Foszfortartalom eltávolítása a

szennyvíztisztításnál

A lakossági szennyvizek biológiai tisztítását végző eleveniszapos telepeket, melyeket

gyakorlatilag az elmúlt század első évtizedeiben fejlesztettek ki, a század közepéig csak a

biológiai oxigénfelvételt, s így a befogadók oxigén túlterhelését okozó szerves anyagok

eltávolítására tervezték. Az ilyen üzemekből a befogadókba kerülő tisztított elfolyó vizek

azonban napjainkra már világszerte általános gondot jelentenek. A mikroorganizmusok által

felvételre nem kerülő nitrogén és foszformennyiség a természetes befogadókba, élővizekbe

kerülve, felboríthatja azok ökológiai egyensúlyát. Ez napjainkban általános jelenség a tavak,

lassan folyó vízfolyások, víztárolók, sőt a tenger sekély parti vizeinél is. A lakossági

szennyvizek szerves anyaghoz viszonyítottan túlzott szervetlen (N és P) tápanyag terhelése

vezetett igen sok esetben a befogadók súlyos eutrofizációjához. Ez ott a növényi szervezetek,

algák túlzott elszaporodását, algavirágzását eredményezhette. Ennek a következményei

ismertek: úszó hab jelentkezése a víz felszínén, tapadó iszap keletkezése a vízben, a

fürdőhelyeken, a ciano-baktériumok toxin termelése, amely azután bőr irritációt és légzési

elégtelenségeket, problémákat okoz a lakosságnál, míg a vízi állatok esetén azok elpusztulását

eredményezheti.

Az algák, illetőleg az azokat hasznosító baktériumok éjszakai oxigén felhasználása abban az

időszakban súlyos oxigénhiányt okozhat, ami komoly alga és iszapberothadással, kénhidrogén

fejlődéssel járhat, ha az oxigénen túl már a nitrát is elfogy a vízből. Ilyen körülmények között

mérgező nitrit keletkezésére is sor kerülhet, illetőleg a korábban megkötött foszfor is

visszaoldódik az elhaló mikroorganizmusok és algák sejtanyagából, valamint a fenékiszapból.

Az ivóvíz előállítása is lényegesen nehezebb és költségesebb az eutrofizálódott, nagy alga-

tartalmú élővizekből, mint az egészséges természetes vizekből. Ennek megfelelően a szerves

anyag szennyvizekből történő eltávolítása mellett a modern szennyvíztisztítás egyik

legfontosabb feladata napjainkban a szervetlen tápanyagok, nitrogén és foszfor sokkal

hatékonyabb eltávolítása.

A természetes vizekben az iónos formájú szervetlen nitrogén (nitrát és ammónium) nem

okvetlenül szükségesek a cianobaktérium (kék-zöld alga) szaporodásához, mivel azok

asszimilálni tudják a molekuláris nitrogént is sejtanyaguk kiépítéséhez. Az algák fotoautotróf

metabolizmusukkal a víz szervetlen szén tartalmát (HCO3-

-á disszociáló CO2) hasznosítják

szénforrásként. Szükségszerű tehát, hogy az élővizekben a foszfát az algák szaporodását

meghatározó kulcskomponens, melynek koncentrációja az úgynevezett szaporodás-limitáló

tényező. Az eutrofizáció csak 10 mg/l foszfát koncentráció alatt csökkenthető az élővizekben

számottevő mértékben (Dryden és Stern, 1968).

A nitrogén vegyületeivel (ammónium és nitrát) szemben, melyek a már említett biológiai

folyamatokkal gáz formában is eltávolíthatók a vízből, a foszfor a szennyvizekből csak szilárd

formában távolítható el, ülepítéssel. Ez lehetséges a foszfor szerves anyagból keletkező

biomasszába történő beépítésével, immobilizációjával, vagy a foszfát vegyszerrel történő

kicsapatásával. A hagyományosan üzemeltetett szennyvíztisztítóknál, melyeknél csak a

szerves anyag eltávolítása, esetlegesen a többlet ammónium, majd a nitrát eltávolítása a cél, a

nyers lakossági szennyvízzel átlagosan érkező 7-12 mg/l foszfornak átlagosan csak a 30-40

%-a távolítható el az előülepítés úgynevezett primer, valamint az oldott és finom lebegő

szerves anyagból keletkező szekunder iszap révén (Nesbitt, 1969; Jardin,1995). Hogy a

befogadókban, élővizekben az erőteljes alga elszaporodás elkerülhető legyen, 90 % fölötti

hatékonyságot kellene biztosítani a foszfor eltávolításánál (Schaak és társai, 1985). Ez azt

jelenti, hogy a szennyvíztisztító elfolyó vizében csak 0,5-1,0 mg/l foszfor koncentráció lenne

megengedhető. Ahhoz, hogy ilyen kis koncentrációt (< 1 mg/l) lehessen a tisztításnál elérni,

különböző vegyszeres foszfor kicsapatási módszerek kerültek kifejlesztésre.

Mintegy három évtizede kiderült azonban, hogy megfelelő üzemeltetés esetén bizonyos

mikroorganizmus csoportok lényegesen nagyobb mennyiségű foszfor felvételére, s így

eltávolítására ösztönözhetők. Hogy ilyen megnövelt biológiai többletfoszfor eltávolítást

tudjon az eleveniszapos rendszer biztosítani, iszapjának ciklikusan aerob, majd anaerob

körülmények közötti kezelésére van szükség. Az aerob fázisban a megfelelően kifejlődő,

többletfoszfor eltávolításra alkalmas mikroorganizmusok (úgynevezett poly-P baktériumok)

nagy koncentrációban képesek foszfor betárolására a sejtközi állományban poli-foszfát

formában (Levin és Shapiro, 1965; Yall és társai, 1970; Schön, 1994, van Loosdrecht és

társai, 1997; ATV, 1989). Az anaerob fázisban, vagy ciklusban (anaerob környezetben)

ugyanakkor a többletfoszfor felvételére képes mikroorganizmusok a betárolt poli-foszfátot

depolimerizálják, oldatba engedik, miközben az ebből nyert energiával szerves tápanyagot

tárolnak be a sejtjeikbe.

3.1 Biológiai többletfoszfor eltávolítás

3.1.1 Felfedezése, alkalmazása

Az első publikáció, amely valamiféle "normál" mértékűnél nagyobb foszfor-eltávolításról

számolt be szakaszos rendszer esetében, 1955-ben jelent meg (Greenber és társai, 1955). Ezt

követően több szerző említette, hogy feltehetően a levegőztetés intenzitása eltéréseinek

eredményeként, a különböző üzemekben a tisztított szennyvíz foszfortartalma alapján,

esetenként nagyon változó foszfor eltávolítási hatásfok volt tapasztalható (Srinath és társai,

1959; Alarcon, 1961).

A biológiai többletfoszfor eltávolítás az eleveniszapos rendszereknél végül is az aerob

foszforfelvétel és anaerob leadás pontosítását követően vált tisztázott biokémiai lehetőséggé

(Levin és Shapiro, 1965). Az ő kísérleti munkájuk vezetett egy olyan eleveniszapos tisztítási

mód kidolgozásához, amelyből később a "Phostrip" technológia kifejlődhetett.

1967-ben a San Antonio-i (Texas) eleveniszapos szennyvíztelepen igen jó foszforeltávolítási

hatékonyság alakult ki (Vacker és társai, 1967). A tisztítandó szennyvíz folyadékáramának

fluktuációja, az oxigén alacsony koncentrációja a nyers szennyvíz és a recirkuláltatott

szennyvíziszap keveredési zónájában, nagy foszfortartalmú iszap recirkuláltatása ebbe a

szakaszba, majd a további rész jó nitrifikációja és oxikus iszapstabilizációja mellett kitűnő

foszfor-eltávolítási hatásfok alakult ki. Hasonló jelenséget ebben az időszakban az Egyesült

Államok (USA) más szennyvíztelepein is tapasztaltak (Yall és társai, 1970; Milburn és társai,

1971; Garber, 1972)

A múlt század 70-es éveinek az elején a többletfoszfor eltávolítás alapelveinek tisztázására

intenzív kutatások kezdődtek, különösen Dél-Afrikában. Barnard (1974) vizsgálatai alapján

vált egyértelművé, hogy a nagy terhelésű tisztítókon túl az ilyen típusú kis terhelésű

egységeknél is fokozott foszfor-eltávolítás érhető el a technológia célszerű módosításával. Az

ő nevéhez fűződik a szimultán nitrogén és foszfor eltávolításra alkalmas eleveniszapos

szennyvíztisztítási technológia, az úgynevezett "Bardenpho" eljárás kidolgozása. A név a

kifejlesztő, valamint a denitrifikáció és foszforeltávolítás szavainak kezdőbetűiből származik.

Fuhs és Chen (1975) alapvető mikrobiológiai vizsgálatai során izolálták először az

Acinetobacter mikroorganizmus fajokat a foszfát akkumulációra képes iszapokban. Ettől az

időtől kezdődően elsősorban ennek a baktériumfajnak tulajdonították a megnövelt biológiai

foszfor-eltávolítási képességét. Ezek a fajok azonban mint később kiderült, nem különösebben

felelősek az üzemi szennyvíztisztítókban a foszfor eltávolításáért. A poli-foszfát granulumok

kimutatása az eleveniszap sejtjeinek belsejében ugyanis hamarosan lehetségessé vált az

elektronmikroszkóp, a festési technika és egyéb fizikai-kémiai módszerek fejlődésével

(Buchan, 1983).

Egyértelművé vált a kondenzált foszfát mennyiségének növekedése a sejt belsejében az aerob

ciklusban, illetőleg annak csökkenése az anaerob körülmények között. Egyes kutatócsoportok

az intracelluláris foszfát vegyületek kémiai analízisét is megoldották (Mino és társai,1984;

Arvin,1985). Módszereik alkalmazásával a foszfor leadás és felvétel az eleveniszapban

különböző környezeti körülmények között is vizsgálhatóvá vált. Többféle foszfát vegyületet is

azonosítottak a többletfoszfát akkumuláló eleveniszap sejtjeiben (Florentz és társai, 1984).

Napjainkra egyértelművé vált, hogy a többletfoszfor eltávolításáért az eleveniszap specifikus

baktériumai felelősek, de nem egyértelmű melyik csoport tevékenysége a meghatározó abban.

3.1.2 Mikrobiológiai folyamatok

3.1.2.1 A mikroorganizmusok foszforfelvétele.

Az eleveniszap valamennyi mikroorganizmusa tartalmaz foszfort sejtjében különböző

formákban. A foszfor a sejt metabolizmusának alapanyaga (poli-foszfidek, nukleinsavak),

szükséges az az energiaátviteli folyamatoknál is (ADP, ATP), de a bioszintézisnek is

meghatározó komponense (foszforilezett cukrok). A foszfortartalom a sejtben annak

szárazanyagára számítva átlagosan mintegy 3 %. Ennek megfelelően jó tápanyag-ellátottság,

szaporodási körülmények esetén a többletfoszfor akkumulációra nem képes

mikroorganizmusok is jelentős mennyiségű foszfort tudnak szervezetükbe felvenni. Sok

mikroorganizmus azonban ezen a növekedéssel kapcsolatos foszfor asszimiláción túl is képes

többletfoszfor felvételére (Harold, 1966; Kulaev és Vagabov, 1983). Az utóbbi

mikroorganizmusok száraz tömegükre számítva akár 12 % foszfor felvételére is képesek. A

többletfoszfort ezek sejtjeikben poli-foszfát formájában tárolják be.

A poli-foszfátok hosszú láncú polimer foszfátok, melyek (-PO3Hn) formáját a

mikroorganizmus anyagcseréje alakítja ki, s ahol az n mintegy 100 körüli érték. A poli-anion

negatív töltéseit különböző kationok semlegesítik (K+, Mg

2+, Ca

2+) (Kornberg, 1995).

(1)

Polifoszfát

A monomer egységek energia gazdag sav-anhidrid kötéssel kapcsolódnak össze, hasonlóan az

adenozin-trifoszfát kapcsolódásához (ATP). Ennek megfelelően a poli-foszfát szintézise csak

akkor lehetséges a heterotróf mikroorganizmusoknál, ha megfelelő szerves tápanyag áll

rendelkezésre energiaforrásként. A szerves anyag oxidációjánál keletkező energia révén

lehetséges azután a poli-foszfát kiépítése.

A polifoszfát kialakulása a sejtben természetesen olyan környezeti tényezőktől függ, mint a

foszfát és tápanyag jelenléte a közegben, illetőleg a sejtben, valamint megfelelő

koncentrációjú különböző ellenion, fémion jelenléte ugyanott. A poli-foszfát több különböző

sejtrészben is felhalmozódhat a baktériumban, de elsődlegesen volutinként (metachromatikus

granulum) a citoplazmában raktározódik, de emellett a citoplazma közi térben, a

sejtmembránok közötti térben, valamint a sejtfalban is előfordul (Schön, 1991). A foszfát és a

fémionokon túl azonban a poli-foszfát (poli-P) granulumok kis mennyiségben más anyagokat,

fehérjét és zsírokat is tartalmaznak.

A poli-P granulumok festéssel metilénkék ( Neisser festés), toluidinkék (ibolyafestés) és 4,6-

diamidino-2-phenilindol (DAPI) (fénylő sárga fluoreszcens festés a kéken fluoreszkáló

cellában) segítségével is kimutathatók. Elektronmikroszkópos vékonyréteg-vizsgálatoknál a

poli-P granulumok elektrongazdag (fekete) egységeknek látszanak a sejtben (1.ábra).

1. ábra (a - e). Különböző szennyvíztisztító telepektől származó polifoszfát

akkumuláló mikroorganizmusok elektronmikroszkópos felvételei:

(a-c) nitrifikáló telepek mikroorganizmusai, (d-e) nagy terhelésű telepek

mikroorganizmusai. A méretvonalak 0,5 mikront jelölnek; a sűrű (fekete) részek:

poli-foszfát; fénylő (fehér) részek: poli-béta-hidroxi-butirát (a felvételt

dr.J.Golecki készítette Freiburgban (Schön, 1996)).

A sejtek az akkumulált poli-foszfátot, mint foszforforrást és mint energiaforrást is

hasznosítják. Az utóbbi energiaszegény környezetben lehetséges (Kulaev és Vagabov, 1983;

Kornberg, 1995). Nagyon valószínű, hogy a poli-foszfát a metabolizmus szabályozásában is

igen fontos szerepet tölt be, mint a foszfát és a megfelelő fémionok koncentrációjának

fenntartása, stabilizálása a sejtben.

3.1.2.2. A foszfor felvétele az eleveniszapos szennyvíztisztító rendszerekben

A foszfor a szennyvízben döntő mennyiségében oldott szervetlen foszfátként (orto-

foszfátként; (PO4)3-

), és szerves kötésben lévő foszfátként van jelen. A poli-foszfátot és a

többi kondenzált foszfát vegyületeket az exoenzimek általában igen gyorsan hidrolizálják.

