotrófok háttérbe szorulnak, ami nagy terhelés esetén gyenge nitrifikációt, hovatovább, még rosszul ülepedő iszapot is eredményezhet. Ilyen esetekben jó megoldás lehet a két aerob folyamat legalább részbeni szétválasztása. A terhelés megosztásánál rendszerint úgy járnak el, hogy az első lépcsőben a szerves anyagok (BOI5) eltávolítása történik, mérsékelt (0,3…0,6 mg/l) DO szintet biztosító levegőztetéssel. Ezt követi a második lépcső, melyben a DO szint magasabb (1…2 mg/l, esetleg még nagyobb), ami pedig a nitrifikációhoz szükséges. A terhelés ilyen jellegű megosztásával (1. lépcső: heterotrófok, 2. lépcső: autotrófok) az egyes mikroorganizmus-konzorciumok számára optimális körülmények biztosíthatók, amivel nagyobb terhelésű rendszerek alakíthatók ki. Az első lépcsőben – mivel itt a szerves anyag eltávolítás optimális körülmények között zajlik – alacsony, akár 1…2 napos iszapkor is beállítható a megfelelő szerves anyag eltávolításhoz, illetőleg a terhelés is nagyobb lehet.

Ugyanilyen reaktorkaszkád alakítható ki MBBR rendszerek esetén is, csak mivel ott az eleveniszap rögzítve van, nem szükséges közbülső ülepítő beiktatása.

Speciális esetekben (nagy, rosszul előülepíthető lebegőanyag-tartalom esetén) jól alkalmazható az ún. kontakt stabilizációs eljárás. Ebben az esetben a szennyvíz először egy kisebb hidraulikai tartózkodási idejű (HRT) kontakt medencébe kerül, ahol legfeljebb egy órát tartózkodik. Ez alatt a könnyen bomló tápanyaghányad lebomlik (vagy legalábbis a bomlás megkezdődik), a lebegő anyagok pedig az eleveniszapban adszorbeálódnak. A lassabban bontható szennyezőanyagok továbbra is a szennyvízben maradnak. Az eleveniszapot ezt követően utóülepítik, majd az iszapot nagy recirkulációs aránnyal visszaforgatják a technológia elején található aerob medencébe, ahol a nagyobb HRT (5…6 óra) és az intenzív levegőztetés következtében az adszorbeált szerves anyag oxidációja teljessé válik.

A fent vázolt kontakt stabilizációs rendszer a vízhozam ingadozásaira, illetve a toxikus anyagok esetleges jelenlétére kevésbé érzékeny, iszaptermelése pedig alacsony. Hátránya ugyanakkor a gyenge hatásfokú nitrifikáció, ami erősen behatárolja alkalmazhatóságát. A rendszer előnyei inkább csak olyan szennyvizek esetén használhatók ki, melyekben a rendkívül magas lebegőanyag-tartalom indokolja az ilyen jellegű kialakítást.

Oxidációs árok vagy bécsi medence

A tisztán aerob rendszerek és a többmedencés, nitrogén-és foszforeltávolításra is képes rendszerek között átmenetet képeznek a körpályás rendszerek, melyekben a csőreaktort önmagába zárva gyakorlatilag egy „lóversenypálya” alakú áramlási rendszert alakítunk ki. Ebben a levegőztetés egy vagy több ponton is megvalósítható, amivel lokálisan eltérő levegő-ellátottságú zónákat tesz lehetővé, melyben az áramlás és a folyamatos rátáplálás (azaz a friss tápanyag bejuttatása) is biztosított, így ebben a rendszerben a nitrifikáció mellett már részben a denitrifikáció is megvalósítható. Az ilyen rendszereket oxidációs ároknak nevezik, tekintettel arra, hogy a szennyvíztisztítás hőskorából származó rendszerekben még nem mindig alakítottak ki beton aljzatot, a reaktor gyakorlatilag egy ásott, trapézszelvényű, lóversenypálya alakú árok volt, melyben a köráramlást megfelelő kialakítású propellerekkel, a levegőztetést pedig felszíni, vizet „paskoló” rotorokkal (pl. Kessener-féle kefe) biztosították.

Az oxidációs árok nagyobb méretű, vasbeton elemekkel biztosított oldalfalú változatát nevezik bécsi medencének. Ezekben a levegőztetést minden esetben hidakon elhelyezett, vízszintes tengelyű rotorokkal oldják meg. A vízmélység rendszerint 1,5…2,2 m közötti, a szélesség 4,5…6 m. A műtárgy felső síkja a vízszint felett 0,6…1 m-re található.

