Dr_Burica_2004

UNIVERZA V LJUBLJANI

BIOTEHNIŠKA FAKULTETA

INTERDISCIPLINARNI PODIPLOMSKI ŠTUDIJ BIOTEHNOLOGIJE

Olga BURICA

OPTIMIZACIJA

BIOPROCESA �IŠ�ENJA ODPADNE VODE Z

IMOBILIZIRANO BIOKULTURO

Doktorska disertacija

BIOPROCESS OPTIMISATION OF WASTEWATER TREATMENT WITH

IMMOBILIZED CULTURE

Doctoral Dissertation

Ljubljana, 2004

Burica O. Optimizacija bioprocesa �iš�enja odpadne vode z imobilizirano biokulturo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, Interdisciplinarni podiplomski študij biotehnologije, 2003.

II

Delo in poskusi so bili izvedeni na Centralni �istilni napravi Domžale-Kamnik d.o.o.,

Domžale; na Biotehniški fakulteti v Ljubljani, na Oddelku za živilstvo, na Katedri za

biotehnologijo; na Medicinski fakulteti v Ljubljani, na Inštitutu za biologijo �loveka

in na Inštitutu Jožef Stefan v Ljubljani.

Na podlagi sklepa Senata Biotehniške fakultete in sklepa Senata Univerze z dne

19.12.2000 je dekan Biotehniške fakultete izdal Odlo�bo o temi in za mentorja

imenoval prof. dr. Petra Rasporja.

Mentor: prof.dr. Peter Raspor

Komisija za zagovor:

Predsednik: prof.dr. Marija Zelenik-Blatnik

�lan: prof.dr. Peter Raspor

�lan: prof.dr. Aleksander Pavko

Datum zagovora: 2004-03-09

Delo je rezultat lastnega raziskovalnega dela.

Olga Burica


III

KLJU�NA DOKUMENTACIJSKA INFORMACIJA

ŠD Dd DK UDK 628.35:579.66:66.01(043)=863 KG odpadna voda / biološko �iš�enje / imobilizirana biokultura / kemijsko inženirstvo / optimizacija procesa / simulacija / matemati�ni model / specifi�na hitrost rasti biokulture / encimska aktivnost / inhibicija / nitrat reduktaza / vodotopni proteini (SDS_PAGE) / IEF / AV BURICA, Olga, univ.dipl.biol., mag.živil.tehnol.znanosti SA RASPOR, Peter (mentor) KZ SI- 1000 Ljubljana, Jamnikarjeva 101 ZA Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, Interdisciplinarni podiplomaski študij biotehnologije LI 2003 IN OPTIMIZACIJA BIOPROCESA �IŠ�ENJA ODPADNE VODE Z IMOBILIZIRANO BIOKULTURO TD Doktorska disertacija OP XXIII, 140 str., 74 sl., 22 pregl., 24 pril., 10 str.vir. IJ sl Ji sl/en AI V delu obravnavamo razvoj in aplikacijo tehnologije �iš�enja z imobilizirano biokulturo heterotrofnih in avtotrofnih mikroorganizmov, ki bo na obstoje�i �istilni napravi omogo�ila u�inkovito odstranjevanje predvsem dušikovih snovi iz odpadne vode, ki jo sestavlja komunalna in težje razgradljiva tehnološka odpadna voda. Obnašanje biokulture, predvsem nitrifikacijskih populacij, smo testirali s standardizirano in realno odpadno vodo pri selektivnih dejavnikih okolja (npr. hidravli�ni zadrževalni �as, temperatura) s standardizirano odpadno vodo in z doto�no odpadno vodo v eksperimentalnih pilotnih napravah z volumnom 15 litrov in 500 m3. Z diskontinuirnimi in kontinuirnimi poskusi na laboratorijski pilotni napravi smo dolo�ili možno vrednost odstranitve skupnega dušika od 80,3 do 67 % in izmerili vrednosti odstranitve amonijskega dušika od 99 do 87 % glede na HRT, kar pomeni hitrost nitrifikacije okoli 300 g/(m3*dan) N-Kjeldahl. Na industrijski pilotni napravi z realno odpadno vodo so bile vrednosti za skupni dušik dosežene pri�akovano nižje zaradi vpliva zimske temperature od 65,6 % do 60,6 % in za amonijski dušik od 97,1 do 89,4 % in smo izmerili hitrost nitrifikacije okoli 170 g/(m3*dan) N-Kjeldahl pri notranjem povratnem toku 210-300 %. Simulacija optimizacije z matemati�nim modelom je dala naslednje rezultate: pri vhodni bremenitvi z N-NH4

+ 52 mg/l, T=<12oC in 8 mg/l kisika v aerobnem bioreaktorju dosežemo mejno vrednost koncentracije za amonijski dušik (<10 mg/l) pri HRT 8,6 ur in ciljno optimizacijsko vrednost pod 5 mg/l N-NH4

+ pri HRT 9,6 ure. Strukturo imobilizirane nitrifikacijske in denitrifikacijske biokulture smo analizirali z dolo�itvijo vsebnosti vodotopnih proteinov (od 100 do 400 mg/l) in molekulsko maso frakcij biofilma aerobnega bioreaktorja (od 3,1 do 98 kDa) in za biofilm mikroaerofilnega bioreaktorja (od 3,3 do 104 kDa). Na osnovi vseh rezultatov z gotovostjo pri�akujemo, da bo predvidena rekonstrukcija naprave z imobilizirano biokulturo dosegla ciljne vrednosti projekta tako kot je doseženo v optimizaciji bioprocesa in sicer pod 5 mg/l amonijskega dušika.


IV

KEY WORDS DOCUMENTATION DN Dd DC UDC 628.35:579.66:66.01(043)=863 CX wastewater / biological treatment / immobilised bioculture / chemical engineering / process optimisation / simulation /mathematical model / specific growth rate of bioculture / enzymatic activity / inhibition / nitrate reductase / water soluble proteins (SDS_PAGE) / IEF / AV BURICA, Olga SA RASPOR, Peter (supervisor) KZ SI- 1000 Ljubljana, Jamnikarjeva 101 ZA University of Ljubljana, Biotehnical Faculty, Interdisciplinary Postgraduate Study in Biotechnology LI 2004 IN BIOPROCESS OPTIMISATION OF WASTEWATER TREATMENT WITH IMMOBILIZED CULTURE TD Doctoral Dissertation OP XXIII, 140 p., 74 fig., 22 tab., 24 ann., 10 p.ref. IJ sl Ji sl/en AI The study presented deals with the development and application of wastewater treatment technology using an immobilised bioculture of heterotrophic and autotrophic microorganisms to enable efficient removal of nitrogen compounds in particular from the watewater of an existing wastewater treatment plant (WWTP) consisting of municipal and difficultly degradable technological wastewater. The behaviour of the bioculture, especially of nitrifiers, was tested using standard and real wastewater under selective environmental conditions (hydraulic retention time, temperature) using standardised and real influent wastewater. The experiments were performed in two experimental pilot plants (volumes of 15 l and 500 m3). Through continuous and batch experiments on the laboratory pilot plant we determined possible values of total nitrogen elimination from 80.3 % to 67.0 % and measured values of ammonia nitrogen removal in the range from 99.3 % to 87.0 %, dependent on HRT, which represent nitrification rates of about 300 g/(m3*day) N-Kjeldahl. In the industrial pilot plant using real wastewater the values for total nitrogen, as expected, were lower due to the strong influence of winter temperature and were from 65.6 % to 60.6 % and for ammonia nitrogen from 97.1 % to 89.4 %, with a nitrification rate of about 170 g/(m3*day) of N-Kjeldahl with internal recycling of 210-300 %. For simulation of optimisation a mathematical model was used and it was calculated that at an influent ammonia loading of 52 mg/l, a temperature lower than 12 oC and a dissolved oxygen concentration of 8 mg/l, in the aerobic bioreactor a limit value under 10 mg/l was reached at an HRT of 8.6 hours and the target optimal value of under 5 mg/l of ammonia nitrogen was reached at an HRT of 9.6 hours. The structure of the immobilised culture of nitrifiers and denitrifiers was analysed by determination of water soluble proteins (from 100 to 400 mg/l) and the molecular mass of protein fractions in the biofilm of aerobic bioreactor (from 3,1 to 98 kDa) and in the biofilm of anoxic bioreactor (from 3,3 to 104 kDa). On the basis of these results we expect that the foreseen reconstruction of WWTP using immobilised bioculture can reach the target project values as reached in the process optimisation which is under 5 mg/l of ammonia nitrogen in the effluent.


V

KAZALO VSEBINE

1 UVOD IN NAMEN DELA ..................................................................................1

2 PREGLED OBJAV..............................................................................................3

2.1 BIOLOŠKI PROCESI V OKOLJU...............................................................5

2.2 MIKROORGANIZMI ...................................................................................6

2.3 RAST MIKROORGANIZMOV....................................................................8

2.4 NUTRIENTI IN NJIHOV VPLIV NA OKOLJE.........................................8

2.5 DUŠIKOVE SPOJINE V ODPADNI VODI.................................................8

2.6 PROCESI METABOLIZMA DUŠIKA: .....................................................11

2.6.1 Nitrifikacija ........................................................................................11

2.6.2 Denitrifikacija ....................................................................................13

2.7 BIOREAKTORJI.........................................................................................15

2.7.1 Pove�evalni kriterij pri na�rtovanju �istilnih naprav ....................16

2.8 BIOFILM .....................................................................................................16

2.8.1 Definicija biofilma..............................................................................16

2.8.2 Imobilizacijske tehnike v procesu �iš�enja odpadne vode .............18

2.8.3 Polietilenski nosilci biofilma MBBR in tehnološke izkušnje z

njihovo uporabo .................................................................................................21

2.8.4 Transportni pojavi v biofilmu...........................................................22

2.8.5 Modeli biofilma ..................................................................................23

2.8.6 Proteini mikroorganizmov biofilma.................................................25

3 MATERIAL IN METODE ...............................................................................29

3.1 CILJI RAZISKOVANJA IN POSTAVITEV DELOVNIH HIPOTEZ .....29

3.2 NAPRAVE...................................................................................................31

3.2.1 Pilotne naprave...................................................................................31

3.2.1.1 Laboratorijska pilotna naprava ........................................................31

3.2.1.2 Industrijska pilotna naprava.............................................................32

3.3 MATERIAL.................................................................................................35

3.3.1 Nosilni elementi imobilizirane biokulture .......................................35

3.3.2 Substrat...............................................................................................36

3.3.2.1 Standardizirana odpadna voda .........................................................36

3.3.2.2 Posedena odpadna voda ...................................................................38


VI

3.3.3 Aktivna biokultura.............................................................................38

3.4 ANALIZNE METODE................................................................................39

3.4.1 Fizikalne in kemijske metode............................................................40

3.4.1.1 Meritev temperature.........................................................................40

3.4.1.2 Meritev pH.......................................................................................40

3.4.1.3 Dolo�anje koncentracije raztopljenega kisika .................................40

3.4.1.4 Dolo�anje kemijske potrebe po kisiku.............................................41

3.4.1.5 Dolo�anje biokemijske potrebe po kisiku........................................41

3.4.1.6 Dolo�anje nitratnega dušika.............................................................42

3.4.1.7 Dolo�anje nitritnega dušika .............................................................42

3.4.1.8 Dolo�anje dušika po Kjeldahlu........................................................42

3.4.1.9 Dolo�anje amonijskega dušika ........................................................43

3.4.1.10 Dolo�anje celotnega fosforja ......................................................43

3.4.2 Biokemijske metode ...........................................................................43

3.4.2.1 Izolacija proteinov v vodotopnem ekstraktu....................................43

3.4.2.2 SDS elektroforeza ............................................................................44

3.4.2.3 Kolonska kromatografija na CIM disku ..........................................45

3.4.2.4 Izoelektri�no fokusiranje (IEF)........................................................45

3.4.2.5 Dolo�anje aktivnosti nitrat reduktaze (NR) .....................................46

3.4.3 Dolo�itev kineti�nih in stehiometrijskih parametrov .....................47

3.4.3.1 Hitrost nitrifikacije...........................................................................47

3.4.3.2 Hitrost denitrifikacije .......................................................................47

3.4.3.3 Celi�ni doprinos ...............................................................................48

3.4.3.4 Specifi�na hitrost rasti heterotrofnih mikroorganizmov ..................49

3.4.3.5 Specifi�na hitrost rasti avtotrofnih mikroorganizmov .....................50

3.4.3.6 Odmiranje mikroorganizmov...........................................................50

3.4.4 Kontinuirne in delno kontinuirne meritve (sprotne meritve)........51

3.4.4.1 Dolo�anje celotnega dušika .............................................................51

3.4.4.2 Dolo�anje amonijskega dušika ........................................................51

3.4.4.3 Inhibicija nitrifikacije.......................................................................51

3.4.5 Matemati�ni model ............................................................................52

3.4.6 Izra�uni ...............................................................................................54

4 REZULTATI IN DISKUSIJA ..........................................................................58


VII

4.1 OBRATOVANJE LABORATORIJSKE IN INDUSTRIJSKE PILOTNE

NAPRAVE Z IMOBILIZIRANO BIOKULTURO.................................................58

4.1.1 Laboratorijska pilotna naprava .......................................................58

4.1.2 Industrijska pilotna naprava ............................................................61

4.2 PRIMERJAVA OBRATOVANJA LABORATORIJSKE IN

INDUSTRIJSKE PILOTNE NAPRAVE ................................................................65

4.2.1 Hitrost nitrifikacije ............................................................................66

4.2.2 Hitrost denitrifikacije ........................................................................68

4.3 PRIKAZ VPLIVA POSAMEZNIH PARAMETROV NA

ODSTRANJEVANJE DUŠIKOVIH SPOJIN V INDUSTRIJSKI PILOTNI

NAPRAVI................................................................................................................70

4.3.1 Nihanja vhodne bremenitve in temperature ...................................71

4.3.2 Nihanje koncentracije raztopljenega kisika ....................................72

4.3.3 Vpliv inhibitornih snovi.....................................................................73

4.4 DOLO�ITEV KINETI�NIH IN STEHIOMETRIJSKIH PARAMETROV

NA BIOKULTURI IZ INDUSTRIJSKE IN LABORATORIJSKE PILOTNE

NAPRAVE...............................................................................................................74

4.4.1 Dolo�itev celi�nega doprinosa heterotrofne biokulture

mikroaerofilnega bioreaktorja .........................................................................74

4.4.2 Dolo�itev specifi�ne hitrosti rasti heterotrofnih bakterij ...............75

4.4.3 Dolo�itev specifi�ne hitrosti rasti avtotrofnih bakterij...................77

4.4.4 Odmiranje heterotrofnih bakterij ....................................................77

4.4.5 Pregled kineti�nih in stehiometrijskih vrednosti ............................78

4.5 OPTIMIZIRANJE BIOPROCESA �IŠ�ENJA ODPADNE VODE Z

IMOBILIZIRANO BIOKULTURO........................................................................79

4.5.1 Bremenitev pilotne naprave ..............................................................80

4.5.2 Pretok notranjega povratnega toka .................................................82

4.5.3 Koncentracija raztopljenega kisika v aerobnem bioreaktorju......83

4.5.4 Koncentracija aktivne biokulture ....................................................84

4.6 MATEMATI�NI MODEL INDUSTRIJSKE PILOTNE NAPRAVE........84

4.6.1 Simulacija z matemati�nim modelom s podatki laboratorijskih

meritev… ............................................................................................................84


VIII

4.6.2 Simulacija s podatki iz sprotnih meritev z matemati�nim

modelom ……………..........................................................................................86

4.6.3 Simulacija delovanja industrijske pilotne naprave pri razli�nih

obratovalnih pogojih..........................................................................................88

4.6.3.1 Zadrževalni �as ................................................................................89

4.6.3.2 Temperatura odpadne vode..............................................................92

4.6.3.3 Koncentracija kisika.........................................................................93

4.7 DOLO�ITEV ENCIMSKE AKTIVNOSTI ENCIMA NITRAT

REDUKTAZE..........................................................................................................95

4.7.1 Diskontinuirni poskus denitrifikacije ob dodatku cianida ............95

4.7.2 Gibanje aktivnosti encima nitrat reduktaze v mikroaerofilnem

bioreaktorju industrijske pilotne naprave ......................................................99

4.7.2.1 Prvi aerobni bioreaktor industrijske pilotne naprave .....................102

4.7.2.2 Prvi mikroaerofilni bioreaktor industrijske pilotne naprave..........103

4.7.3 Primerjava analiznih rezultatov v aerobnem in mikroaerofilnem

bioreaktorju......................................................................................................104

4.8 PROTEINI .................................................................................................104

4.8.1 Dolo�itev sušine biofilma in deleža proteinov ...............................104

4.8.2 Lo�be vodotopnih proteinov s kolonsko kromatografijo na CIM

disku….. ............................................................................................................106

4.8.3 Dolo�itev molekulskih mas..............................................................108

4.8.4 Preparativno izoelektri�no fokusiranje .........................................110

4.8.5 Izoelektri�ne to�ke proteinskih frakcij v biofilmu aerobnega in

mikroaerofilnega bioreaktorja .......................................................................112

4.8.6 Dolo�anje izoelektri�ne to�ke (pI) encimu nitrat reduktazi (NR) in

NADH-dehidrogenazi ......................................................................................112

4.8.7 Lo�be encimov s SDS elektroforezo na poliakrilamidnem gelu ..113

4.8.7.1 Analiza proteinske sestave, NR in NADH-dehidrogenaze v

industrijski pilotni napravi (v aerobnem bioreaktorju) ..................................114

4.8.7.2 Proteinska sestava, NR in NADH-dehidrogenaza biofilma

mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave ..........................115


laboratorijski pilotni napravi (aerobnem bioreaktorju)..................................116


IX


laboratorijski pilotni napravi (mikroaerofilni bioreaktor)..............................117

5 RAZPRAVA IN SKLEPI ................................................................................119

5.1 RAZPRAVA..............................................................................................119

5.2 SKLEPI ......................................................................................................127

6 POVZETEK .....................................................................................................128

7 VIRI...................................................................................................................130

ZAHVALA................................................................................................................141

PRILOGE .................................................................................................................142


X

KAZALO PREGLEDNIC

Preglednica 1: Zakonsko dovoljene vrednosti dušikovih spojin v �iš�eni vodi

komunalnih naprav - MVK (Henze in sod., 1995). ...............................................9 Preglednica 2: Odstranjevanje dušika v obi�ajnih dvostopenjskih �istilnih napravah

(Kappeler in Gujer, 1992). ...................................................................................10 Preglednica 3: Deleži skupnega Kjeldahlovega dušika (N-Kjel) v iztoku (Orhon in

Artan, 1994). ........................................................................................................10 Preglednica 4: Primeri bioreaktorjev z imobilizirano biokulturo. ...............................20 Preglednica 5: Encimi, ki katalizirajo klju�ne reakcije dušikovega cikla (Strous, 2000;

Prin�i�, 2001). ......................................................................................................27 Preglednica 6: Zna�ilnosti nosilcev imobilizirane biokulture »Kaldnes«. ..................35 Preglednica 7: Sestava standardizirne odpadne vode. .................................................37 Preglednica 8: Izra�unane vrednosti KPK, N-Kjeldahl, N-NH4

+ in N-organskega za pripravljeno odpadno vodo. .................................................................................37

Preglednica 9: Srednja vrednost, standardni odmik, 85 percentil, maskimalna in minimalna vrednost analiznih parametrov surove odpadne vode........................38

Preglednica 10. Sestava standardne mešanice proteinov (LC 5677). ..........................45 Preglednica 11: �asovni potek laboratorijskih pilotnih poskusov, pretok na dotoku in

skupni hidravli�ni zadrževalni �as. ......................................................................58 Preglednica 12: Povpre�ne vrednosti in standardni odmiki merjenih in izra�unanih

parametrov na dotoku in iztoku laboratorijske pilotne naprave v treh vzor�evalnih obdobjih..........................................................................................60

Preglednica 13: �asovni potek industrijskih pilotnih poskusov, pretok odpadne vode, skupni zadrževalni �as (HRT) in delež notranjega povratnega kroženja (Rvi). ..62

Preglednica 14: Koncentracija raztopljenega kisika (O2) in povpre�na temperatura v posameznih vzor�evalnih obdobjih v mikroaerofilnem in aerobnem bioreaktorju...............................................................................................................................62

Preglednica 15: Povpre�ne vrednosti in standardni odmiki merjenih in izra�unanih parametrov na dotoku in iztoku iz industrijske pilotne naprave v štirih vzor�evalnih obdobjih..........................................................................................63

Preglednica 16: Analizirane CUR in NUR in izra�unane vrednosti DP in YH pri laboratorijski in industrijski pilotni napravi.........................................................75

Preglednica 17. Kineti�ni in stehiometrijski parametri, dolo�eni na biokulturi laboratorijske in industrijske pilotne naprave v primerjavi z literaturno objavljenimi podatki ter vrednosti parametrov, uporabljenih v matemati�nem modelu GPS-X. ....................................................................................................79

Preglednica 18: Izra�unani analizni rezultati za porast pH, hitrosti porabe nitrata (NUR), hitrosti porabe ogljika (CUR) ter specifi�ne encimske aktivnosti encima nitrat reduktaze po dveh urah glede na dodatek CN- iona. ..................................96

Preglednica 19: Pregled povpre�nih vrednosti in standardnih odmikov hitrosti porabe nitrata (NUR) in aktivnosti NR dobljenih po ve�kratni ponovitvi poskusa.........97

Preglednica 20: Gibanje koncentracije nitratnega dušika in aktivnosti encima nitrat reduktaze v �asu brez dodatka in pri dodatku 2,5 mg/l cianidnega iona. ............98

Preglednica 21: Dolo�itev suhe snovi biofilma na površino nosilcev in na aktivno površino biofilma ter delež proteinov v biokulturi v aerobnem bioreaktorju. ...105

Preglednica 22. Dolo�itev koncentracije celokupnih proteinov v biofilmu in v vodotopnem ekstraktu biofilma, ki je bil vzgajan na surovi odpadni vodi (industrijska pilotna naprava). ...........................................................................106


XI

KAZALO SLIK

Slika 1: Stalni krog v naravi: razgradnja in sinteza makromolekul (Stephenson in

Judd, 2002).............................................................................................................6 Slika 2: Biofilm na polietilenskem nosilcu industrijske pilotne naprave, fazno

kontrastna mikroskopija, pove�ava 140 x..............................................................7 Slika 3: Kroženje dušika pri prokariotih (Zumft, 1997). .............................................11 Slika 4: Princip ravnoteženega stanja v bioreaktorju (Stephenson in Judd, 2002). .....15 Slika 5: Biofilm (Lewandowski, 1995).......................................................................17 Slika 6: Primeri imobiliziracijskih tipov mikroorganizmov (Karel in sod.,1985). ....18 Slika 7: Vrste modelov (Karba, 1998). ........................................................................24 Slika 8: Hodogram poskusov. ......................................................................................30 Slika 9: Shema laboratorijske pilotne naprave: DNI - mikroaerofilni bioreaktor, NI -

aerobni bioreaktor; notranji recikel – notranje povratno kroženje nitrata. ..........32 Slika 10: Laboratorijska pilotna naprava. ....................................................................32 Slika 11: Postavitev industrijske pilotne naprave z imobilizirno biokulturo z

ozna�enimi bioreaktorji. ......................................................................................33 Slika 12: Shema industrijske pilotne naprave z dvema mikroaerofilnima

bioreaktorjema (1. DNI in 2. DNI) in dvema aerobnima bioreaktorjema (1. NI in 2. NI); notranji recikel – notranje povratno kroženje nitrata. ..............................34

Slika 13: Fotografija aeracijskega bioreaktorja �istilne naprave Domžale-Kamnik, predelanega v dve industrijski pilotni napravi: z imobilizirano biokulturo (levo) ter s suspendirano biokulturo (desno). .................................................................34

Slika 14: Oblika nosilnega elementa v pilotni napravi, na katerega je imobilizirana biokultura. ............................................................................................................35