Szükségszerű ezért, hogy a levegőztető medencében a foszfor döntő része oldott foszfátként

legyen jelen a vízben. A hagyományos szennyvíztisztításnál, mint már említésre került, a

foszfornak csak egy részét veszik fel a sejtek a biomassza kiépítésére. Elméletileg a

mikroorganizmusok ilyen aerob szaporodásához a C:N:P arány 100:14: 3 körül optimális.

Természetesen az élő sejt sokkal nagyobb arányban tartalmazza a foszfort, mint a döntően

sejtfal anyagból kiépülő, oxidációs stabilizáción átesett iszap.

A kommunális szennyvízben annak előülepítését követően a fenti három tápanyag aránya

közelítőleg 60:12: 3, ami azt jelenti, hogy a foszfortartalma mintegy 40 %-kal meghaladja a

normális növekedéshez szükséges mennyiséget, vagy arányt (Schönborn, 1986).

Speciális üzemeltetési módot alkalmazva, melynél az eleveniszapot a tisztítás során

váltakozva anaerob és aerob körülményeknek teszik ki - időszakosan vagy térben ciklizálva -,

a poli-foszfát akkumuláló baktériumok elszaporodnak, részarányuk megnő az iszapban.

Ennek megfelelően az eleveniszap foszfortartalma is növekszik. Ez természetesen különösen

a levegőztetési ciklus elfolyó iszapjára igaz, melyben a poli-foszfát éppen az ilyen sejtekbe

betárolva található (Levin és Shapioro, 1965; Yall és társai, 1970; Schön, 1994; ATV 1998).

Ennek megfelelően az így működő üzemeknél a fölösiszappal több foszfor távolítható el, mint

a hagyományosoknál.

A szennyvíztisztítás során a foszfát a mikroorganizmusok normális, vagy megnövelt foszfát

felvételén túlmenően fizikai kémiai folyamatok révén is megkötésre, kicsapatásra,

eltávolításra kerülhet. Ez a nem biológiai foszfát megkötés a mikroorganizmusok

metabolizmusának is egy része, amelynek mértéke mindig a szennyvíz összetételétől,

elsődlegesen annak Ca-tartalmától és kémhatásától (pH) függ (Arvin és Kristensen, 1985;

Streichan és Schön, 1991). Legtöbb biológiai tisztítóban azonban az utóbbi folyamat a

levegőztetett medencében csak jelentéktelen szerepet játszik. Ezzel szemben anaerob vagy

anoxikus körülmények között a kémiai úton megkötődő foszfát mennyiség éppen a vizes fázis

foszfát koncentrációjának jelentős növekedése miatt fokozottabb lehet. A hagyományos,

szerves anyag eltávolító és nitrifikáló / denitrifikáló rendszereknél a keletkező fölösiszap

foszfortartalma 1 - 2 %. Olyan tisztítóknál, ahol a biológiai többletfoszfor eltávolításhoz a

megfelelő anaerob-oxikus ciklusok is kialakításra kerülnek, az iszap foszfortartalma 5 %-ot is

elérhet. Az utóbbi eredményeként azoknál az üzemeknél a tisztított szennyvíz foszfortartalma

1 mg/l alá is csökkenhet.

3.1.2.3 Az eleveniszap anaerob foszfor-leadása és aerob foszfor-felvétele.

A mikroorganizmusok megnövelt foszfor felvételéhez elengedhetetlen a levegőztető

medencét megelőzően egy anaerob zóna vagy reaktortér kialakítása (Fuch és Chen, 1975;

Nichols és Osborn, 1979; Rensink és társai, 1986).

Az anaerob körülmények között a levegőztetés során poli-foszfáttá alakult foszfor egy része

depolimerizálódik és mint foszfát oldatba kerül (2. ábra).

A tisztított elfolyó vízben ettől függetlenül a foszfor koncentrációja lényegesen csökken,

mivel az anaerob ciklust követő aerob szakaszban a foszfát újra felvételre kerül, sőt annál is

nagyobb mértékben, mint ahogyan az leadásra került az anaerobban. Ezt az anaerob foszfát

leadást, mely az aerob foszfát felvétel vagy eltávolítás szükségszerű előzménye, mind az

oxigén mind a nitrát jelenléte gátolja. Ennek megfelelően a nitrifikáló szennyvíztisztítóknál a

denitrifikációt úgy kell biztosítani, hogy az anaerob térbe visszavezetett folyadékáram nitrát-

mentes legyen. Ha ez az előfeltétel csak részlegesen teljesül, szükségszerűen a foszfor

eltávolítás is gyengébb hatásfokú lesz.

2.ábra. Biológiai többletfoszfor eltávolításra alkalmas eleveniszapos szennyvíztisztító

anaerob foszfát leadása és anoxikus, valamint oxikus foszfát felvétele. Mivel az aerob

fázisban az iszap több foszfátot vesz fel, mint amennyit az anaerob fázisban lead, a

foszfor a keletkező szennyvíziszapban koncentrálódik, s így a többletfoszfor a

szennyvíziszappal eltávolítható. Az anoxikus szakaszban a foszfát felvétele rendszerint

lassúbb mint az aerobban. A foszfátkoncentrációk: [A] a szennyvízben (befolyó víz),

[B] a recirkuláltatott iszapból leadott foszfát hatására az anaerob szakaszban kialakuló,

[C] az eleveniszap foszfátfelvétele.

Az anaerob reaktortérben egy sor biokémiai átalakulás játszódik le. Pontos mechanizmusuk

jelenleg még nem teljesen ismert. A kizárólagosan aerob poli-P baktériumok anaerob

környezetben nem tudnak növekedni. Képesek azonban tápanyag felvételére (acetát), és

annak zsírszerű szerkezetű tápanyagként történő tárolására. A bioszintézisnél a poli-foszfát

mintegy energiaforrásként hasznosul, miközben az orto-foszfát a folyadékfázisba kerül

(Nichols és Osborn, 1979; Wentzel és társai, 1986). A poli-foszfát bomlása az anaerob

körülmények között, valamint a betáplálásra kerülő szerves tápanyag szintézise ugyanott a

következőképpen írható fel (Henze és társai 1997):

2 C2H4O2 + (HPO3)n + H2O (C2H4O2)2 + PO43-

+ 3 H+ (2)

-poli-P- - PHB-

A poli-foszfát hidrolízise következtében növekvő oldott foszfát mennyiség, ezért

szükségszerűen a szintetizált poli-béta-hidroxi-alkanoátok (poli-3-hidroxi-butirát) (PHB),

vagy (poli-3-hidroxi-valerát) (PHV) mennyiségével arányos (Fukase és társai, 1984; Schön és

társai, 1993). Minél nagyobb az anaerob foszfát leadás és így a lipid tápanyag betárolás, annál

jobb a következő ciklusban az aerob foszfor felvétel, vagy eltávolítás (Wentzel és társai,

1985). A PHB betárolása a sejtben jól látható a fluoreszcens níluskék festékkel történő

mikroszkópos vizsgálatoknál.

Poli-(3-hidroxi-butirát) -PHB (3)

Poli-(3-hidroxi-valerát) PHV (4)

A lipid szintézis alapanyagai a rövid szénláncú szerves savak, az ecetsav és a propionsav.

Ezek a fermentáció során keletkeznek az anaerob zónában a szennyvízből a fakultatív anaerob

baktériumok tevékenysége eredményeként (oxigén és nitrátmentes környezet), mint a

biológiailag könnyen bontható tápanyagok fermentációjának a termékei.

Az anaerob térben a szerves anyag az iszappelyhekhez, illetőleg a baktériumok nyálkás

rétegéhez adszorbeálódik. Ezeket a tápanyagokat az iszappehely baktériumai aerob vagy

anoxikus körülmények között gyorsan hasznosítják, s az anaerob tápanyag betárolás

tekintetében veszendőbe mennek (Schön és társai, 1993). A hatékony foszfor eltávolítás

alapfeltétele a megfelelő, könnyen hasznosítható tápanyag ellátás az anaerob ciklusban

(Marais és társai, 1983; Gerber és társai, 1986). Az aerob poli-foszfát akkumuláció

egyszerűsítve az alábbi egyenletekkel írható le (Henze és társai, 1997).

C2H4O2 + 0,16 NH4

+ + 1,2 O2 + 0,2 PO4

3- (5)

0,16 C5H7NO2 +1,2 CO2 + 0,2 (HPO3)n +0,44 OH- + 1,44 H2O

-poli-P-

Anoxikus körülmények között ugyancsak megfigyelhető a foszfor felvétele (Yall és társai,

1970; Schön és Streichan, 1989; Kern-Jespersen és Henze, 1993). A polifoszfát anoxikus

akkumulációja egyszerűsítve a következő egyenletekkel írható le (Henze és társai, 1997).

C2H4O2 + 0,16 NH4+ + 0,96 NO3

- + 0,2 PO4

3- (6)

0,16 C5H7NO2 +1,2 CO2 + 0,2 (HPO3)n +0,14 OH- + 0,48 N2 + 0,96 H2O

-poli-P-

Az anoxikus foszfátfelvétel általában kisebb mértékű az oxikusnál. Napjainkban azonban

olyan megoldásokat is javasoltak már, melyben jó foszfor-eltávolítás volt elérhető az anaerob

és denitrifikációs körülmények ciklizálásával (Kuba és társai, 1997; van Loosdrecht és társai,

1997).

3.1.2.4. Aerob poliszacharid betárolás.

A poli-P mikroorganizmus fajoknál a foszfát felvétel mellett az aerob medencékben

egyidejűleg poli-szacharidok sejtben történő betárolására is sor kerül (Arun és társai, 1988;

Matsuo és társai, 1992, Satoh és társai, 1992). Vékonyréteg kromatográfiás és enzimanalitikai

vizsgálatok bizonyították, hogy a betárolt polimer döntően glykogénszerű poli-glükóz.

A poli-P baktériumok tevékenységéhez a poli-szacharidok fontossága még nem teljesen

világos. Valószínű, hogy a kizárólagosan aerob poli-P baktériumok anaerob körülmények

közötti túlélését biztosítja ez a tápanyag és egyidejűleg mintegy ekvivalens mennyiségű

redukálható alapanyagot biztosít a poly-hidroxi-alkanoátok felépítéséhez (Satoh és társai,

1992).

3.1.2.5 A foszfát eltávolítás foszfát koncentráció függése

A mindenkori maximális foszfát felvétel a szennyvíz foszfát tartalmától is függ. A nagy

terhelésű eleveniszapos rendszerekben igen nagy poli-foszfát granulumokat tartalmazó

baktériumokat lehet megfigyelni (1. d-e. ábrák). Ezzel szemben a kis terhelésű rendszerekben

kevésbé domináns ez a foszfát akkumuláció, mivel csak kevés poli-foszfát granulum látható a

baktériumokban (1. a-c. ábrák).

Az anaerob zóna növekvő foszfát koncentrációjával (maximum mintegy 60 mg/l –ig) mind a

biológiai foszfátfelvétel sebessége, mind a maximális foszfor eltávolítási hatásfok növekszik.

Azokban az eleveniszapos rendszerekben, melyek csak a szerves anyag eltávolítását végzik

nitrifikáció nélkül, lényegesen nagyobb többletfoszfor felvétel tapasztalható. Szükségszerű ez

az ilyen tisztítók fajlagosan nagyobb iszaphozama következtében is. A tisztítandó szennyvíz

kisebb foszfát koncentrációja, vagy a szimultán kémiai foszforkicsapatás csökkenti a biológiai

eltávolításra kerülő foszfor mennyiségét.

3.1.2.6. A nitrát által okozott foszfát leadás csökkenés

A nitrát, ha visszakerül az anaerob térbe, ahol a foszfor leadásának és ezzel egyidejűleg az

energiatartalékot biztosító szerves tápanyag szintézisének kell megtörténnie, gátolja azokat a

folyamatokat (Hascoet és Florentz, 1985). Mivel az anaerob ciklusban betárolt tápanyag

mennyisége meghatározó a következő, aerob ciklus foszfát-felvételére és polifoszfát

betárolására, ilyenkor az aerob foszfor eltávolítás is csökken. Ezért olyan üzemeknél, ahol a

nitrifikációnál sok nitrát keletkezik, s abból sok kerülhetne vissza redukció nélkül az anaerob

szakaszba, igyekezni kell valamiképpen eltávolítani a nitrátot a visszavezetésre kerülő

folyadékáramból, hogy ne zavarja a foszfor eltávolítását.

Mostert és társai (1988) úgy vélték, hogy a "normál" denitrifikáló baktériumok és a poli-P

baktériumok anoxikus környezetben versengenek a tápanyagért, s ez eredményezi a nitrát

kedvezőtlen hatását. Más szerzők a foszfát metabolizmusban fontos szerepet játszó enzimek

inhibíciójáról számoltak be (Lötter és van der Merwe, 1987). Megjegyzést érdemel, hogy a

nitrogén-monoxid (NO), amely a nitrát redukció közti terméke, erősen gátló hatású a foszfát

leadásra az eleven iszapoknál (Kortstee és társai, 1994). Az is elképzelhető, hogy a nitrát által

okozott redox-potenciál növekedés gátolja a poli-foszfát depolimerizációját, leadását (Iwema

és Meunier, 1985). A nitrát emellett a NADH/NAD+

átalakulás folyamatait is befolyásolhatja

a sejtben, a szaporodás ezen keresztül történő befolyásolásával.

Legvalószínűbb, hogy számtalan tényező együttes hatása érvényesül a foszfát leadás

csökkenésében, a nyers szennyvíz összetételéé, valamint a rendszerben kialakuló

baktériumflóráé egyaránt.

3.1.3 A többletfoszfor felvétel és leadás biokinetikája.

Laboratóriumi, fél-üzemi és üzemi vizsgálatok alapján a baktériumok foszfát leadási és

felvételi metabolizmusára számos modellt dolgoztak ki az elmúlt évtizedekben (Comeau és

társai, 1986; Mino és társai, 1987, Wentzel és társai, 1991; Mino és társai, 1994) ( 3. a-c.

ábra).

Az aerob fázisban a baktériumok az anaerob ciklusban betárolt tápanyagot és a

környezetükből felvehető könnyen bontható szerves anyagot egyaránt hasznosítják

energiaforrásként (3. a. ábra). Az endogén tápanyag hasznosításával a sejt gyorsan

adaptálódik az aerob környezethez, és rögtön megindítja a oxigénfelvételét és növekedését. A

belső és külső tápanyag oxidációjával biztosítja ehhez a szükséges energiát (ATP),

Ugyanebben a bőséges energiával bőségesen ellátott szakaszban kerül sor a foszfát egyidejű

felvételére és poli-fosztfátként történő betárolására, valamint a poli-glükóz (glykogén)

szintézisére is.