Az oxidációs árok folyamatosan és szakaszos elvétellel (kvázi SBR-szerűen) is üzemeltethető. A nitrifikáció-denitrifikáció egyensúlyát – az általunk később bemutatott, szabályozható belső recirkulációs rendszerekhez képest – itt nem szabályozza semmi (legfeljebb a levegőztetés intenzitása), így az endogén respirációs periódus nem optimalizálható, ami azt eredményezi, hogy az iszapban sokkal könnyebben kialakul a fonalasodás jelensége, ami az ülepíthetőség drasztikus romlásával jár együtt. Az ilyen telep működése kényes, állandó felügyeletet igényelnek, ennek ellenére még ma is alkalmazzák őket.

Nitrogén eltávolítására alkalmas egyenes átfolyású rendszerek

A korábban felvázolt rendszerek – beleértve az oxidációs árkot is – a szennyvíztisztítás korai időszakából származnak, mikor a tisztított víz minőségére vonatkozó környezetvédelmi előírások még kevésbé voltak szigorúak. Habár az oxidációs eljárásokkal megfelelően „szép”, átlátszó, lebegőanyag-és szagmentes víz nyerhető, a vízben nagy mennyiségben maradnak vissza az élővizeket károsító, azaz eutrofizációt elősegítő tápanyagok, főleg nitrogén- és foszforvegyületek. Ezek eltávolítása tisztán oxidációval nem is lehetséges, ezekhez anoxikus, illetve anaerob reaktorzónák kialakítására van szükség, melyek főbb jellemzőit a szennyvíztisztítást általánosságban bemutató részben részletesen is bemutatjuk. Ugyanitt bemutatásra került a klasszikus „A2O” elrendezés is, ami az egyenes átfolyású szennyvíztisztító rendszerek alaptípusának is tekinthető. Az alábbiakban a nitrogén- és foszforeltávolításra is alkalmas rendszerek kialakításai lehetőségeit, és speciális megoldásait részletesebben is bemutatjuk.

A nitrogén eltávolítása két lépcsőben történik. A szennyvízben a szerves nitrogénformák általában redukált formában vannak jelen, főleg ammónium, kis részben egyéb aminok formájában. A vizeletből származó karbamid hidrolízise már rendszerint a csatornahálózatban is végbemegy. A nyers szennyvízben a nitrogén tehát döntőrészt ammónium formájában van jelen. A nitrogén-eltávolítás első lépcsőjében ennek oxidációja következik be, azaz a nitrifikáció, amit autotróf mikroorganizmusok végeznek aerob körülmények között, jellemzően magas (ca. 2-3 mg/l) DO tartalom mellett. A nitrifikációt a második lépcsőben követi a denitrifikáció, melynek során a nitrátból elemi nitrogéngáz keletkezik, ami a szennyvízből buborékok formájában eltávozhat (a folyamat részletesen itt. A nitrifikációval szemben a denitrifikációhoz az oxigén távolléte, ugyanakkor szerves tápanyag jelenléte szükséges (a denitrifikáló szervezetek heterotróf mikroorganizmusok). A denitrifikációra szolgáló anoxikus medencék tehát nincsenek levegőztetve, jó átkevertetésüket rendszerint mechanikus keverő berendezés biztosítja; így technikailag tökéletesen kevert tankreaktorral közelíthetők.

A nitrogéneltávolítással kapcsolatban még meg kell említenünk, hogy csekély mennyiségű nitrogénvegyület a fölösiszap anyagával együttesen is távozik a rendszerből, ennek mennyisége függ a tisztító terhelésétől és fajlagos iszaphozamától, rendszerint a teljes fölösiszap 5-7%-ával szoktak számolni, ez kb. 2…4 g N/fő×d eltávolítást jelent. Összehasonlításképpen a lakossági szennyvízben kb. 13…14 g N/fő×d jelenik meg, így a maradék nitrogén eltávolítása kardinális kérdés.