Slika 15: Razporeditev nosilcev v delujo�em bioraktorju. ..........................................36 Slika 16: Fotografija poraš�enosti polietilenskega nosilca z biokulturo (10 x

pove�ava). ............................................................................................................39 Slika 17: Shematski prikaz aerobne pretvorbe substrata v novo celi�no biokulturo (Y)

in energijo (1-Y) (Rozich in Gaudy, 1992; Spanjers, 1993; Spanjers in sod., 1998). ...................................................................................................................48

Slika 18. Model biofilma v GPS-X..............................................................................53 Slika 19: Koncentracija dušika po Kjeldahlu (dotok: N-Kjel) na dotoku in

amonijskega dušika (iztok: N-NH4+) na iztoku iz laboratorijske pilotne naprave

pri treh razli�nih hidravli�nih zadrževalnih �asih (HRT) in temperaturi v bioreaktorju (T) 20oC. Mejna vrednost (MVK) koncentracije amonijskega dušika na iztoku je 10 mg/l..............................................................................................59

Slika 20: U�inkovitost procesov odstranjevanja skupnega dušika ter procesov amonifikacije, nitrifikacije in denitrifikacije v laboratorijski pilotni napravi pri razli�nih zadrževalnih �asih (HRT) pri 20oC. �rtkana �rta ozna�uje ciljno vrednost u�inka nitrifikacije (90 %) in polna �rta ciljno vrednost u�inka amonifikacije (85 %)............................................................................................61

Slika 21. Koncentracija Kjeldahlovega dušika na dotoku (realna odpadna voda) (dotok: N-Kjel) in amonijskega dušika na iztoku (iztok B: N-NH4

+) iz industrijske pilotne naprave v štirih vzor�evalnih obdobjih pri razli�nih hidravli�nih zadrževalnih �asih (HRT) in razli�nih temperaturah (T) v bioreaktorju. Mejna vrednost koncentracije (MVK) za amonijski dušik na iztoku v vodotok je 10 mg/l. ...........................................................................................64

Slika 22: U�inkovitost procesov odstranjevanja skupnega dušika ter procesov amonifikacije, nitrifikacije in denitrifikacije v industrijski pilotni napravi pri


XII

razli�nih zadrževalnih �asih (HRT) in razli�ni temperaturi procesa (T) od 10,3oC do 17,6oC. �rtkana �rta ozna�uje ciljno vrednost u�inka nitrifikacije (90 %) in polna �rta ciljno vrednost u�inka amonifikacije (85 %). .....................................65

Slika 23. Kapaciteta zmanjševanja amonijskega dušika (N-NH4+) v �asu z biokulturo

laboratorijske in industrijske pilotne naprave v diskontinuirnem poskusu nitrifikacije. ..........................................................................................................66

Slika 24: Odvisnost volumske hitrosti nitrifikacije od volumske bremenitve po Kjeldahlovem dušiku za laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo. Na sliki sta narisani krivulji teoreti�ne 90 in 100 % nitrifikacije ter krivulji maksimalne hitrosti nitrifikacije za laboratorijsko (�rtkana krivulja) in industrijsko (polna krivulja) pilotno napravo......................................................................................67

Slika 25: Kapaciteta zmanjševanja nitratnega dušika (N-NO3-) in KPK v

diskontinuirnem poskusu denitrifikacije na biokulturi laboratorijske pilotne naprave. ................................................................................................................68

Slika 26: Kapaciteta zmanjševanja koncentracije nitratnega dušika (N-NO3-) in KPK

pri poteku diskontinuirnega poskusa denitrifikacije na biokulturi industrijske pilotne naprave.....................................................................................................69

Slika 27: Odvisnost volumske hitrosti denitrifikacije od volumske bremenitve s skupnim dušikom (TN) za laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo. Na sliki je sta narisani krivulji teoreti�nega izkoristka denitrifikacije pri notranjem notranjem povratnem toku 200 in 400 % ter krivulji maksimalne hitrosti denitrifikacije za laboratorijsko (�rtkana krivulja) in industrijsko (polna �rta) pilotno napravo. ...................................................................................................70

Slika 28: Industrijska pilotna naprava z ozna�enimi analizatorji za sprotne meritve: izpisani parametri na posameznih mernih mestih so merilniki za sprotne meritve; rde�e oznake-krožci-ozna�ujejo merna mesta uporabljenih meritev za matemati�ni model...............................................................................................71

Slika 29: Skupni dušik na dotoku na industrijsko pilotno napravo (Dotok TN), koncentracija amonijskega dušika v iztoku iz pilotne naprave (Iztok N-NH4

+) in temperatura odpadne vode (T) v �asu pri HRT 10 ur. .........................................72

Slika 30: Raztopljeni kisik v obeh aerobnih bioreaktorjih (1 in 2) in koncentracija amonijskega dušika v dotoku in iztoku industrijske pilotne naprave pri konstantnem pretoku zraka. .................................................................................73

Slika 31: Vpliv inhibicije nitrifikacije (inhibicija nitri. na dotoku) na delovanje industrijske pilotne naprave v odvisnosti od koli�ine dotoka na centrifugo (dotok na centrifugo) in amonijski dušik na iztoku (iztok B N-NH4

+). ..........................74 Slika 32: Respirometri�na dolo�itev porabe kisika heterotrofnih bakterij: poraba

kisika v plinasti fazi (% O2 plinska faza) v odvisnosti od koncentracije substrata (400 mg/l KPK, 300 mg/l KPK, 200 mg/l KPK, 100 mg/l KPK in 50 mg/l KPK) v �asu od 0 do 22 ur. ............................................................................................76

Slika 33: Odvisnost specifi�ne hitrosti rasti od koncentracije dodanega substrata: navpi�ne �rte predstavljajo nihanja (minimalna in maksimalna vrednost) med posameznimi enako vodenimi poskusi; �rtkana krivulja predstavlja izra�unano srednjo vrednost meritev......................................................................................76

Slika 34: Pove�anje nitratnega dušika (N-NO3-) v �asu in maksimalna specifi�na

hitrost rasti avtotrofne biokulture laboratorjske pilotne naprave, dolo�ena s šaržnim poskusom (Linear (ln (N-NO3

-)). ...........................................................77 Slika 35: Specifi�na hitrost odmiranja heterotrofnih baterij (ln (OUR)) oz.

zmanjševanje OUR (OUR) v �asu. ......................................................................78


XIII

Slika 36: Odvisnost amonijskega dušika na iztoku iz laboratorijske in industrijske

pilotne naprave (znaki) od volumske bremenitve aerobnih bioreaktorjev; mejna vrednost koncentracije (MVK) je 10 mg/l. Polna in pik�asta zvezna krivulja predstavljata empiri�no izrisan trend, ki pri dolo�eni volumski bremenitvi še zagotavlja izto�no koncentracijo amonijskega dušika pod MVK........................80

Slika 37: Odvisnost (znaki) amonijskega dušika na iztoku iz laboratorijske in industrijske pilotne naprave od skupnega hidravli�nega zadrževalnega �asa; mejna vrednost koncentracije (MVK) je 10 mg/l. Polna in pik�asta �rta predstavljata empiri�no izrisan trend, ki pri dolo�enem hidravli�nem zadrževalnem �asu še zagotavlja izto�no koncentracijo amonijskega dušika pod MVK. ...................................................................................................................81

Slika 38: Nitratni dušik (N-NO3-) v odvisnosti od koli�ine notranjega povratnega toka

(Rvi) in zadrževalnega �asa v laboratorijski (modra oznaka) in industrijski (rde�a oznaka) pilotni napravi. .......................................................................................83

Slika 39: Ujemanje izra�unanih in eksperimentalnih vrednosti za KPK (DNI= mikroaerofilni bioreaktor, NI=aerobni bioreaktor)..............................................85

Slika 40: Ujemanje izra�unanih in eksperimentalnih vrednosti za N-NH4+ (DNI= mikroaerofilni bioreaktor, NI=aerobni bioreaktor)..............................................85

Slika 41: Ujemanje izra�unanih in eksperimentalnih vrednosti za N-NO3- (DNI=

mikroaerofilni bioreaktor, NI=aerobni bioreaktor)..............................................85 Slika 42: Ujemanje izra�unanih in eksperimentalnih vrednosti za KPK in N-Kjel na

iztoku (DNI= mikroaerofilni bioreaktor, NI=aerobni bioreaktor). ......................85 Slika 43: Koncentracija amonijskega dušika (N-NH4+) v dotoku na industrijsko

pilotno napravo. ...................................................................................................86 Slika 44: Temperatura odpadne vode v prvem aerobnem bioreaktorju industrijske

pilotne naprave.....................................................................................................87 Slika 45: Ujemanje izra�unanih (aerobni bioreaktor 2 -model) in stalnih

eksperimentalnih meritev (aerobni bioreaktor 2 -meritve) za parameter amonijski dušik (N-NH4+) v drugem aerobnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave.87

Slika 46: Ujemanje izra�unanih (iztok-model) in stalnih eksperimentalnih meritev (iztok-meritve) za skupni dušik na iztoku iz usedalnika industrijske pilotne naprave. ................................................................................................................88

Slika 47: Porazdelitev meritev koncentracije N-NH4+ na dotoku v industrijsko pilotno

napravo (iztok iz mehanske stopnje) v obdobju od 14.11.2002 do 24.4.2003 (polna krivulja) in kumulativna porazdelitev N-NH4

+ na dotoku v industrijsko pilotno napravo (pik�asta krivulja) z ozna�eno vrednostjo N-NH4

+ s 85 % deležem podatkov, ki je 52 mg/l (�rtkana krivulja). ............................................89

Slika 48: Rezultat simulacije z uporabo merjenih podatkov: vpliv amonijskega dušika (N-NH4

+) na dotoku na u�inek njegovega odstranjevanja pri konstantnih pogojih obratovanja (pri temperaturi nad 12oC in koncentraciji raztopljenega kisika 8 mg/l) prikazan s parametrom hidravli�ni zadrževalni �as (HRT), ki je potreben za doseganje minimalne ciljne vrednosti (MVK) v �iš�eni vodi. ............................90

Slika 49: Minimalni zadrževalni �as, potreben, da pri bremenitvi 52 mg/l amonijskega dušika na dotoku znižamo N-NH4

+ v 2. aerobnem bioreaktorju oz. v �iš�eni vodi na ciljno vrednost pod 10 mg/l.............................................................................90

Slika 50: Odvisnost koncentracije kisika od pretoka zraka in zadrževalnega �asa (HRT) v aerobnem bioreaktorju...........................................................................91


+) na dotoku na u�inek njegovega odstranjevanja pri konstantnih pogojih obratovanja (pri HRT 8,6 ure in koncentraciji raztopljenega kisika 8 mg/l)


XIV

prikazan s temperaturo, ki je potrebna za doseganje minimalne ciljne vrednosti (MVK) v �iš�eni vodi. .........................................................................................92

Slika 52: Simulacija vpliva temperature na koncentracijo N-NH4+ v 2. aerobnem

bioreaktorju industrijske pilotne naprave, ki pri temperaturi odpadne vode 12oC, vhodnem N-NH4

+ 52 g/m3 in zadrževalnem �asu 8,6 ur dosega koncentracijo N-NH4

+ na iztoku pod 10 g/m3 pri neomejenem pretoku zraka in pri omejitvi zraka 2.000 m3/h. Simulacija je izvedena na podlagi merjenih podatkov od oktobra do decembra 2002. ....................................................................................................93

Slika 53: Odvisnost raztopljenega kisika v 2. aerobnem bioreaktorju od pretoka zraka pri razli�nih temperaturah. ...................................................................................94

Slika 54: Odvisnost raztopljenega kisika v 2. aerobnem bioreaktorju od pretoka zraka pri razli�ni koncentraciji amonijskega dušika na dotoku.....................................94

Slika 55: Prikaz odstotka inhibicije (% inhibicije) CUR (mg/(l*h) KPK) in NUR (mg/(l*h) N-NO3

-) ter nitrat reduktaze (inhibicija NR) (EE/mgP) v odvisnosti od koncentracije CN- iona.........................................................................................97

Slika 56: Odvisnost aktivnosti nitrat reduktaze (NR) od koncentracije nitratnega dušika brez prisotnosti cianida ter pri dodatku 2,5 mg/l cianidnega iona (CN). .98

Slika 57: Koncentracija nitratnega dušika (N-NO3-), raztopljenega kisika (O2) ter

aktivnosti nitrat reduktaze (NR) v prvem mikroaerofilnem bioreaktorju v �asu vzor�enja. ...........................................................................................................100

Slika 58: Koncentracija nitratnega dušika (N-NO3-), raztopljenega kisika (O2) ter

aktivnosti nitrat reduktaze (NR) v drugem mikroaerofilnem bioreaktorju v �asu vzor�enja. ...........................................................................................................100

Slika 59: Odvisnost aktivnosti NR od koncentracije nitratnega dušika v prvem in drugem mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave. ...............101

Slika 60. Stalne meritve skupnega dušika (dotok TN), inhibicija nitrifikacije na dotoku (inhibicija nitri. na dotoku) v industrijsko pilotno napravo, koncentracija amonijskega dušika na iztoku iz industrijske pilotne naprave (iztok B N-NH4

+) ter koli�ina dotoka na centrifugo (dotok na centrifugo) ter posledi�no dodajanje centrata v doto�no vodo. ....................................................................................102

Slika 61. Izmerjene vrednosti NR, N-NO3- in O2 v trenutnih vzorcih prvega

mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave v �asu kontinuirnega poskusa...............................................................................................................103

Slika 62. Aktivnost nitrat reduktaze (NR) v aerobnem in mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave v �asu kontinuirnega poskusa. .........104

Slika 63. Elucijski diagram lo�be vodotopnega proteinskega ekstrakta, izoliranega iz biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave................107

Slika 64. Elucijski diagram lo�be proteinskega kompleksa izoliranega iz biofilma aerobnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave. ........................................107

Slika 65. SDS – PAGE elektroforegram standardnih proteinov (ST) z oznako 5725 in lo�enih vrhov (od P1 do P5) na CIM disku, izoliranih iz mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave...........................................................109

Slika 66: SDS – PAGE elektroforegram standardnih proteinov (ST) z oznako 5677 in lo�enih vrhov (od P1 do P4) iz aerobnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave. ..............................................................................................................109

Slika 67. Izoelektri�no fokusiranje vodotopnih proteinov aerobnega in mikroaerofilnega biofilma industrijske pilotne naprave. Anoda je 0,1M NaOH, katoda je 0,1M H3PO4; pH v epruvetah (oznake zgoraj: od 1 do 20) je bil v obmo�ju od 1,9 – 12,9 (oznake spodaj). ...........................................................110


XV

Slika 68: SDS_PAGE elektroferogram standardne mešanice proteinov (ST) z oznako

5677 in aerobnega biofilma (oznake od V9 do V12 so zaporedne številke eluatov epruvet kolonskega IEF). ...................................................................................111

Slika 69: SDS_PAGE elektroferogram standarda 5677 (ST) in mikroaerofilnega biofilma (oznake od P9 do P12 so zaporedne številke eluatov epruvet kolonskega IEF). ...................................................................................................................111

Slika 70: Izoelektri�no fokusiranje vodotopnega proteinskega ekstrakta biofilma aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja in standardov. Puš�ice nakazujejo proteinske frakcije vzorcev v obmo�ju izoelektri�ne to�ke, kot jo ima standard.............................................................................................................................113

Slika 71: SDS_PAGE analiza separacije topnih proteinov biofilma aerobnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave in pripadajo�e molekulske mase. Puš�ice nakazujejo proteinske frakcije vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard. ..................................................................................................114

Slika 72: SDS_PAGE analiza separacije topnih proteinov biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave s standardi ter pripadajo�imi molekulskimi masami. �rne puš�ice nakazujejo proteinske frakcije vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard NADH-deh. Rde�i puš�ici nakazujeta proteinsko frakcijo vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard NR. ......................................................................................................115

Slika 73: SDS_PAGE analiza separacije standardov in topnih proteinov biofilma iz aerobnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave. �rne puš�ice nakazujejo proteinske frakcije vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard NR. Rde�i puš�ici nakazujeta proteinsko frakcijo vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard NADH-deh...............................................................116

Slika 74: SDS_PAGE analiza topnih proteinov biofilma iz mikroaerofilnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave z dodanimi standardi (za MM) in encimi (NADH-deh. in NR). �rne puš�ice nakazujejo proteinske frakcije vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard NR. Rde�e puš�ice nakazujejo proteinske frakcije, ki so se po dodatku standarda NR v vzocu pove�ale. ............................................................................................................117


XVI

KAZALO PRILOG

Priloga A1: Prikaz rezultatov delovanja laboratorijske pilotne naprave v 1.

vzor�evalnem obdobju (HRT 15 ur). Priloga A2: Prikaz rezultatov delovanja laboratorijske pilotne naprave v 2.

vzor�evalnem obdobju (HRT 10 ur). Priloga A3: Prikaz rezultatov delovanja laboratorijske pilotne naprave v 3.

vzor�evalnem obdobju (HRT 5 ur). Priloga A4: Povpre�ne vrednosti s standardnim odmikom merjenih in izra�unanih

parametrov industrijske pilotne naprave v 1. vzor�evalnem obdobju pri zadrževalnem �asu 12 ur in temperaturi 10,3oC.

Priloga A5: Povpre�ne vrednosti s standardnim odmikom merjenih in izra�unanih parametrov industrijske pilotne naprave v 2. vzor�evalnem obdobju pri zadrževalnem �asu 6 ur in temperaturi 17,4oC.



Priloga A8: Potek nitrifikacije v diskontinuirnem poskusu na biokulturi iz laboratorijske in industrijske pilotne napreve.

Priloga A9: Potek denitrifikacije v diskontinuirnem poskusu na biokulturi iz laboratorijske in industrijske pilotne napreve.

Priloga A10: Analiza dolo�itve rasti avtotrofne biokulture na biokulturi aerobnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave.

Priloga A11: Respirometri�na dolo�itev odmiranje heterotrofnih bakterij. Priloga A12: Spreminjanje pH med procesom denitrifikacije pri razli�nem dodatku

cianidnega iona v diskontinuirnem poskusu. Priloga A13: Analiza KPK med procesom denitrifikacije pri razli�nem dodatku

cianidnega iona v diskontinuirnem poskusu. Priloga A14: Analiza N-NO3

- med procesom denitrifikacije pri razli�nem dodatku cianidnega iona v diskontinuirnem poskusu.

Priloga A15: Aktivnosti encima nitrat reduktaze v diskontinuirnem poskusu. Priloga A16: Gibanje koncentracije nitratnega dušika, raztopljenega kisika in

aktivnosti nitrat reduktaze v prvem mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave tekom 9 zaporednih dni vzor�enja.

Priloga A17: Gibanje koncentracije nitratnega dušika, raztopljenega kisika in aktivnosti nitrat reduktaze v drugem mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave tekom 9 zaporednih dni vzor�enja.

Priloga A18: Gibanje koncentracije nitratnega dušika, raztopljenega kisika in aktivnosti nitrat reduktaze v prvem aerobnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave tekom 8 zaporednih dni vzor�enja.

Priloga A19: Gibanje koncentracije nitratnega dušika, raztopljenega kisika in aktivnosti nitrat reduktaze v prvem mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave tekom 8 zaporednih dni vzor�enja

Priloga A20: Analiza proteinov na vzorcu iz aerobnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1).

Priloga A21: Analiza proteinov na vzorcu iz mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1).


XVII

Priloga A22: Analiza proteinov na vzorcu iz aerobnega bioreaktorja laboratorijske

pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1). Priloga A23: Analiza proteinov na vzorcu iz mikroaerofilnega bioreaktorja

laboratorijske pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1). Priloga A24. Lo�ba topnih proteinov biofilma aerobnega in mikroaerofilnega

bioreaktorja, izlo�enega v kolonah od 1 do 20 (separacija s preparativnim IEF) in SDS elektroforeza.


XVIII

OKRAJŠAVE IN SIMBOLI

Simbol Enota Pomen Angleški

simbol

Angleški izraz

Meritve AUR mg/(l*dan) Specifi�na poraba

amonijevega dušika AUR Ammonia uptake rate

Avtotrofne bakterije- kemolitotrofne

mg/l g/m3

g/m2

Bakterije sposobne razmnoževanja z uporabo neorganskih snovi, kot edinega vira ogljika in dušika

Autotrophic bacteria

Biokultura mg/l Celotna masa živih organizmov v bioreaktorju

Bioculture

BPK5 mg/l g/m3

Biološka potreba po kisiku

BOD Biological oxygen demand

CUR mg/(l*h) Hitrost porabe ogljika carbon uptake rate D dan �as v dnevih D Day DP mg KPK/mg

N-NO3 Denitrifikacijski potencial

Denitrification potential

EE EE/gP Encimska enota na gram proteina

EE

F/M kg/(kg*dan) Koli�nik bremenitve odpadne vode v kg (BPK5) s celotno maso suspendiranih snovi v aerobnem in mikroaerofilnem bioreaktorju in �asom

F/M Food/mass ratio

Heterotrofne bakterije

g/m3

mg/l g/m2

Bakterije, ki potrebujejo organsko snov kot vir energije za rast.

Heterotrophic bacteria

HRT dan, ura �as, v katerem se zadržuje teko�ina v dolo�enem bioreaktorju, izra�unan kot koli�nik med prostornino in pretokom na vtoku, brez povratnih tokov

HRT Hydraulic residence time, Retention period

HRTNI dan, ura �as, v katerem se zadržuje teko�ina v aerobnem bioreaktorju

HRT Hydraulic residence time in oxic bioreactor, Retention period

HRTDNI dan, ura �as, v katerem se zadržuje teko�ina v mikroaerofilnem bioreaktorju

HRT Hydraulic residence time in anoxic bioreactor, Retention period

kLa l/uro Volumetri�ni prenos kisika iz plinske v teko�o fazo

kLa Volumetric oxygen transfer coefficient

KPK g/m3 Kemijska potreba po kisiku

COD Chemical oxygen demand

KPKc g/m3 Kemijska potreba po kisiku za biokultuo

CODc Chemical oxygen demand for bioculture

MLSS g/m3

mg/l Koncentracija suspendiranih snovi v mešanici odpadne vode

MLSS Mixed liquor suspended solids


XIX


simbol

Angleški izraz

in aktivne biokulture MLVSS OSS

g/m3 Koncentracija organskih suspendiranih snovi v suspenziji aktivne biokulture

MLVSS

Mixed liquor volatile suspended solids

N2 g/m3 Plinski dušik N2 Nitrogen gas

N-NH4+ g/m3 Amonijski dušik NH4

+ Ammonia Nitrogen N-Kjel g/m3 Dušik po Kjeldahlu TKN Kjeldahl Nitrogen NO2

- g/m3 Nitritni dušik N-NO2-, NO2

- Nitrite Nitrogen NO3

- g/m3 Nitratni dušik (N-N03-) NO3

- Nitrate Nitrogen NUR mg/(l*dan) Hitrost porabe

nitratnega dušika NUR Nitrate uptake rate

O2 g/m3 Koncentracija raztopljenega kisika

DO,O2 Disolved oxygen

ORP MV redoks potencial (oksidacijsko- redukcijski potencial)

ORP Oxidation reduction potecial

OUR V mg/(l*h) V mg/(l*min)

specifi�na poraba kisika na enoto �asa in enoto prostornine v mešanici odpadne vode in biokulture

OUR Oxygen uptake rate

P g/l Fosfor P Phosphorus pH negat. log. konc. H

ionov pH

PO43- g/m3 Ortofosfat PO4

3- Orthophosphate Q m3/d

m3/h m3/s

pretok, koli�ina teko�ine, ki prete�e skozi presek v enoti �asa

m3/d m3/h m3/s

Wastewater flow

QR m3 povratni tok dela iztoka iz biofilm bioreaktorja na vtok

QR Recycle flow

RVI % notranji povratni tok (povratek �iš�ene vode z nitratom iz aerobnega bioreaktorja v mikroaerofilni ) izraženo v % od dotoka

% Recirculation stream

SRT dan,ura zadrževalni �as aktivne biokulture v bioreaktorju, starost blata

SRT Sludge retention time

SS g/m3 Suspendirane snovi: masna koncentracija trdnih snovi v teko�ini, izlo�enih s centrifugiranjem ali filtracijo in nato dolo�enih s sušenjem pri dolo�enih pogojih

TSS Total suspended solids

t ura �as t Hour T oC Temperatura T Temperature TN g/m3 celotni (totalni) dušik TN Total nitrogen TOC g/m3 celotni(totalni ) organski TOC Total organic carbon


XX


simbol

Angleški izraz

ogljik TP g/m3 Celotni fosfor TP Total phosphorus TS g/m3

mg/l Celotna trdna snov, ostanek po sušenju oz. masna koncentracija vsote raztopljenih, suspendiranih in plavajo�ih snovi

TS Total solids

V m3 Volumen V Volume VIB ml/l volumski indeks aktivne

biokulture je volumen 1g sušine poživljene biokulture po usedanju v dolo�enih pogojih, po dolo�enem �asu –npr 30 min.