Az anaerob szakaszban valószínűleg számos különböző metabolikus folyamat játszódik le

egyidejűleg, melyek az azt követő aerob szakaszban történő foszfor-eltávolításhoz

szükségesek (3. b-c. ábrák). A fakultatív anaerob baktériumok fermentációja döntően rövid

szénláncú szerves savakat, ecetsavat és propionsavat termel, melyeket a poli-P baktériumok

azután felvesznek, és tartalék-tápanyaggá polimerizálnak (PHB). Az utóbbi szintéziséhez

szükséges energiát a levegőztetett ciklusban előzetesen betárolt poli-foszfát depolimerizációja

biztosítja. Egyidejűleg a a sejtfalon keresztül az orto-foszfát ismételten a folyadékfázisba

kerül. A poli-foszfát ugyanakkor valószínűleg energiaforrást jelent a sejtek anaerob

körülmények közötti túlélése érdekében is.

Az anoxikus térben (oxigén hiányában, de nitrát jelenlétében) a foszfor felvétel az aerob

folyamatokéhoz hasonlóan megtörténhet, az ilyen metabolizmusra képes baktériumokkal.

Az obligát aerob poli-P baktériumok anaerob tápanyag betárolása eredményeként azok az

aerob térben helyzeti előnybe kerülnek más obligát aerob mikroorganizmusokkal szemben,

melyek kizárólagosan a külső tápanyag hasznosítására szorítkoznak aerob szaporodásuk

során. Feltehetően ez a metabolizmus eltérés eredményezi, hogy a poli-P baktériumok az

alternáló anaerob-aerob rendszerekben nagyobb részarányban szaporodhatnak el.

3. a-c. ábra. A biológiai foszforeltávolítás modelljei a tápanyag betárolásra és a foszfor

metabolizmusára. (a): az aerob ciklus kezdeti szakasza; (b): az anaerob ciklus kezdeti

szakasza; (c) az anaerob ciklus végső szakasza. (Wentzel és társai, 1991).

3.1.4 Polifoszfát akkumuláló baktériumok

Napjainkig nem sikerült egyértelmű bizonyítani, hogy a kommunális szennyvíztelepeken

bármely egyedi poli-P baktériumfajta domináns lenne a biológiai többletfoszfor

eltávolításban. Az igen nagy számú vizsgálat ellenére sem tisztázott, melyik poli-P

baktériumcsoport szerepe a meghatározó a foszforfelvétel javításában.

A hagyományos elválasztási technikák alapján sok szerző arra a megállapításra jutott, hogy az

Acinetobacter fajok a meghatározók a többletfoszfor eltávolításánál (Fuch és Chen, 1975;

Deignema, 1980; Lötter és Murphy, 1985, Wentzel és társai, 1986; Stephenson, 1987). Éppen

ezért ennek a baktériumfajnak a szűkebb csoportjai kedvelt tárgya voltak a foszfát

metabolizmussal kapcsolatos vizsgálatoknak (Kortstee és társai, 1994 ). Wentzel és társai

(1986, 1991) foszfor eltávolítási modellje is elsődlegesen erre a baktériumcsoportra alapozott.

Cloete és Steyn (1988) vizsgálatai azonban egyértelműsítették, hogy az Acinetobacter nem

tehető egyedül felelőssé a szennyvizek többletfoszfor tartalmának az eltávolításáért. A

különböző szennyvíztisztítókból származó ilyen fajok immunológiai vizsgálatai alapján

bebizonyították, hogy azok a többletfoszfát felvételének csak 5-15 (maximum 34 százalékát

adhatják. Különböző biológiai többletfoszfor eltávolító eleveniszapos üzemek

mikroorganizmusainak morfológiáját vizsgálva igen különböző gram pozitív és gram negatív

sejtek esetében találtak poli-foszfát betárolást, közöttük a fonalas formában szaporodóknál is

(Streichan és társai, 1990). Acinetobacter populációk részletesebb vizsgálatai (Auling és

társai, 1991) és különleges rRNA oligonukleotid vizsgálatok (Wagner és társai, 1994; Bond és

társai, 1995) is azt bizonyították, hogy az Acinetobacter fajok csak kisebb szerepet

játszhatnak a biológiai többletfoszfor eltávolításában a üzemi szennyvíztisztítóknál.

Sokféle egyéb gram-negatív, valamint gram-pozitív baktériumfajt is izoláltak szennyvíz

üledékekből, melyekben az átlagosnál jóval nagyobb poli-foszfát koncentráció volt mérhető.

Ezek a Pseudomonas, Arthrobacter, Coryne bacterium, és Microlunatus fajokhoz tartoztak

(Suresh és társai, 1985; Hiraishi és társai, 1989; Kamper és társai, 1990, Nakamura és társai,

1991, 1995). Elektronmikroszkópos és populáció-dinamikai vizsgálatok bizonyították, hogy a

poli-foszfát akkumulációját végző baktériumok skálája nagymértékben változhat az

üzemeltetés és a tisztítandó szennyvíz összetétele függvényében. Az üzemi egységekben az

Acinetobacter fajok szerepe a biológiai többletfoszfor eltávolításban úgy tűnik, túlbecsült

volt. Valószínűleg más fajok egyedei is nagymértékben hozzájárulnak a foszfor

eltávolításához. Úgy tűnik, hogy a gram-pozitív fajok szerepe a szennyvíztisztítók esetében

lényegesen nagyobb, mint korábban feltételezték.

A nem csoportosan élő poli-foszfát akkumuláló baktériumok mellett egyre gyakrabban

figyeltek meg fonalasan szaporodó baktérium fajokat is az utóbbi években. Ezek okozzák az

iszap felhabzását és iszapréteg kialakulását a biológiai többletfoszfor eltávolítással, illetőleg a

kémiai foszfor eltávolítással működő telepeken (Schön, 1994). A fonalasok leggyakoribb

képviselője a Mycrothrix parvicella, de gyakoriak a Nocardia félék is. Ezen fonalas baktérium

fajok gyakori elszaporodásának a pontos oka még nem ismeretes. Zsírok, esetleg tenzidek

jelenléte kedvező a Nocardia (Lemmer, 1985) és a Mycrothrix (Slijkhuis, 1983)

elszaporodásának. Biológiailag nagyon érdekes, hogy ezek a felhabzást okozó fajok

egyidejűleg alkalmasak szerves tápanyag és poli-foszfát tárolására is (Schön és társai, 1993).

Így két fontos metabolikus tulajdonsággal is rendelkeznek, amely általánosan is jellemzi a

poli-foszfát akkumuláló baktériumokat. Hogy ezek a baktériumok milyen mértékben vesznek

részt a biológiai többletfoszfor eltávolításában a tisztító telepeken, jelenleg még tisztázatlan.

A szennyvíztisztító telepek eleveniszapjai olyan kevert baktériumkultúrák, melyek különböző

fiziológiájú csoportokból tevődnek össze, és kölcsönösen hatnak egymásra (Brodisch, 1985).

Így nem zárható ki, hogy azok a poli-P baktériumok, melyek tiszta kultúrában nem teljesen

felelnek meg az elméleti követelménynek, az eleveniszap szimbiotikus szaporodási

körülményei között eltérő metabolizmussal rendelkeznek. Nagyon valószínű, hogy az üzemi

rendszerek esetében tapasztalható anaerob-oxikus foszfát leadásért és felvételért nem

egyetlen, vagy néhány baktériumcsoport, hanem a különböző baktériumfajok együttese és

kölcsönös tevékenysége a felelős.

3.1.5 Technológia tervezés

A mikrobiológiai elvek tárgyalása során egyértelművé vált, hogy az anaerob zóna vagy

anaerob időszak beiktatása az aerob rendszerbe a biológiai többletfoszfor eltávolítás

alapfeltétele. Két jól elkülöníthető tervezési alapelv ismeretes az anaerob fázis beépítését

illetően:

- főáramban történő többletfoszfor eltávolítás, melynél a teljes szennyvízmennyiség és

eleveniszap tömeg az anaerob körülményeket biztosító reaktortéren keresztül áramlik,

- segéd iszapkörös eljárás, amely a biológiai többletfoszfor eltávolítást fizikai kémiai

foszfor kicsapatással kombinálja.

Az utóbbinál a foszfor eltávolítás az eleveniszap segítségével, de végső soron a mellék-áramú

körben vegyszeres kicsapatással kerül eltávolításra a többletfoszfor a vízből.

3.1.5.1 Főáramkörös technológia

A biológiai többletfoszfor és nitrogén eltávolítást a meghatározó folyadékáramban biztosító

technológia sémája látható a 4./a ábrán. Ezen az alapváltozaton túl számos alternatív

megoldást alakítottak ki a többletfoszfor eltávolítás optimalizálására. Elsősorban az anaerob

szakaszba történő nitrát és oxigén visszavezetés csökkentésére irányultak a változtatások.

Azok kizárásával a könnyen bontható tápanyagok csaknem teljes mennyisége a biológiai

többletfoszfor eltávolításra (poli-foszfát és szerves tápanyag csere) kerül felhasználásra.

Néhány más főáramú megoldást mutat a 4./ b-d. ábra.

Egy 1994-ben készített felmérés alapján a leggyakrabban alkalmazott többletfoszfor eltávolító

eleveniszapos eljárás Németországban a Phoredox, mint az 5. ábra gyakoriság adatai is

mutatják ( Seyfried és Scheer, 1995).

Az anaerob tér méreteinek behatárolására különböző megoldások lehetségesek. Az

eleveniszapos szennyvíztisztítás dinamikus szimulációs modelljei, mint például a No.2 (ASM

No.2) (Henze és társai, 1995a) is lehetőséget adnak erre. Mellette a németországi

tapasztalatok azt bizonyították, hogy a biológiai többletfoszfor eltávolítás tervezésénél az

anaerob tér méreteinek meghatározására megfelelő lehet a hagyományos empirikus módszer

is (ATV, 1994; Anonymous, 1995).

Az ilyen tervezésnél is persze az anaerob zóna az összes reaktortérfogat szerves része. Az

összes szükséges iszaptömeg, vagy térfogat ugyanakkor jelentősen függ a szennyvíz várható

hőmérsékletétől. Az aktuális üzemi hőmérséklet függvényében a nitrifikáció / denitrifikáció

biztosításához szükséges reaktortérfogat, illetőleg a melegebb időszakban jelentkező

többletkapacitás 100000 LEÉ kapacitású eleveniszapos szennyvíztisztítóra számolva a 6.

ábrán látható. Ezen az ábrán a biológiai többletfoszfor eltávolításához szükséges anaerob

reaktortérfogat a legfelső, mennyiségileg nem jelölt zónába esik. A gyakorlatban legtöbbször

nem is vesznek ahhoz igénybe többlet reaktorteret, hanem a kaszkádszerűen kialakításra

kerülő anoxikus tér bevezető szakaszát használják anaerob zónaként.

4. ábra. (a) - fő áramban történő biológiai többletfoszfor eltávolítás (Phoredox); (b-d)

különböző főáramban történő biológiai foszfor eltávolítási megoldások: (b) - ISAH

eljárás, (c) - módosított UCT eljárás, (d) - EASC eljárás.

5. ábra A különböző biológiai foszfor eltávolító technológiák relatív gyakorisága

Németországban 1994-ben ( Seyfried és Scheer, 1995).

6. ábra. A tisztításhoz szükséges nitrifikáló / denitrifikáló

medencetérfogat igény az év folyamán a hőmérséklet változása

függvényében (100 000 lakos egyenérték szennyvíztisztító terhelés

esetén)

Mint látható a tervezési hőmérséklet (10 oC) feletti hőmérsékleteknél megfelelő szabad

térfogat, vagy kapacitás áll rendelkezésre a biológiai többletfoszfor eltávolításra, ami anaerob

tér lesz abban az időszakban. Mivel a szennyvíz hőmérséklete a 10 oC hőmérsékletet csak az

év 10-15 %-ában éri el, a többi időszakban (az üzemeltetési időszak több mint 80 %-ában)

megfelelő többlet anaerob térfogat nem is szükséges az üzemben. Ilyenkor azután a

többletfoszfor eltávolítása az anaerob tér leválasztásával teljes hatékonysággal üzemelhet. Az

év többi 10-15 %-ában az elfolyó víz foszfor határértékének a biztosítása rendszerint

vegyszeres foszfor kicsapatással történik.

Olyan üzemeknél, ahol a szennyvíz összetétele azt célszerűvé teszi, egész évben a biológiai

többletfoszfor eltávolítást hasznosítják. Meghatározó tervezési szempont az anaerob térre

vonatkozóan ilyenkor annak a hidraulikus tartózkodási ideje, amelynek nagyobbnak kell lenni

0,8 óránál. A főáramú biológiai többletfoszfor eltávolításnál 1 mg/literes átlagos elfolyó víz

foszfor koncentráció optimális nyersszennyvíz összetétel és üzemeltetési körülmények között

biztosítható.

3.1.5.2. Segédáramkörös technológia

A segédáramkörös biológiai többletfoszfor eltávolítás sematikus folyamatábráját, reaktor

elrendezését a 7. ábra szemlélteti. Ilyen folyamatkialakítást alkalmazva a cirkuláltatott

iszapnak csak egy része (mintegy 20 %-a) kerül az anaerob reaktorba, a foszfát iszapból

történő kivonása (sztrippelése) érdekében. A kevert iszap átlagos hidraulikus tartózkodási

ideje a sztripperben 24 óráig is növelhető. Ez alatt az idő alatt az iszap foszfortartalmának

döntő részét leadja a folyadék fázisba. Az anaerob sztrippert ülepítő reaktorként üzemeltetve a

mikroorganizmusok által leadott foszfát a túlfolyó vízzel a vegyszeres kicsapatási lépcsőre

kerül, míg a foszforszegény iszap az ülepítő fenekéről visszavezetésre kerül a főáram elejére.

Általában kalcium, vagy alumíniumsók használatosak a foszfátok a vizes fázisból történő

kicsapatására.

7. ábra. Mellék-iszapkörös biológiai többletfoszfor eltávolítás (Phostrip).

A hagyományos sztrippelésen túl, amely a nyers szennyvíznek az anaerob térbe történő

bevezetése nélkül történik, a korszerűbb technológiák kialakításnál a nyers szennyvíz egy

részét az úgynevezett elősztripperbe vezetik be, hogy az iszap nitrát tartalmát csökkentsék,

illetőleg gyorsítsák a jobb tápanyagellátással a foszfát leadását. A mellékáramkörű

folyamatok tervezésénél a kísérleti üzemi tapasztalatokat kell figyelembe venni.

A főáramkörös megoldással összehasonlítva a mellékáramkörös biológiai többletfoszfor

eltávolítás a tapasztalatok szerint stabilabb és kisebb elfolyó víz foszfortartalmat biztosít.

Ezzel szemben az utóbbi megoldásnál a beruházási költségek lényegesen nagyobbak.

3.1.6. Gyakorlati szempontok

3.1.6.1. A szennyvíz minőségének hatása a többletfoszfor eltávolításra.

Az aerob lépcsőben történő foszfor felvétel hatásfoka (egyéb üzemeltetési tényezők mellett) a

foszfort akkumuláló mikroorganizmusok számára az anaerob szakaszban hozzáférhető,

könnyű tápanyagok mennyiségétől, koncentrációjától függ.