Az anaerob és anoxikus szakaszok HRT-jét az eleveniszapban lévő nitrifikáló baktériumok jelenléte felülről korlátozza. Egy 1993-as tervezői ajánlás szerint az anaerob tartózkodási időt 3…4 óra alattira, az anoxikusat 5 óra alatt kell tartani (ehhez még hozzájárul, hogy az utóülepítőben is általában számolhatunk 2…3 órás anoxikus tartózkodási idővel). Ennél nagyobb tartózkodási idők esetén ugyanis a nitrifikáló biomassza károsodhat. Ez a korlát biofilmes rendszerekkel – pl. MBBR – alkalmazásával kiküszöbölhető, mivel ezekben az esetekben a víz fázis mozog, a biomassza nincs kitéve változó környezeti körülményeknek.

Az egyik első reaktorkialakítás 1957-ből származik (Wuhrmann). Az eljárás különlegessége, hogy a denitrifikációt – egyébként jogos logika alapján – a levegőztetett medence után helyezték el (utódenitrifikáció). Mivel ilyen kiépítésnél a közvetlenül felvehető tápanyagok legnagyobb része az aerob medencében hasznosul, a denitrifikáció energiaigényét elsősorban a biomassza endogén sejtlízisében felszabaduló tápanyag fedezi, ennek köszönhetően a denitrifikáció csak lassan megy végbe, ami csak segédtápanyag (metanol) adagolásával növelhető megfelelő mértékűre. A kísérletekben az elfolyó víz így is zavaros lett, vélhetően a nagy tartózkodási idejű lebegőanyag jelenlétének köszönhetően, melynek eliminálása megfelelő aerob befejezéssel megelőzhető lett volna. A technológiát a körülményes üzemeltetés miatt soha nem is építették ki ipari léptékben.

Az 1960-as évek elején Ludzak és Ettinger egy jobban használható eljárást fejlesztett ki. Rájöttek, hogy egy komplex szennyvízkezelő rendszer csak akkor ad stabilan tiszta elfolyó vizet, ha az utolsó lépcső aerob. Az anoxikus és aerob medence térben is egységet alkotott, azaz egyetlen hosszanti medence volt, melynek csak az utolsó kb. 2/3 szekciója volt levegőztetve, az azt megelőző rész volt az anoxikus szekció.

Az elrendezéssel a belépő friss szennyvíz könnyen lebontható tápanyagai azonnal hasznosulnak az anoxikus zónában, ahová a nitrifikációs (aerob) zónából folyamatosan keveredik vissza nitrát is. Az anoxikus zónában a nitrát denitrifikációja ilyen módon biztosított (elődenitrifikáció), a szennyvíz szerves anyag tartalma pedig csökken, ami egyúttal mérsékli az aerob zónában a heterotrófok túlszaporodását, melyek így az autotrófokkal (nitrifikálók) egyensúlyban tudnak szaporodni, így egyszersmind a nitrifikáció is hatékonyabb.

A technológiában nincs szükség az anaerob és az anoxikus zóna közötti recirkulációra, hiszen ez a zóna átjárható, így a víz keveredése is automatikus. Éppen ez adja a rendszer hátrányát, mivel ez a visszakeveredés szabályozatlan, a rendszer optimális működése könnyen felborulhat.

A fentebb vázolt problémát Ludzack-Ettinger eljárás módosításával, a két reaktorzóna teljes elkülönítésével oldották meg. Az alább vázolt elrendezésben két recirkulációs kör is található; egyrészt a már mindegyik technológia alapelemét képviselő, eleveniszap kimosódását megakadályozó iszap recirkuláció (Ri vagy „s” recirk áram), a másik pedig az ún. „belső recirk” (Rb vagy „a” recirk áram), amivel az aerob reaktorban keletkező „nitrátos” szennyvíz egy részárama kerül visszajuttatásra az anoxikus térrészbe, ahol a friss tápanyagok jelenlétében a denitrifikáció végbemehet.

A recirkulációs szivattyúk szabályozásával a telep üzeme „kézben tartható”, a recirk arányok megfelelő beállításával a kívánt denitrifikációs hatásfok beállítható:

ahol

Ri = iszap recirkulációs arány (Qi/Q), rendszerint 50…100%

Rb = belső recirkulációs arány (Qb/Q), rendszerint 100…400%

Q = befolyó térfogatáram, Qi = iszaprecirkuláció térfogatárama, Qb = belső recirkuláció térfogatárama

A módosított Ludzack-Ettinger eljárás igen jól bevált, napjainkban is elterjedt rendszernek számít olyan esetekben, ahol nincsen külön biológiai foszforeltávolítás. A technológiát az Egyesült Államokban az Air Products cég A/O (Anoxic/Oxic) néven is forgalmazta, így a köztudatban ez az elnevezés maradt meg.