SVI Sludge volume index

Kineti�ni parametri ASM 1 + MBBR matemati�nega modela µ Amax l/dan maksimalna specifi�na

stopnja rasti avtotrofov µ A Maximal specific

growth rate for autotrophic bioculture

bA l/dan specifi�na hitrost odmiranja avtotrofne biokulture

bA Decay coefficient for autotrophic bioculture

bH l/dan specifi�na hitrost odmiranja heterotrofne biokulture

bH Decay coefficient for heterotrophic bioculture

µ Hmax l/h Maksimalna rast heterotrofov v aerobnih pogojih

µ H Maximal specific growth rate for heterotrophic bioculture

KNH3 g NH3/m3 konstanta zasi�enja za

amonijski dušik za avtotrofno biokulturo

KNH3 Amonia half saturation coefficient for autotrophic bioculture

KNO g N-NO3 -/m3 konstanta zasi�enja

nitrata za heterotrofno biokulturo

KNO Nitrate half saturation coefficient for heterotrophic bioculture

KOA g O2/m3 konstanta zasi�enja

kisika za avtotrofno biokulturo- saturacijski koeficient

KOA Oxygen half saturation coefficient for avtotrophic bioculture

KOH g O2/m3 konstanta zasi�enja

kisika za heterotrofno biokulturo

KOH Half saturation coefficient for heterotrophic bioculture

Ks g KPK/m3

g BPK5/m3

konstanta nasi�enja s substratom (KPK, BPK5) za heterotrofno biokulturo

Ks Half saturation coefficient for heterotrophic bioculture

YA g KPKcelic/ g KPK

koeficient doprinosa avtotrofne biokulture

YA Autotrophic yield

YH g KPKcelic/ g KPK

koeficient doprinosa heterotrofne biokulture

YH Heterotrophic yield


XXI


simbol

Angleški izraz

Komponente modela ASM 1 S ALK. Mol Alkalnost Alkalinity

SI g KPK/m3 topni, inertni organski substrat

SI Soluble inert organics

SND g N/m3 topni, biorazgradljivi organski dušik

Soluble biodegradable organic nitrogen

SNH g NH3/m3 amonijski dušik

NH4+ + NH3

SNH NH4 + + NH3 nitrogen

SNO g NO3/m3 nitratni in nitritni dušik SNO Nitrate and nitrite

nitrogen

SO g O2/m3 raztopljeni kisik SO Oxygen

SS g KPK/m3 topni biorazgradljivi substrat

SS Readily biodegradable substrate

XBA g KPK/m3 aktivna avtotrofna biokultura

XBA Active autotrophic bioculture

XBH g KPK/m3 aktivna heterotrofna biokultura

XBH Active heterotrophic bioculture

XI g KPK/m3 netopni inertni organski delci-partikli

XI Particulate inert organic substrate

XND g N/m3 netopni bioragradljivi organski dušik

XND Particulate biodegradable organic nitrogen

XP g KPK/m3 netopni inertni produkti iz odmiranja biokulture

XP Particulate products of bioculture's decay

XS g KPK/m3 netopni, po�asi razgradljivi substrat

XS Slowly biodegradable substrate

Kratice Pomen

ASM 1 Model procesa �iš�enja z aktivnim blatom št. 1 (Henze in sod., 1987)

ASM 2 Model procesa �iš�enja z aktivnim blatom št. 2 (Henze in sod., 1995)

ASM 3 Model procesa �iš�enja z aktivnim blatom št.3 (Henze in sod., 2001)

ASP Proces �iš�enja z aktivnim blatom

AVG Povpre�na vrednost

C�NDK Centralna �istilna naprava Domžale - Kamnik

CSTR Idealno premešan sistem


XXII

Kratice Pomen

�N

�istilna naprava

Da, kDa Mr

Dalton: 1,66x 10-24 g (enota za maso proteinov), kilo Dalton ali izraz relativna molekulska masa (brezdimenzijsko število)

EU Evropska skupnost

IEF Izoelektri�no fokusiranje (v koloni ali na poliakrilamidnem gelu)

K�N Komunalna �istilna naprava

M µ M

Mol/l Mikromol/l = 10 -6 mol/l

MAX Maksimalna vrednost

MIN Minimalna vrednost

MMS Matemati�ni modeli in simulacija

MOP Ministrstvo za okolje in prostor

MVK Mejna vrednost koncentracije snovi v o�iš�eni odpadni vodi

NPVO Nacionalni program varstva okolja RS

PE Populacijski ekvivalent, 1 PE je 0,06 kg BPK5/ dan.

PI Izoelektri�na to�ka

SDS_PAGE Elektroforeza na poliakrilamidnem gelu z dodatkom natrijevega dodecilsulfata

Postopki �iš�enja odpadnih vod in definicije

Aerobni bioproces Biorazgradnja s pomo�jo mikroorganizmov pri aerobnih pogojih, kjer je prisoten kisik

Aerobno �iš�enje �iš�enje odpadne vode s pomo�jo mikroorganizmov v aerobnih in v neoksidirajo�ih (mikroaerofilnih) razmerah

Aktivna procesna biokultura

Biološka masa (kosmi) , ki se proizvede med �iš�enjem odpadne vode z rastjo mikroorganizmov v aerobnih ali mikroaerofilnih pogojih - aktivno blato/biokultura (angl. activated sludge) in jo sestavljajo bakterije, gljive, alge, protozoi in višji organizmi.

Amonifikacija Pretvorba organskih dušikovih spojin v amonijeve ione

Anaerobni bioproces

Biorazgradnja s pomo�jo mikroorganizmov pri anaerobnih pogojih, kjer ni raztopljenega kisika, niti nitrata ali nitrita

Biofilm Plast imobiliziranih mikroorganizmov na površino nosilcev v kateri se vršijo s pomo�jo difuzije skozi biofilm glavni procesi �iš�enja.


XXIII

Postopki �iš�enja odpadnih vod in definicije

Biofilm bioreaktor Bioreaktor v katerem se izvrši pretežni del reakcij biološkega �iš�enja z imobilizirano biokulturo na nosilcih.

Bremenitev kg/h, kg/d

Razmerje med maso (npr. trdne snovi, BPK5) in �asom v odpadni vodi

Denitrifikacija Redukcija nitratov (NO3-, ) ali nitritov (NO2

-) s pomo�jo bakterij v plinski dušik

DNI: mikroaerofilni bioreaktor

Posoda/bioreaktor v katerem se mešajo odpadna voda in notranji povratni tok – odtok iz procesa nitrifikacije z aktivno imobilizirano biokulturo. Ozra�evanja ni, izvaja se samo prisilno mešanje z mešali v neoksidirajo�ih pogojih.

Humusno blato Biofilm, spran iz nosilcev, po pravilu lo�en od �iš�ene vode v vmesnem bioreaktorju za naknadno �iš�enje in gre v nadaljevanju v procese odstranjevanja blata (angl. Humus sludge).

Koncentracija Razmerje med maso in prostornino snovi v odpadni vodi (v mg/l)

Mikroaerofilni bioproces

Biorazgradnja s pomo�jo aerobnih mikroorganizmov, ki so fakultativni anaerobi in lahko preživijo ali se razmnožujejo v prisotnosti zelo majhnih koncentracij kisika ali kisik �rpajo iz oblik nitrata in nitrita (Dular in sod., 1997)

NI: Aerobni bioreaktor

Posoda/bioreaktor v katerem se meša odpadna voda z aktivno biokulturo, imobilizirano na nosilcih in se vrši ozra�evanje in mešanje z vnašanjem zraka ali �istega kisika

Nitritna disimilacija Nitratacija

Oksidacija nitrita do nitrata (nitratacijske bakterije- Nitrobacter) NO2

- +H2O → NO3 - + 2H+ +2e – (Mahne, 1996)

Nitrifikacija Oksidacija amonijevih soli s pomo�jo bakterij. Obi�ajno je produkt nitrifikacije nitrat

Nitritacija Oksidacija amonijaka do nitrita (z nitritacijskimi bakterijami -Nitrosomonas) NH3+O2+2H++2e- → NO2

- +5H+ + 4e-

Nutrienti Hraniva, hranilne soli potrebne za hrano organizmov, npr: N, S, P in mikroelementi

Oksidacija Izmenjava plinov med organizmi in njihovim okoljem, ki ima za posledico oksidacijo pri kateri se sproš�a energija. Vrši se v aerobnih ali v neoksidirajo�ih (mikroaerofilnih) pogojih

Pred�iš�enje Stopnja �iš�enja z odstranjevanjem ve�jih delcev, peska, primesi in plavajo�ih snovi,

Predobdelava Spreminjanje zna�ilnosti odpadne vode pred izpuš�anjem v javno kanalizacijo

Primarno �iš�enje Stopnja �iš�enja z odstranjevanjem raztopljenih snovi iz surove odpadne vode

Sekundarno �iš�enje

Stopnja biološkega �iš�enja z aktivno biokulturo (aktivnim blatom)

Starost blata Izra�unani �as, ki je potreben za odstranitev celotne mase blata iz prezra�evanih bioreaktorjev (vklju�eni aerobni in mikroaerofilni) z enakomernim odstranjevanjem blata upoštevajo� koli�ino v iztoku

Surova odpadna voda

Nepre�iš�ena odpadna voda

Terciarno �iš�enje Dodatni postopek �iš�enja z namenom višje stopnje od doseženega v primarnem in sekundarnem postopku (odstranitev hranilnih dušikovih in fosforjevih snovi)


1

1 UVOD IN NAMEN DELA

U�inkovito �iš�enje odpadnih voda je eden izmed osnovnih pogojev za uspešno varstvo okolja. Aktivnosti sedanje civilizacije prinašajo vse bolj komplicirane proizvode in tehnološke postopke, iz tega pa sledi tudi ve�je, bolj kompleksno in težje sledljivo onesnaženje na virih. Zato se �istilne naprave soo�ajo z velikimi problemi specifi�nega onesnaženja, ki ga je v procesu �iš�enja težko obvladovati. �istilne naprave so praviloma sestavljene iz ve� delov, ki si sledijo v zaporedju glede na naloge, ki jih enota opravlja npr:

• mehanski del, kjer se na osnovi fizikalnih postopkov lo�ijo težji delci na dno in lažji flotirajo na površino,

• aerobni biološki del, kjer s pomo�jo metabolizma mikroorganizmov zmanjšujemo organsko bremenitev odpadne vode,

• anaerobni biološki del (del za obdelavo blata), kjer anaerobni mikroorganizmi razgrajujejo ob temperaturi 35–40 oC organske snovi v bioplin in vodo.

Centralna �istilna naprava Domžale-Kamnik (C�N) je konvencionalna dvostopenjska biološka naprava z anaerobnim gnitjem surovega blata, s kapaciteto 200.000 PE/dan. Zgrajena je bila leta 1980 po takratnih merilih, kar pomeni le za u�inkovito �iš�enje odpadnih voda s pove�ano koncentracijo snovi z ogljikom. Dušikove snovi se odstranjujejo le na ra�un akumulacije v novo biokulturo, kar pomeni le do 30 % vhodnega skupnega dušika. Vendar z zahtevo po ve�jem zmanjševanju hranil v pre�iš�eni vodi, se je pokazalo, da ta koncept ne more dosegati primerljivih rezultatov z enostopenjskimi napravami, ki imajo vklju�eno v proces mikroaerofilno cono. Glede na vse ostrejšo zakonodajo, se mora obstoje�a C�N nadgraditi tudi za �iš�enje dušikovih snovi in sicer je od leta 2005 predpisana spodnja dovoljena meja 10 mg/l amonijskega dušika. Ker te koncentracije v ve�ini leta C�N ni sposobna dosegati, se že nekaj let intenzivno ukvarjamo s problemom nadgradnje obstoje�e C�N za �iš�enje dušika. Iskali bomo tehnološko optimalno rešitev glede na kakovost odpadne vode in finan�no sprejemljivost, prostorsko manj zahtevno in procesno u�inkovito rešitev, da bomo dosegli kakovostno sekundarno �iš�enje in zadostili predpisanim normam (Uradni list Republike Slovenije, 1996), predvsem pa u�inkovito znižali emisijska bremena na vodotoku. V delu smo preverili u�inkovitost novega procesa �iš�enja z imobilizirano biokulturo, ki se v reaktorju giblje in plava imobilizirana na plasti�ne nosilce. Tehnologija prihaja iz Nordijskih držav (Odegaard in Rusten, 1993; Hem in sod., 1994) in prinaša pozitivne izkušnje. Za razumevanje procesov �iš�enja odpadnih vod je nujno osnovno poznavanje tehnologije in mikroorganizmov, ki so nosilci teh procesov. Mikroorganizmi, sestavljeni iz razli�nih rodov in vrst, predstavljajo aktivno biokulturo, ki je lahko suspendirana ali imobilizirana na podlago. V našem delu smo se osredoto�ili predvsem na skupino bakterij, ki so nosilci metabolizma dušikovih snovi. Imobilizirana biokultura v obliki biofilma se ocenjuje v zadnjem �asu kot primernejša


2 za procese �iš�enja odpadnih vod od konvencionalne z aktivnim blatom, ker je manj ob�utljiva na hidravli�no pove�ane bremenitve. V procesih nastopajo kineti�ni in stehiometri�ni parametri, od katerih nismo uspeli vseh dolo�iti eksperimentalno, zato smo za nekatere izkoristili vrednosti, objavljene v literaturi. Ugotovili smo, da se vrednosti za posamezni parameter lahko v teh zapisih zelo razlikujejo. Uporabili smo tiste vrednosti, ki so bile pridobljene pri podobnih eksperimentalnih pogojih. Za izgradnjo matemati�nega modela imobilizirane biokulture smo uporabili matemati�ni model GPS-X (Hydromantis, 2001) in ga umerili z eksperimentalno dobljenimi podatki. Preko zgrajenega matemati�nega modela smo simulirali vplive koncentracije raztopljenega kisika, temperature in pretoka odpadne vode na izhodno koncentracijo skupnega dušika, biokemijske potrebe po kisiku in suhe snovi. Eksperimentalno delo je potekalo na pilotnih �istilnih napravah laboratorijskega in industrijskega tipa. Delež tehnoloških vod s kompleksno sestavo zelo vpliva na vrsto kineti�nih parametrov v bioreaktorju. Zaradi sestave odpadne vode smo se odlo�ili za enostopenjski model s preddenitrifikacijsko (mikroaerofilno) cono. Tako smo optimalno izkoristili prisotne biorazgradljive organske snovi za odstranjevanje dušikovih spojin. Najpomembnejši pokazatelj u�inkovitosti procesa je u�inek �iš�enja oziroma odstranjevanja biorazgradljivih organskih in dušikovih snovi v odpadni vodi. Substrat za industrijske poskuse je predstavljala mešanica tehnološke in komunalne odpadne vode, ki priteka predhodno posedena v mehanski stopnji, v mikroaerofilni bioreaktor, kjer se prisotne hitro razgradljive organske snovi porabijo za pretvorbo nitratnega dušika (proces denitrifikacije), ki se ga vra�a z notranjem povratnim kroženjem iz aerobnega dela bioreaktorja. V aerobnem bioreaktorju pa se oksidira amonijski dušik preko vmesnih stopenj v nitratni dušik. Z ra�unalniškim modelom prilagojenim za imobilizirano biokulturo smo preverili in potrdili rezultate eksperimentalnih modelov. Z ra�unalniško simulacijo smo spreminjali posamezne parametre in se skušali približati optimumu ciljnega rezultata, ki je zastavljen v strategiji C�N (Burica, 2000). Za opis razpršene biokulture je v strokovni literaturi mnogo podatkov, za imobilizirano plavajo�o biokulturo pa je objavljenih zelo malo raziskovalnih modelov, ki se v ve�ini opirajo na znanja, pridobljena iz študij z razpršeno biokulturo in jih ni mogo�e vedno povzeti, ker so kineti�ni parametri in druge procesne zahteve v biofilmu druga�ni (Gujer in sod., 1999; Loodstreht in sod., 1995; Spengel in Dzombak, 1992; Takacs in sod., 1991). Glavni namen celotnega projekta je potrditev koncepta modernizacije obstoje�e naprave, ki bo podlaga za odlo�anje o najprimernejši tehnologiji nadgradnje za nitrifikacijo in denitrifikacijo in bo v vseh pogojih obratovanja zagotavljala koncentracijo amonijskega dušika v skladu z zakonodajo, oziroma optimalno odstranjevala skupni dušik (znižanje takse). Kot najpogostejši kriteriji za projektiranje naprav se uporabljajo v praksi hidravli�ni zadrževalni �as, koli�ina bremena s konceptom odstranjevanja in ra�unalniško vodene koncentracije kisika v bioreaktorjih z upoštevanjem temperature (ATV, 1986).


3

2 PREGLED OBJAV

Voda je neprecenljivo bogastvo in vir življenja na zemlji. V vseh procesih je voda aktivno vklju�ena kot reakcijski medij, surovina ali del novega proizvoda. Zaradi navideznega preobilja vode se poredko zavemo, da je na zemlji le 4,9 % sladke vode, ki je razporejena v virih in sicer je 3,35 % vode podtalnice, 0,01 % vode rek in jezer, 1,54 % pa sestavlja led in sneg. Glavnina vse vode na planetu je slana in sicer 95,1 % (Environment Canada, 1994). Glede na zelo omejene koli�ine vode, v svetu primanjkuje zdrave, pitne vode in to pomanjkanje se bo verjetno še pove�evalo zvezno z rastjo prebivalstva. Meritve kažejo, da se poraba vode pove�uje tudi z višjim življenskim standardom prebivalstva. Tako je poraba vode v mestih naraš�ala od okoli 50 litrov na prebivalca na 400 litrov na prebivalca (Kolar, 1983; Kayser, 1999). Velike koli�ine vode uporablja kmetijstvo in industrija. Vsa ta voda gre skozi procese in ko opravi svojo nalogo, se zbira v kanalizacijskih sistemih ali pa se direktno odvaja v okolje. Vse odpadne vode so zaradi predhodnih nalog bremenjene s snovmi, ki ne smejo odtekati nazaj v naravo. Zato je potreba po novem znanju in tehnologijah �iš�enja, ki obvladujejo problem odpadnih voda, tako zelo nujna (Grady in sod., 1999). Uravnavanje bioloških procesov v okolju in obravnavanje posebnih znanj, ki so vezana na okolje, opredeljujemo s splošno znanim izrazom ekologija. Biološka dogajanja v vodnih ekosistemih dolo�ajo fizikalni in kemijski procesi, ki so zna�ilni za vsak naravni ekosistem. Stabilnost vodnih sistemov dolo�ajo samo�istilni procesi, pri katerih so osnovni procesi razgradnja ter primarna in sekundarna produkcija (Toman, 1996). Zna�ilne spremembe, še posebej v stoje�ih vodnih telesih, pogosto sproži delovanje �loveka. Razli�ne vrste industrijskih proizvodov in odpadnih voda, kmetijska proizvodnja in odpadne vode ter vsakodnevne bivalne potrebe ljudi, prinašajo v okolje vrsto snovi, ki se lahko vklju�ijo v prehranjevalne verige. S problematiko odpadnih voda so se ljudje sre�ali že pred tiso�letji, saj so prvi kanalizacijski sistemi odvajanja odpadnih vod znani že pri starih Grkih, Etruš�anih in Rimljanih (pala�a Knosos na Kreti je imela splakovalne sanitarije na teko�o vodo in urejeno kanalizacijo, mesto Agrigent na Siciliji pa je že poznalo �iš�enje odpadnih voda pred našim štetjem (Kolar, 1983). Pravi razvoj tehnologije zbiranja in obdelovanja odpadnih voda pa se je v Evropi za�el šele sredi dvajsetega stoletja. Pregled preteklih raziskav in odgovorov na probleme reševanja odpadnih voda kaže, da se je prva skupina okoljevarstvenih inženirjev in strokovnjakov ukvarjala z vprašanjem zaš�ite zdravja ljudi in gradila sisteme za odvajanje odpadnih voda �imdlje od centrov nastajanja. Posledice takega reševanja so se pokazale zelo hitro s slabšanjem kakovosti vodotokov in izginevanjem rib in drugih živih organizmov, pomanjkanjem kisika in širjenjem raznih infekcij. Vse te posledice so opozarjale odgovorne ljudi, da je nujno treba iskati nove rešitve. Vklju�evati so se za�eli strokovnjaki razli�nih strokovnih znanj in razvile so se nove tehnologije obdelave in tudi metode merjenja posameznih kakovostnih parametrov, ki so omogo�ile bolj kakovosten vpogled v dogajanja in možnost analitskega vrednotenja sprememb (Grady in sod., 1999).


4 Zelo pomembna je samo�istilna sposobnost naravnih vodotokov, ki v biološkem smislu pomeni kroženje snovi in pretok energije preko razli�nih trofi�nih nivojev. Proces je u�inkovit tedaj, ko se vklju�ujejo populacije razgrajevalcev (bakterije), primarnih producentov (alge in vodne rastline) in sekundarnih producentov (živali) (Toman, 1996). Naslednji izziv je bil opredelitev kakovosti sprejemnika z optimalnimi pogoji stanja raztopljenega kisika. Ta cilj je posledi�no v procesu �iš�enja odpadnih voda opredelil nove tehnološke postopke in zahtevo po �imve�ji odstranitvi ogljikovih in dušikovih snovi, ki za svojo razgradnjo potrebujejo kisik, da bi lahko recipient ostal �immanj prizadet. To pomeni, da evtrofikacija postaja �edalje ve�ji problem v okolju in to dejstvo narekuje ostrejše zahteve odstranjevanja nutrientov iz �iš�ene vode. Prva uporaba v ta namen je biološka nitrifikacija in denitrifikacija. Kasneje je nastopilo še odstranjevanje fosforja, kjer pa se je zaradi dolo�enih prednosti bolj uveljavil kemijski na�in (Grady in sod., 1999). Zmanjševanje vplivov je mogo�e dose�i z razli�nimi na�ini �iš�enja in sicer: mehanskih, fizikalno kemijskih in bioloških. Zelo pomemben dejavnik je stanje razvoja tehnike in tehnologije, ki opredeljujejo na�ine in metode odstranjevanja odpadnih snovi. V tem delu je pozornost usmerjena v teko�e odpadke, ki nastajajo v proizvodnih in komunalnih okoljih. Po koli�ini v svetu danes prednja�ijo visoko razred�ene odpadne vode, ki povzro�ajo številne probleme že zaradi nizkih koncentracij in velikih volumnov, heterogenosti razli�nih prisotnih tujih snovi, ki jih moramo v relativno kratkem zadrževalnem �asu odstraniti v �istilnem procesu. V bioloških �istilnih napravah z biokemijskimi procesi razgradnje zmanjšujemo bremenitev odpadnih voda z organskimi snovmi, anorganska hranila pa ostajajo v �iš�eni vodi in v vodnih ekosistemih še posebej v stoje�ih in lahko vplivajo na stopnjo evtrofnosti. �istilne naprave posnemajo procese samo�iš�enja vodnih ekosistemov, vendar v glavnem odstranjujejo v primeru primarnega �iš�enja le suspendirane snovi in v primeru sekundarnega �iš�enja še biološko razgradljive organske snovi, ki jih anaerobne in aerobne bakterije lahko metabolizirajo. Delež anorganskih snovi pa ostaja skoraj nespremenjen, ker v �istilni napravi manjkajo primarni producenti - alge, ki bi lahko te snovi uporabili kot hranila v fotosintetski procesih (Barnes in sod., 1995; Toman, 1996). Za u�inkovitejše razbremenjevanje okolja je treba vklju�iti tudi takoimenovano terciarno �iš�enje s katerim dodatno delno odstanjujemo še hraniva in del anorganskih snovi iz �iš�ene vode. Današnje generacije strokovnjakov se ukvarjamo z optimizacijami bioreaktorjev in procesov, s katerimi bi dosegli najnižje koncentracije posameznih sestavin, še posebej tistih, ki jih je ustvaril �lovek v laboratorijih in jih naravni encimski sistemi mikroorganizmov ne prepoznajo oz. slabo razgrajujejo (ksenobiotiki). Reševanje problemov so prevzeli okoljevarstveni inženirji, ki skušajo zaš�ititi okolje in zdravje ljudi ter kakovost vodotokov. Te skupine strokovnjakov se sedaj ukvarjajo z nalogo, kako �im u�inkoviteje posegati v procese biorazgradnje nenaravnih snovi, da ne bi odtekale v okolje. Reševanje in optimizacija procesov razgradnje teh snovi bo tudi glavni izziv bodo�ih generacij tehnologov okoljske tehnologije (Grady, 1999).