A baktériumok PHB kellő sebességű betárolásához a telepre érkező nyers szennyvízben a

szerves anyag megfelelő hányadának már rövid szénláncú szerves sav (illó savak) formájában

kell érkezni, vagy az anaerob körülmények között a jól bontható szerves komponensekből

hidrolízis és fermentáció révén megfelelő sebességgel azokká kell lebomlania. A biológiai többletfoszfor eltávolító eleveniszapos rendszerek biokinetikai modelljénél, pl. az

ASM-2 modelnél (Henze és társai, 1995a), a befolyó nyers szennyvíz KOI-jét a következő

frakciókra osztják:

1. rövid szénláncú szerves savak (SA )

2. biológiailag könnyen bontható oldott tápanyag (Sbs)

3. oldott inert tápanyag (Se),

4. biológiailag bontható lebegő tápanyag (XS),

5. inert lebegő szerves anyag (Xe).

A korábbi szimulációs modellekkel szemben ennél a modellnél a biológiailag bontható

szerves tápanyagot láthatóan két további alcsoportra osztották, a könnyen fermentálható oldott

anyagokra (Sbs) és a rövid szénláncú szerves savakra (SA). Az utóbbiak közvetlen felvételre

kerülnek a foszfort akkumuláló mikroorganizmusok által, míg a könnyen bontható oldott

tápanyagot a mikroorganizmusoknak az anaerob körülmények között ilyen tápanyaggá kell

fermentálni. A biológiailag könnyen bontható oldott tápanyag mennyisége (Sbs) respirációval

könnyen meghatározható mind oxigén, mind nitrát elektron-akceptorként történő

felhasználásával. A nitrát vagy oxigén- fogyasztás alapján a respiráció eredményéből ez a

frakció közvetlenül számítható (Ekema és társai, 1986; Kristensen és társai, 1992; Kapeller és

Gujer, 1992, Hulsbeek, 1995; Anonymous, 1995).

A rövid szénláncú szerves savak koncentrációja (SA) közvetlen titrálással határozható meg,

vagy gázkromatográfiás módszerrel is mérhető. Nagyszámú mérés alapján feltételezhető,

hogy az ilyen foszfor eltávolító megoldásoknál a szükséges illó sav mennyiség több mint 50

mg/l (Anonymous, 1995).

3.1.6.2. A biológiailag könnyen bontható tápanyagmennyiség növelése.

Mint korábban már említésre került, a biológiailag könnyen bontható tápanyag koncentrációja

különösen meghatározó a többletfoszfor eltávolításánál. Ennek megfelelően számos

próbálkozás történt koncentrációjának, vagy részarányának a növelésére a szennyvízben. A

külső tápanyag adagolás mellett (acetát vagy más rövid láncú szerves savak), a szennyvíz

minőségének optimalizálása a nyers szennyvíz hidrolízisének, fermentációjának az

optimalizálásával is lehetséges. A szennyvíz és/vagy iszap hidrolízisre két módszert

javasoltak.

1. Az EASC (Extended Anaerobic Sludge Contact) eljárásnál az anaerob teret ülepítő

reaktorként alakították ki, melyben a nyers szennyvíz kiülepedik és stagnál, a megfelelő

hidrolízis és fermentáció elérése érdekében (Schönberger, 1990). Mivel a megoldásnál az

ülepítő reaktor a szennyvíz főáramában van, az iszap hidrolízise meglehetősen korlátozott.

2. Az iszap-hidrolízis és fermentáció növelése érdekében előbb a nyers szennyvíz hatékony

kiülepítést javasolják, majd az iszap hidrolízisét optimalizálják. Különböző megoldásokat

alkalmaztak arra is, elsősorban a primer iszap ülepítését követő fermentációnál, mint

ahogy a 8. ábra mutatja.

Az üzemi eredmények alapján a hidrolízis hatékonysága (hidrolízis), vagy hozama 10-15 %-ra

várható. A denitrifikációra, vagy biológiai többletfoszfor eltávolításra közvetlenül felvehető

tápanyag frakciója a teljes oldott tápanyag hányadnak mintegy 70 -90 %-a (Anonymous,

1995, Jönsson és társai, 1996, Urbain és társai, 1997, Andreasen, 1997, Schlegel, 1989).

A keletkező, közvetlenül felvehető tápanyag (SA) elsősorban rövid szénláncú illó savakból áll,

s így a foszfát cseréhez az anaerob zónában az acetáttal azonos hatékonyságú. Külső tápanyag

adagolás esetén a tapasztalatok alapján a folyamatos adagolás hatékonyabbnak bizonyult,

mint az időszakos acetát adagolás (Teichfischer, 1995, Witt, 1997).

Az iszap tartózkodási ideje és hőmérséklete a reaktorban a hidrolízis / fermentáció

hatékonyságát meghatározó paraméterek. A lebegő anyag tartózkodási ideje 20oC

hőmérsékleten 1 nap fölött optimális, és alacsonyabb hőmérsékleten (10 oC) 4 napos átlagos

iszap-tartózkodási idő is szükségessé válhat. Ilyen nagy tartózkodási idő esetén az iszapréteg

belső iszaprecirkulációja is mindenképpen szükséges az illó savak iszaprétegből történő

megfelelő kimosása érdekében.

8. ábra. Primer iszap hidrolízisének kialakítása a többletfoszfor eltávolítás javítására.

Az elméletileg számítható könnyen bontható szerves tápanyag termelése az előző

megoldásnál átlagos szennyvíz minőségre és körülményekre, feltételezve hogy a primer

iszaphozam 40 g lebegő anyag / fő x d, a hidrolízis hatásfoka 12 %, s a keletkező anyag 80 %-

a kis molekulatömegű szerves sav. Ilyenkor a naponta egy lakosra számítható illó sav

termelése 1 = KOI : TS arányt feltételezve 4 g KOI / fő x d (SA). Átlagos szennyvízhozammal

számolva (250 l / fő x d) ez további 16 mg/l illó sav koncentráció-növekedést jelent. A foszfát

fajlagos KOI igényére 20 mg KOI / mg P értéket vehetünk figyelembe. Így a primer iszap

hidrolízisnél keletkező illó sav mennyiséggel csak 0,8 mg/l foszfor távolítható el a

szennyvízből. Ez az egyszerű számítás is jól mutatja, hogy a primer iszapból keletkező kis

molekulatömegű illó savak mennyisége viszonylagosan kevés, amiért is a foszfor eltávolítás

javítása az ilyen megoldással eléggé korlátozott.

Az ilyen kis molekulatömegű illó savak termelése során, az iszapból nitrogén is visszaoldódik

a vízbe, ami visszakerülve a főáramba, ott nitrogéntöbbletet jelent. Az így visszakerülő

nitrogén mennyisége az üzemeltetési körülmények függvénye, de rendszerint nem haladja

meg a nyers víz nitrogén tartalmának az 5 %-át.

Egyéb probléma is jelentkezhet a primer iszap hidrolíziséből, nevezetesen a kellemetlen szagú

illó komponensek keletkezése. Célszerű a hidrolizáló reaktort zártra építeni ilyen kedvezőtlen

környezeti hatásainak a csökkentésére.

Ugyancsak megemlíthető, hogy anaerob iszap-hidrolízis esetén a szennyvíztisztítás szilárd

maradékának a metanizálása során kisebb gázhozam várható. Dániai tapasztalatok alapján a

gázhozam csökkenés 25 % -ot is elérhet (Andreasen és társai, 1997). 3.1.6.3 Anaerob térbe történő nitrát és oxigén visszaforgatás csökkentése.

A biológiai többletfoszfor eltávolító eleveniszapos rendszereknél a nitrát és oxigén az anaerob

térben a foszfát leadás csökkenését okozhatja, mivel a poli-P baktériumok elől a többi

heterotróf szervezetek a legkönnyebben felvehető biológiai tápanyagot az oxigén és nitrát

felhasználásával elfogyasztják. Amíg oxigén és nitrát van a szennyvízben, ezért nem foszfát

leadás, hanem foszfát felvétel történik, a nem poli-P mikroorganizmusok foszfor igényének

megfelelő mértékben. Legtöbb esetben ilyenkor azután a végső aerob foszfor felvétel kisebb

lesz, rontva ezzel a teljes folyamat többletfoszfor eltávolítását.

Meg kell azonban jegyezni, hogy megfelelő foszfát leadását követően már az anoxikus

szakaszban is jelentkezik többletfoszfor felvétel, ami bizonyos mértékben hozzájárul a teljes

többletfoszfor eltávolításhoz (Carlsson, 1996; Kuba és társai, 1996). Természetesen ez csakis

megfelelő anaerob foszfát leadást követően működik hatékonyan.

A nitrát két forrásból adódhat:

1. Olyan térségekben, ahol a talajvíz nitrát tartalma különösen nagy, a szennyvíz-

csatornák infiltrációja miatt a telepre érkező szennyvízben is jelentős nitrát tartalom

fordulhat elő.

2. Gyakran az anaerob zónába az utóülepítőből visszavezetett iszappal is kerül nitrát.

A nitrát bevitel jelentősége könnyen érzékelhető, figyelembe véve, hogy üzemi körülmények

között minden mg nitrát-N 4-6 mg illó sav (ecetsav, propionsav) felvételét eredményezi. Ha a

szennyvíztisztító elfolyó vizében 10 mg/l nitrát-N maradhat (határérték), és az

iszaprecirkulációs arány a rendszerben 1 (ami általánosan jellemző a nitrogén eltávolítás

esetén), 5 mg/l nitrát koncentrációval ékezik a nyers szennyvíz és a recirkuláltatott iszap

keveréke az anaerob térbe. Ez a nitrát visszavezetés 20 - 30 mg/l acetát KOI azonnali

felvételét jelenti foszfát leadás létrejötte nélkül.

Hogy az iszap recirkulációjával történő nitrát visszavitelt megakadályozzák, három különböző

megoldást alakítottak ki. A Johannesburg (JHB) eljárásnál a recirkuláltatott iszapot megfelelő

ideig anoxikus körülmények között tartják, a nitrát denitrifikációja érdekében. Mivel a

visszaforgatott iszapban ilyenkor elhanyagolható mennyiségű tápanyag van csak a

denitrifikációhoz, az endogén folyamatoknak kell a szükséges tápanyagot megtermelniük.

Ilyen körülmények között a fajlagos denitrifikációs sebesség ezért az iszap denitrifikálóban

0,4-0,8 mg nitrát-N / g iszap szerves anyag x óra.

Az denitrifikáció gyorsítására természetesen a nyers szennyvíz egy részének ebbe a

denitrifikálóba történő visszavezetése is szolgálhat. Ezzel csökkenteni lehet a szükséges

denitrifikáló reaktor méretét. Az UTC eljáráshoz hasonlóan az ISAH reaktorelrendezés is

tápanyag adagolást alkalmaz a denitrifikáció sebességének növelésére (4. b. ábra). Az ilyen

technológiai kialakítás esetén elérhető denitrifikációs sebesség a nyers szennyvíz

összetételének és a mellékágra vezetett tisztítóba érkező szennyvíz részarányának a

függvénye.

A nitrát ilyen kedvezőtlen hatásán túl az anaerob térben az oxigénbevitel hasonló gátlást

eredményez. Az oxigén, mint elektron akceptor hasonlóan kedvezményezett a leggyorsabban

hasznosítható szerves tápanyagok heterotróf felvétele tekintetében. Az anaerob térben

mintegy 3 g KOI kerül felvételre 1 mg oxigén felhasználásakor. Ennek megfelelően, ha a

nyers szennyvíz oxigén koncentrációja 6 mg/l, az iszap recirkulációs aránya 1, akkor 3 mg/l

oxigén koncentrációval érkezik a kevert folyadék az anaerob reaktortérbe. Természetesen ez

csak akkor igaz, ha a recirkuláltatott szennyvíziszap egyáltalán nem tartalmaz oxigént.

Ilyenkor az oxigénbevitel miatt mintegy 10 mg illósav (acetát) KOI kerül felvételre a

többletfoszfort nem akkumuláló heterotróf mikroorganizmusok oxigén hasznosítása

eredményeként.

Hogy az anaerob térben kialakuló feltételeket az oxigén bevitel szempontjából is

optimalizálják, az oxigén elfogyasztását még az anaerob reaktort megelőzően biztosítani kell.

Magában az anaerob térben is el kell kerülni a túlzott túrbulencia okozta zavaró

oxigénbevitelt, ami többnyire a folyadék bevezetések (szennyvíz, recirkuláltatott iszap) miatt

alakulhat ott ki. További lehetőség a centrifugál szivattyúk alkalmazása a csavarszivattyúk

helyett az iszap visszaforgatásánál, valamint a levegő bejutásának minimalizálása a

levegőztetett homokfogóknál. Az utóbbinál a levegőbevitel ne legyen több, 0,1-0,2 m3/m

3xóra

fajlagos mennyiségnél.

3.1.6.4. Iszaptermelés

A biológiai többletfoszfor eltávolítási eljárásnak gyakran előnyeként említik a kémiai foszfor

kicsapatással szemben a kisebb iszaphozamot (ATV, 1998; Witt és Hahn, l995). Ezt a

megállapítást arra alapozzák, hogy a foszfor eltávolításához ilyenkor nem kell vegyszert

adagolni. A foszfor eltávolítási módtól függetlenül azonban a foszfát biomasszába történő

felvétele is jelent a hagyományos iszapszaporulaton túl további iszaphozam növekedést.

Elméletileg a biológiai többletfoszfor eltávolítás az iszaphozamot három mechanizmus szerint

befolyásolja:

1 A többlet poli-foszfát felvétele az iszapba szükségszerűen iszaphozam növekedést

jelent. A poli-P baktériumok átlagos összetételének megfelelően a minden gramm

eltávolított foszfor 3 g iszaptömeg növekedést jelent (Jardin és Pöpel, 1994).

2 A foszfor akkumuláló mikroorganizmusok felszaporodása az iszapban magának az

iszap szaporodásának a kinetikáját is megváltoztatja, mint azt Wentzel és társai

(1990) kimérték. A poli-P baktériumoknál sokkal kisebb elhalási sebességet

tapasztaltak, mint a többi nem poli-P mikroorganizmusnál. A foszfor akkumuláló

baktériumok lassúbb elhalási sebessége ennek megfelelően az ilyen rendszereknél

nagyobb fajlagos iszap produkciót jelent. Méréseik alapján a 20 napos iszapkorú

rendszereknél ez mintegy 10 % iszaphozam növekedés (Wentzel és társai, 1990).