Az elő-és utódenitrifikációs rendszerek hibridjeként került kifejlesztésre 1974-ben a Bardenpho eljárás. Ebben a nitrát eltávolítás hatásfoka közel 100%-ra növelhető, azonban a rendszer láthatóan bonyolultabb, az utódenitrifikáció miatt a stabil üzem segédtápanyagot (pl. metanol vagy ecetsav) is igényel. Ez a segédanyag előállítható az előülepített iszap hidrolízisével is, így az akár belső forrásból is fedezhető.

A második anoxikus zóna után egy újabb levegőztető medencét szükséges alkalmazni, mely kettős funkcióval bír: egyrészt a pótlevegőztetéssel kiűzhető a rendszerből a felgyülemlett nitrogéngáz (így az nem okoz problémát az utóülepítőben), másrészt a második anoxikus reaktorban esetlegesen képződő NH3 nitrifikációját is sikerül így biztosítani. Ezt a konfiguráció már bizonyos mértékig a foszfort is eltávolította, így a modern tápanyag-eltávolító eleveniszapos rendszerek előhírnökének tekinthető.

A nitrogén eltávolítási technológiák ismertetése nem lenne teljes, ha a biológiai módszereket követően ne szólnánk pár szóban a kémiai módszerekről. Utóbbiak költsége a vegyszerigény miatt lényegesen magasabb, létjogosultságuk akkor van, a kezelendő szennyvíz nitrogéntartalma jelentős, vagy a biológiai nitrogéneltávolítás valamiért nem alkalmazható (ipari szennyvizek).

A kémiai módszerek között első körben a kicsapatást említjük meg. A MgNH4PO4 pl. megfelelő, rosszul oldódó só, 8 körüli pH értéken képződik is. Amennyiben megoldható a termék tiszta elválasztása, az műtrágyaként is hasznosítható, mindazonáltal az előállításhoz szükséges magnéziumsó költsége még így is aránytalanul nagy.

Másik lehetőséget jelent az ioncserés eljárás, ami kizárólag ipari szennyvizek esetén jöhet szóba. Az ioncserével a nitrogén jó hatásfokkal eltávolítható. Az ioncserés eljárások legnagyobb hátránya a nagy mennyiségű melléktermék; a gyanta regenerálásakor keletkező regenerátum további kezeléséről gondoskodni kell.

Egy harmadik, alacsony vegyszerigényű lehetőség az ammónia sztrippelése. Erre 10-es pH érték felett van lehetőség, így – amennyiben a szennyvíz nem eléggé lúgos – előzetes lúgosításra van szükség. A technológiának nagy ammónium-tartalmú, meleg, ipari szennyvizek esetén van létjogosultsága.

Foszfor eltávolítására is alkalmas egyenes átfolyású rendszerek

Napjaink folyamatosan növekvő szennyvíztisztítási igényeiben kardinális szerepet foglal el a tápanyagok, ezen belül pedig a foszfor eltávolítása. Sajnos sok esetben ez a probléma még mára sem oldódott meg teljesen, és a telepről elfolyó víz határérték felett tartalmaz foszfort, így az új technológiák fejlesztése, valamint a meglévők korszerűsítése, intenzifikálása a jövőben is fog munkát adni a szennyvíztisztítással foglalkozó mérnököknek.

Ahogy a nitrogéneltávolítás kapcsán is megemlítettük, kismértékű foszforeltávolítás egy biológiai tisztítóban „alapból” is történik, egyszerűen a foszfornak a vizes fázisból a biológiába történő beépülésével és végül fölösiszappal történő eltávolításával. A fölösiszap 1,5…2%-át teszi ki a foszfor. Egy lakossági szennyvíztisztítóban átlagosan 42…60 g/fő×d fölösiszap keletkezik, így az eltávolítható foszfor mennyisége 0,6…1,2 g/fő×d. A lakosság által bejuttatott foszfor 1,5…2,5 g/fő×d közötti, így ennek alapján a foszforeltávolítás 30% körül van, holott az elfolyó vizekre vonatkozó hatályos előírások alapján a foszfor kb. 75…85%-ának eltávolítása szükséges. A többletfoszfort tehát egyéb módon kell eltávolítani.