5 Do danes je priklju�enih na �istilne naprave že 99 % podro�ja Švedske, 92 % Danske, 87% Nem�ije (Boschet in sod.,1999). Cilj EU je 95 % pokritost prebivalstva s kanalizacijskimi sistemi (Scope Newsletter, 1999). �iš�enje odpadnih voda se izvaja tudi v Sloveniji, saj je prva �istilna naprava za�ela delovati že leta 1956 v Brodu pri Ljubljani (Poro�evalec, 1987). V kasnejši fazi, po letu 1970, pa je bila gradnja �istilnih naprav pospešena in zgrajenih je bilo ve� kot 40 objektov, manjših in ve�jih �istilnih naprav, najve�je v Sloveniji pa se gradijo šele danes. Obstoje�e �istilne naprave se morajo posodabljati, ker je �as prinesel nova znanja in ostrejše zahteve po kakovosti �iš�ene vode (Gorišek, 2002). Po podatkih Nacionalnega programa varstva okolja (MOP,1998) ima približno 75 % prebivalstva urejeno dolo�eno stopnjo �iš�enja odpadnih voda. Slovenija je dosegla politi�no soglasje in uzakonila v Zakonu o varstvu okolja (Ur.l. RS št. 32/ 1993) in podzakonskih aktih – uredbah (Ur.l. RS. Št. 35/1996) zmanjšanje deleža hranil (dušika in fosforja) v odpadnih vodah do 80 %, kar bo pomenilo bistveni prispevek k dvigu kakovosti vseh slovenskih površinskih vodotokov in obalnega morja, ki pri tej nalogi sodelujejo kot sprejemnik �iš�enih voda. Ta zahteva pomeni, da bo tudi pri nas glavna naloga okoljevarstvenih strokovnjakov pomagati obstoje�im �istilnim napravam z vklju�evanjem optimizacij bioloških procesov v obstoje�ih bioreaktorjih oz. bo potrebno posodobiti opremo, pove�ati delovne volumne v bioreaktorjih oziroma pove�ati aktivno površino biofilma na optimalni obseg procesnih zahtev (Burica in sod., 1994). Podro�je �iš�enja odpadnih voda je zelo kompleksno in vklju�uje vrsto razli�nih znanj tako tehnike kot naravoslovnih ved, še posebej biokemije in biologije. U�inkovitost procesov �iš�enja odpadnih voda je mogo�e slediti z variiranjem procesnega zaporedja posameznih procesov, s preverjanjem variant z ozirom na izboljšane izto�ne parametre ali pove�ano u�inkovitost posamezne linije (Rosen in Morling, 1998).

2.1 BIOLOŠKI PROCESI V OKOLJU

V naravi in v bioloških reaktorjih te�e pri razgradnji substratov npr. odpadne vode ve� procesov, ki so soodvisni. Organske substance kot so proteini, maš�obe in ogljikovi hidrati se hidrolizirajo. Nastale kisline in sladkorji se razgrajujejo v anaerobnih pogojih preko vmesnega produkta acetata do metana in do prostih plinov N2, CO2, H2, S2 (Henze in sod., 1995). Proteini in peptidi se hidrolizirajo in nastajajo proste aminokisline, ki so gradniki novih proteinov. Nastala aminoskupina lahko sodeluje pri sintezi novih aminokislin. Lahko pa se razgradijo do anorganskih oblik (urea, amonij, nitrit, nitrat), katere pa v previsokih koncentracijah negativno vplivajo na sprejemnik in je treba njihove deleže bistveno zmanjšati, kar nam omogo�ajo v naravi žive�i mikroorganizmi, ki so organizirani v združbo, ki jo imenujemo “aktivno blato”. Slika 1 vsebuje prikaz kroženja energije v naravi, ki vklju�uje procese anabolizma in katabolizma.


6

KATABOLIZEM ANABOLIZEM

ENOSTAVNE SPOJINE

SUBSTRAT NOVA BIOMASA

ENERGIJA

ADP

ATP

CO2, H2O

energija

Slika 1: Stalni krog v naravi: razgradnja in sinteza makromolekul (Stephenson in Judd, 2002).

Figure 1: Constant cycle in nature: catabolism and anabolism of macromolecules (Stephenson and Judd, 2002).

2.2 MIKROORGANIZMI

Nosilci procesa �iš�enja odpadnih vod v bioloških �istilnih napravah so razli�ni mikroorganizmi, ki so prišli v napravo iz fekalnega vira ljudi in živali, iz zemlje, iz zraka ali pa so vzgajani v posebnih bioreaktorjih in se jih dodaja po potrebi v proces – bioaugmentacija (Glancer in sod., 1996). V združbi prevladujejo bakterije, sledijo gljive, alge, protozoji in tudi predstavniki višjih organizmov – metazojev (Madoni, 1994). Organizmi so lahko prosto plavajo�i, imobilizirani na kosme ali podlago. Njihovo prisotnost in števil�nost pogojujejo hrana, fizikalni parametri in faktorji okolja (Henze in sod., 1995). Najpogostejše skupine mikroorganizmov, ki so prisotni v procesu �iš�enja odpadne vode (Cloete in Muyima, 1997):

• Bakterije predstavljajo najve�ji del v aktivnem blatu in v biofilmu. Glavna naloga te skupine je primarna transformacija in degradacija raztopljenih organskih snovi s pomo�jo encimov. Vsebnost bakterij v aktivnem delu biokulture je 1010 – 10 12/l.

Morfološko nastopajo bakterije v treh oblikah: spirili, koki in pali�ice. Imajo izredno veliko hitrost razmnoževanja oziroma kratek podvojevalni �as, ki se meri v urah ( heterotrofi) v primerjavi z avtotrofnimi mikroorganizmi, kjer se podvojevalni �as meri v dnevih.

V principu lo�imo dve osnovni skupini mikroorganizmov glede na substrat za pridobivanje energije in sintezo nove celi�ne biokulture. Skupina, ki za razvoj in obstoj porablja anorganske vire ogljika in energije, so avtotrofi. Mikroorganizmi, ki potrebujejo organski vir ogljika kot hrano za razvoj, so heterotrofi.


7

Bakterije rastejo v obmo�ju temperature od 0oC do 110 oC ter v pH obmo�ju od 1 do 10. Acidofilne bakterije imajo maksimum v obmo�ju pH 4, nevtralne okoli pH 7 in bazofilne v pH 9. Glede na zahteve po kisiku lo�imo anaerobne mikroorganizme, ki rastejo v odsotnosti kisika in aerobne, ki rastejo v dobro oksigeniranih razmerah.

• Gljive tekmujejo za hrano z bakterijami in vedno so bakterije v prednosti, le v

primeru zelo nizkega pH prevladajo gljive.

• Alge se nahajajo na površini filtrov, kjer je svetloba in hrana, v lagunah.

• Protozoa so indikatorji zdravstvenega stanja biokulture v �istilni napravi. Prisotnost in njihova pestrost pove skupaj s kemijsko analizo izkušenemu tehnologu informacijo o bremenitvi, stanju kisika in starosti blata. Mnogo predstavnikov in vrst je v nizko bremenjenih �istilnih napravah. Hranijo se z bakterijami, gljivami, algami in suspendiranimi organskimi snovmi. Predstavljajo zelo važno vlogo v u�inkovitem posedanju aktivnega blata v naknadnih usedalnikih (Madoni, 1994; Fried in sod., 2002).

• Metazoa so višje živali in so prisotni tako v aktivnem blatu kot tudi v

biofilmu. Znane skupine so Rotifera , Crustacea, Insecta.

• V tej mešanici so tudi patogeni mikroorganizmi (Schigela, Salmonella,) katerih število pa se tekom posameznih faz �iš�enja bistveno zmanjšuje, ker proces �iš�enja prispeva k u�inkoviti dezinfekciji.

Slika 2: Biofilm na polietilenskem nosilcu industrijske pilotne naprave, fazno kontrastna mikroskopija, pove�ava 140 x.

Figure 2: Biofilm on polyethylene carrier of industrial pilot plant, phase contrasting microscopy, magnification of 140 x.

Slika 2 prikazuje sestavo biofilma iz nosilca industrijske pilotne naprave, posneto s fazno kontrastnim mikroskopom. Na sliki so vidni imobilizirani mikroorganizmi Cilliata sp. in v podlagi drobne bakterije.


8 2.3 RAST MIKROORGANIZMOV

Proces mikrobiološke razgradnje lahko opišemo s matemati�nimi izrazi v katerih nastopajo kineti�ni in stehiometrijski parametri. Ti parametri so odvisni od vrste mikrooganizmov, ki sodelujejo v procesih razgradnje in so v dinami�ni odvisnosti od substratov in pogojev okolja. Rast mikroorgizmov je lahko opisana z Monod-vo rastno kinetiko, ki opisuje odvisnost hitrosti rasti (µ) od koncentracije specifi�nega substrata pri dani temperaturi pri �emer ostali nujno potrebni substrati in vplivni faktorji niso omejeni (npr. raztopljeni kisik). Vpliv razli�no razgradljivih substratov na specifi�no hitrost rasti mikroorganizmov opisujeta Rozich (1998) in Kroiss (2002). Lahko razgradljive snovi pove�ujejo specifi�no hitrost rasti pri enaki koncentraciji substrata.

2.4 NUTRIENTI IN NJIHOV VPLIV NA OKOLJE

Nutrienti ali hranilne snovi, ki jih primarni producenti potrebujejo za svoj metabolizem, v prevelikih koli�inah pospešujejo rast alg in drugih fotosintetskih organizmov. Sem uvrš�amo dušik (skupni dušik, amonijak, urea, nitrat, nitrit,) fosfor (skupni fosfor, ortofosfat) in nekatere minerale K - kalij, Mg - magnezij in S - žveplo (Balkema in sod., 1998). Vsebnost hranil v vodi in v sedimentih je med pomembnimi dejavniki, ki dolo�ajo vrstno in števil�no strukturo primarnih producentov v vodnem okolju (Toman, 1998). V ugodnih pogojih se ti množi�no razvijejo, podnevi intenzivno fotosintetizirajo in nastaja hipersaturacija vode s kisikom, kateri se pono�i porablja (dihanje rastlin in živali) in lahko nastaja pomanjkanje kisika. Propadanje teh organizmov pa porablja v vodotokih vse razpoložljive koli�ine kisika, povzro�a pomore rib in drugega življa v vodotokih in zmanjšuje biološko pestrost (Henze in sod., 1995). Problem nitratov je v okolju povezan s pitno vodo, ker prevelike koncentracije nitratov v pitni vodi povzro�ajo resne zdravstvene probleme. V organizmu se nitrat zelo hitro reducira v nitrit, nastajajo rane na želodcu, glavni vpliv nitrata pa je oksidacija krvnega hemoglobina v methemoglobin, ki ni ve� sposoben transportirati kisika v tkiva. Ta efekt je zelo nevaren pri dojen�kih do šest mesecev (»blue-baby« sindrom, Europe Environment, 1997). Vsi ti razlogi pospešujejo iskanje optimalnih tehnologij za odstranjevanje nutrientov iz odpadnih voda in na izbor tehnologij in rešitev bistveno vplivajo tudi lokalni pogoji, znanja aktivnih udeležencev in izkušnje (Rosen in Morling, 1998).

2.5 DUŠIKOVE SPOJINE V ODPADNI VODI

Dušik kroži med anorganskim in organskim okoljem in se vgrajuje v številne spojine. Opazno je, da se v nemateriziranem kroženju njegova koncentracija znatno pove�a v vodotokih, kjer predstavlja dolgoro�no problem za stabilno naravno okolje. Tako naravni kot �loveški in živalski viri dušika kon�ajo v vodnem okolju. Naravni vir nastaja z mokro ali suho precipitacijo premoga, s fiksacijo dušika. �loveški vir


9 dušikovih spojin pa so komunalne odpadne vode, industrijski odpadki, izcedne vode, kmetijski odpadki in gnojevke. Številne tehnološke odpadne vode iz proizvodnje gnojil, fermentacije, predelave mesa, mle�ne predelave, naftne rafinerije, procesiranja premoga, vsebujejo znatne koli�ine dušika. Komunalna odpadna voda vsebuje skupnega dušika od 20 – 50 mg/l. Delež niha in je v organski (proteini, urea) in amonijski obliki. �e je ve� dušika v amonijski obliki pomeni, da je voda že delno razgrajena, transportne poti do naprave so dolge in temperature višje. Praviloma delež amonijskega dušika v odpadni vodi v polletnem obdobju naraš�a. Amonijski dušik se lahko hitro oksidira v nitrat ob prisotnosti mikroorganizmov, ki so sposobni nitrifikacije. To je zelo intenziven proces, ki porabi teoreti�no 4,57 g O2/g N-NH4

+. Zelo pomemben je toksi�ni u�inek amonijaka v prosti obliki na vodne organizme in LD50 je v mejah 0,083 do 4,600 mg/l za ribe, zato je varnostna meja od 0,02 do 0,03 mg/l prostega amonijaka (Henze in sod., 1995). Naslednji nutrient je nitrat, v vodi je v prevelikih koncentracijah toksi�en, zato ga države s predpisi zelo omejujejo. Vse našteto kaže, da je treba upoštevati celotno breme dušikovih spojin in ra�unati na skupni dušik v sprejemniku. V preglednici (Preglednica 1) so prikazne mejne dovoljene emisijske koncentracije (MVK) za skupni in amonijski dušik za izpust v vodotok v posamezni državi.

Preglednica 1: Zakonsko dovoljene vrednosti dušikovih spojin v �iš�eni vodi komunalnih naprav - MVK (Henze in sod., 1995).

Table 1: Legislatively permitted values of nitrogen compounds in municipal wastewater treatment plant effluent (Henze et al., 1995).

Država Vrsta predpisa MVK: Skupni dušik MVK: N-NH4+

Nem�ija Splošni predpis 18 mg/l 5 mg/l (povpre�na vrednost)

Danska Splošni predpis 2– 4 mg/l (pri temperaturi >10 oC)

Švedska Splošni predpis 15 mg/l - Kanada Splošni predpis 1 mg/l - EU (1991) Ob�utljiva podro�ja

Ostala podro�ja

10 mg/l (>100,000 PE) oz. 70 – 80 % u�inek

(za posamezni vzorec)

< 20 mg/l (dnevno povpre�je)

-

< 10 mg/l

Slovenija Ob�utljiva podro�ja Ostala podro�ja

10 mg/l

ni normativa

-

< 10 mg/l kjer je: PE populacijski ekvivalent MVK mejna vrednost emisijske koncentracije Obi�ajni na�ini odstranjevanja dušika s primarno in sekundarno stopnjo �istilnih naprav niso bili dovolj u�inkoviti brez vklju�enih procesov nitrifikacije in denitrifikacije.


10 Preglednica 2: Odstranjevanje dušika v obi�ajnih dvostopenjskih �istilnih napravah (Kappeler in Gujer, 1992).

Table 2: Nitrogen elimination in typical two-stage wastewater treatment plants (Kappeler and Gujer, 1992).

Koncentracija Surova odpadna voda

mg/l

Iztok iz mehanske stopnje

mg/l %

Iztok (sek.biol.�iš�.)

mg/l %

U�inek �N

%

Organski dušik Topni organski dušik Netopni organski dušik

10 - 20 4 - 15 4 - 15

7 - 20 10 - 40 4 -15 0 2 - 9 40 - 70

3 - 6 50-80 1 - 3 50-80

1 - 5 50-80

50 - 80

Amonijski dušik Nitritni dušik Nitratni dušik Skupni dušik

10 - 30 0,0 - 0,1 0,0 - 0,5 20 - 50

10 - 30 0 0 - 0,1 0 0 - 0,5 0 20 - 40 5 - 25

10 - 30 0 0 - 0,1 0 0 - 0,5 0

15 - 40 25-55

0

25 - 55 Odpadne snovi v odpadni vodi delimo na topne in partikulatne frakcije ter na osnovi razgradljivosti na dve podskupini in sicer na biorazgradljive substance in bionerazgradljive substance. Glede na sestavo substrata – odpadne vode so lahko vtoki na naprave zelo razli�ni in s to sestavo je povezan tudi rezultat naprave. Tiste naprave, ki imajo v svoji sestavi del industrijskih vod, ki vsebujejo v ve�jih koncentracijah inertni organski dušik, bodo dosegale slabši rezultat v iztoku z ozirom na skupni dušik. V preglednici (Preglednica 3) navajamo frakcije Kjeldahlovega dušika.

Preglednica 3: Deleži skupnega Kjeldahlovega dušika (N-Kjel) v iztoku (Orhon in Artan, 1994).

Table 3: Percentages of total Kjeldahl nitrogen (TKN) in the effluent (Orhon and Artan, 1994).

Delež N-Kjel 43,5 mg/l = 100 %

Topni, nerazgradljiv dušik Partikulatni, inertni N

1,0 - 2,0 mg/l 4,5 % 2,0 mg/l 4,5 %

N-Kjel vgrajen v novo biokulturo 6,5 mg/l 15 % 8,5 mg/l 20 %

N-Kjel konvertiran v amonijsko obliko 25 mg/l 56 %

Amonijski dušik, konvertiran v nitrat Ni podatkov

Nitrat, reduciran v dušik (N2) Ni podatkov

Podatki navajajo, da je delež inertnega organskega dušika v iztoku najmanj 4,5%, kar odgovarja topnemu delu, medtem ko se dušik v delcih – partikulatni lahko še v mehanski stopnji posede ali adsorbira na aktivno biokulturo in ne bremeni iztoka �istilne naprave. Partikulatni organski dušik je povezan z delci biokulture in drugimi organskimi partikli in se del tega biološko razgrajuje. Drugi del pa ostane inerten, prihaja že z dotokom na napravo, gre skozi postopek �iš�enja, vendar intakten zapuš�a napravo s �iš�eno vodo in v iztoku zmanjša u�inek �iš�enja. Tega dušika je lahko 2-10 mg/l in


11 se vsebnost bistveno razlikuje med napravami prav zaradi razli�nih substratov, ki jih posamezna naprava sprejema.

2.6 PROCESI METABOLIZMA DUŠIKA:

Glavna procesa, ki se odvijata v naravi in v bioreaktorjih z namenom zmanjševanja koncentracije dušikovih spojin, sta nitrifikacija in denitrifikacija ( Zumft, 1997).

N2

NH4+ NO3

-

fiksir

anje

duš

ika denitrifikacija

nitrifikacija

asimilacija nitrataamonifikacija

biomolekule

Slika 3: Kroženje dušika pri prokariotih (Zumft, 1997).

Figure 3: Biochemical nitrogen cycle in prokaryotes (Zumft, 1997).

Izkušnje kažejo, da ni mogo�e uspešno odstraniti dušikovih snovi samo z biološko vklju�itvijo dušika v novo biokulturo aktivnega blata. Na ta na�in dosežemo le 20 – 30%-no odstranitev z izlo�anjem viškov novo nastale biokulture (waste sludge). V naravi obstaja dušik v ve� valentnih stanjih od –3 do +5. Transformacija dušika je odvisna od sprememb valence in metabolnih aktivnosti razli�nih mikroorganizmov, ki sodelujejo v pretvorbi (Orhon in Artan, 1994). Atmosfera nudi v glavnem N2 v molekularni obliki, ki se pretvarja v organsko obliko z biokemi�nim procesom imenovanim fiksacija dušika. Organske dušikove snovi se razgradijo ali mineralizirajo z aktivnostjo mikroorganizmov, kjer se sproš�a amonijak. Amonijak obstaja v plinski (NH3) ali ionski (NH4

+) obliki. Plinski (NH3) in molarna koncentracija posamezne oblike je odvisna od pH raztopine.

NH3 + H2O ↔ NH4+ + OH- ...( 1)

Delež prostega amonijaka naraš�a z naraš�anjem pH in s pove�anjem temperature procesa.

2.6.1 Nitrifikacija

Nitrifikacija je biološka oksidacija amonijaka preko nitrita v nitrat. Je zelo pomemben dvostopenjski proces v kroženju dušika. Pri tem se pretvori reducirana oblika dušika (NH4

+) v oksidirano obliko (NO3-). Ne spreminja se koli�ina dušika v �istilni napravi,


12 pa� pa se spreminja oksidacijsko stanje dušika od mo�no reducirane oblike, preko vmesnih stopenj, kjer se amonijev ion oksidira v vmesno stopnjo nitrit in nadalje v nitrat. Pionirsko delo na podro�ju raziskav mikroorganizmov, nosilcev biokemi�nega procesa nitrifikacije je objavil Winogradsky že leta 1890 (cit. Landeka, 1995; Bock in sod., 1986). Nitrifikacijski organizmi so znani kot skupina, ki zelo po�asi rastejo. To povzro�a nizek izkoristek energije, povezane z oksidacijo amonijaka v nitrit. Po�asna rast nitrifikatorjev je glavni problem za nitrifikacijo v bioloških �N. Avtrotrofne bakterije uporabljajo za rast CO2 , CO3

2- , HCO3 - kot ogljikov vir. CO2 se reducira še preden

se lahko ogljik »C« formira kot del celi�ne biokulture. Rod z najpogostejšo vrsto Nitrosomonas, nastalo energijo iz oksidacije amonijaka uporabi za nastanek nitrita (N. europea, N. menocella, N. nitrosoccus), Nitrospira, Nitrocystis, Nitrosogloea sp). Proces poteka s pomo�jo encimskih sistemov avtotrofnih mikroorganizmov z:

• deaminacijo; • vklju�itev dušika v novo biokulturo celic aktivnih mikroorganizmov in

njihovim izlo�anjem iz procesa od okoli 15% (Casey, 1996) do 35% (Rosen in sod.,1998);

• mikrobiološko redoks transformacijo, vklju�ujo� nitrifikacijo in denitrifikacijo ( Helmer- Madhok in sod., 2002).

15 CO2 + 13NH4+ � 10 NO2

- + 3 C5H7 NO2+23 H+ + 4 H2 O ...( 2) Nadalje se nitrit oksidira v nitrat z drugo skupino mikroorganizmov Nitrobacter (Henze in sod., 1995). Poznana je tudi heterotrofna nitrifikacija, ki so jo sposobne nekatere bakterije in glive (Glancer in sod., 1970), vendar je delež teh organizmov (Pseudomonas spp., Corynebacterium spp., Nocardia spp., Aspergillus spp.,, Streptomyes spp., Mycobacterium spp , Bacillus spp., Vibrio spp.) (Orhon in Artan, 1994) v procesu nitrifikacije bistveno manjši.