3 A tisztítandó szennyvíz minősége, valamint a tisztító üzemeltetési paraméterei

(anaerob hidraulikus tartózkodási idő) függvényében úgynevezett anaerob

iszapstabilizáció jelentkezhet (Randall és társai, 1987), amely az iszaptömeg

fermentációs folyamatainak eredménye. Az anaerob folyamatok ezzel kisebb

iszaphozamot eredményeznek, ami az anaerob tér beépítését a tisztításba önmagában

is indokolja,

Mivel a poli-foszfát betárolása meghatározóan az iszap szervetlen hányadának növekedését

eredményezi, az utóbb két mechanizmus nem erre, hanem az iszap szerves hányadának a

változására vonatkozik. Részletes kísérleti vizsgálatok során úgy találták, hogy a

többletfoszfor felvétellel jól korrelált a nyers szennyvíz Mg2+

és K+ koncentrációjának a

csökkenésével. Az egyes kationok és a foszfor felvétele, illetőleg a fölösiszap foszfortartalma

közötti összefüggés látható a 9. és 10. ábrán.

9.ábra A foszfor és magnézium tartalom összefüggése biológiai többletfoszfor

eltávolító eleveniszapos rendszer iszapjában.

Megfigyelhető az adatokból, hogy 0,3 mól Mg / mól P, illetőleg 0,26 mól K / mól P arány a

jellemző. Ezek az értékek jól egyeznek más szerzők korábbi mérési adataival (Wentzel és

társai, 1992, Arvin és Kristensen 1985).

Az idézett tanulmány vizsgálatai során a poli-foszfát képződés volt a megnövelt foszfor

eltávolítás meghatározója. Kísérleti üzemi vizsgálatok alapján megállapították, hogy a

biológiai többletfoszfor eltávolítás hatása a keletkező iszap fajlagos mennyiségére elsősorban

a szervetlen iszaphányad növekedéséből adódik, ami csak kis mértékű szerves iszaphozam

növekedéssel jár együtt.

10. ábra A foszfor és kálium tartalom összefüggése biológiai többletfoszfor

eltávolító eleveniszapos rendszerek iszapjában.

Szimulációs vizsgálatok alapján úgy találták, hogy a poli-P baktériumok elhalási sebessége

csak alig különbözik a nem poli-P baktériumokétól, azaz az előbbiek szerves anyag

vesztesége az iszap stabilizációja során igen hasonló az utóbbiakéhoz. Más kutatók ugyanezt

kísérleti vizsgálataikkal igazolták (McClintock és társai, 1992, Hulsbeek, 1995, Ante és társai,

1995). A kísérleti eredmények során mért iszapelhalási sebesség értékeknél a dinamikus

szimuláció értékeinél elhanyagolható mértékben voltak csak kisebbek. A biológiai

többletfoszfor felvétel során ennek megfelelően mintegy 3 g iszap szárazanyag / g P

iszaphozam növekmény vehető figyelembe az ilyen megoldásoknál (11. ábra).

11. ábra Az iszaphozam eltérése biológiai többletfoszfor eltávolítás nélküli, illetőleg

azzal üzemelő eleveniszapos telepeknél (az adatok különböző módon üzemeltetett

telepek átlagértékei).

A többletiszap termelés számításához a teljes iszaphozam meghatározása kapcsán egyszerű

megoldás javasolható. A nyers szennyvíz fajlagos foszforterhelésére alapozva, ami 2,5 g P /

fő x nap, mintegy 0,3 g P / fő x nap foszfor eltávolítást feltételezhető az előülepítés során.

Mintegy 0,5 g P / fő x nap foszfor kerül felvételre az iszap normális szaporodásához. 1,3 g P /

fő x nap mennyiséget kell így a biológiai többletfoszfor eltávolítással immobilizálni, hogy a

tisztított szennyvíz foszfor koncentrációja 2 mg/l (0,4 g P / fő x nap) alá kerüljön. Az 1,3 g P /

fő x nap 3,9 g iszap szárazanyag / fő x nap iszaphozam növekményt eredményez, amely

mintegy 11 % a teljes iszaphozamra vonatkoztatva (a fajlagos iszaphozam a tisztításnál

átlagosan 35 g iszap szárazanyag / fő x nap értéknek tekinthető). 3.1.6.5. Foszforleadás az iszapkezelésnél, visszavitel az eleveniszapos lépcsőre

Annak megállapítására, hogy az iszapkezelés során milyen foszfát leadás következik be,

különböző iszapsűrítőkkel végeztek vizsgálatokat. A mérések azt bizonyították, hogy az

iszapleadás és ezzel az iszap visszavitele a főáramba igen jelentéktelen.

A mechanikus iszapsűrítés rövid iszaptartózkodási ideje, mint a centrifugák, szűrők vagy

flotálók esetén várható, minimális foszforleadást eredményezhet csak. A kísérleti vizsgálatok

szerint a csurgalékvízek foszfor tartalma 90 %-ának a visszavitele (iszapsűrítésről) a biológiai

foszfor eltávolító telepek esetén a nyers szennyvíz foszforterhelésére vonatkozóan csak a

foszfor 2 % -ának a visszaforgatását jelenti flotálás, 2,2 %-át centrifugálás esetén. A 12. ábrán

a fölösiszap sűrítésénél szóba jöhető foszfor visszaforgatás %-os értékének a gyakoriság

görbéje látható.

12. ábra Az iszapvízzel visszavitt foszforterhelés hányad gyakorisága a fölösiszap

sűrítés következményeként (a visszavitt foszfor mennyiségét az iszapsűrítőbe

érkező foszfor tömegére vonatkozóan mutatja az ábra.)

A mechanikus víztelenítéssel szemben a gravitációs iszapsűrítőknél lényegesen nagyobb

foszfor visszaforgatás várható, hiszen az utóbbiak sokkal nagyobb, mintegy fél napos átlagos

iszap-tartózkodási idővel működnek. A görbék alakja arra utal, hogy más iszapsűrítési

megoldásoknál is hasonló jelleg várható: jelentős foszfor leadás az iszaprétegben, nagyon kis

foszformennyiség jelentkezésével a csurgalékvízben. A 13. ábra a gravitációs iszapsűrítő

túlfolyó vízének a foszfát koncentrációját szemlélteti különböző medence mélységeknél,

különböző iszap tartózkodási idők esetére.

13. ábra Foszfát koncentrációk alakulása egy gravitációs iszapsűrítőnél az ülepítő

különböző mélységeiben, különböző átlagos iszap-tartózkodási időknél.

Látható, hogy bár a foszfor felszabadulása az iszapból 2,8 nap alatt 95 %-os, foszfát a

túlfolyóvízben ennek ellenére viszonylag kevés. Ettől függetlenül a gravitációs iszapsűrítők

meghibásodása (ha pl. flotáció jelentkezik a sűrítőben), olyan függőleges átkeveredést

eredményezhet, melynek eredménye azután a foszfor koncentráció növekedése lesz a túlfolyó

vízben. Ilyenkor a visszaforgatott foszfor mennyisége is jelentősen nőhet.

A poli-P mikroorganizmusokban tárolt foszfát nagyobb része a mérések szerint az anaerob

iszapkezelés során oldatba kerül (Pöpel és Jardin, 1993). Mégis a legtöbb németországi

szennyvíztelepen az iszaprothasztó csurgalékvízében vagy elfolyó vizében általában kis

foszfor-koncentrációk mérhetők (Seyfried és Hartwig, 1991, Baumann és Krauth, 1991).

Néhány telepnél jelentős foszfortartalom került a túlfolyó vízbe, ami a 100 %-ot is csaknem

elérhette (Pitman és társai, 1991, Sen és Randall, 1988, Murakami és társai, 1987). Ez azt

jelenti, hogy a környezeti feltételek függvényében eltérő lehet a foszfor immobilizációja az

iszapfázisban:

1 csak a foszfor egy része kerül leadásra a folyadékfázisba az iszapkezelésnél, vagy

2 az oldatba kerülő foszfor valamekkora hányada kémiai kötésekkel fém-foszfátként,

vagy más mechanizmussal kerül kicsapatásra.

A félüzemi vizsgálatok során bebizonyosodott, hogy az anaerob termofil rothasztásnál a

fölösiszapba került polifoszfát csaknem teljes mennyisége hidrolizál (Aspergen, 1995,Jardin

és Pöpel, 1996, Wild és társai, 1996). Ettől függetlenül hiába történik meg a foszfor teljes

leadása a sejtközi állományból, a foszfornak csak egy része marad oldatban. Ez a nagy

különbség a foszfát leadás és a recirkuláló foszfor mennyisége között elsősorban a fizikai

kémiai foszfát megkötésnek tulajdonítható, amely a hidrolízissel egyidejűleg következik be a

"stabilizáló" reaktorban. A Mg, az ammónium és foszfát struvitként (Mg(NH4)PO4 - MAP)

történő kicsapódása mellett a szennyvíz mosószertartalmából eredő zeolitok is hozzájárulnak

a foszfát megkötéséhez (Aspergen, 1995; Jardin, 1995, Wild és társai,1996).

Ezeknek a hatásoknak az együttes következménye, hogy az átlagos foszfor visszaforgatás

lényegesen kisebb, mint az a polifoszfát hidrolíziséből számítható lenne. Ezért nagy, biológiai

többletfoszfor eltávolítást is végző szennyvíztisztítók esetében azok foszfor terhelésére

vonatkoztatva a fölös iszap foszfortartalmának visszaforgatása 10 % alatti. Ugyanakkor az

ilyen iszapokban a foszfortartalom 2,5 - 3 %. Nem szükséges ezért az iszapvíz

foszfortartalmának csökkentésére további lépéseket tenni a főfolyamat foszforeltávolítási

hatékonyságának javítása érdekében. Számos üzem esetén azonban sajnálatosan nagy

foszforhányad visszaforgatása figyelhető meg az ilyen biológiai többletfoszfor eltávolításnál,

ami elsősorban üzemeltetési problémák eredménye. Hogy ezeknél az üzemeknél a nagy

foszfor visszavitel kedvezőtlen hatását a főágon csökkentsék, az iszapvízből célszerű lehet a

foszfát vegyszeres kicsapatása.

A gyakorlatban elvileg valamennyi foszfát kicsapó vegyszer felhasználható az iszapvíz

foszformentesítésére. Az iszapvíz viszonylagosan nagy ammónium tartalma és nagy

alkalinitása eredményeként a mészhidráttal történő kicsapatás igen nagy vegyszert jelent.

Ugyancsak figyelembe kell venni a vas-III ionok vas-II-vé történő redukciójának lehetőségét

is. A gyakorlatban a foszfor kicsapatására az alumínium bizonyult a leghatékonyabbnak,

átlagosan 80 % feletti oldott foszfát eltávolítással 1 mól Al / mól P vegyszeraránynál.

Mészhidrát és vas-só adagolásakor 80 %-os foszforeltávolításhoz mintegy 2 mól Ca / mól P,

illetőleg 1,5 mól Fe / mól P kicsapószer túladagolás szükséges (14 a-c ábrák)

14. ábra: Foszfát kicsapatása az iszapvízből különböző vegyszerekkel.

3.2. Vegyszeres foszforeltávolítás

3.2.1 Alapelvek

3.2.1.1 Fizikai, kémiai ismeretek

A szerves anyag szennyvíziszappá alakítása során felvételre kerülő foszfor, továbbá az

előzőekben részletezett biológiai többletfoszfor eltávolításon túl, a foszfort kémiai úton,

vegyszeres kicsapatással is el lehet távolítani. A szennyvizek vegyszeres foszfor

kicsapatásánál tisztításánál esetében Erre a célra általában a többértékű fémionok, mint vas,

alumínium vagy kalcium ionok használatosak. A foszfát ilyen kicsapatása a következő

egyenlettel jellemezhető:

Me3+

+ PO43-

= MePO4 (7)

Az oldhatósági konstans figyelembevételével a pH függvényében a rendszer mindenkori

foszfát koncentrációja kiszámolható. Ezt a 15. ábra szemlélteti. Ezen az ábrán jól látható,

hogy a különböző fémek esetében különböző az optimális pH tartomány. A vassal és

alumíniummal történő kicsapatásnak a kicsit savas - semleges pH (pH 5-6) kedvez. Kalcium-

foszfátnál ilyen pH értéken nem érhető el jó foszfor kicsapatás, ezért kalciumvegyület

adagolásakor a szükséges vegyszermennyiségre, és a rendszer pH-jára egyaránt ügyelni kell,

figyelembe véve a tervezéskor a rendszer puffer-kapacitását is.

15.ábra: Különböző fém-foszfátok oldhatósága (Stumm és Morgan, 1981).

A sav-bázis egyensúlyi állandót aszerint kell figyelembe venni, hogy a foszfát köztudottan

dihidrogén-foszfát, vagy monohidrogén-foszfát formájában lehet jelen a semleges pH-val

rendelkező szennyvizekben. A foszfát és alumínium reakciója a következő egyenlettel

jellemezhető:

Al (H2O)63-

+ H2PO4- = AlPO4 + 6 H2O + 2 H

+ (8)

A keletkező foszfát csapadékon túl azonban az alumínium ionokból hidroxid csapadék is

keletkezik, ami teljes kicsapatási érdekében megfelelő túladagolást igényel:

Al (H2O)63-

= Al (H2O)3(OH)3 + 3 H+ (10)

Mint ahogy az a 8-9. egyenletekből látható, az oldhatatlan foszfát és hidroxid keletkezése

mellett a szennyvíz alkalinitása is jelentősen csökken a keletkező hidrogén ionok hatására. A

pH csökkenésének mértéke mindig a rendszer puffer-kapacitásának figyelembevételével

számolható, és kritikus is lehet, hiszen nitrifikációt végző rendszerekben az ott keletkező

további savmennyiség hatására a pH olyan kedvezőtlen tartományba is csökkenhet, amelynél

már a nitrifikáció lelassul. Természetesen lúgos hatású kicsapó szereket is használható, pl.

nátrium-aluminát, de annak az adagolásánál is vigyázni kell, hogy a rendszer pH-ja ne

kerülhessen kedvezőtlen pH tartományba (15. ábra).

A fém-foszfátok keletkezése több lépcsős folyamat. Folyamatának lépcsői a következők:

A vegyszer szennyvízbe történő adagolását követően gyors, mindössze néhány perces

keverés szükséges a fém- foszfátok nagy sebességű keletkezése érdekében,

illetőleg fém-hidroxidok keletkezésének a megakadályozására. Ez a vegyszer

bekeverése során megfelelő energia bevitelt igényel, ami általában 10-150 W/m3

körüli érték.

A fém-foszfátok és fém-hidroxidok kialakulását követően a rendszer összetétele

függvényében természetesen karbonátok gyors kialakulására is sor kerül.

A folyamat további lépcsője a rendszerint negatív felületi töltéssel rendelkező

természetes kolloid részecskék semlegesítése (destabilizációja), és ennek

eredményeképpen a részecskék nagyobb egységekké történő tömörülése

(koagulációja).

4. Hogy a kisebb részecskék jó összetapadása, nagyobb részekké történő egyesülése

(makroflokkulátumok) lehetővé váljon, a flokkulációs szakaszban már csak sokkal

kisebb energia bevitel (keverési intenzitás) engedhető meg. Ilyenkor általában 5

W/m3 fajlagos energiafelhasználás elegendő, míg a hidraulikus tartózkodási idő

ebben a szakaszban 20-30 percesre tervezhető.