Ahogy a biológiai szennyvíztisztítást általánosságban bemutató részben is leírtuk, a foszfor eltávolítása történhet

  • kémiai úton (kicsapatás),
  • biológiai úton egy anaerob zóna közbeiktatásával,
  • kombinált módszerekkel.

A nitrogénnel kapcsolatban leírtakkal szemben a kémiai eltávolítás foszfor esetén már kommunális szennyvizek esetén is gazdaságos lehet. Oldhatatlan foszfát-sót ráadásul számos fém képez, így az alkalmazható vegyszerek választéka is széles. A gyakorlatban a kalcium- a vas(III)- és az alumíniumsók képzése terjedt el.

A kalciumsó képzése csak lúgos közegben (pH ≈ 10) stabil, amihez a szennyvizet először lúgosítani kell, majd a foszforeltávolítást követően az elfolyó vizet kibocsátási pH határértékre kell visszasavanyítani (pl. pH = 9,0-ra). Az eljárás így igen bonyolult, ráadásul a pH tologatása az elfolyó víz sóterhelését is megnöveli, ennek ellenére elvétve használják.

A vas(III)-és alumínium sók már kedvezőbbek, mivel ezek már semleges pH-n is csapadékot adnak a foszfátionnal. Ez ugyanakkor megnöveli a fölösiszap volumenét, ami még rothasztás után is megmarad, így ez a módszer sem tekinthető tökéletesnek. Elmondható tehát, hogy a kémiai eltávolítási módszereknek sokkal inkább a biológiai foszforeltávolítás kiegészítésében van jelentősége, semmint önállóan alkalmazható technikáknak. Ugyanezt fogalmazza meg a szennyvíztisztítók műszaki kialakítására, tervezésére vonatkozó német ATV ajánlás is.

A foszfor biológiai eltávolítását speciális heterotróf mikroorganizmusok, ún. foszforakkumuláló heterotrófok (PAH vagy poli-P baktériumok) végzik. Ezek szaporodása az autotróf nitrifikálókéhoz hasonlóan lassú. A biológiai eltávolításhoz a PAH mikroorganizmusokat ciklikusan aerob/anaerob körülményeknek kell kitenni, ugyanakkor – a denitrifikálókhoz hasonlóan – az oxigénszegény környezetben könnyen bomló tápanyagra is szükség van. Ennek megfelelően az anaerob reaktort a technológia legelejére, a nyers szennyvíz belépési pontjára kell helyezni.

A foszforeltávolítás részlépései:

  1. Aerob szakasz. A PAH mikroorganizmusok az aerob környezetben a foszfátot a sejtközi állományukban poli-foszfát (PP) formájában betárolják.
  2. Ülepítés. A PAH mikroorganizmusok kiülepítésre kerülnek, egy részük (így a betárolt foszfor, azaz PP is) a fölösiszappal távozik. Más részük a recirkulációval visszakerül a technológia elejére, az anaerob térrészbe.
  3. Anaerob szakasz. a mikroorganizmusok a betárolt PP-t depolimerizálják, oldatba engedik, miközben az ebből nyert energiával az illó savakból az aerob polifoszfát betároláshoz hasonlóan, szerves tápanyagot tárolnak be a sejtjeikbe polihidroxi-butirát (PHB) formájában.

Az aerob fázisban az iszap több foszfátot vesz fel, mint amennyit az anaerob fázisban lead, a foszfor a keletkező szennyvíziszapban koncentrálódik, s így a többletfoszfor a szennyvíziszappal eltávolítható. Az anoxikus szakaszban a foszfát felvétele rendszerint lassúbb, mint az aerobban. Ennek alapján a fent részletezett ciklusokkal a szennyvíz foszfortartalma jelentősen csökkenthető. Egy klasszikus anaerob/anoxikus/aerob rendszer (A2O) foszforkoncentráció profilját mutatja be az alábbi ábra.

Az imént részletezett biológiai foszforeltávolítással a fölösiszap foszfortalma jelentősen megnövelhető, akár 5%-ig is. Ez esetben – durva számolással – a 42 g/fő×d iszapproduktummal számolva a fölösiszappal távozó foszfor mennyisége 2,1 g/fő×d, ami a lakosegyenérték szerint kibocsátott mennyiséget (1,5…2 g/fő×d) már képes fedezni.