5 CO2 + NH4+ + 10 NO2

-+2 H2O � 10 NO3-+ C5H7NO2 + H+ ...( 3)

S kombinacijo gornjih dveh izrazov dobimo dobit nove celi�ne biokulture. Izra�un pokaže da je doprinos biokulture za Nitrosomonas od 0,1 do 0,2 g VSS/g N-NH4

+ (oziroma 1,14 g KPK/g N-NH4

+) in za Nitrobacter ca 0,04 – 0,13 g VSS/g oksidiranega N substrata (Henze in sod., 1995). Koncentracija aktivnih mikroorganizmov je mo�no odvisna od:

• inhibitornih snovi v odpadni vodi, ki lahko za�asno ali trajno ustavijo rast, • temperature obratovanja, • bremenitve (razmerje med razpoložljivo hrano in biokulturo)

U�inkovitost nitrifikacije je pri dolo�enem zadrževalnem �asu tako odvisna od slede�ih vplivov ( Ryhiner in sod., 1994):


13

• postavitve procesa v napravi (konfiguracije) • sestave dušikovih spojin in ciljnih izto�nih vrednosti • koncentracije raztopljenega kisika • bremenitve s skupnim dušikom • temperature odpadne vode • koncentracije aktivne avtotrofne biokulture • dejavnikov okolja (alkalitete)

Eden klju�nih dejavnikov na proces nitrifikacije v bioreaktorju je vpliv temperature ( Meaney in Strickland, 1994). Temperatura zelo vpliva na rast mikroorganizmov in s tem na metabolizem razli�nih substratov, še zlasti v zimskem �asu ni mogo�e pospešiti encimskih reakcij, da bi parametre izpusta �iš�ene vode lahko obdržali preko celega leta na enaki kakovosti. V namen zniževanja koncentracij dušikovih spojin je možna optimizacija procesa s pove�avo procesnih volumnov ali pa pove�anje koncentracije razpoložljivega kisika v aerobnem bioreaktorju. V vsakem primeru pa je �iš�enje v zimskem obdobju pri temperaturi pod 12oC zelo oteženo (Rusten in sod., 1995). Pri 10oC je specifi�na hitrost rasti nižja od specifi�ne hitrosti rasti pri 15oC.

2.6.2 Denitrifikacija

Denitrifikacija je biološki proces odstranjevanja oksidiranih anorganskih dušikovih spojin v plinski dušik (N2). Mikroorganizmi v procesu denitrifikacije (Proteobacteria) spreminjajo topne oblike dušika, ki so okolju in vodnim sistemom nevarne, v plinske oblike, ki izhajajo v zrak in nimajo škodljivih posledic za okolje. Zadnje analize kažejo, da plinasti N2O proizvajajo �istilne naprave in obstoji zelo dolgo v atmosferi in bistveno prispeva k toplogrednim plinom (Zumft, 1997). Denitrifikacija je možna le v primeru, da je prisoten organski ogljik in dušik v mediju v obliki nitrata in v okolju ni na razpolago raztopljenega kisika. Ker je v surovi odpadni vodi zelo malo te oblike, je treba v �N najprej konvertirati vse možne razgradljive dušikove spojine do nitritne / nitratne oblike. Proces poteka samo v mikroaerofilnih pogojih, ker le v tem primeru organizem �rpa za respiracijo potreben kisik iz zalog nitrata. Mehanizem imenujemo nitratna disimilacija (Orhon in Artan, 1994; Zumft, 1997). V nasprotju z nitrifikacijo je v naravi zelo širok spekter mikroorganizmov, ki so sposobni denitrifikacije. Rodovi so Bacillus, Aerobacter, Achromobacter, Micrococcus, Proteus, Flavobacterium. Vsi so sposobni uporabljati metabolne poti pri aerobni in mikroaerofilni respiraciji. Pomeni, da organizmi lahko spreminjajo naravo svojih elektronskih akceptorjev, kar je še posebej pomembno pri imobilizirani biokulturi, kjer na površini biofilma organizmi uporabljajo molekularni kisik, v globini pa koristijo nitrat kot vir kisika. Klju�ni encim v procesu denitrifikacije je nitrit reduktaza, ki katalizira stopnjo nastajanja plinastih intermediatov NO in N2O. Kon�ni produkt je plinski dušik N2. Encim komplementarno deluje še z dvema metaloencimoma, katera uporabljata NO in N2O kot substrat (Zumft, 1997).


14 Nitrit, kisik in nitrat sprejemajo elektrone in so akceptorji. Kot donor elektronov so mogo�i trije viri ogljika:

• interni vir, je organski substrat, raztopljen v odpadni vodi; • eksterni vir, �e je treba ogljik dodajati v obliki metanola, glukoze ali acetata; • endogeni vir prihaja iz propadanja celic (avtoliza).

Kinetika denitrifikacije je odvisna od kakovosti substrata in najboljše rezultate dobimo v primeru dobro razgradljivega substrata npr. metanola, hlapnih organskih kislin, glukoze itd. Razmerje med ogljikom in dušikom (C/N) v procesu denitrifikacije je optimalno pri deležu 20–10 : 1. Za redukcijo 1,0 g N-NO3

- potrebujemo 2,5 – 3 g metanola (Vrtovšek, 1996; Orhon in Artan, 1994). Denitrifikatorji vsebujejo encime, s katerimi lahko pretvarjajo nitrat nazaj v amonijsko obliko ali pa nitrat preko nitrita v plinasti dušik. NO3

- →→→→ NO2- →→→→ NO →→→→ N2 denitrifikacija ...( 4)

Dejansko se po stehiometriji denitrifikacije lahko izrazi, da je to kemoorganotrofni proces, kjer se uporablja donor elektronov in donor organskega dušika medtem, ko je prisoten NO3

- akceptor elektronov. Reakcija procesa te�e po ena�bi:

++ H56

N051 -

3 + e- → 2101

N + 253

H O ...( 5)

Pri reakciji alkalnost naraš�a in se pri redukciji 1,0 mg N-NO3

- do N2 pove�a za 3,57

mg CaCO3 / l (Orhon in Artan, 1994 ). Ta reakcija je ugodna, saj delno nevtralizira u�inke nitrifikacije in sproš�a produkte, ki vplivajo na uravnavanje kislega pH. Specifi�na hitrost rasti denitrifikatorjev se izrazi z dvojno funkcijo po Monodu in vklju�uje oba substrata, tako organski ogljik kot tudi nitrat. Kisik v tem procesu lahko vpliva kot inhibitor v primeru ve�jih koncentracij v procesu notranjega povratnega kroženja nitrata v mikroaerofilni bioreaktor (Orhon in Artan,1994). Denitrifikatorji spadajo v skupino heterotrofov, kar pomeni, da uporabljajo kot vir ogljika in energije organsko snov. Griffits ( 1995) navaja, da denitrifikacija te�e v treh fazah, kjer mikroorganizmi v prvi fazi �rpajo energijo iz hitro razgradljivega KPK in v drugi fazi iz po�asi razgradljivega KPK. Proces te�e v mikroaerofilnih pogojih, akceptor elektronov je nitrat. V tretji fazi uporabijo KPK iz odmrle biokulture (avtoliza) in metabolne produkte predatorjev. Heterotrofi lahko živijo v aerobnih pogojih (dovolj kisika v okolju) denitrifikatorji pa v mikroaerofilnih ob zelo nizki koncentraciji kisika ali samo nitrita in nitrata. Hitrost denitrifikacije je odvisna od ve� faktorjev: koncentracije raztopljenega kisika, pH, temperature in tudi drugih biokemi�nih procesov, ki te�ejo v mediju. Denitrifikacija poteka družno z nitrifikacijo, vendar ve�je koncentracije O2 lahko inhibirajo proces denitrifikacije in ve� od 0,2 mg O2/l že inhibira nitrat reduktazo (Orhon in Artan, 1994). V literaturi se pojavljajo vrednosti za vsebnost kisika v


15 procesu denitrifikacije od 0,1 do 0,5 mg O2/l, pri koncentraciji kisika 1mg/ l pa je proces denitrifikacije ustavljen (Hagedorn – Olsen in sod., 1994). Kisik ima vpliv na aktiviranje encima nitrat reduktaze in traja od 0,7 ure do 2 uri, da se aerobne heterotrofne bakterije prilagodijo na mikroaerofilne pogoje in dosežejo maksimalno aktivnost (Orhon in Artan, 1994; Rusten in sod., 1995). U�inkovitost denitrifikacije pod vplivom temperature je opisana v Arrheniusovi ena�bi, ki podaja razli�ne vrednosti korekcijskih faktorjev, ki so v obmo�ju 1,03 - 1,3. Vpliv na hitrost reakcije je zelo velik pri temperaturi pod 20o C in bistveno manj pri temperaturi od 20 – 25oC. Vpliv pH na proces moramo upoštevati, ker denitrifikacija te�e le v obmo�ju pH vrednosti med 6,0 – 8,0, raziskave omenjajo optimalni pH med 7,0 - 7,5.

2.7 BIOREAKTORJI

Bioproces je uravnotežen (Slika 4), ko je koli�ina vstopajo�e snovi enaka koli�ini izstopajo�e snovi iz bioreaktorja ob upoštevanju prisotne biokulture in razgradnje substrata do CO2, H2O in N2.

IZTOK

AKUMULACIJAV BIOMASORAZGRADNJA

VTOK

MASNA BILANCA VTOK = IZTOK + RAZGRADNJA + AKUMULACIJA

Slika 4: Princip ravnoteženega stanja v bioreaktorju (Stephenson in Judd, 2002).

Figure 4: Steady state matter balance in bioreactors (Stephenson and Judd, 2002).

Najbolj pomembna zahteva v tehnologiji �iš�enja odpadnih voda je u�inkovitost bioreaktorja, ki jo merimo z ve� parametri. Reakcije te�ejo v dolo�enem volumnu, v enoti �asa z razli�no stopnjo konverzije snovi. U�inki se merijo z zmanjšanjem vsebnosti polutantov na iztoku iz naprave v primerjavi z doto�nimi koli�inami npr: celokupnega ogljika, izraženega kot KPK v mg/l oz. kg/dan, skupni dušik in njegove oblike kot so amonijski dušik, nitrat, nitrit in delež zmanjšanja v iztoku. U�inkovitost procesa izrazimo v %. Zelo pomembne so netopne snovi in njihova odstranitev, nadalje organski polutanti kot so benzen, toluen,


16 ksilen (BTX), razni inhibitorji kot so težke kovine, cianid, fenol, sulfid (Esoy in Odegaard, 1998) in druge snovi (merjene s fizikalnimi in kemijskimi metodami). Druga zahteva u�inkovitosti bioreaktorjev pa je tudi visoka higienska kakovost pre�iš�ene vode (merjeno z mikrobiološkimi metodami), kar pomeni, da mora biti delež kolititra in drugih patogenih in fekalnih mikroorganizmov zmanjšan skladno s predpisom (Uredba, 1996). Prvi pogoj je uspešno dosežen z aplikacijo bioreaktorja z imobilizirano kulturo, ki u�inkovito deluje pri temperaturah procesa pri 8 - 12o C in visoko stopnjo odstranjevanja nitrata od 3,1 - 4,4 kg NO3

-/m3. d (Lazarova in sod., 1994). Sanitarna kakovost �iš�ene vode se tudi izboljša, vendar bo treba v bodo�e iskati tehnološke dopolnitve pred izpustom �iš�ene vode v vodotok. Danes se veliko dela na ozonaciji, UV obsevanju, kloriranje pa se že opuš�a.

2.7.1 Pove�evalni kriterij pri na�rtovanju �istilnih naprav

Študij procesa �iš�enja lahko izvajamo v laboratorijskem merilu (od nekaj ml do nekaj l), polindustrijskem merilu (od 5 do 200 l) in industrijskem merilu (nad 200 l). Pri dimenzioniranju pilotne naprave je treba upoštevati vidike teorije podobnosti, zato morajo biti bioreaktorji enake konfiguracije, hidravli�ne veli�ine in na reakcijski kinetiki osnovana trajanja procesov pa imeti podobno števil�no vrednost, kot bodo v uporabi v veliki napravi. Namen laboratorijskega merila je izbira ustreznega tehnološkega postopka �iš�enja odpadne vode, selekcija mikroorganizmov, dolo�itev minimalnih zadrževalnih �asov za željeni u�inek �iš�enja, simulacija razli�nih stresnih situacij. V polindustrijskem merilu se optimirajo vplivi faktorjev okolja. Namen raziskav na industrijskem merilu pa je optimizacija procesa �iš�enja iz glediš�a u�inka �iš�enja, ugotovitev stranskih problemov (blato, pene), posledi�nih problemov (hrup, emisije) in ocenitev stroškov obratovanja. Prenos bioprocesa �iš�enja odpadne vode lahko gledamo kot na prenos snovi (transportni pojavi) in potek biokemijske reakcije (ATV, 1986).

2.8 BIOFILM

2.8.1 Definicija biofilma

Biofilm (Slika 5) je opredeljen kot združba mikroorganizmov in ostalih snovi, ki so imobilizirani na nosilec. Materiali za nosilec so lahko zelo razli�ni, vendar so v praksi znani pesek, les in plastika. Na splošno je prednost imobiliziranih kultur mikroorganizmov v daljšem življenskem obdobju, boljši prilagodljivosti na strese in prebremenitve. Pri imobiliziranih encimih je specifi�nost in aktivnost ve�ja kot pri prostih celicah (Environnet biofilm, 1998). Rast in razvoj biofilma sta odvisna od ve� faktorjev. Morfologijo biofilma je težko izraziti in izmeriti kvantitativno, uporablja se fraktalna dimenzija za vrednotenje in opis površin (Hermanowicz in sod.,1996, 1998; Lewandovski in sod., 2002). Sama zgradba biofilma lahko zelo variira in je odvisna od cele vrste procesnih in biokemijskih dejavnikov, ki sodelujejo pri njegovem oblikovanju in nastajanju (Hermanowicz in sod., 1996).


17

Slika 5: Biofilm (Lewandowski, 1995).

Figure 5: Biofilm (Lewandowski, 1995).

Biofilm z mnogo kanal�ki in izrastki z raznoliko površino je zna�ilen za bioreaktorje, kjer strižne sile niso velike in je biokultura obdana s hitro razgradljivim substratom (Choi in Morgenroth, 2002). Tedaj nastaja in raste razgibana površina biofilma, ki jo ob�asno obdaja poseben ovoj ekstracelularnih polimernih snovi (EPS), ki imajo nalogo povezovati biofilm (Jahn in Nielsen, 1995). Transport metabolitov se izvaja skozi biofilm v okolje in obratno. Mnogokrat vsebuje tudi ekstracelularne encime (Fleming, 1998). Sestava EPS snovi je zelo razli�na in jo mikroorganizmi oblikujejo v odvisnosti od hranil v okolju in hidrodinami�nih pogojev. Znana je ugotovitev Applegata in Bryersa (1991), ki sta ugotovila pove�anje EPS ovoja v primeru pomanjkanja ogljika v okolju. Fleming (1998) trdi, da EPS pogojujejo oblikovanje prostora okoli biofilma in tridimenzionalnost biofilma. Delež EPS v biofilmu lahko variira od 50 – 80 % od vse organske biokulture in jih sestavljajo v glavnem polisaharidi, nukleinske in huminske kisline, lipidi in tudi kalcijev sulfat. Rezultat raziskav potrjuje tudi dejstvo, da je le del EPS v vodotopni obliki, zakaj je tako, do danes še niso odkrili. Domneva se, da je delež odvisen od strukture molekul, ki tvorijo biofilm. Nadalje del EPS bistveno vpliva na vezavo vode na biokulturo, kar je pomembno pri tehnologiji zgoš�anja blat. Znana je vloga EPS pri vezavi težkih metalov na površino biofilma, ki je možna v ve�ji meri, �e so prisotne EPS substance. Difuzija predstavlja osnovni transport snovi v biofilm. U�inkovitost difuzije je pogojena z debelino EPS in snovmi, ki so naslojene v tej plasti (Fleming, 1998, 2002). Vendar je Lewandowski (2002) pri svojih poskusih ugotovil, da je biofilm tako kopleksen, da je treba za razumevanje upoštevati ve� faktorjev: difuzijske razdalje (med substratom in najglobljim mikroorganizmom), poroznost biofilma (ki se dolo�i kot razmerje med volumnom praznega prostora in celotnim volumnom) in fraktalno dimenzijo (ki pove o odmikih med posameznimi kolonijami na krovu biofilma). Ugotovil je, da je metabolna reakcija difuzijsko omejena, �e je mejna hitrost manj kot 2 cm/s. �e se pove�a nad to mejo, je metabolna reakcija limitirana z reakcijsko hitrostjo. Ta ugotovitev je nasprotna sedanjim trditvam, da je metabolna reakcija vedno omejena z masnim transportom.


18 2.8.2 Imobilizacijske tehnike v procesu �iš�enja odpadne vode

Celi�ni sistemi so lahko imobilizirani na ve� na�inov in se tudi uporabljajo v ve� oblikah. Karel in sod., (1985) so razdelili imobilizirane tehnike na štiri skupine na osnovi fizikalnih mehanizmov, ki povzro�ajo imobilizacijo:

• imobilizacija mikroorganizmov na površino nosilca, • vgradnja mikroorganizmov v notranjost poroznega nosilca, • imobilizacija na semipermeabilne membrane in prisotnost mikroorganizmov v

bližini pretokov substrata • agregacija.

Slika 6 prikazuje štiri glavne kategorije primerov imobiliziranih mikroorganizmov.

Slika 6: Primeri imobiliziracijskih tipov mikroorganizmov (Karel in sod.,1985).

Figure 6: Examples of immobilized microorganism types (Karel et al., 1985).

Biofilm z imobiliziranimi mikroorganizmi na površini se pogosto uporablja v tehnologiji �iš�enja odpadnih voda. Immobilizacija je odvisna od lastnosti mikroorganizmov (sestave celi�ne stene, naboja), lastnosti nosilca (velikost por ali specifi�ne površine), lastnosti teko�ine (pH, ionska mo�). Za nitrifikacijo se mnogokrat uporabljajo precejalniki, vrte�i biodiski in potopljeni nosilci z biofilmom (Slika 6, a). Zaradi pomembnosti te tehnologije so se razvili številni nosilci. Uporaba poliuretanskih kock (1 cm3) in nanos biofilma na površino in v notranjost poroznega materiala ima tehni�no aplikacijo in se je uporabil tudi za nadgradnjo �istilne naprave za odstranjevanje hranil v Freisingu (Reimann in Fuchs, 1984) in dosega za ca 30% izboljšan rezultat �iš�enja (Slika 6, b) v primerjavi s konvencionalnim procesom z razpršeno biokulturo.


19 Nanos biofilma na membrane in študij aktivnosti membranskih reaktorjev se z veliko vnemo razvija na Japonskem. Ni še opisanih ve�jih industrijskih aplikacij. Verjetno bodo to bioreaktorji prihodnosti tudi za �iš�enje odpadnih voda (Slika 6, c). Uporaba bioreaktorjev z biofilmom s samo agregacijo v tehnološkem smislu ni opisana v literaturi. Ta proces se sicer dogaja v suspendirani, mešani kulturi, kjer organizmi težijo k oblikovanju kosmov, na katere se potem pripenjajo drugi mikroorganizmi (Slika 6, d). Prednosti uporabe bioreaktorjev z biofilmom so se pokazale s preverjanjem rezultatov �iš�enja odpadnih voda v praksi (Preglednica 4). Predmet mnogih raziskav je obratovanje raznih ekspandiranih, fluidiziranih, turbulentnih, fiksiranih bioreaktorjev z uporabo raznih nosilcev, ki koristijo razli�ne možnosti pritrjevanja biokulture z imobilizacijo (Lazarova in sod., 1995; Heijnen in sod., 1993; Paffoni, 2000). Uporaba procesne biokulture v suspendirani obliki je široko uporabljena tehnika, medtem ko je uporaba imobilizirane biokulture na plavajo�ih nosilcih novejši postopek, ki prihaja iz Norveške (Rusten in sod., 1994; Odegaard in sod., 1993), vendar jo posnemajo tudi drugi proizvajalci z razvijanjem raznih elementov, ki plavajo v vodi in imajo primerno površino za nošenje imobilizirane biokulture. Obnašanje in u�inkovitost imobilizirane biokulture po podatkih razli�nih raziskovalcev variira (Rusten in sod., 1995a; Maurer in sod., 2000). S prakti�ne strani je znano, da višje kot je F/M razmerje, ve�ja je hitrost denitrifikacije, vendar pri zelo bremenjenih �istilnih napravah v tem slu�aju prihaja tudi do ve�jih izto�nih bremenitev. �e je substrat zelo hitro razgradljiv, vir ogljika ni omejen, potem hitrost denitrifikacije doseže maksimum.


20

Preglednica 4: Primeri bioreaktorjev z imobilizirano biokulturo.

Table 4: Examples of various bioreactor types using immobilized bioculture.

Tip bioreaktorja in na�in imobilizacije biokulture

Tip odpadne vode U�inkovitost �iš�enja po

ogljiku

U�inkovitost �iš�enja po dušiku

Vir

Bioreaktor s potopljeno fiksirano biokulturo/ kalcinirana glina

sinteti�na iz ribje farme

0,4 kg BPK5/m3 0,0093 g/m2

9,3 kg/m3 Poquillon in Petit (1989, cit po Hem, 1991))

Biofor-precejalnik/ razklanec

iztok iz sek. stopnje �iš�enja

ni podatka 0,45-0,75 kg/m3 Paffoni in sod., (1989, 2000)

Biocarbon precejalnik/ skrilavec

iztok iz sek . stopnje �N

ni podatka 0,5–0,8 kg/ m3 Paffoni in sod. (1990)

Potopljen biol. filter/ glina odpadna voda ni podatka 0,46-0,77 kg/m3 Stensel in sod., (1989, cit. po Hem, 1991)

Submerzni filter z imobil. biokulturo/ polietilenski obro�ki

industrijska odpadna voda

0,96 g BPK5/m2

0,144kg BPK5/m

3

0,55g/m2 0,082 kg/m3

Schlegel (1988, cit. po Hem,1991)

Submerzni filter z imobil.biokulturo/ PVC cevke

iztok iz sek. �iš�enja

0,30 g BPK5/m2

0,18 kg BPK5/m3

1,23 g KPK/m2 0,74 kg KPK/m3

1,33 g/m2 0,8 kg/m3

Saintpierre (1988, cit. po Hem, 1991)

Submerzni imobil. bioreaktor/ PVC obese

precipitirana odpadna voda

3,6 g -8,5 g KPK /m2

1,9-1,0 g/m2

0,27- 0,24 kg/m3 Odegaard in Hem (1988)

Precejalnik plasti�ne križne obese

iztok iz aerobnega bioreaktorja

ni podatka 0,8-1,6 g/m2 0,11-0,22kg/m3

Huang in sod., (1989)

RBC bioreaktor PVC obese

sinteti�ni substrat 7-13 g BPK5 0,14-0,17 g/m2 Wanner J.in sod., (1989)

RBC bioreaktor/ pleksisteklo

odpadna voda ni podatka 2,6 g N/m2 Rusten (1982)

MBBR bioreaktor/ polietilenski nosilci

komunalna odp. Voda

7,3 g KPKtop 165g N-NH4+/m3

in ca 82 % u�in. Rusten in sod., (1994)

MBBR bioreaktor polietilenski nosilci

Industrijska odp. voda

1,1-1,9 g TKPK/m2.d

0,3kg KPK/m3.h

0,8-1,1 g N-NH4

+/m2.d Odegaard in sod., (1994)

MBBR bioreaktor z nosilci

sinteti�ni substrat Ni podatka 0,1-1,7 kg N-NH4

+/m3.d 0,5-1,9g/

N(red.)/m2.d

Hem in sod., (1994)

MBBR bioreaktor s polietilenskimi in poliuretanskimi nosilci

Posedena odpadna voda

50 % u�inkovitost na

dotok

420-730 g N (nitrat)/m3.d

povpre�no 210-240 g N (nitrat)/m3.d

Maurer in sod., (2000), Pariz

MBBR reaktor s polietilenskimi nosilci

Sinteti�ni substrat 70% u�inkovitost �iš�. dušika

95% u�inkovitost �iš�. fosforja

Helness, Odegaard in sod., (2000), Pariz

MBBR bioreaktor polietilenski nosilci

Komunalna voda-denitrifikacija

Študij vpliva pretoka na

u�inek flotacije

Jonsson in sod., (2002), Porto


21 Sosledje bioprocesa v tehnološkem postopku pogojuje optimizacijo in ekonomiko izbrane tehnologije obdelave odpadnih vod. V našem primeru smo se odlo�ili za preddenitrifikacijski proces. Zanj je zna�ilno, da ga sestavljajo štirje bioreaktorji: dva mikroaerofilna in dva aerobna, ki sta zaporedno vezana, brez vmesnih volumnov za posedanje biokulture in kon�nim usedalnikom. Odpadna voda prihaja v prvi mikroaerofilni bioreaktor in prinaša organske snovi, potrebne za vir energije heterotrofov. Iztok iz mikroaerofilnega bioreaktorja prihaja v nitrifikacijski bioreaktor, kjer je glavni process preoblikovanje amonijevih molekul v nitrat (Ludzak-Ettingerjev proces opisan v Orhon in Artan, 1994). Sam proces omogo�a skoraj popolno denitrifikacijo. Stopnja denitrifikacije je odvisna od notranjega povratnega toka in s tem tudi od dodatnega vnosa kisika v mikroaerofilni bio reaktor, ki pa pri 0,5% koncentraciji že predstavlja motnjo v aktivnosti nitrat reduktaze (Orhon in Artan, 1994). Obe stopnji, tako mikroaerofilna kot aerobna delujeta kot bioreaktorja z imobilizirano biokulturo in strnjenim slojem. Bioreaktorji z imobiliziranimi kulturami se �edalje ve� uporabljajo v praksi in so v prednosti pred klasi�nimi bioreaktorji zaradi manjše rabe prostora, ve�je možnosti prilagajanju posameznim procesom, so manj ob�utljivi na hidravli�no pove�ane bremenitve in inhibicije. Zelo razviti so ti bioreaktorji v Franciji (Biofor, Biostyr, Biopur, Biocarbon). Prednost teh bioreaktorjev je, da imobilizirana biokultura ne izhaja iz bioreaktorja kot pri klasi�nem aktivnem blatu in lahko se razvijejo mikroorganizmi s po�asno rastjo in zelo pestre sestave. Doprinos biokulture je bistveno težje meriti kot pri bioreaktorjih z razpršeno biokulturo. Posebnost te tehnologije je, da je aktivnost biofilma manj odvisna od koli�ine sušine (MLSS) v primerjavi s tipom suspendirane biokulture.