5. Végül a flokkulált részecskéket megfelelő ülepítő vagy flotáló, netán szűrő

alkalmatossággal kell eltávolítani a vizes fázisból (ATV, 1992).

3.2.1.2 A foszfor kicsapatásra használható vegyszerek

A foszfát kicsapatására széles körben használt vegyszereket az 1. táblázat mutatja be. Vas(II)-

só alkalmazása esetén azt előzetesen vas(III)-á kell oxidálni, hogy a kicsapatás valóban

hatékony lehessen. Ez úgy érhető el, ha a vas(II)-sót a levegőztető előtt adagolják a

rendszerbe, hiszen a levegőzetés során az vas(III)-sóvá oxidálódik. Az adagolás lehetséges pl.

a levegőztetett homokfogóban is, vagy közvetlenül a levegőztető medence előtt, ahol azután

gyors vas(II) => vas(III) átalakításra van lehetőség.

1.táblázat: A foszfát kicsapatásra alkalmazható vegyszerek és tulajdonságaik (ATV, 1992).

------------------------------------------------------------------------------------------------------------

Fém Képlet Adagolás módja Javasolt vegyszerdózis

(mg vegyszer / liter )

------------------------------------------------------------------------------------------------------------Vas

(II) FeSO4 oldat 74

FeSO4 x 7 H2O granulátum 135

------------------------------------------------------------------------------------------------------------Vas

(III) FeClSO4 oldat (40%) 97

FeCl3 oldat (30-40%) 79

FeCl3 x H2O vagy granulátum 131

------------------------------------------------------------------------------------------------------------

Alumínium Al2(SO4)3 x H2O + granulátum

Fe2(SO4)3 x H2O

AlCl3 x H2O oldat (30-40%) 65 AlCl3

Poli-Al-klorid (Al(OH)nCl6-n)m oldat (5-10%-os)

Na-aluminát NaAl(OH)4 oldat 57 NaAl(OH)4

Kalcium CaO por 50-150 CaO

Ca(OH)2 por 50-150 Ca(OH)2

Ha olyan szennyvizeknél kerül sor a vegyszeres foszforeltávolításra, amelyeknek kicsi az

alkalinitása (< 5 mmol), ügyelni kell a nitrifikáció miatt fenntartandó pH értékére. A

szennyvíztisztítóból elfolyó tisztított víznek a pufferkapacitásának, vagy alkalinitásának nem

ajánlatos 1,5 mmol alatt lenni, hogy a rendszeren belüli helyi pH csökkenés nehogy káros

hatású lehessen. Túlzottan lágy vizeknél általában alumínium-só használata ajánlatos, illetőleg

abból is a vegyszer egy része célszerűen a lúgos forma kell legyen. A gyakorlatban a lúgos

alumínium adagolása esetén többször is megfigyelték a nitrifikációs sebesség jelentős

növekedését (Fettig és társai, 1996).

3.2.2 Folyamattervezés

3.2.2.1 Általános ismeretek

A fizikai-kémiai foszfát eltávolítást a szennyvíztisztításban aszerint különböztetik meg, hogy

a vegyszer adagolás a medencesor melyik pontján, továbbá a keletkezett csapadék eltávolítása

hol történik a szennyvíztisztító rendszerben. Ennek megfelelően a különböző lehetőségek

előkicsapatás, szimultán kicsapatás, vagy utókicsapatás néven ismeretesek a szennyvíztisztítás

gyakorlatában. Ezek technológiai kialakítását a 16 a-c ábrák mutatják.

3.2.3.2 Előkicsapatás

Abban az esetben, ha a foszfátot a tisztítás során előzetesen kívánják eltávolítani a

szennyvízből, a vegyszert vagy a levegőztetett homokfogó előtt, vagy közvetlenül az

előülepítő előtt kell a szennyvízhez adagolni. A 16. a) ábra egy ilyen előkicsapatási

lehetőséget mutat be.

Az előkicsapatás előnye, hogy azzal egyidejűleg az előülepítő medencében, ahol a vegyszeres

foszfát eltávolítására sor kerül, további szerves anyag eltávolítás is várható a vegyszerek

hatása következtében. Ilyenkor az előülepítést követő levegőztető medencénél kisebb fajlagos

szerves anyag terhelés, és azzal egyenértékű oxigénigény jelentkezik. Gondot jelenthet az

előkicsapatásnál a befejező biológiai lépcsőben a denitrifikáció teljessé tétele, hiszen ilyen

esetben nagyobb szerves anyag mennyiség kerül eltávolításra az előülepítésnél, és a

denitrifikációhoz még kevesebb tápanyag marad a szennyvízben. Néhány eleveniszapos

üzemnél az előkicsapatás az iszapindex növekedését is eredményezte, amely esetenként úszó

iszap keletkezéséhez vezetet az utóülepítőben.

Előkicsapatás során valamennyi felsorolt vegyszer felhasználható, kivéve a vas(II)-sókat.

Ezeket egy előzetes lépcsőben oxidálni kell, hogy kellő hatékonysággal eltávolításra

kerülhessenek az előülepítő medencében.

16. ábra a) előkicsapatás, b) szimultán foszfát kicsapatás, c) utókicsapatás

3.2.2.3 Szimultán foszforkicsapatás

A szimultán foszforkicsapatás a legáltalánosabban használt módszer a vegyszeres

többletfoszfor eltávolításra. A vegyszert rendszerint a levegőtető medencét megelőzően adják

az iszaphoz. Lehetséges az is, hogy a fémsókat a recirkuláltatott iszaphoz adagolják. A

szimultán kicsapatás technológiai kialakítását a 16. b) ábra mutatja.

A kalcium kivételével valamennyi fémsó, ami a táblázatban felsorolásra került, felhasználható

a szimultán foszforkicsapatáshoz. A tisztított elfolyó vízben a szimultán foszforkicsapatás és

hatékony utóülepítés esetén 10 mg/l alatti lebegőanyag koncentráció várható, melynek a

foszfortartalma 0,2-0,3 mg alatt marad literenként. Átszámolva ezeket az értékeket, ez az

elfolyó vízben 1 mg/l összes foszfor koncentrációt eredményez. A 17. ábra olyan nagyüzemi

eredményeket mutat be, melyek 45000 lakosegyenérték terheléssel működő üzemnél kaptak

ezzel a módszerrel. Mint látható, az 1 mg/l-es foszfor koncentráció megfelelő biztonsággal

tartható az ilyen vegyszeres foszfor eltávolítás esetén.

17. ábra: Szimultán foszforeltávolítással működő eleveniszapos szennyvíztisztító elfolyó vízében

mért foszfor-koncentráció gyakoriság görbéje.

3.2.2.4 Utókicsapatás

Az utólagos foszfor kicsapatás használata a kommunális szennyvizek tisztításánál

meglehetősen ritka. Ez három lépésből tevődik össze: vegyszer adagolás, vegyszer elkeverés,

és az iszap elválasztása a szennyvízből. Ezt gyakran egyetlen lépcsőbe koncentrálják (16. c)

ábra).

Leggyakrabban ilyenkor kalcium-sót, nevezetesen mész-hidrátot adagolnak a foszfát

kicsapatása érdekében. Rendszerint nincs semmilyen kapcsolat ennél a megoldásnál a

biológiai és kémiai foszforeltávolítás között, mivel az utóbbi egy teljesen elkülönített

folyamat. Ennek megfelelően, akkor érhetők el kis tisztított víz foszfor-koncentráció értékek,

amikor az utólagos fázisszétválasztás is megfelelő.

3.2.2.5 Szűrés

Abban az esetben, ha a tisztított elfolyó víz foszfát-koncentrációjára nagyon kis értékeket

követel meg a hatóság, vagy az előírások, további foszfor-eltávolítás is szükséges lehet. Ezt

általában vegyszeres koagulációval, flokkulációval és szűréssel lehet biztosítani. Az elfolyó

tisztított víz foszfor-koncentrációja ekkor rendszerint 0,5 mg/l alatt tartható.

3.2.3 Gyakorlati szempontok

3.2.3.1 A biológiai szennyvíztisztításra gyakorolt hatás

A fizikai-kémiai foszfor kicsapatás az előkicsapatásnál a vegyszer révén növeli az előülepítés

szerves anyag eltávolítását, s ilyen értelemben hat a biológiára. A szimultán kicsapatásnál

ezzel szemben az adott iszapkor fenntartásához szükséges iszap mennyiségét növeli a

rendszerben. Ennek megfelelően a következőket kell a tervezésnél és üzemeltetésnél

figyelembe venni:

1. A fém-hidroxidokkal történő foszfát kicsapatás eredményeként a keletkező iszap

mennyisége a biológiai szennyvíztisztítás során megnövekedik (lásd 3.3.2 alfejezet).

Ennek következményeként az iszapkor csökken. Ez gondot jelenthet a nitrifikációnál,

hiszen annál az oxikus iszapkort adott értéken kell tartani, hogy a nitrifikáló

mikroorganizmusok ne mosódjanak ki a szennyvíziszapból. A folyamat tervezésénél ez

azt jelenti, hogy meg kell növelni ilyen vegyszeres szimultán foszforkicsapatás esetében

az iszap tartózkodási idejét, ami vagy a reaktortérfogat növelésével, vagy az

iszapkoncentráció növelésével biztosítható.

Szerencsére a vas vagy alumínium adagolásakor a szimultán kicsapatásnál a keletkező

iszap idexe általában csökken, ülepedése javul. Az utóülepítőt illetően ez azt jelenti,

hogy nagyobb lebegőanyag- és folyadékterheléssel üzemeltethető az utóülepítő,

illetőleg magában az eleveniszapos medencében is megnövelhető az iszapkoncentráció.

Ez azt eredményezi, hogy általában ilyenkor mégsem szükséges megnövelni a

reaktortérfogatot.

2. A vegyszer adagolása az eleveniszapos tisztítás során ugyanakkor a nitrifikálók

aktivitásának a csökkenését eredményezheti a tapasztalatok alapján. Különösen vas(II)-

szulfát adagolása okoz nitrifikáció csökkenést. Ilyen esetre a nitrifikáció mintegy 35 %-

os csökkenését tapasztalták a korábbi vizsgálatok során (Höbel, 1991). Másrészről a

szimultán vegyszer-felhasználásnál a vas(III)-só (FeCl3) javíthatja a nitrifikációs

sebességet, mintegy 40 %-os mértékben.

Mint a 8. és 9. egyenletek alapján látható, a fémsók adagolása rendszerint csökkenti a

szennyvíz puffer-kapacitását, amely nitrifikációnál olyan mértékű pH csökkenést is

eredményezhet, hogy jelentősen fékezi a nitrifikációt. Az alkalinitás változása (ΔAlk)

a következő képlettel számolható:

ΔAlk = 0,11 SAl – 0,04 SFe2 – 0,06 SFe3 (10)

A gyakorlati tapasztalatok azt mutatták, hogy az alkalinitás egy szennyvíztisztítás során nem

csökkenhet olyan mértékben, hogy a tisztított elfolyó vízben annak értéke 1,5 mmol/l alá

kerüljön. Ez azért fontos, mert ha ilyen értékig csökken, előfordulhat, hogy a levegőztető

medencében, ahol a nitrifikáció a sav döntő részét termeli, a pH kritikus tartományba esik,

ami lefékezheti a nitrifikációt. Olyankor, ha lágy szennyvizek eleveniszapos nitrifikációjára,

denitrifikációjára kerül sor, meszet vagy nátrium-hidroxidot célszerű adagolni a vízhez, a

kívánt alkalinitás biztosítására.

3.2.3.2 Iszaphozam növekedés

A következő elméleti eszmefuttatás a többlet iszaptermeléssel kapcsolatosan az alumínium- és

vas-sók felhasználására szorítkozik, mint a leggyakrabban alkalmazott kicsapó-szerekre.

Feltételezhető, hogy az említett kicsapó-szerek a foszfát kicsapatása során olyan fém-

foszfátokat és fém-hidroxidokat képeznek, melyek a következő képletekkel jellemezhetők:

MePO4, valamint Me(OH)3. Ilyen csapadékok keletkezésére az iszaphozam növekedés igen

egyszerűen számítható.

A fajlagos iszapeltávolítás mértékét e –vel jelölve: E = (Po – Pe) / Po (11)

a relatív vegyszer-felesleg (β)a következőképpen adható meg:

a kicsapószer moláris dózisa (mól/l)

β = ----------------------------------------------------------- (12)

a kicsapandó foszfor mól-koncentrációja (mól/l)

A tisztítandó szennyvíz foszfor koncentrációjára vonatkozó iszaphozam növekedés:

ΔTS/Po = e · (fém-foszfát móltömege) / 31 + (β – e) (fém-hidrixid móltömege) / 31 (13)

A megfelelő fajlagos iszaphozamokat vas- és alumínium-sókkal történő foszforkicsapatás

esetére a 2. táblázat tartalmazza. A táblázatban található adatokat 90 %-os foszfor eltávolító

hatékonysággal, valamint 1,5 mólos vegyszer túladagolással számolták.

2. táblázat: A fizikai-kémiai foszfor-kicsapatásnál keletkező többlet iszaphozam fajlagos

értékei (Pöpel, 1995)

Vegyszerek Vonatkozási Képlet Átlagos körülményeknél számítható

alap iszaphozam növekedés (e=0,9; β=1,5)

P0-ra számolva Me dózisra számolva

(gTS/gP) (gTS/gMe)

Vas P0 ΔTS=1,42e+3,45 β 6,45

Me (adagolt) ΔTS=1,91e+0,788e/ β 2,39

Alumínium P0 ΔTS=1,42e+2,52 β 5,06

Me (adagolt) ΔTS=2,87e+1,63e/ β 3,87

A fém-foszfátok és hidroxidok mellett egyidejűleg a vegyszer a szerves kolloidok

koagulációját is eredményezi. A szerves anyag kicsapódása ebben az esetben attól függ, hogy

milyen mennyiségű szűrhető lebegőanyag érkezik a szennyvízzel a vegyszer adagolási

pontjához. A szimultán foszforkicsapatás esetén a szerves anyag eltávolításának mértéke

átlagosan mintegy 10 %-kal növekszik. Ezt a többlet mennyiséget figyelembe véve, az átlagos

iszaphozam növekedés (TS) a vegyszeres foszforkicsapatás esetén a következő:

Vas adagolásakor: Δ TS = 7,1 g TS / g P illetőleg Δ TS = 2,52 g TS / g Fe

Alumínium felhasználásánál: Δ TS = 5,57 g TS / g P illetőleg Δ TS = 4,26 g TS / g Al

Feltételezve, hogy naponta egy lakos többlet-foszfor kibocsátása körülbelül 1,3 g, amit

vegyszeresen kell eltávolítani, mivel csak a többit lehetett a biológiai szennyvíztisztítással

eltávolítani, a vegyszeres foszforkicsapatás eredményeként 9,2 vas 7,2 g iszapmennyiség

növekedés várható a tisztításnál a vegyszeres foszforkicsapatásból lakosonként naponta a vas,

illetőleg az alumínium adagolásnál. Az átlagos napi 35 g iszap szárazanyag / fő x d

mennyiséggel számolva, a szennyvíztisztításnál az iszaphozam növekedés 26, illetőleg 21 %

vas-, valamint alumínium-só felhasználásakor.