A biológiai foszforeltávolítás stabil üzeméhez az anaerob medencében folyamatosan szükség van gyorsan felvehető szubsztrátra (illó savak). Emiatt az ilyen rendszerekben az előülepítést általában elhagyják (az ülepítetlen nyers szennyvíz sokkal több ilyen anyagot tartalmaz). Egy figyelemre méltó megoldás lehet az is, ha az előülepített iszapból hidrolízissel in situ állítanak elő könnyen felvehető hidrolizátumot, amit azután az anaerob medencébe adagolnak:

A fent vázolt eljárás kísérleti eredményei azt mutatták, hogy a hidrolízissel előállítható illó savak mennyisége elmarad a PAH-ok PHB betárolási igényéhez képest (azaz a folyamat még így sem vihető 100% hatásfokig), emellett a hidrolizátum kimosásával nitrogén is visszaoldódik a rendszerbe (amit természetesen el kell távolítani), így ezzel a technológia a bonyolultsága mellett összességében nem bizonyult hatékonyabbnak, itt „drágább a leves, mint a hús”.

A biológiai foszforeltávolítás egy másik érzékeny pontja a nitrát. A nitrátot hasznosító heterotrófok szaporodási görbéje ugyanis felülmúlja a PAH-okét, így nem megfelelő üzemi körülmények mellett elnyomhatják azokat. Fontos, hogy a könnyen bomló tápanyagból elsőnek a PAH-ok részesüljenek, és csak azt követően jussanak hozzá a denitrifikálók, emiatt az anaerob reaktor mindenképpen meg kell, hogy előzze az anoxikust (illetőleg a nagy nitráttartalmú belső recirkulációt kizárólag a második, anoxikus reaktorba lehet irányítani). Az anaerob medence kialakításánál szigorú anaerob feltételeket kell biztosítani, így az áramlási viszonyokat, csöveket úgy alakítják ki, hogy levegő lehetőleg még a turbulencia révén se keveredhessen bele a szennyvízbe.

A nitrát kizárására (minimalizálására) nyújt lehetőséget a már korábban említett Bardenpho eljárás módosított változata, a Phoredox eljárás, melyet szintén Barnard és munkatársai dolgoztak ki. Az eljárás gyakorlatilag a négylépcsős Bardenpho kibővítése egy anaerob medencével.

A Phoredox rendszer megtartotta az elő-és utódenitrifikációt is. Az utódenitrifikáció jelen esetben igen jótékony, mivel így az utóülepítőből visszajuttatott iszappal („s” recirk áram) csak minimális mennyiségű nitrát jut be az anaerob medencébe (nem fogják túlszaporodni a denitrifikálók a PAH-okat). Az utódenitrifikáló rendszer hiányosságai azonban itt is jelentkeznek (tápanyaghiány a 2. anoxikus reaktorban), amit ez esetben is csak segédtápanyag adagolással lehet kiegyensúlyozni.

Barnard a Phoredox rendszernek egy egyszerűbb, háromlépcsős változatát is kialakította. Az utódenitrifikációt megszüntette, helyette az eredeti anoxikus teret növelte meg. A gyenge hatásfokú utódenitrifikáció kiiktatásával és az elődenitrifikáció méretnövelésével a teljes rendszer denitrifikációs teljesítménye (és ennek kapcsán a foszforeltávolítás hatásfoka is) javult. A második anoxikus reaktor kiiktatása egyúttal a második aerob reaktorteret is feleslegessé tette, amivel a rendszer három lépéssé egyszerűsödött. Jelenleg ezt a kialakítást tekintjük a nitrogén-és foszforeltávolításra is alkalmas, korszerű eleveniszapos szennyvíztisztító telep „prototípusának”. Az egyszerűsített, háromlépcsős Phoredox rendszert a már említett Air Products cég vezette ki a piacra, A2O (Anaerob – Anoxikus – Oxikus) néven:

Barnard 1983-ban a háromlépcsős Phoredox rendszer módosítását is kidolgozta, melyben a denitrifikáció elősegítésével további nitrát csökkentést – és ezáltal jobb foszforeltávolítást – sikerült elérni. A módosított eljárásban a befolyó, könnyen bontható tápanyagokban gazdag szennyvíz döntőrészt továbbra is az anaerob reaktorba áramlik be, egy kis, szabályozható részárama viszont az anoxikusba. Hasonlóképpen az iszaprecirkulációból is leágazik egy részáram, ami közvetlenül az anoxikus térrészbe kerül. Ezzel az „s” recirk árammal esetleg visszakerülő kevés nitrát mennyisége tovább csökkenthető, ami védi az anaerob reaktort a denitrifikálók elszaporodásától.