2.8.3 Polietilenski nosilci biofilma MBBR in tehnološke izkušnje z njihovo uporabo

Tehnologija bioreaktorjev za �iš�enje odpadnih vod z rešitvami, ki vklju�ujejo imobilizirano biokulturo je v uporabi že dalj �asa v precejalnikih. Tovrstni bioreaktorji pa imajo slabo stran, da se ob�asno zamašijo in za�ne proces anaerobnega gnitja, kar biokulturo uni�uje (»clogging«) in se izpira iz bioreaktorja. Da bi se izognili tem problemom so razli�ni avtorji (Fuchs, 1982; Rusten in sod., 1993; Odegaard in sod., 1993) za�eli eksperimentalno preverjati lažje nosilce, ki so v vodi plavali in se isto�asno prali. Uporaba bioreaktorja z biokulturo na plavajo�ih nosilcih je bila med prvimi uporabljena v Nem�iji, kjer so uporabili 30% dodatek poliuretanskih kock k mešani suspendirani kulturi in patentirali kot »Linpor« proces (Reimann in Fuchs, 1984). Rezultati nitrifikacije so bili v mejah 0,19 - 0,29 kg N-NH4

+/(m3*d) pri temperaturi 10-16o C. Lessel T.H. (1994) je poro�al o poskusih s poliuretanskimi Linpor kockami, ki so v treh tednih obratovanja že pridobile temno anaerobno biokulturo in se za�ele potapljati na dno bioreaktorja kljub pove�anemu prepihavanju z zrakom.


22 Objave po letu 1990 poro�ajo o novem nosilcu iz polietilena, ki ga je razvila firma Kaldnes (Kaldnes Miljoteknologi AS, Tonsberg, Norway). Nosilci imajo specifi�no gostoto ca 0,95 kg/l in so oblikovni v okrogle, rahlo nazob�ane zunanje površine z 18 zarezami, z dolžino 10 mm in širino 7 mm in imajo znotraj križno pregrado. Gostota v mediju je 170 kg/m3 s +/- 10% odstopanjem. S to obliko dobijo nosilci ca 500 m2 površine /m3 nosilcev, kar pomeni pri procesnem polnenju 67 % volumna reaktorja ca 330 m2/m3 efektivne površine (Svenle in Gabrielson, 1998).

2.8.4 Transportni pojavi v biofilmu

Na zgradbo biofilma vplivajo turbulentni tokovi, difuzija, sestava substrata, koncentracije vodotopnega razpoložljivega kisika in dolo�eni fizikalni pogoji (Harremoes, 1982; Bishop in sod., 1998; Lewandovski in sod., 1995, Lewandovski in sod., 2002):

• adsorbcija raztopljenih snovi na površini biofilma, • transport suspendiranih delcev na površini, • adhezija mikroorganizmov na površini, • metabolna konverzija z biofilmom vklju�no z rastjo in odmiranjem biokulture, • odlepljanje (detachment) mikroorganizmov.

Vplive na sestavo biofilma lahko opredelimo tudi kot kratkoro�ne in dolgoro�ne. Kratkoro�ni vplivi so:

• prisotnost inhibitorja v toksi�ni koncentraciji npr cianida. Biokultura bo trenutno blokirana in šele po nekem �asu se po�asi reaktivira (Stražar in sod., 2000),

• kratkotrajno pomanjkanje kisika, • povišana stopnja red�enja (ve�ja hidravlika).

Dolgoro�ni vplivi:

• temperatura npr zimsko obdobje, bistveno vpliva na kinetiko procesov, u�inkovitost pade celo za polovico ( Rusten in sod., 1995),

• sprememba biokulture zaradi spremembe kakovosti substrata npr. pojav filamentoznih bakterij zaradi hitro razgradljivega substrata,

• strižne sile, �e traja vzrok dalj �asa, spremenijo površino biofilma (Cao in Alaerts, 1995),

• pomanjkanje raztopljenega kisika v raztopini, posledica je zmanjšana difuzija kisika v globino biofilma in sledi odmiranje biofilma, ki se kaže z odlepljanjem ve�jih plasti. Regeneracija nove plasti biofilma traja ve� tednov.

V bioreaktorju z biofilmom je znan proces odlepljanja (»detachment«) (Choi in sod., 2002) in nastaja zaradi predatorjev, ki se hranijo z organizmi biofilma, strižnih sil, ki jih povzro�ajo veliki pretoki odpadne vode in trgajo kompozitni del površine, raznih abrazij in zloma biofilma, ki je znan v precejalnikih. Strižne sile imajo zelo velik vpliv na strukturo biofilma. �e so strujanja teko�e faze okoli biofilma po�asna, se bo izgradil biofilm z zelo veliko kanal�ki in šopastimi izrastki (»clusters«), imel dolge peclje in plast je bolj debela ( Lewandowski in sod., 1995). V primeru ve�jih strižnih sil se pa oblikuje tanjši sloj in razgibanost površine je


23 manjša, ni kanal�kov in tok teko�ine te�e po površini. Vendar ne glede na sestavo biofilma je u�inkovitost organizmov pri presnovi substrata v obeh primerih skoraj enaka, kar pomeni, da debelina biofilma ni v linearni korelaciji z u�inkovitostjo. Abrazija ima vpliv v primerih, ko je v teko�ini veliko celic in ob gibanju zadevajo druga ob drugo in se na ta na�in biofilm težje ustvarja. Raziskave Choi in Morgenroth (2002) so pokazale, da je pri 150 rpm, kar odgovarja strižnemu stresu ca. 1,1 N/m2, bilo bistveno manj mikroorganizmov v suspenziji kot pri 420 rpm, kar odgovarja strižnemu stresu okoli 3,1 N/m2. Mehanizem, ki je odgovoren za spremembe strukture biofilma in omogo�anja rasti pri višjih strižnih silah, še ni dobro razumljen. Proces porušitve notranje strukture biofilma, ki ga strokovna literatura poimenuje zlom (»clogging«), je pogosta napaka v bioreaktorjih z imobilizirano biokulturo, kjer se za�ne plast biofilma z nosilcev luš�iti in propada. Ta proces se za�ne v bioreaktorjih, kjer zmanjka hranil ali ni pravo razmerje za rast, ni dovolj kisika v globljih delih partiklov in mikroorganizmi, ki živijo v aerobnih razmerah, odmirajo. Transport raztopljenih snovi v biofilm in transport metabolitov iz biofilma poteka z molekularno difuzijo v biofilm in teko�ino, ki obdaja biofilm (Henze in sod., 1995). Znan je difuzijski upor proti transportu kisika v notranji sloj biofilma in posledi�no inhibicija rasti nekaterih bakterij, še posebej nitrifikatorjev (Hem, 1991). Razumevanje biofilma in spremembe se med avtorji razlikujejo še posebej, �e so ga modelirali. Opazili so, da ve� dni trajajo�e spremembe v turbulenci pri premalo substrata povzro�ijo spremembe makrostrukture biofilma in nastane film s plahutajo�imi (»fluttering«) filamenti. Enak vpliv ima na biofilm izlo�anje mehur�kov dušika v mikroaerofilni coni znotraj biofilma. Predstavitev biofilma z omejenim substratom je predstavil Harremoes že leta 1978. Znotraj površine biofilma je masni pretok limitiran z difuzijo. V primeru, da je difuzija substrata v biofilm popolna, tedaj je koncentracija v teko�ini in v površini biofilma skoraj enaka in difuzija ne vpliva na reakcijski �as. Druga�na pa je situacija, kadar je penetracija substrata skozi površino omejena in tedaj prihaja do pomanjkanja ali kisika ali pa organskih/dušikovih spojin in nastopi faktor zaviranja za rast ali heterotrofov ali pa nitrifikatorjev.

2.8.5 Modeli biofilma

Pri raziskavah delovanja biofilma se uporabljajo tudi ra�unalniški modeli, ki so orodja s katerimi si pomagamo razumeti zapletene procese v naravi in jih skušamo poenostaviti. Shematiziran prikaz realnosti imenujemo model, ki je opisan na razli�ne na�ine (Slika 7) (Grady in sod., 1987; Wanner in Reichert, 1996; Karba, 1998; Wimpenny, 1998; Picioreanu in sod., 1999). Modeli:

• fizi�ni model je z naravnim stanjem v nekem geometrijskem razmerju in se lahko odvija v naravi ali pomanjšan v laboratorijih (pilotne naprave),

• matemati�ni - kjer dogajanje skušamo opisati s sistemom ena�b, kjer medsebojni vplivi temeljijo na izra�unanih razlagah pojava,

• analogni - so vmes med obema na�inoma in dogajanje opišemo na podlagi podobnosti z drugimi vedami najve�krat fizike in elektrotehnike.


24 Osnova vsem modelom je ena�ba po Monodu, ki upošteva poleg substrata še rast biokulture v enoti �asa in pri biofilmu je pomemben dejavnik še molekularna difuzija. V novejših raziskavah se avtorji v ve�ini poslužujejo matemati�nih modelov in jih v komparaciji izvajajo še s fizi�nimi, kjer se potrjujejo z modelom pridobljeni parametri. To je induktivni pristop, ki se danes skoraj najve�krat uporablja, �e je treba neke rezultate v naravi potrditi (Zec, 1999; Hvala in sod., 2002; Vre�ko, 2003). Raziskovalci procesov so uporabili razli�ne matemati�ne modele za aktivno blato, npr. ASM No.1, ASM No.2 (Henze in sod., 1987, 1992; Vanrollenghem in sod., 1999) v kombinaciji z ASM No.3 in ASM2D (Gujer in sod., 1999; Henze in sod., 1999). Model za plavajo�i tip bioreaktorja z imobilizirano biokulturo je v literaturi znan kot programski paket GPS_X (Hydromantis, 2001), ki vsebuje tudi matemati�ni model za procese z imobilizirano biokulturo. Glavni namen uporabe modela je matemati�ni zapis simulacije. V tej smeri je postavljena tudi ena izmed tez te raziskave, ker smo skušali izrabiti model za optimizacijo procesa tako nitrifikacije kot denitrifikacije. Poznamo veliko razli�nih vrst modelov (Slika 7). Modeli so lahko fizi�ni, med njimi so na podro�ju �istilnih naprav pogosto uporabljene laboratorijske in pilotne naprave. Matemati�ni modeli, ki jih bomo obravnavali v nadaljevanju pa sodijo med abstraktne modele.

modeli

fizi�ni abstraktni

mentalni simboli�ni

matemati�ni nematemati�ni logi�ni

verbalni grafi�ni shemati�ni

stati�ni dinami�ni

�

�

risbegrafi

�

�

pomanjšanekopije(makete,model�ki,...)imitacije(šablone...)

�

�

�

�

analogije (elektri�na...)prototipilaboratorijske napravepilotne naprave

�

�

izre�eni opiszapisek

�

�

�

diagram potekazemljevidna�rt

Slika 7: Vrste modelov (Karba, 1998).

Figure 7: Model types (Karba, 1998).

Uporaba matemati�nih modelov in simulacije se je v zadnjem �asu zelo razmahnila tudi na podro�ju �istilnih naprav. Vzrok za to je v kompleksnosti bio-kemijskih procesov �iš�enja in v zahtevnih medsebojnih povezavah med procesi, kjer je pogosto težko razpoznati povezavo med vzroki in posledicami razli�nih dogajanj. Za procese �iš�enja odpadnih voda je tudi zna�ilno, da je eksperimentiranje na realni ali pilotni napravi zahtevno iz ve� razlogov: izvajanje eksperimentov je pogosto zamudno, pri tem mnogih pomembnih procesnih spremenljivk ni mogo�e meriti, ali pa so meritve vezane na dolgotrajne laboratorijske analize, sprememba obratovalnih pogojev lahko


25 povzro�i tudi resne in težko popravljive napake v procesu. Zelo pogosto se zato uporabljajo tudi matemati�ni modeli kot dopolnitev k izvajanju pilotnih eksperimentov. S pomo�jo meritev na napravi najprej definiramo proces in izgradimo matemati�ni model (Podgornik, 1996), ki ga nato uporabimo za študij delovanja �istilne naprave, obetavne rešitve pa nato preverimo s pilotnimi eksperimenti (Vre�ko in Hvala, 2000). Na podro�ju �istilnih naprav matemati�ne modele uporabljamo za boljše razumevanje procesov �iš�enja (ugotavljanje vzro�no-posledi�nih povezav), kot pomo� pri na�rtovanju �istilnih naprav (za izbiro najbolj primerne tehnologije in dimenzij naprave), kot pomo� pri obratovanju (za izbiro optimalnih obratovalnih pogojev) in za izboljšano vodenje naprav (uporaba postopkov vodenja, ki temeljijo na modelih). V disertaciji smo matemati�ni model in simulacijo uporabili za optimizacijo obratovalnih parametrov pri odstranjevanju dušikovih snovi v industrijski pilotni napravi na Centralni �istilni napravi Domžale-Kamnik. V ta namen smo najprej izdelali matemati�ni model pilotnega bioreaktorja ter nato simulirali njegovo obratovanje. Predvsem nas je zanimal vpliv nekaterih klju�nih parametrov, kot so zadrževalni �as, temperatura odpadne vode in koncentracija kisika, na u�inkovitost odstranjevanja N-NH4

+ iz odpadne vode. Izdelava matemati�nega modela nekega procesa kamor sodi tudi lahko �istilna naprava vsebuje naslednje korake (Podgornik, 1996):

• definicija sistema, • postavitev miselnega modela, • �asovna analiza sistema • izbor spremenljivk sistema • postavitev matemati�nega modela • dolo�itev parametri�ne ob�utljivosti modela • preverjanje pravilnosti modela • uporaba za vodenje in optimizacijo

Modeliranje in simulacijo �istilnih naprav vršimo s pomo�jo programskih paketov za simulacijo. Na tržiš�u so danes na voljo programski paketi, ki so namenjeni izklju�no simulaciji �istilnih naprav (GPS-X, Simba, WEST, Asim, Efor, itd.). Ta orodja že vsebujejo uveljavljene in standardne strukture modelov, ki se uporabljajo na podro�ju �istilnih naprav. Zelo pogosto se za modeliranje bioloških procesov uporablja model ASM1 (Henze in sod., 1987), ki opisuje odstranjevanje organskih in dušikovih snovi v odpadni vodi pri procesih z razpršeno biokulturo, ter Takacs-ev model usedanja za usedalnike (Takacs in sod., 1991).

2.8.6 Proteini mikroorganizmov biofilma

Znanje iz podro�ja biokemije se aktivno prenaša tudi v okoljsko tehnologijo preko tehnik mikroskopiranja, kultiviranja mikroorganizmov na ploš�ah in analiz posameznih parametrov kot so: DNA, izolacije in sestava proteinov, dolo�anje encimske aktivnosti proteinov/encimov. Omogo�ena je tudi boljša karakterizacija


26 biokulture in razumevanje metabolnih aktivnosti mikroorganizmov, ki hidrolizirajo in mineralizirajo organske snovi (Boczar in sod., 1992). Odkrivajo se nove sposobnosti mikroorganizmov, ki preko proteinskega poola komunicirajo z okoljem. Fukushi in sodelavci (2001) poro�ajo o odkritju šestih proteinov, ki so bili sposobni vezati 0,50-0,57 mmola bakra na gr proteina v molekulo. Molekulska masa enega proteina je bila 2.500 Da in je vezal 61,23 mol bakra na mol proteina kar je 17 krat ve� od komercialnih preparatov in ob temu niso opazili posledic stresa (inhibicije), kar nakazuje na bodo�o komercialno uporabo. Vrsta kovin namre� povzro�a raka (Cr, Cd, Ni), ker se vežejo s tioli (vzdržujejo redoks stanje v celici) v stabilne oblike, povzro�ajo okvare na proteinski molekuli. Okvare so lahko ireverzibilne in celice skušajo teko�e odstranjevati vse poškodovane proteine s proteosomi. To so veliki proteazni encimski kompleksi, ki jih sestavlja ve� podenot, z molekulso maso od 700 kDa do 1.700 kDa. Nahajajo se v citoplazmi in nukleoplazmi (Jamnik, 2002). Vanmuylder in sod. 1998 poro�ajo, da imajo vsi organizmi, ki so izpostavljeni stresnim pogojem enak molekularni odgovor, ki je okarakteriziran z izrazito spremembo v izražanju genov, kar pove�uje sintezo polipeptidov, ki jih imenujemo stresni proteini ali proteini toplotnega šoka. Opazili so, da se bistveno pove�a koncentracija proteinov z molekulsko maso 76 kDa in 26 kDa (Kiang in Tsokos, 1998; Jamnik, 2002). Raziskave (Boczar in sod., 1992) so potrdile, da ekstracelularni encimi nimajo bistvene vloge v biodegradaciji aktivne biokulture. Šele ko so celice razbili, se je aktivnost predvsem fosfataze in aminopeptidaze drasti�no pove�ala kar pomeni, da so encimi vezani na membrane ali v periplazmi in v manjših koncentracijah prisotni ekstracelularno. Boczar in sod., (2001) so s preverjanjem aktivnosti esteraze aktivnega blata iz treh �N naprav v Ameriki študirali u�inek adaptacije biokulture in ugotovili, da je najve�jo aktivnost pri hidrolizi para nitrofenol estra kazalo aktivno blato, kjer je bilo ca 50% tehnoloških odpadnih vod v dotoku na napravo, kar verjetno pomeni, da je bilo to blato adaptirano na tovrstni substrat v primerjavi s hidrolizno aktivnostjo esteraze, ki jo je pokazala biokultura v drugih dveh napravah z ve� kot 90 % komunalnih odpadnih vod. Podobne rezultate so dobili tudi avtorji (Van Groenestijn in sod., 1989), ki so študirali vpliv T, pH in soli - Na sulfat in amonklorid, kot stimulatorjev encimske aktivnosti encimov mikroorganizmov, ki razgrajujejo polifosfate: AMP-adenilat kinaza = 2 ADP ↔ ATP + AMP in adenozin mono fosfotransferaza, ki katalizira reakcijo AMP + ADP →ATP (adenozintrifosfat). Pri procesih odstranjevanja dušikovih spojin iz odpadnih vod so najve� pozornosti deležni encimi, ki katalizirajo metabolizem amonijaka in nitrata (Preglednica 5). Do danes še niso ugotovili, zakaj amonijak oksidirajo�e bakterije (AOB) in ve�ina nitritoksidirajo�ih, obligatorno uporabljajo anorganski ogljik kot energetski vir.


27 Preglednica 5: Encimi, ki katalizirajo klju�ne reakcije dušikovega cikla (Strous, 2000; Prin�i�, 2001).

Table 5: Enzymes responsible for catalyzation of main reactions in the nitrogen cycle (Strous, 2000; Prin�i�, 2001).

Proces Reakcija Encim Nitrifikacija NH4

+ +02 +2H+ +2e- = NH2 OH + H2O NH2OH + H2O = NO2

- +5H+ +4e-

NO2 + H2O = NO3 - + 2H+ +2e-

ammonij monooksigenaza hidroksilamin oksidoreduktaza nitrit oksidoreduktaza

Anammox NH4+ + NH2OH = N2H4 + H2O +H+

N2H4 = N2+ 4H+ + 4e-

NO2- + 4e- + 5H+ =NH2OH + H2O

hidrazin hidrolaza hidrazin oksidoreduktaza hidroksilamin oksidoreduktaza

Denitrifikacija NO3- + 2H+ +2e- = NO2

- +H2O NO2

- + 2H+ +e- = NO +H2O 2NO + 2H+ + 2e- =N2O + H2O N2O + H2O + 2e- = N2 + H2O

nitrat reduktaza nitrit reduktaza dušikova oksid reduktaza nitrozo oksid reduktaza

Disimilacija Nitritna redukcija

NO3- + 2H ++ 2 e- = NO2

- + H2O NO2

- + 8H+ + 6e- = NH4+ + 2H2O

nitrat reduktaza disimilatorna nitrit reduktaza

Biokemijske raziskave o katerih so poro�ali Olson, Hooper, Di Spirito (cit. po Bock in sod., 1986) so pokazale, da mikroorganizmi pri oksidaciji amonijaka proizvedejo proton gradient tako, da ekstra citoplazmatska dehidrogenaza protone proizvaja in je povezana v paru preko membrane z intracelularno citoplazmatsko terminalno oksidazo, ki protone v tej reakciji uporabi. Prva stopnja je oksidacija amonijaka do hidroksilamina, ki je katalizirana z monooksigenazo in proces se nadaljuje v drugo stopnjo z oksidacijo hidroksilamina v nitrit. Reakcijo katalizira hidroksilamin oksidoreduktaza. Encim je vezan na membrano in se ga zelo težko izolira (Bock in sod., 1986). Ogljikov dioksid, fiksiran preko Calvinovega cikla, predstavlja glavni vir organskega ogljika za rast. Nitrobacter sp. nadaljujejo oksidacijo nitrita v nitrat in ob tem proizvajajo ATP in koencim NADH za potrebe fiksacije CO2 preko Calvinovega cikla. Sinteza NADH je prva stopnja skladiš�enja energije, medtem ko se nitrit ali drugi organski substrati oksidirajo. Med sintezo NADH pada koli�ina ATP. Vir kisika za oksidacijo je voda. Nitrit oksidoredukcijski sistem je vezan na membrano (cit. po Bock in sod.1986). Membrane nitrit oksidirajo�ih organizmov vsebujejo rjavkasto barvo, ki je tipi�na za vse organizme te skupine. Encim, odgovoren za nitrit oksidacijo, je znan kot nitrit-oksidoreduktaza in je v membrano integriran protein, ki je topen v detergentih in vsebuje molibden, železo in žveplo. Bock citira, da je Tanaka in sod. (1983) z raztapljanjem v Triton X-100 izoliral citohrom a1c1 partikel, ki je bil sestavljen iz podenot z molekulsko maso ca. 55.000, 29.000 in 19.000 Da. Oksidacija nitrita te�e brez znanih intermediatov, verjetno gre za eno ali dve elektronski stopnji s sproš�anjem samo elektronov iz encim - substratne vezi. Nitrit oksidoreduktaza (NIR) je klju�ni encim, ki katalizira nadalje oksidacijo nitrita v nitrat. Verjetno je udeležen tudi v oksidaciji formata (Colbley, 1984 cit. po Bocku, 1986). Encim je bil identificiran pri vseh sevih Nitrobacter, ne pa pri Nitrospiri sp. Znana je komponenta z molekulsko maso 360.000 s podenotami α 115.000 in β 64.000. Drugi raziskovalci so našli 400.000 Da s podenotami 116.000, 65.000 in


28 32.000. V zadnji podenoti je bil najden c-tip hema. Encim je po tipu enak nitrat reduktaznemu sistemu. Pri nitrificirajo�ih bakterijah je znan še encim ribuloza 1,5 difosfat karboksilaza/ oksigenaza, ki je odgovorna za fiksacijo CO2 v reduktivni pentoza fosfatni poti. Avtorji Sylvestre (1982) in Michael (1981), Landeka (1995) navajajo, da bakterije, ki imajo sposobnost oksidacije amonijaka do nitrata, kopi�ijo encim strukture bifenila, ki daje rumeno obarvanje biokulture. Nitrit oksidizirajo�i sistem je inducibilen, ve� kot je nitrita v okolju, bolj je encim aktiven. Zanimivo je tudi, da oksidacija nitrita te�e ob prisotnosti umetnega akceptorja elektronov, kot je feri cianid. Nitrat reduktaza (NR) je encim, vezan na membrano skupaj s format dehidrogenazo. Encima vsebujeta kofaktor citohrom b in katalizirata pretvorbo nitrata v nitrit in naprej do plinskega dušika (Zumft, 1997). Podatki o molekulski masi so v literaturi zelo razli�ni in navajajo molekulsko maso 1.000.000 Da (Taniguchi in Itagaki 1960 cit. po Bocku) in 498.000 Da (Enouch in Lester, 1975), kasnejši avtorji pa so izolirali ve� polipeptidov z molekulsko maso 155.000, 63.000, 19.000 Da. �e te mase seštejemo, dobimo 237 000 Da in pomnožimo z dva je 498.000 Da, kar pomeni, da je encim sestavljen iz štirih tetramer. Znanih je še ve� podatkov s frakcijami Mac Gregorja (1974), ki je izoliral frakcije z molekulsko maso 117.000, 57.000 in 52.000 Da. Ugotovili so tudi, da encim vsebuje štiri atome molibdena (Mo) in ima štiri aktivna mesta na encimsko molekulo. Nadaljnje raziskave so pokazale, da je tudi železo tesno povezano s proteinom, ki ima žveplo v sestavi v razmerju 1:1 (file://A: /nar.htm). Optimalni pH je pri 7,1 in izoelektri�na to�ka pri pH 4,2 (Forget, 1974). Mo�na inhibitorja nitrat reduktaze sta cianid in azid. Forget (1974) je pokazal, da je inhibicija s cianidom kompetitivna, ker encim kaže do cianida ca. 1.000 x ve�jo afiniteto kot za nitrat.