Weddi és Niedermeyer (1992) részletes laboratóriumi vizsgálatokat végeztek annak

megállapítására, hogy a vas és alumínium kicsapószereknél hogyan változik az iszaphozam.

Hasonló összefüggések alapján számították az elméleti iszaphozam növekedést. Adataik

alapján a vegyszerdózist és az iszaptermelést a 18. ábrának megfelelő értékekre kapták. Az

elméletileg számított iszaphozam szintén látható az ábrán, mégpedig 90 %-os

foszforeltávolítást számolva, és egyidejűleg 10 %-os szerves lebegőanyag együttes kicsapatást

feltételezve.

18. ábra: A számított illetőleg a laboratóriumi méréseknél kapott iszaphozam növekedés

összehasonlítása (Weddi és Niedermeyer, 1992)

Mint az ábra alapján látható, a laboratóriumban mért iszaphozam eredmények csak alig tértek

el az elméletileg számított értékektől, különösen a fajlagos vegyszerigénynél. Átlagos

körülményeknél vasnál a fajlagos iszaphozam növekedés 2,5-3 g iszap szárazanyag / g vas

értéknek adódott, amikor a vegyszerkicsapatást előkicsapatásként alkalmazták.

Alumíniummal ilyenkor a fajlagos értékek közelítőleg 4-5 g iszap szárazanyag / g Al.

Skandináviában, ahol a vegyszeres foszforkicsapatást nagyon széles körben alkalmazzák, de

általában nagyobb dózissal, hogy a lebegő szerves anyagnak is nagyobb részarányát

távolíthassák el az előkicsapatással, a fajlagos iszaphozamok lényegesen nagyobbak.

Odegaard és Karlsson (1997) részletes üzemi vizsgálataik alapján a nagy norvég

szennyvíztisztítókra mintegy 3,6 g összes iszap szárazanyag / g vas, és 7 g összes iszap

szárazanyag / g Al átlagos értékeket kaptak. Hasonló eredményeket kapott Balmeer (1994) a

svédországi szennyvíztisztítóknál. Óvatosan kell azonban ezeket az értékeket használni,

amikor a laboratóriumi fajlagosokkal hasonlítják össze, hiszen a felhasznált vegyszer is eltérő

hatóanyag tartalmú és szennyezettségű lehet, továbbá a szennyvízek maguk is eléggé eltérőek

ezekben az országokban az Európában átlagos szennyvizektől (pH, alkalinitás).

Abban az esetben, ha csak kémiai foszfor-eltávolítás történik a szennyvíztisztítás során, 6,5-8

g iszap szárazanyag /g P iszaphozam növekedés számolható vas, és 5-6,6 g iszap szárazanyag

/ g P alumínium felhasználásakor.

Jelölések jegyzéke

Alk alkalinitás ( mM )

ASM eleveniszapos tisztítás biokinetikai modelje

ATP adenozin-trifoszfát

stöchiometrikus arány (M Me / M P)

KOI kémiai oxigénigény (mg KOI / l)

KOIössz összes KOI (mg KOI / l)

e relatív foszforeltávolítás (-)

EBPR biológiai többletfoszfor eltávolítás

Kx eleveiszap kálium tartalma (mg K / g SS)

Mgx eleveiszap magnézium tartalma (mg Mg / g SS)

hidrol a hidrolizis hozam állandója (Ssb / KOItot)

NVS a lebegő anyag tartalam nem illó része (mg / l)

PE lakos egyenérték (60 g BOI5 / fő d)

Pössz összes foszfor koncentráció (mg / l)

Px az eleveniszap foszfor tartalma (mg P/ g SS)

SA rövid szénláncú, illó savak koncentrációja (mg KOI / l)

SAL alumínium koncentráció (mg Al / l)

Sbs biológiailag könnyen bontható tápanyag mg KOI / l)

SFe2 vas-II- koncentráció (mg Fe / l)

SFe3 vas-III- koncentráció (mg Fe / l)

SI inert oldott szerves anyag (mg KOI / l)

SS lebegőanyag koncentráció (mg / l)

TS összes oldott és lebegő anyag (mg / l)

UCD University of Cape Town eljárás

VD denitrifikációs térfogat (m3 )

VN nitrifikációs térfogat (m3 )

VSS a lebegőanyag tartalom illó része (mg /l )

X1 inert lebegőanyag koncentráció (mg KOI / l)

XPP0 polifoszfát koncentráció a foszforleadás előtt (mg P / l)

XS lebegőanyag koncentráció (mg KOI / l)

Irodalomjegyzék

ALARCON, G. O.(1961). Removal of Phosphorus from sewage. Thesis. The Johns Hopkins

University, Baltimore, MD, USA

ANDREASEN, K., PETERSEN,G., THOMSEN.H., STRUBE,R. (1997), Reduction of

nutrient emission by sludge hydrolisis, Water Sci. Technol. 35, 79-85.

Anonymous (1995). Vermehrte biologische Phosphorelimination in der Abwasserreinigung -

Abschlussbericht einesErfahrungsaustausches deutschsprachiger Hochschulen.

Mitteilungen der Oswald-Schulze-Stiftung. Heft 19. Gladbeck: Oswald-Schulze-

Stiftung.

ANTE, A., Hese,H., Voss,H. (1995). Mikrokinetisches dynamisches Modell der Bio-P.

Veröffentlichungen des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik

der Univerität Hannover, Heft 92. 15/1-15/21.

ARUN, V., MINO,T., MATSUO,T. (1988). Biological mechanism of acetate uptake mediated

by carbohydrate consumption in excess phsphorus removal systems, Water Res. 22.

565-570.

ARVIN, E. (1985). Biological removal of phosphorus from wastewater. CPR Crit. Rev.

Environ. Control 1. 25-64.

ARVIN, E., KRISTENSEN,G.H. (1985). Exchange of organics, phosphate and cations

between sludge and water in biological phpsphorus and nitrogen removal process.

Water Sci. Technol. 17. 147-162.

ASPERGEN, H. (1995). Evaluation of a high loaded activated sludge process for biological

phosphorus removal. Department of Water and Environmental Engineering. Lund

Institute if Technology/Lund University. Report 1004.

ATV (1989). Arbeitsbericht der ATV-Arbeitsgruppe 2. 6. 6: Biologische Phosphorentfernung.

Korrespondenz Abwasser 36. 337-348.

ATV(1992). ATV-Arbeitsblatt A 202: Verfahren zur Elimination von Phosphor aus

Abwasser. Hennef: Gesellschaft zur Förderung der Abwassertechnik e. V.

ATV (1994). Biologische Phosphorentfernung bei Belebungsanlagen. Merkblatt M 208.

Hennef: Gesellschaft zur Förderung der Abwassertechnik e.V.

AULING, G., PILZ,F., Busse,H.-J., KARRASCH,S., STREICHAN,M., SCHÖN,G. (1991).

Analysis of the polyphosphate accumulating microflora in phosphorus-eliminating

anaerobic. Aerobic activated sludge systems by using diaminopropane as a

biomarker for rapid estimation of Acinetobacter spp., Appl. Environ. Microbiol. 57.

3585-3592.

BALMÉR, P (1994). Chemical treatment – Consequences for sludge biosolids handling, in:

Chemical Water and Wastewater Treatment III (Klute, R. – Hahn, H.H. Eds.) pp.

319-327. Berlin, Heidelberg: Springer-Verlag

BARNARD, J. L. (1974). Cut P and N without chemicals. Water Wastes Eng. 11. 33-36.

BAUMANN, P., KRAUTH, K. H. (1991). Untersuchung der biologischen

Phosphatelimination bei gleichzeitiger Stickstoffelimination auf Kläranlage

Waiblingen. Korrespondenz Abwasser 38. 191-198.

BOND, P. L., HUGENHOLTZ, P., KELLER, J., BLACKALL, L. L. (1995). Bacterial

community structures of phosphate-removing and non-phosphate-removing activat4d

sludges from sequencing batch reactors. Appl. Environ. Microbiol. 61. 1910-1916.

BRODISCH, K. (1985). Zusammenwirken zweier Bakteriengruppen bei der biologischen

Phosphateliminierung.gwf - Wasser/Abwasser 126.237-240.

BUCHAN, L. (1983). Possible biological mechanism of phosphorus removal. Water Sci.

Technol. 15. 87-103.

CARLSSON, H. (1996). Biological Phosphorus abd nitrogen removal in a single sludge

system. Thesis. Dept. of Water and Environmental Ebgineering. Lund University,

Sweden.

CLOETE, T. E., STEYN, P. L. (1988). The role of Acinetobacter as a phosphorus removing

agent in activated sludge. Water Res. 22. 971-976.

COMEAU, Y., OLDHAM, W. K., HALL, K. J. (1986). Biological model for enhanced

biological Phosphorus removal. Water Res. 20. 1511-1521.

DEINEMA, M. H., HABITS, L.H. A., SCHOLTEN, A., TURKSTR, A. E., WEBERS, H. A.

A. M. (1980). The accumulation of polyphosphate in Acinetobacter sp., FEMS

Microbiol. Lett. 9. 275-279.

DEINEMA,M.H., VAN LOOSDRECHT,M., SCHOLTEN,A. (1985). Some Physiological

characteristics of Acinetobacter spp. Accumulating large amounts of phosphate.

Water Sci. Technol. 17. 119-125.

DRYDEN, F. D., STERN, G. (1968). Renovated waste water creates recreational lake.

Environ. Sci. Technol. 2. 268-278.

EKAMA, G. A., DOLD, P. L., MARAIS, G. V. R. (1986). Procedures for determining

influent COD fractions and the maximum specific growth rate of heterotrophs in

activated sludge systems. Water Sci. Technol. 18. 91-114.

FETTIG,J., MIETHE,M, KASSEBAUM, F(1996), Coagulation and precipitation by an

alkaline aluminium coagulant, Proc. 7th

Gothenburg Synposium, pp. 107-117.

Heidelberg: Springer-Verlag

FLORENTZ, M., GRANGER, P., HARTEMANN, P. (1984). Use of 31-P nuclear magnetic

resonance spectroscopy and electron micrpscopy to study phosphorus metabolism of

microorganisms from wastewater. Appl. Environ. Microbiol. 47. 519-525.

FUHS, G. W., CHEN, M. (1975). Mocrobiological basis of phosphate removal in the

activated sludge process for the treatment of wastewater. Microb. Evol. 2. 119-138.

FUKASE, T., SHIBATA, M., MIYAJI, Y. (1984). The role of an anaerobic stage on

biological phosphorus removal. Water Sci. Technol. 17. 69-80.

GARBER, W. F. (1972). Phosphorus Removal by Chemical and Biological Mechanisms.

Applications of New Concepts of Physical Chemical Wastewater Treatment.

Vanderbilt University Conf. 1972. Oxford: Pergamon Press.

GERBER, A., MOSTERT, E. S., WINTER, C. T., DE VILLIERS, R. H. (1986). The effect of

acetate and other short-chain carbon compounds on the kinetics of biological nutrient

removal. Water SA 12. 7-12.

GREENBER, A. E., LKEIN, G., KAUFMANN, W. J. (1955). Effect of phosphorus removal

on the activated sludge process. Sewage Ind. Wastes 27. 277.

HAROLD, F. M. (1966). Inorganic polyphosphates in biology: Structure, metabolism and

function. Bacteriol. Rev. 30. 772-794.

HASCOET, M. C., FLORENTZ, M. (1985). Influence of nitrate on biological phosphorus

removal from wastewaters. Water SA 11. 1-8.

HENZE, M., GUJER, W., MINO, T., MATSUO, T.,WENTZEL, M. C., MARAIS, G. V. R.

(1995a). Activated Sludge Model No. 2. IAWQ Scientific and Technical Reports.

No.3 .London: IAWQ.

HENZE, M., GUJER, W.,MINO, T., MATSUO, T.,WENTZEL, M. C., MARAIS, G. V. R.

(1995b). Wastewater and biomass characterization for he Activated Sludge Model

No. 2: Biological phosphorus removal. Water Sci. Technol. 31. 2. 13-23.

HENZE, M., HARREMOES, P., LA COUR, C., JANSEN, J., ARVIN, E. (1997). Wastewater

Treatment, Biological and Chemical Processes. P.95. Berlin, Heidelberg. New York:

Springer

HIRAISHI, A., MASAMUNE, K., KITAMURA, H. (1989). Characterization of the bacterial

population structure in an anaerobic-aerobic activated sludge system on the basis of

resporatory quinone profiles. Appl. Microbiol. 55. 897-901.

HULSBEEK, J. (1995). Bestimmung von Parametern zur Beschreibung der Prozesse bei der

biologischen Stickstoff- und Phosphoreliminierung. Veröffentlichungen des Institutes

für Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik der Universität Hannover, Heft 92,

12/1-12/20.

IWEMA, A., MEUNIER, P. (1985). Influence of nitrate on acetic acid induced biological

phosphate removal. Water Sci. Technol. 17. 289-294.

JARDIN, N. (1995). Untersuchungen zum Einfluss der erhöhten biologischen

Phosphorelimination auf die Phosphordynamik bei der Schlammbehandlung.

Schriftenreihe des Instituts für Wasserversorgung, Abwasserbeseitigung,

Abfalltechnik und Umwelt- und Raumplanung der TH Darmstadt, Vol. 87.

JARDIN, N., PÖPEL, H. J. (1994). Phosphate fixation in sludges from nhanced biological P-

removal during stabilization. in: Chemical Water and Wastewater Treatment III.

(KLUTE, R., HAHN, H. H., Eds.) 353-372. Berlin, Heidelberg: Springer-Verlag.

JARDIN, N., PÖPEL,H.J.(1996). Behavior of waste activated sludge from enhanced

biological phosphorus removal during sludge treatment. Water Environ. Res. 68.

965-973.

JÖNSSON, K., JOHANSSON, P., CHRISTENSSON, M., LEE, N., LIE, E., WELANDER, T.

H. (1996). Operational factors affecting enhanced biological phosphorus removal at

the waste water treatment plant in Helsingborg. Swede. Water Sci. Technol. 34. 1-2.

67-74.

KAMPFER, P., EISENTRäGER, A., HERGT, V., DOTT, W. (1990). Untersuchungen zur

bakteriellen Phosphatelim

inierung. I. Mitteilung: Bakterienflora und bakterielles Phosphatspeicherungsvermögen in

Abwasserreinigungsanlagen. Gwf-Wasser/Abwasser 131. 156-164.

KAPELLER, J., GUJER, W. (1992). Estimation of kinetic parameters of heterotrophic

biomass under aerobic conditions and charcterization of wastewater of activated

sludge modeling. Water Sci. Technol. 25. 125-139.

KERRN-JESPERSEN, J. P., HENZE, M. (1993). Biological phosphorus uptake under anoxic

and aerobic conditions. Water Res. 27. 617-624.