A mellékágakkal valamennyire „elkülöníthető” az anaerob reaktor, a rendszer némi hasonlatosságot mutat egy részben szeparált aerob reaktorral kibővített A/O rendszerrel (módosított Ludzack-Ettinger eljárás) is:

Noha az eljárás nagy rugalmasságot tesz lehetővé, az üzemvitel túl bonyolultnak bizonyult, a rendszer kevésbé lett kézben tartható.

Egy másik lehetőség a nitráttartalom csökkentésére egy anoxikus szelektor beiktatása a recirk iszap ágba, amivel az anaerob reaktorba bejutó recirk iszapból származó iszapvíz denitrifikálható, azaz nitráttartalma csökkenthető. Az eljárást Osborne és Nicholls fejlesztette ki Johannesburgban, és 1978-ban végzett sikeres félüzemi kísérleteket végeztek. Az eljárás 1987-ben Johannesburg (JHB) eljárás néven került be a köztudatba:

JHB rendszerű szennyvíztisztítókat a világ számos pontján építettek ki, a tapasztalatok azonban azt mutatják, hogy a kiépített rendszerek hatékonysága változó.

Szintén Dél-Afrikában, a fokvárosi egyetemen (Univerity of Cape Town) fejlesztették ki az egyetem nevének kezdőbetűi alapján csak UCT-vel jelölt technológiát 1980-ban. Ez gyakorlatilag a Johannesburg-eljárás egy speciális kiépítése, melyben nincs külön szelektor zóna; a recirk iszapot egyszerűen a technológiai sor részét képező anoxikus térbe vezetik vissza. A PAH mikroorganizmusokat egy másik, „r” recirkulációs áram juttatja vissza az anaerob zónába. A módszerrel a recirk iszapvíz nitrát-tartalma hatékonyan csökkenthető.

Mint általában a tisztítórendszereket, az UCT rendszert is továbbfejlesztették. A módosítás ezúttal az anoxikus zóna kettébontását jelentette. Azt látták ugyanis, hogy ha a fővonal denitrifikációját elválasztják a recirk iszap denitrifikációjától (megszűnnek bizonyos átkeveredések), a technológia még inkább kézben tarthatóvá válik:

Az UCT technológiák világszerte elterjedtek, a tapasztalatok is jók. Egyedüli hátrányként a „nagy” rendszerrel járó, viszonylag magas iszapkor említhető meg (θ > 20 nap), amivel a rendszer sajnos hajlamossá válhat az iszapduzzadásra (fonalasodás), ami az elfolyó víz minőségének a romlásával járt.

A nehézség áthidalására fejlesztették ki Virginia Institute Project (VIP) eljárást. Ez a technológia a méretezéséből adódóan kis iszapkorral is üzemeltethető, amivel megelőzhető a nem kívánt iszapduzzadás:

A felsorolt számos konfigurációk között számos átfedés érhető tetten, mindez jól mutatja a fejlődés irányát. Az újabb fejlesztés általában már egy létező alapra épít, azt módosítja, új medencék, recirkulációs áramok kerülnek kiépítésre. A fejlesztéseket elsősorban a környezetvédelmi-higiéniai szabályok folyamatos szigorodása ösztönzi, hiszen míg a technológia hőskorában csak a szerves anyag- és az ammónium (szagok) eltávolítása volt követelmény, ma már az eutrofizációt okozó tápanyagokra vonatkozó határértékek is egyre alacsonyabbak.

Érdekesség

A világ jelenleg üzemelő legnagyobb szennyvíztisztító telepe egyenes átfolyású rendszerű. Ez a telep a Chicago mellett található Stickney Water Reclamation Plant. A területen az első telepet 1939-ben helyezték üzembe, azóta folyamatosan bővítik. Jelenleg a szennyvíztisztító legnagyobb kapacitása 5 450 000 m3 víz naponta, ami percenként kb. 3800 m3 elfolyó vizet jelent (ez kb. két olimpiai úszómedencének felel meg). A távlati célkitűzés, hogy 2023-ra az iszapvonal korszerűsítésével a telep energia-semlegessé válik.