29

3 MATERIAL IN METODE

3.1 CILJI RAZISKOVANJA IN POSTAVITEV DELOVNIH HIPOTEZ

Namen te študije je bil uvesti v proces �iš�enja in izkoristiti postopek imobilizirane biokulture, ki naj bo bolj u�inkovita v procesih �iš�enja odpadnih vod od konvencionale s suspendirano biokulturo. Z uporabo imobilizirane biokulture bomo nevtralizirali vpliv izplavljanja biokulture iz �N v primerih ve�jih pretokov in bo doseženo najve�je zmanjšanje emisij predvsem dušikovih snovi na vodotok. Z eksperimentalnimi preverjanji na dveh nivojih modelnih (pilotnih) naprav s standardizirano in dejansko odpadno vodo smo iskali meje možnega odstranjevanja dušikovih spojin. S simulacijami dobljenih rezultatov z matemati�nim modelom smo skušali preveriti izmerjene podatke in jih še optimizirati glede na optimalne vrednosti s poudarkom na vplivih kot so: hidravli�ni zadrževalni �as, temperatura v reakcijskem bioreaktorju in koncentracija kisika v bioreaktorjih in na osnovi teh rezultatov pripraviti projektno dokumentacijo za bodo�o rekonstrukcijo naprave. Postavili smo naslednje delovne hipoteze: Hipoteza 1: Imobilizirana biokultura na polietilenskih nosilcih bo omogo�ila v dvostopenjskem bioprocesu s preddenitrifikacijo →→→→ nitrifikacijo u�inkovito konverzijo okolju škodljivih oblik dušikovih spojin (amonijski dušik) v okolju prijaznejše oblike dušika. Hipoteza 2: Na pilotnih napravah s standardiziranim substratom in realno odpadno vodo bomo potrdili optimalno možno zmanjšanje emisij pri danih pogojih in s spremembo danih pogojev s simulacijami z matemati�nim modelom poiskali še obmo�ja možnih izboljšav. Dolo�ili bomo najprimernejše in najpomembnejše parametre na�rtovanja oziroma optimizacije in iz rezultatov industrijske pilotne naprave ter simulacij z matemati�nim modelom dolo�ili projektna izhodiš�a za rekonstrukcijo celotne naprave. Kot najprimernejši pove�evalni kriterij bomo uporabili hidravli�ni zadrževalni �as. Na sliki (Slika 8) je prikazan plan poskusov, ki smo jih opravili za potrditev zgornjih delovnih hipotez.


30

2. TEZAOPTIMIZACIJABIOPROCESA

INDUSTRIJSKE PILOTNENAPRAVE

TESTIRANI POGOJI

POGOJ na iztoku izpilotne naprave

* HRT* temperatura* O2* Rvi

* TN < 15 mg/l* NH4-N < 10 mg/l

EKSPERIMENTIRANJENA PILOTNI NAPRAVI

SIMULACIJE ZMATEMATI�NIM MODELOM

ME

DS

EB

OJN

AP

RIM

ER

JAV

AR

EZ

UL

TA

TO

V

LABORATORIJSKAPILOTNA NAPRAVA

INDUSTRIJSKAPILOTNA NAPRAVA

Standardiziranaodpadna voda

Posedena odpadnavoda

1. TEZAIMOBILIZACIJA

BIOKULTURE NAPLASTI�NIH

NOSILCIH

KONTINUIRNI BIOPROCES

MEDSEBOJNAPRIMERJAVAREZULTATOV

Slika 8: Hodogram poskusov.

Figure 8: Flow chart of experiments.


31

3.2 NAPRAVE

3.2.1 Pilotne naprave

Preiskovanje in optimizacijo bioprocesov smo izvajali v dveh pilotnih napravah razli�nih velikosti, laboratorijske pilotne naprave skupnega volumna 15 litrov ter industrijske pilotne naprave skupnega volumna 500 m3. Oba tipa pilotnih naprav sta obratovala z imobilizirano biokulturo na plavajo�ih nosilcih firme Kaldnes. V obeh uporabljenih tipih pilotnih naprav je bil predpostavljen tokovni model z idealnim mešanjem (CSTR). Obe uporabljeni pilotni napravi sta definirani kot procesa z enakim principom. V laboratorijski pilotni napravi sta fizi�no dva bioreaktorja: aerobni in mikroaerofilni. V industrijski pilotni napravi pa sta fizi�no dva mikroaerofilna bioreaktorja in dva aerobna bioreaktorja. Ker v obeh pilotnih napravah te�ejo reakcije 0. reda, po dva enakovredna aerobna bioreaktorja in dva mikroaerofilna bioreaktorja upoštevamo kot en idealno pomešan bioreaktor.

3.2.1.1 Laboratorijska pilotna naprava

Laboratorijska pilotna naprava (Slika 9 in Slika 10) je bila sestavljena iz mikroaerofilnega bioreaktorja (5 litrov), aerobnega bioreaktorja (10 litrov) in koni�nega usedalnika (5 litrov) iz pleksi stekla. Dotok je bil speljan v prvi mikroaerofilni bioreaktor. Bioreaktorja in usedalnik so bili med seboj lo�eni ter povezani s plasti�nimi cevmi. Pilotna naprava je imela notranji povratni tok za vra�anje nastalega nitrata iz aerobnega v mikroaerofilni bioreaktor. V mikroaerofilnem bioreaktorju je bilo zagotovljeno popolno pomešanje z mešalom. Koncentracija raztopljenenega kisika je bila pod 0,2 mg/l. V drugem aerobnem bioreaktorju je bilo zra�enje zagotovljeno s kompresorjem preko talnega vpihovanja s perforirano blazino, ki je zavzemala celotno površino bioreaktorja. Koncentracija raztopljenega kisika je znašala med 6 in 7 mg/l. Oba bioreaktorja sta bila napolnjena z nosilci Kaldness (60 vol % celotnega volumna bioreaktorja), na katerih je bila imobilizirana aktivna biokultura. Pretoke smo omogo�ili s peristalti�no �rpalko Watson Marlow, ki zagotavlja konstanten pretok skozi celoten poskus. Željene pretoke smo spreminjali z obrati na �rpalki ali z debelino peristalti�nih cevk. Odpadna voda se je nato samodejno pretakala iz mikroaerofilnega v aerobni bioreaktor in nato v usedalnik. Dotok na laboratorijsko pilotno napravo je bila umetno pripavljena, standardizirana odpadna voda.


32

DNIBIOREAKTOR

V = 5 l

NIBIOREAKTOR

V = 10 l

USEDALNIKDOTOK

NOTRANJI RECIKEL

IZTOK

ODVE�NO BLATO

Slika 9: Shema laboratorijske pilotne naprave: DNI - mikroaerofilni bioreaktor, NI - aerobni bioreaktor; notranji recikel – notranje povratno kroženje nitrata.

Figure 9: Scheme of the laboratory pilot plant: DNI - anoxic bioreactor, NI - oxic bioreactor, »notranji recikel« – internal recycle of nitrate.

Slika 10: Laboratorijska pilotna naprava.

Figure 10: Laboratory pilot plant.

3.2.1.2 Industrijska pilotna naprava

substrat

usedalnik

dozirna �rpalka

aerobni bioreaktor

mikroaerofilni bioreaktor


33 Prvi aeracijski bioreaktor II. biološke stopnje na Centralni �istilni napravi Domžale – Kamnik z obema usedalnikoma smo priredili v dve industrijski pilotni napravi, kjer smo vzporedno testirali dva razli�na tehnološka postopka. Celotni aeracijski bioreaktor skupnega volumna 1.000 m3 smo s pomo�jo lesenih pregrad razpolovili podolgem na polovico v dve industrijski pilotni napravi z volumnom 500 m3. Prvo polovico smo uporabili za testiranje procesa odstranjevanja dušika s suspendirano biokulturo, drugo polovico pa z imobilizirano biokulturo (Slika 13). Poleg vzdolžnih pregrad smo postavili tudi pre�ne pregrade s katerimi smo lo�ili med seboj posamezne bioreaktorje (Slika 11). V tem doktorskem delu predstavljamo rezultate pilotne naprave z imobilizirano biokulturo. Na�rt za razporeditev ter volumen bioreaktorjev je bil narejen s strani proizvajalca nosilnih elementov imobilizirne biokulture – »Kaldnes«. Volumen nosilnih elementov je v posameznem bioreaktorju industrijske pilotne naprave znašal 60 vol %.

Slika 11: Postavitev industrijske pilotne naprave z imobilizirno biokulturo z ozna�enimi bioreaktorji.

Figure 11: Construction of the industrial pilot plant with immobilized bioculture with marked bioreactors.

Industrijska pilotna naprava z imobilizirano biokulturo je bila sestavljena iz štirih zaporedno vezanih bioraktorjev od tega dva za denitrifikacijo (mikroaerofilna bioreaktoraja in dva za nitrifikacijo (aerobna bioreaktorja) (Slika 12).

Mikroearofilni bioreaktor 1

Mikroaerofilni biorekator 2

Aerobni bioreaktor 1


34

USEDALNIK

NOTRANJI RECIKEL

IZTOK

ODVE�NO BLATO

1. NIBIOREAKTOR

V = 130 m3

2. NIBIOREAKTOR

V = 115 m3

1. DNIBIOREAKTOR

V = 84 m3

2. DNIBIOREAKTOR

V = 84 m3

DOTOK

Slika 12: Shema industrijske pilotne naprave z dvema mikroaerofilnima bioreaktorjema (1. DNI in 2. DNI) in dvema aerobnima bioreaktorjema (1. NI in 2. NI); notranji recikel – notranje povratno kroženje nitrata.

Figure 12: Scheme of the industrial pilot plant with two anoxic (1. DNI and 2. DNI) and two aerobic (1. NI and 2. NI) bioreactors, »notranji recikel« – internal recycle of nitrate.

Sistem z imobilizirano biokulturo

Sistem s suspendirano biokulturo

Slika 13: Fotografija aeracijskega bioreaktorja �istilne naprave Domžale-Kamnik, predelanega v dve industrijski pilotni napravi: z imobilizirano biokulturo (levo) ter s suspendirano biokulturo (desno).

Figure 13: Photograph of the aeration basin in the Domzale-Kamnik Wastewater Treatment Plant that was reconstructed into two industrial pilot plants: a pilot plant with immobilized activated sludge (left) and a pilot plant with suspended activated sludge (right).

Industrijska pilotna naprava z imobilizirano biokulturo ima kapaciteto okoli 10.000 PE, in je izpostavljena sezonskemu nihanju temperature ter dnevnih bremenitev po vsebini razli�nih snovi ter vsebnosti inhibitorih snovi, ki se nahajajo v odpadni vodi


35 po mehanski stopnji. Povpre�je vhodne koncentracije in osnovnih procesnih parametrov na iztoku iz mehanske stopnje, ki je obenem dotok na obe pilotni napravi, je za zadnjih 5 let naslednje: povpre�na koncentracija BPK5 je 348 mg/l, KPK 550 mg/l, skupnega dušika mg/l 48,0 mg/l in skupnega fosforja 7,1 mg/l; temperatura procesa je od 10,1 oC do 21,7 oC; vrednost pH okoli 7,0. Volumska bremenitev je predstavljena v prilogah (Priloga A4 - Priloga A7).

3.3 MATERIAL

3.3.1 Nosilni elementi imobilizirane biokulture

V obeh pilotnih napravah z imobilizirano biokulturo, smo kot nosilni element uporabili posebne polietilenske nosilce (Slika 14) podjetja Kaldnes. Lastnosti nosilcev so prikazane v tabeli (Preglednica 6).

Slika 14 prikazuje pove�an nosilec, na katerem je vidna profilacija, iz slike (Slika 15) je razvidno kroženje nosilcev po prostoru.

Slika 14: Oblika nosilnega elementa v pilotni napravi, na katerega je imobilizirana biokultura.

Figure 14: Shape of the carrier in the pilot plant where the bioculture is immobilised.

Preglednica 6: Zna�ilnosti nosilcev imobilizirane biokulture »Kaldnes«.

Table 6: Characteristics of carriers of the immobilised biculture »Kaldnes«.

Lastnost Enota Vrednost Material polietilen

Premer cm 1,0 Višina cm 0,7 Gostota g/ml 0,98 Specifi�na površina m2/m3 500

Nasipna gostota št. nosilcev/100 ml ~100

Nosilci so posebno profilirani, krožni obro�ki iz polietilena s težo 0,98 g/ml, kar pomeni, da potujejo s tokovnicami v bioreaktorju. Zaradi specifi�ne profilacije imajo

7 mm

10 mm


36

nosilci okoli 500 m2površine/m3. Pri poskusih smo upoštevali v izra�unih ca. 350 m2/m3 aktivne površine pri 67 % procesnem polnjenju bioreaktorja.

Slika 15: Razporeditev nosilcev v delujo�em bioraktorju.

Figure 15: Distribution of carriers in the bioreactor under operation.

3.3.2 Substrat

Za študij optimizacije ter primerjave procesov v pilotnih napravah smo uporabili dva tipa substrata, ki sta bila v enakem obmo�ju po vrednostih parametrov KPK in N-Kjeldahl. Za laboratorijsko pilotno napravo je bil substrat standardizirana odpadna voda, za industrijsko pilotno napravo pa posedena odpadna voda (odpadna voda po mehanski stopnji).

3.3.2.1 Standardizirana odpadna voda

Pri izbiri dotoka odpadne vode za laboratorijsko pilotno napravo smo se zavedali dejstva, da mora biti sestava odpadne vode tekom poskusa �im bolj konstantna, kar lahko zagotovimo le s pripravljeno odpadno vodo s standardizirano sestavo. Odpadna voda, ki priteka na C�N se namre� po sestavi spreminja tako tekom dneva, kot tudi med posameznimi dnevi. Poleg tega se v odpadni vodi lahko pojavijo inhibitorne snovi, ki bi negativno vplivale na proces �iš�enja. Standardizirana odpadna voda je bila dnevno sveže pripravljena, kjer je bila ve�ina snovi v raztopljeni in hitrorazgradljivi obliki (glukoza, natrijev acetat, pepton, mesni ekstrakt, kvasni ekstrakt, amonijev klorid, fosfat) organskega in anorganskega izvora (Preglednica 7). Pri pripravi sestave standardizirane odpadne vode smo se opirali na objavo odpadne vode opisane v nalogi Landeka, 1995. Na podlagi kemijske analize po parametrih KPK, N-Kjelahl in amonijski dušik smo dolo�ili koncentracijo posameznega organskega substrata v odpadni vodi. Vrednosti omenjenih kemijskih parametrov so morale biti v okviru vrednosti posedene odpadne vode.


37

Preglednica 7: Sestava standardizirne odpadne vode.

Table 7: Composition of synthetic wastewater.

Sestavine Glavni namen uporabe zaradi

Koli�ina v dotoku na pilotno napravo pri 1. in 2. obdobju

Koli�ina v dotoku na pilotno napravo pri 3.

obdobju Odpadna voda po mehanski stopnji

mikroelementov 33 vol. % celotno pripravljenega volumna odpadne vode

20 vol. % celotno pripravljenega volumna odpadne vode

Organski substrat Kvasni ekstrakt energije, organskega

ogljika in dušika, mikroelementov

0,13 g/l 0,05 g/l

Kazeinski pepton energije, organskega ogljika in dušika, mikroelementov

0,13 g/l 0,05 g/l

Mesni ekstrakt energije, organskega ogljika in dušika, mikroelementov

0,13 g/l 0,05 g/l

Natrijev acetat energije, organskega ogljika

0,32 g/l 0,26 g/l

Amonijev klorid amonijskega dušika 0,04 g/l 0,16 g/l Dikalijev hidrogen fosfat fosforja 0,024 g/l 0,024 g/l Kalijev dihidrogen fosfat fosforja 0,008 g/l 0,008 g/l Anorganski substrat Kalcijev karbonat anorganskega ogljika 0,1 g/l 0,1 g/l Magnezijev karbonat anorganskega ogljika 0,1 g/l 0,1 g/l Natrijev klorid priprave fiziološke

raztopine 0,04 g/l 0,04 g/l

Železov klorid . 6 H2O deluje kot koagulant 0,005 g/l 0,005 g/l Magnezijev sulfat .7 H2O sulfata, deluje kot

koagulant 0,1 g/l 0,1 g/l

Železov sulfat . 7 H2O sulfata, deluje kot koagulant

0,07 g/l 0,07 g/l

Topilo Vodovodna voda topilo Teoreti�ne vrednosti standardizirane odpadne vode so predstavljene v spodnji preglednici. To�ne analizne vrednosti za posamezno obdobje so predstavljene v rezultatih.

Preglednica 8: Izra�unane vrednosti KPK, N-Kjeldahl, N-NH4+ in N-organskega za pripravljeno

odpadno vodo.

Table 8: Calculated values of COD, N-Kjelahl, N-NH4+ and N-organic in synthetic wastewater.

Parameter Enota pri 1. in 2. obdobju pri 3. obdobju KPK mg/l 700 400 N-Kjel mg/l 70 70 N-NH4

+ mg/l 20 50 N-org (izra�unan) mg/l 50 20


38

Iz preglednice (Preglednica 8) je razvidno, da je bremenitev s KPK standardizirane odpadne vode med 400 in 700 mg/l in 70 mg/l N-Kjeldahl. Ta koncentracija hranil oz. bremenitve je podobna bremenitvi komunalne odpadne vode, ki prihaja na �istilno napravo.

3.3.2.2 Posedena odpadna voda

Kot substrat za poskuse na industrijskem nivoju smo uporabili posedeno odpadno vodo po mehanski stopnji, ki prihaja po kanalizacijskem sistemu in je v našem primeru mešanica tehnoloških, komunalnih, hladilnih in padavinskih odpadnih voda, katerim se dodajo povratne odpadne vode, ki nastanejo na �istilni napravi. Deleži odpadnih vod nihajo tekom dneva in no�i, še posebej pa se sestava spremeni v �asu vikenda, ko se spremeni razmerje med dušikom in KPK. V spodnji preglednici so prikazne analizne vrednosti KPK, BPK5, N-Kjeldahl, N-NH4

+ in pH surove odpadne vode v letu 2002.

Preglednica 9: Srednja vrednost, standardni odmik, 85 percentil, maskimalna in minimalna vrednost analiznih parametrov surove odpadne vode.

Table 9: Mean value, standard deviation, 85 percentile, maximum and minimum values of the parameters analyzed in the influent to the treatment plant.

Parameter Enota Srednja vrednost

Standardni odmik

85 centil Maksimalna vrednost

Minimalna vrednost

KPK mg/l 701 167 809 1093 281 BPK5 mg/l 389 115 482 600 140 N-Kjeldahl mg/l 49,8 10,6 59,9 70,1 19,7 N-NH4

+ mg/l 24,4 4,9 28,9 31,6 10,8 P-skupni mg/l 6,7 1,7 8,9 9,5 3,2 PH / 7,9 0,3 8,2 8,3 7,1

3.3.3 Aktivna biokultura

Biokultura se je po nekaj mesecih neprekinjenga obratovanja vzgojila kot biofilm na površini polietilenskih nosilcev (Slika 16).


39

Slika 16: Fotografija poraš�enosti polietilenskega nosilca z biokulturo (10 x pove�ava).

Figure 16: Photograph of the biofilm formed on the plastic carriers (10 times magnification).

Biokultura na nosilcih v posameznem bioreaktorju se je med seboj lo�evala po barvi ter poraš�enosti. Vzrok za razli�en izgled je v sestavi odpadne vode, ki je pritekala na pilotno napravo, do ostalih procesnih pogojev, kot je temperatura odpadne vode ter prisotnost kisika. Zaradi stalne prisotnosti nosilcev v danem bioreaktorju se na nosilcih iz mikroaerofilnega bioreaktorja nahajajo pretežno bakterije imenovane heterotrofni denitrifikatorji, v aerobnem bioreaktorju pa se poleg avtotrofnih nitrifikatorjev nahajajo ostali hetrotrofni mikroorganizmi. Zaradi zadržanosti nosilcev v istem bioreaktorju je pri�akovati ve�jo koncentracijo mikroorganizmov, ki so odgovorni za posamezen podproces �iš�enja odpadne vode. V laboratorijski pilotni napravi se mikrobiloška sestava biofilma ni spreminjala zaradi konstatnih pogojev obratovanja. V nasprotju je industrijska pilotna naprava bila podvržena stalnim spremembam bremenitve, temperature in koncentracije raztopljenega kisika, ki so povzo�ile spremembo v sestavi in aktivnosti biofilma.

3.4 ANALIZNE METODE

Da bi lažje posegali v proces biološke razgradnje organskih snovi, ki pritekajo na �istilno napravo in proces usmerjali k cilju doseganja optimalnih rezultatov �iš�enja, je treba meriti in zasledovati vrsto razli�nih parametrov, ki smo jih razdelili v slede�e skupine:

1. fizikalne in kemijske metode: meritev temperature, pH, dolo�anje koncentracije raztopljenega kisika, dolo�anje kemijske potrebe po kisiku, biokemijske potrebe po kisiku, nitratnega dušika, nitritnega dušika, dušika po Kjeldahlu, amonijskega dušika in celotnega fosforja,

1 mm


40

2. biokemijske metode: izolacija proteinov, SDS elektroforeza, kolonska kromatografija na CIM disku, izelektri�no fokusiranje, dolo�anje aktivnosti nitrat reduktaze,

3. dolo�itev kineti�nih in stehiometrijskih parametrov: hitrost nitrifikacije, hitrost denitrifikacije, celi�ni doprinos, specifi�na hitrost rasti heterotrofnih mikroorganizmov, specifi�na hitrost rasti avtotrofnih mikroorganizmov, odmiranje mikroorganizmov,

4. kontinuirne meritve (on-line): celotni dušik, amonijski dušik, inhibicija nitrifikacije.