KORNBERG, A. (1995). Inorganic polyphosphate: toward making a forgotten polymer

unforgettable. J. Bacteriol. 177. 491-496.

KORTSTEE, G. J. J., APPELDOORN, K. J., BONTING, C. F. C., VAN NIEL, E. W. J.,

VAN VEEN, H. W. (1994) Biology of polyphosphate-accumulating bacteria

involved in enhanced biological phosphorus removal. FEMS Microbiol. Rev. 15.

137-153.

KRISTENSEN, G. H., JORGENSEN, P. E., HENZE, M. (1992). Characterization of

functional microorganisms group and substrate in for activated sludge and

wastewater by AUR, NUR and OUR. Water Sci. Technol. 25. 43-57.

KUBA,T., VAN LOOSDRECHT,M.C.M., HEIJNEN,J.J. (1996). Effect of cyclic oxygen

exosure on the activity of denitrifying phosphorus removing bacteria. Water Sci.

Tchnol. 34. 1-2. 33-40.

KUBA, T., VAN LOOSDRECHT, M. C. M., BRANDSE, F., HEIJNEN, J. J. (1997).

Occurrence of denitrifying phosphorus removing bacteria in modified UCT-type

wastewater treatment plants. Water Res. 31. 777-787.

KULAEV, I. S., VAGABOV, V. M. (1983). Polyphosphate metabolism in microorganisms.

Adv. Microbiol. Physiol. 24. 83-171.

LEMMER, H. (1985). Wachtumsverhalten von Actinomyceten (Nocardia) in Kläranlagen mit

Schwimmschlammproblemen. Korrespondenz Abwasser 32, 965-971.

LEVIN, G. V., SHAPIRO, J. (1965). Metabolic uptake of phosphorus by wastewater

organisms. J . Water Pollut. Control Fed. 37. 800-821.

LÖTTER,L.H., Murphy,M. (1985). The identification of heterotrophic bacteria in an activated

sludge plant with particular reference to polyphosphate accumulation. Water SA 11,

179-184.

LÖTTER, L. H., VAN DER MERWE, E. H. M. (1987). The activities of some fermentation

enzymes in activated sludge and their relationship to enhanced phosphorus removal.

Water Res. 21. 1307-1310.

MARAIS, G.V.R., LOEWENTHAL, R.E., SIEBRITZ, I.P. (1983). Observations supporting

phosphate removal by biological excess uptake. A review. Water Sci. Technol. 15.

15-41.

MATSUO, T., MINO, T., SATO, H. (1991). Metabolism of organic substances in anaerobic

phase of biological phosphate uptrake process. Water Sci. Technol. 25. 6. 83-92.

McCLINTOCK, S. A., PATTARKINE, V. M., RANDALL, C. W. (1992). Comparison of

yields and decay rates for a biological nutrient removal process and a conventional

activated sludge process, Water Sci. Technol. 26. 2196-2198.

MEGANCK, M. T. J., FAUP, G. M. (1988). Enhanced biological phosphorus removal from

waste waters. Biotreatment Syst. 3. 111-204.

MILBURY, W. F., McCAULY, D., HAWTHORNE, C. H. (1971) Operation of conventional

activated sludge for maximum phosphorus removal. J. Water Pollut. Control. Fed.

43. 1890-1901.

MINO, T., KAWAKAMI, T., MATSUO, T. (1984). Location of phosphorus in activated

sludge and function of intracellular phosphates in biological phosphorus removal

process. Water Sci. Technol. 17. 93-106.

MINO, T., ARUN, V., Tsuzuki, Y., MATSUO, T. (1987). Effect of phosphorus accumulation

on acetate metabolism in the biological phosphorus removal process. Advances in

Water Pollution Control. Vol. 4 (RAMADORI, R., Ed.). pp. 27-38. Oxford:

Pergamon Press.

MINO, T., SATOH, H., MATUO, T. (1994). Metabolism of different bacterial populations in

enhanced biological phosphate removal processes. Water Sci. Technol. 29. 67-70.

MOSTERT, E. S., GERBER, A., VAN RIET, C. J. J. (1988). Fatty acid utilization by sludge

from full-scale nutrient removal plants. with special reference to the role of nitrate.

Water SA 14. 179-184.

MURAKAMI, T., KOIKE, S., TANIGUCHI, N., ESUMI, H. (1987). Influence of return of

flow phosphorus load on performance of the biological phosphorus removal process.

In: Biological Phosphate Removal from Wastewaters (Ramadori, R., Ed.) pp 237-

247. Oxford: Pergamon Press

NAKAMURA, K., MASUDA, K., MIKAMI, E. (1991) Isolation of a new type of

polyphosphate-accumulating bacterium and its phosphate removal characteristics. J.

Ferment. Bioeng. 71. 259-264.

NAKAMURA, K., HIRAISHI, A., YOSHIMI, Y., KAWAHARASAKI, N., MASUDA, K.,

KAMAGATA, Y. (1995) Microlunatus phosphorus gen. nov., sp. nov., a new gram-

positive polyphosphate-accumulating bacterium isolated from activated sludge. Int.

J. Syst. Bacteriol. 45. 17-22.

NESBITT, J. B. (1969). Phosphorus removal, the state of th art. J. Walter Pollut. Control Fed.

41. 701-713.

NICHOLLS, H. A., OSBORN,D. W. (1979). Bacterial Stress, a prerequisite for biological

removal os phosphorus. J. Walter Pollut. Control Fed. 51. 557-569.

ODEGAARD, H , KARLSSON,I(1994) Chemical wastewater treatment – value for money, in

Chemical Water and Wastewater Treatment III (Klute, R. – Hahn, H.H. Eds.) pp.

191-209. Berlin, Heidelberg: Springer-Verlag

PITMAN. A. R. (1995). Practical experiences with biological nutrient removal on full-scale

wastewater treatment plants in South Africa. Veröffentlichungen des Institutes für

Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik der Universität Hannover, Heft 92. 6/1-

6/21.

PITMAN, A. R., DEACON, S. L., ALEXANDER, W. V. (1991). The thickening and

treatment of sewage sludges to minimize phosphorus release. Water Res. 25. 1285-

1294.

PÖPEL,H.J.(1995), Schlammanfall bei der chemisch-hhysikalischen Phosphorelimination, pp

17-30. Schriftenreihe des Instituts für Wasserversorgung, Abwasserbeseitigung,

Abfalltechnik und Umwelt- und Raumplanung der TH Darmstadt, Vol. 84.

PÖPEL, H. J., JARDIN, N. (1993). Influence of enhanced biological phosphorus removal on

sludge treatment. Water Sci. Technol. 28. 1. 263-271.

PROHASKA BRINCH. P., RINDEL, K., KALB, K. (1994). Upgrading to nutrient removal

by means of internal carbon from sludge hydrolysis. Water Sci. Technol. 29. (12) 31-

40.

RANDALL, C. W., BRANNAN, K. P., BENEFIELD, L. D. (1987). Factors Affeting

Anaerobic Stabilizatiopn during Biological Phosphorus Removal. in: Biological

Phosphate Removal from Wastewaters. Proc. IAWPRC Specialized Conf.

(RAMADORI, R., Ed.), held in Rome. Italy. 28-30 September 1987. pp. 111-122.

RENSINK,J.H.,DONKER,H.J.G.W.,SIMONSW,T.S.J.(1986).Biologische Phosphor-

elimination bei niedrigen Schlammbelastungen. Gwf-Wasser/Abwasser 127. 449-

453.

SATOH, H., MINO, T., MATSUO, T. (1992). Uptake of organic substrates and accumulation

of poly-hydroxyalkanoates linked with glycolysis of intracellular carbohydrates

under anaerobic conditions in the biological excess phosphate removal processes.

Water Sci. Technol. 26. 933-942.

SCHAAK, F., BOSCHET, A. F., CHEVALIER, D., KERLAIN, F., SENELIER, Y. (1985).

Efficiency of exiting biological treatment plants againts phosphorus pollution. Tech.

Sci. Municip. 80. 173-181.

SCHLEGEL, S. (1989). Untersuchungen zur Versäuerung des Vorklärschlammes mit dem

Ziel einer besseren P-Elimination. pp. 77-88. Schriftenreihe des Instituts für

Siedlungs-wasserwirtschaft der TU Braunschweig. Heft 47.

SCHÖN, G. (1996). Polyphosphatsspeichernde Bakterien und weitergehende biologische

Phosphorentfernung in Kläranlagen, in: Ökologie des Abwassers (LEMMER et al.,

Eds.) Berlin: Springer-Verlag.

SCHÖN, G., STREICHAN, M. (1989). Anoxische Phosphataufnahme und Phosphatabgabe

durch belebten Schlamm aus Kläranlagen mit biologischer Phosphorentfernung. gwf-

Wasser/Abwasser 130. 67-72.

SCHÖN, G., GEYWITZ-HETZ, S., VALTA, A. (1993). Weitergehende biologische

Phosphorentfernung und organische Reservestoffe im belebten Schlamm, in:

Biologische Phosphoreliminierung aus Abwässern. Kolloquium an der TU Berlin,

27./28. 9. 1993.pp.181-194. Schriftenreihe Biologische Abwasserreinigung der

Technischen Universität Berlin.

SCHÖNBERGER, R. (1990). Optimierung der biologischen Phosphorelimination beider

kommunalen Abwasserreinigung. P.93. Berichte aus Wassergütewirtschaft und

Gesundheitsingenieurwesen. TU München.

SCHÖNBORN, W. (1986). Historical developments and ecological fundamentals, in:

Biotechnology. 1st Edn., Vol.8 (REHM, H.-J., REED, G., Eds.). pp.3-42. Weinheim:

VCH.

SEN, D., RANDALL, C. W. (1988). Factors controlling the recycle of phosphorus from

anaerobic digesters sequencing biological phosphorus removal systems. Hazard. Ind.

Waste 20. 286-298.

SEYFRIED, C. F., HARTWIG, P. (1991). Grosstechnosche Betriebserfahrungen mit der

biologischen Phosphorelimination in den Klärwerken Hildesheim und Husum.

Korrespondenz Abwasser 38. 185-191.

SEYFRIED, C. F., SCHEER, H. (1995). Bio-P in Deutschland. Veröffentlichungen des

Institutes für Siedlungswarrwewirtschaft ubd Abfalltechnik der Univeristät

Hannover. Heft 92.9/1-9/26.

SRINATH, E. G., SASTRY, C. A., PILLAI, S. C. (1959). Rapid removal of phosphorus from

sewage by activated sludge. Experienta 15. 339-340.

STEPHENSON, T. (1987). Acinetobacter: 1st role in biological phosphate removal, in:

Biological phosphate removal from Wastewaters. Advances in Water Pollution

Control. Vol. 4 (RAMADORI, R., Ed.). pp. 313-316. Oxford: Pergamon Press.

STREICHAN, M., SCHÖN, G. (1991). Periplasmic and intracytoplasmic polyphosphate and

easily washable phosphate in pure cultures of sewage bacteria. Water Res. 25. 9-13.

STREICHAN, M., GOLECKI,J. R., SCHÖN, G. (1990). Polyphosphate-accumulating

bacteria from sewage plants with different processes for biological phosphorus

removal. FEMS Microbiol. Ecol. 73. 113-124.

SURESH, N., WARBURG, R., TIMMERMANN, M., WELLS, J., COCCIA, M. et al. (1985).

New strategies for the isolation of microorganisms responsible for phosphate

accumulation. Water Sci. Technol. 17. 99-111.

TEICHFISCHER, T. (1995). Möglichkeiten zur Stabilisierung des Bio-P Prozesses,

Veröffentlichungen des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik

der Universität Hannover, Heft 92. 20/1-20/20.

URBAIN, V., MANEM, J., FASS, S., BLOCK, J.- C. (1997). Potential of in situ volatile fatty

acids production as carbon source for denitrification. Proc. 70th

WEFTEC Conf. Vol.

1. Part II.pp.333-339. Water Environment Federation. Alexandria, VA.

VACKER, D., CONNELL, C. H., WELLS, W. N. (1967). Phosphate removal through

municipal wastewatetr treatment at San Antonio. Texas. J. W P C F. 39. 750-771.

VAN LOOSDRECHT, M. C. M., HOOIJMANS, C. M., BRDJANOVIC, D., HEIJNEN, J. J.

(1997). Biological phosphate removal processes. Appl. Microbiol. Biotechnol. 48.

289-296.

WAGNER, M., ERHART, R., MANZ, W., AMANN, R., LEMMER, H., WEDI, D.,

SCHLEIFER, K.- H. (1994). Development of an rRNA-targeted oligonucleotide

probe specific for the genus Acinetobacter and its application for in situ monitoring

in activated sludge. Appl. Environ. Microbiol. 60. 792-800.

WEDI,D NIEDERMEYER, R.(1992), Berechnungs vorschlag zur Phosphorfallung aus

Kommunalen Abwassern mit sauren Metallsalzen, gwf-Wasser/Abwasser 133. pp.

557-566.

WENTZEL, M. C., DOLD, P. L., EKAMA, G. A., MARAIS, G. V. R. (1985). Kinetics of

biological phosphorus release. Water Sci. Technol. 17. 57-71.

WENTZEL, M. C., LÖTTER, L. H., LOEWENTHAL, R. E., MARAIS, G. V. R. (1986).

Metabolic behavior of Acinetobacter spp. In enhanced biological phosphorus

removal - a biochemical model. Water SA 12. 209-224.

WENTZEL, M. C., EKAMA, G. A., DOLD, P. L., MARAIS, G. V. R. (1990). Biological

phosphorus removal - steady state process design. Water SA 16. 1. 29-48.

WENTZEL, M. C., LÖTTER, L. H., EKAMA, G. A., LOEWENTHAL, R. E., MARAIS, G.

V. R. (1991). Evaluation of biochemical models for biological excess phosphorus

removal. Water Sci. Technol. 23. 567-576.

WENTZEL, M. C., EKAMA, G. A., MARAIS, G. V. R. (1992). Processes and modelling of

nitrification denitrification biological excess phosphorus rekmoval systems - a

Review, Water Sci. Technol. 25. 59-82.

WILD, D., KISLIAKOVA, A., SIEGRIST, M. S. (1996). D-fixation by Mg, Ca and zeolite a

during stabilization of excess sludge from enhenced biological P-removal. Water Sci.

Technol. 34. (1-2) 391-398.

WITT, P. CH. (1997). Untersuchungen und Modellierungen der biologischen

Phosphatelimination in Kläranlagen, Schriftenreihe des Instituts für

Siedlungswasserwirtschaft der Universität Karlsruhe, Vol. 81.

WITT, P. CH., HAHN, H. H. (1995). Bio-P und Chem-P: Neue Erkenntnisse und

Versuchsergebnisse. Veröffentlichungen des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft

und Abfalltechnik der Universität Hannover, Heft 92. 5/1-5/23.

YALL, I., BOUGHTON, W. H., KNUDSON, C., SINCLAIR, N. A. (1970). Biological

uptake of phosphorus by activated sludge. Appl. Microbiol. 20. 145-150.