3.4.1 Fizikalne in kemijske metode

Odpadno vodo lahko razdelimo na skupni in topni del, pri �emer pomeni topni del tisti del odpadne vode, ki gre skozi filtrirni papir premera por 0,45 µm.

3.4.1.1 Meritev temperature

Temperatura je ena izmed osnovnih termodinami�nih spremenljivk, ki dolo�ajo stanje toplote teles. Temperaturo merimo s termometrom. Meritev temperature je bila izvedena po metodi DIN 38404 (1976) s prenosno sondo WTW OXI 325 (Nem�ija), ki omogo�a meritev temperature ob so�asni meritvi koncentracije raztopljenega kisika.

3.4.1.2 Meritev pH

Vrednost pH je izraz kislosti ali alkalnosti vodnih raztopin. Izražena je kot negativni desetiški logaritem koncentracije vodikovih ionov. Meritev pH se meri s sondami katerih, elektrodni potencial je odvisen od koncentracije vodikovih ionov. Sonda pH je elektrokemijski senzor in sestoji iz indikatorske in referen�ne elektrode (kombinirane). Meritve pH smo izvedli po metodi SIST ISO 10523 (1996) s prenosnimi sondami WTW pH 320 (Nem�ija) in stacionarnimi sondami Mettler (Švica). Sonde pH smo potopili v medij v bioreaktorju. Pri tem smo pazili, da so bile sonde potopljene na mestu popolnega premešanja. Vrednost pH smo od�itali, ko je meritev kazala stabilno vrednost (± 0,2 mg/l).

3.4.1.3 Dolo�anje koncentracije raztopljenega kisika

Koncentracija raztopljenega kisika v mg/l je masa kisika, raztopljenega na volumsko enoto vode ali odpadne vode. Meritev se izvaja s pomo�jo kisikove sonde. Sonda sestoji iz polarografske elektrode, ki se nahaja v ohišju s polprepustno membrano, skozi katero difundira kisik. Na notranji strani je elektrolit z anodo (Ag/AgCl) in katodo (Pt). Kisik difundira skozi


41

film teko�ine in polprepustno membrano ter sodeluje pri hitri elektrokemijski reakciji znotraj senzorja. Izhodni elektri�ni tok je tako proporcianalen snovnemu toku kisika do katode, torej njegovi aktivnosti oziroma parcialnemu tlaku. Po prera�unu se izmerjeni parcialni tlak izrazi kot koncentracija raztopljenega kisika. Koncentracijo raztopljenega kisika smo izmerili po metodi ISO 5813 (1983) s prenosnimi sondami WTW OXI 325 (Nem�ija) in stacionarnimi sondami v posameznem reaktorju Contronic (Švedska). Sonde smo potopili v medij v bioreaktorju. Pri tem smo pazili, da so bile sonde potopljene na mestu popolnega premešanja in nameš�ene pod kotom, kjer zra�ni mehur�ki niso motili meritve. Vrednost koncentracije raztopljenega kisika je tista koncentracija, ki je v �asu meritve kazala stabilno vrednost (± 0,2 mg/l)

3.4.1.4 Dolo�anje kemijske potrebe po kisiku

Kemijska potreba po kisiku (KPK) v mg/l je masna koncentracija ekvivalenta kisika za koli�ino porabljenega dikromata pri dolo�enih pogojih, ki se uporabi kot kemijski oksidant za popolno oksidacijo organske snovi. S kemijsko oksidacijo dolo�imo porabo kisika za popolno oksidacijo snovi v odpadni vodi. Ve�ja kot je vrednost KPK ve�je je onesnaženje odpadne vode. Analizo kemijske potrebe po kisiku (KPK) smo izvedli po metodi SIST ISO 6060: 1996. Pri tej analizi pride do kemijske oksidacije testnega vzorca z znano koli�ino kalijevega dikromata v žvepleni kislini ob prisotnosti živosrebrovega sulfata do ogljikovega dioksida in vode. Oksidacija poteka pri 148 oC 2 uri. Po tem �asu se prebitek oksidanta titrira z železovim–amonijevim sulfatom. Vrednost KPK se izra�una iz koli�ine reduciranega dikromata.

3.4.1.5 Dolo�anje biokemijske potrebe po kisiku

Biokemijska potreba po kisiku (BPK5) je masna koncentracija raztopljenega kisika v mg/l, ki se pri dolo�enih pogojih (v 5 dneh pri 20 oC) porabi (z inhibicijo nitrifikacije ali brez nje) za biološko oksidacijo organskih in/ali anorganskih snovi v vodi. Mikroorganizmi za razgradnjo odpadne vode potrebujejo raztopljeni kisik. Vrednost BPK tako predstavlja porabo kisika za dejansko razgradnjo odpadne vode in je vedno nižja od vrednosti KPK. Biokemijska potreba po kisiku po petih dneh (BPK5) je bila izvedena po metodi SIST ISO 5815:1996 – modifikacija C�N 1996. Volumen vzorca odpadne vode glede na pri�akovano porabo kisika prelijemo v posebne steklenice, dodamo tulec z granulo natrijevega hidrokida ter privijemo merilno glavo OXI TOP (WTW, Nem�ija). Steklenice postavimo na magnetno mešalo v temen, termostatiran prostor na 20 oC. Po petih dneh na merilni glavi od�itamo vrednost porabljenega kisika (BPK5). V �asu razgradnje se porablja raztopljeni kisik, ki se nadomesti s kisikom nad raztopino. Sproš�eni ogljikov dioksid se veže na granulo natrijevega hidrokida. Zaradi porabe kisika nastane padec tlaka, kar zazna merilna glava in vrednost prera�una v koncentracijo porabljenega kisika.


42

3.4.1.6 Dolo�anje nitratnega dušika

Koncentracija nitratnega dušika (N-NO3-) v mg/l predstavlja masno koncentracijo

dušika v obliki nitratnega iona. Nitrat reagira v mo�no kisli raztopini žveplene in fosforne kisline z 2,6 dimetilfenolom, pri �emer nastane obarvana spojina 4-nitro-2,6-dimetilfenol. Koncentracija nitrata se dolo�i spektrofotometri�no. Koncentracijo nitratnega dušika smo dolo�ali po metodi SIST ISO 7890/1 (1996) – modifikacija C�N 1997. V kiveto odpipetiramo 4 ml kislinske mešanice, 1 ml vodnega vzorca in 0,2 ml raztopine 2,6-dimetilfenola. Kiveto zamašimo ter dobro premešamo. Po 15 minutah izmerimo absorbanco pri 324 nm ter s pomo�jo umeritvene krivulje izra�unamo koncentracijo nitratnega dušika.

3.4.1.7 Dolo�anje nitritnega dušika

Koncentracija nitritnega dušika (N-NO2-) v mg/l predstavlja masno koncentracijo

dušika v nitritu. Nitrit reagira z 4-aminobenzensulfonamidom v mo�no kislem mediju fosforne kisline, pri �emer nastane obarvana diazonijeva sol. Koncentracijo nitrita dolo�amo spektrofotometri�no. Koncentracijo nitritnega dušika smo dolo�evali po metodi SIST EN 26777 (1996) – modifikacija Dr. Lange. V originalne epruvete Dr. Lange v kateri se že nahaja kislinski medij, odpipetiramo 2,0 ml vodnega vzorca ter barvni reagent 4-aminobenzensulfonamid. Kiveto zamašimo ter dobro premešamo. Po 10 minutah izmerimo absorbanco pri 515 nm ter s pomo�jo umeritvene krivulje izra�unamo koncentracijo nitritnega dušika.

3.4.1.8 Dolo�anje dušika po Kjeldahlu

Dušik po Kjeldahlu (N-Kjel) v mg/l je masna koncentracija vsote organsko vezanega in amonijskega dušika. Organski dušik iz proteinov, peptidov in amino kislin prevedemo ob prisotnosti žveplene kisline, kalijevega sulfata in selena kot katalizatorja v amonijev sulfat pri visoki temperaturi. Amonijak iz amonijevega sulfata ob dodatku natrijevega hidroksida predestiliramo v znan volumen borne kisline in retitriramo z žvepleno kislino. Analizo dušika po Kjeldahlu smo izvedli po metodi SIST EN 25663 (1996) – modifikacija C�N 1995. V stekleno epruveto »Buchi« smo odpipetirali 50 ml vodnega vzorca, dodali 10 ml koncentrirane žveplene kisline ter tableto katalizatorja. Razklop vzorca smo izvedli na razklopni enoti Buchi (Švica) 3 ure pri 650oC. Epruveto smo po razklopu vpeli v destilacijsko-titracijsko enoto Buchi (Švica), kjer je aparat dodal 65 ml raztopine natrijevega hidroksida ter z vodno paro predestiliral hlape amonijaka v 60 ml borne kisline. Retitracija je potekala potenciometri�no z žvepleno kislino do kon�nega pH 4,65.


43

3.4.1.9 Dolo�anje amonijskega dušika

Amonijski dušik (N-NH4+) v mg/l predstavlja masno koncentracijo dušika v obliki

amonijevega iona. Destilacija amonijaka te�e po že opisanem postopku v 3.4.1.8. Analiza amonijskega dušika je bila izvedena po metodi SIST ISO 5664 (1996) - modifikacija C�N 1995.

3.4.1.10 Dolo�anje celotnega fosforja

Koncentracija celotnega fosforja (P-celotni) v mg/l predstavlja vsoto organskega in anorganskega fosforja. Hidroliziramo organsko vezani fosfor do fosfatnega iona ob segrevanju v mo�no kislem mediju. Reakcija fosfatnega iona z molibenovimi in antimonovimi ioni pri �emer nastane antimonov fosfomolibdatni kompleks. Ta kompleks se reducira z askorbinsko kislino pri �emer nastane modro obarvan molibdenov kompleks. Koncentracija celotnega fosforja se dolo�i spektrofotometri�no. Analizo celotnega fosforja smo izvedli po metodi SIST ISO 6878-1 (1999)–modifikacija Dr. Lange. V originalne epruvete Dr. Lange v kateri se že nahaja kislina, odpipetiramo 0,5 ml vodnega vzorca ter razklapljamo vzorec 1 uro na 100oC. Po razklopu dodamo barvni reagent ter kiveto dobro premešamo. Po 10 minutah izmerimo absorbanco pri 850 nm ter iz umeritvene krivulje izra�unamo koncentracijo celotnega fosforja.

3.4.2 Biokemijske metode

3.4.2.1 Izolacija proteinov v vodotopnem ekstraktu

Izolacija je metoda izlo�anja neke snovi v �isti obliki. V celici in tkivih obstaja ve� tiso� razli�nih proteinov. Da bi lahko vsaj nekatere izlo�ili se poslužujemo tehnik razbijanja tkiv in raztapljanja proteinov v ekstrakcijskem sredstvu. Izolacija proteinov je odvisna od topnosti proteina v dolo�enem mediju, ionske jakosti elektrolitov, pH in temperature (Lall in sod., 1989). Za pripravo proteinskih ekstraktov smo uporabljali vedno enako pripravljeno biokulturo. Zmrznili smo ve�jo koli�ino nosilcev na –25oC in za nadaljnje ekstrakcije vedno izhajali iz koli�ine 100 nosilcev z biokulturo. Nosilce smo dali v epruveto, dodali 25 ml fosfatnega pufra pH= 7,2 in razbijali celice na sonifikatorju tip Vibromix 104 EV, 10 min pri 1200 obratih na minuto. Po destrukciji celic smo suspenzijo centrifugirali 10 min pri 5.000 obratih na minuto za odstranitev grobih delcev in supernatant nadalje filtrirali skozi Sartorius mikrofilter 0,2 µm in pri T=4oC. 25 ml filtrata smo koncentrirali na rotavaporju pri kontrolirani temperaturi 30oC do 1 ml. Sledilo je odstranjevanje soli, ki se je pri koncentriranju izlo�ila s centrifugiranjem 10 min. pri 15.000 obratih na minuto.


44

Tako pripravljen supernatant smo uporabljali za vse nadaljnje lo�be. Za SDS elektroforezo in IEF smo nanesli vzorce volumnov 5, 10, 15 µl. Koncentracije celokupnih vodotopnih proteinov v ekstraktu smo merili po prvi filtraciji skozi filter 0,20 µm z modificirano metodo po Lowry-ju (Biorad-protein assay kits), kjer z biuretsko reakcijo (50 µl vzorca + 50 µl ultra �iste vode + 900 µl reagenta Biorad, premešamo in pustimo 5 min), merimo nastanek rožnate-vijoli�aste barve pri valovni dolžini 595 nm. Kot standardna proteina za umeritveno krivuljo se uporabljata goveji serum albumin in gama globulin.

3.4.2.2 SDS elektroforeza

Elektroforeza je analitska tehnika, ki omogo�a elektri�no nabitim molekulam proteinov gibanje v elektri�nem polju. Z dodatkom detergenta SDS (natrijev dodecil sulfat) k proteinom dolo�amo molekulsko maso proteinov in peptidov. SDS denaturira proteinske molekule in se veže na njihovo površino. Ker je negativno nabit, bodo vse proteinske molekule dobile negativni naboj in v elektri�nem polju potovale na anodo (+). Velikost naboja je odvisna od velikosti proteinske molekule. Hitrost potovanja v elektri�nem polju je obratnosorazmerna z njihovo velikostjo (Dennison, 1999; Sep�i� in sod., 1998). V naših poskusih smo uporabljali 4-20% NuPAGE tris-glicin gel, 10% bis-tris gel z MES pufrom, 4-12% bis-tris gel in 10-20% NuPAGE tricin gel z MES pufrom, firme Novex, ki je na osnovi Bis-Tris-HCl pufra (pH 6,4). Detergent Na-dodecilsulfat ni dodan v gel pa� pa je sestavni del pufra. Lo�ba je potekala po opisani proceduri (Instruction booklet, Novex). Za barvno identifikacijo frakcij smo uporabljali »Novex silver- colloidal kit«. Molekulske mase posameznim frakcijam smo dolo�ili s pomo�jo lo�be in identifikacije standardne mešanice proteinov z oznako Multi colored standard LC 5725 (sestava: miozin, fosforilaza B, glutamat dehidrogenaza, anhidraza ogljikove kisline, mioglobin modri, mioglobin rde�i, lizocim, aprotinin in insulin) in Mark 12TM LC 5677, Novex (Preglednica 10). Lo�ba je potekala pri konstantni napetosti 200 V, 35 min.).


45

Preglednica 10. Sestava standardne mešanice proteinov (LC 5677).

Table 10: Molecular masses of standard protein mixture (LC 5677).

Število vrha/ standard LC 5677

Molekulska masa v Da

Mobilnost v cm Površina v cm*OD

1. inzulin (A 2500; B 3500) 3000 2,84 0,07 2. aprotinin 6000 2,51 0,04 3. lizocim 14400 1,97 0,03 4. tripsin inhibitor 21400 1,66 0,04 5. anhidraza ogljikove kisline 31000 1,31 0,01 6. laktat dehidrogenaza 36500 1,21 0,02 7. glutamat dehidrogenaza 55400 0,81 0,01 8. goveji serum albumin 66300 0,70 0,01 9. fosforilaza b 97400 0,56 0,00 10. betagalaktozidaza 116300 0,48 0,00 11. miozin 200000 0,24 0,01

3.4.2.3 Kolonska kromatografija na CIM disku

Kromatografija je fizikalni proces lo�evanja snovi med seboj na podlagi njihove porazdelitve med stacionarno in mobilno fazo. Na hidrodinamiko in prenos snovi skozi kolono vpliva velikost, porazdelitev delcev in poroznost. Proces prenosa snovi v kolonah, napolnjenih z delci, temelji na difuziji. Proteinski ekstrakt smo separirali na kolonah Bia – CIM diskih (Štrancar in sod., 1998). To je polimerni nosilec za hitre separacije velikih biomolekul. Lo�bo smo vršili na disku CIM –DEAE, v pufru A= 20 mM tris- HCl, pH 7,4, pufer B = A + 1 M NaCl. Pretok skozi kolono je 4 ml/min. Gradient je 0 – 100 % pufra B v 2 min. Eluate smo zbirali glede na nastale vrhe in nadalje uporabili za dolo�anje molekulskih mas.

3.4.2.4 Izoelektri�no fokusiranje (IEF)

Je elektroforetska metoda, ki jo uporabljamo za analizo in preparacijo amfoternih snovi kot so aminokisline, peptidi in proteini (Dennison, 1999). Metoda temelji na dejstvu, da amfoterne snovi potujejo pod vplivom elektri�ne napetosti vzdolž pH gradienta v gelu. Molekula se ne more ve� gibati pri izoelektri�ni to�ki, ko je postala elektronevtralna oz. je njen zeta potencial enak ni�. Celokupni vodotopni proteinski ekstrakt smo lo�evali na gelih (servalyt –precotes gel) skupaj s standardnimi proteini (IEF Markers 3-10, Serva, Liquid Mix) za izoelektri�ne to�ke v obmo�ju fokusiranja od pH 3-10. Lo�ba je potekala ca 2,5 ure s stopnjevanjem napetosti: pri 100 V, 1 uro, pri 200 V 1 uro in 500 V 0,5 ure. Barvno identifikacijo smo izvajali s srebrovim barvilom (Novex). Dolo�ili smo izoelektri�no to�ko proteinskih komponent s pomo�jo lo�be standardne mešanice proteinov (sestava: citohrom C, pI 10,7; ribonukleaza pI, 9,5; laktin c, pI


46

8,3; laktin m, pI 8,0; laktin a, pI 7,8; mioglobin c, pI 7,4; mioglobin a, pI 6,9; anhidraza ogljikove kisline, pI 6,0; ß-laktoglobulin c, pI 5,3; ß-laktoglobulin a, pI 5,2; tripsin inhibitor, pI 4,5; glukozna oksidaza, pI 4,2; amiloglukozid, pI 3,5). Delo smo izvajali na aparatu Novex, tip PowerEaid Mixe TM 500 z vertikalno postavitvijo gela.

Preparativno IEF smo izvajali na aparatu BioRad Rotofor R. Proces separacije se izvaja v koloni, ki rotira z 1 obratom na minuto okoli osi pod stalnim hlajenjem. Kolona je deljena v 20 segmentov s poliester membrano. Fokusiranje se vrši enako z dodatki amfolitov v proteinski ekstrakt in lo�evanje proteinskih frakcij se izvaja glede na naboj molekul in pH gradient v obmo�ju pH od 2 do 12. Po kon�anem fokusiranju se eluati zberejo v 20 testnih epruvetah (Bio-Rad, 2000).

3.4.2.5 Dolo�anje aktivnosti nitrat reduktaze (NR)

Nitrat reduktaza (NR) je respiratorni ali anaerobni encim, ki katalizira slede�o reakcijo:

Citohrom(Fe2+) + nitrat →citohrom(Fe3+) + nitrit Metoda temelji na predhodni ekstrakciji encima NR iz biokulture. Ekstrakt z dodatkom reagentov se nato prepihava z dušikom ter stresa na stresalniku. Po dodatku reagentov in inkubaciji se spektrofotometri�no izmeri koncentracija nastalega nitritnega iona. Aktivnost encima smo izrazili v enotah imenovanih specifi�na encimska aktivnost (EE). Ena enota specifi�ne encimske aktivnosti reducira en mikromol nitrata v nitrit v minuti pri 30o C in pH 7,0 na miligram proteina. Specifi�no encimsko aktivnost NR smo dolo�ili po metodi, ki sta jo opisala Lowe in Evans (1964). Na –25oC smo zamrznili ve�jo koli�ino nosilcev s imobilizirano biokulturo. Po odmrznitvi smo nosilce spirali s pufrom ter stresali na Vibromixu. Ekstrakt smo nato centrifugirali 10 minut pri 4oC ter filtrirali �ez 0,22 µm filtrirni papir. V filtratu smo dolo�ili vsebnost proteinov. Preostali filtrat smo prepihavali z dušikom ter dodali reagente. Aktivnost encima je izražena s koli�ino proizvedenega nitrita v 10 min. Po preteku reakcijskega �asa se proces prekine z dodatkom NED (naftil etilendiamin hidroklorid). Ob prisotnosti barvila metilviologen se razvije vijoli�asta barva, katere intenziteta se meri pri 540 nm oziroma se koncentracija proizvedenega nitritnega iona izra�una iz predhodno narejene umeritvene krivulje. Specifi�no encimsko aktivnost encima nitrat reduktaze v vzorcu smo izra�unali po spodnji ena�bi:

P

NO2

mtfC

NR⋅

⋅= ...( 6)

kjer je: NR specifi�na encimska aktivnost nitrat reduktaze (EE/gP; EE = µmol/min NO2

-; P = protein) CNO2- koncentracija nitrita (µmol/l NO2

-) f faktor red�itve vzorca (2 ml/0,1ml) t �as razvoja barve (10 min) mP masa proteina (g/l)


47

Pravilnost izvedbe dolo�itve specifi�ne encimske aktivnosti encima nitrat reduktaze smo preverili s komercialnim standardom (Nitrat Reductaze, Sigma, kataloška številka 0519) z znano aktivnostjo 24 EE/gP. Naša analiza standarda je pokazala aktivnost 23,2 EE/gP kar potrjuje pravilnost izvedbe analize.

3.4.3 Dolo�itev kineti�nih in stehiometrijskih parametrov

Pri laboratorijskemu na�inu dolo�itve kineti�nih in stehiometri�nih konstant se moramo zavedati, da so te vrednosti lahko razli�ne od dejanskih vrednosti saj imamo pri laboratorijski dolo�itvi spremenjene pogoje delovanja. Te spremembe so: • Diskontinuirni (šaržni) poskus namesto kontinuirnega in s tem sprememba

aktivnosti biokulture • spremenjeni pogoji okolja (pH, T, mešanje, zra�enje,...) Na�inov za dolo�itev kineti�nih in stehiometri�nih parametrov je veliko in so v literaturi dobro opisani (Orhon in Artan, 1994; Gujer in sod., 1999). Ravno tako so v literaturi podane vrednosti za vse kineti�ne in stehiometri�ne konstante ( Sukatsch in sod., 1987).

3.4.3.1 Hitrost nitrifikacije

Hitrost nitrifikacije v enoti mg/(l*h) predstavlja hitrost nastanka nitratnega dušika oziroma hitrost padca amonijskega dušika v �asovni enoti, kar je merilo za aktivnost avtotrofnih mikroorganizmov. Ko je koncentracija kisika in amonijskega dušika dovolj visoka, je hitrost nitrifikacije linearno odvisna le od hitrosti rasti avtotrofnih bakterij ter koncentracije te biokulture. V tem primeru je hitrost nitrifikacije 0. reda in jo lahko izmerimo kot padec koncentracije amonijskega dušika oziroma posledi�no kot porast nitratnega dušika v �asovni enoti. Izvedli smo laboratorijski postopek dolo�itve z diskontinuirnim poskusom. V �ašo smo prenesli nosilce iz aerobnega bioreaktorja. Kot vir odpadne vode smo dodali raztopino amonijskega dušika in vir anorganskega ogljika ter pri�eli s prezra�evanjem. Koncentracija raztopljenega kisika mora biti nad 6 mg/l. Na dolo�ene �asovne intervale pri�nemo z vzor�enjem in analizo nitratnega in/ali amonijskega dušika. Porast nitratnega dušika oziroma padec amonijskega dušika na �asovno enoto nam da podatek o hitrosti nitrifikacije preko katerega lahko izra�unamo hitrost nitrifikacije (ammonium uptake rate - AUR) (Orhon in Artan, 1994).

3.4.3.2 Hitrost denitrifikacije

Hitrost denitrifikacije v enoti mg/(l*h) predstavlja hitrost porabe nitratnega dušika v �asovni enoti, kar je merilo za aktivnost mikroaerofilne biokulture. Hitrost denitrifikacije je maksimalna (0. red) oziroma konstantna ter odvisna le od hitrosti rasti ter koncentracije heterotrofnih mikroorganizmov v primeru, da so izpolnjeni slede�i pogoji:

• koncentracija raztopljenega kisika nižja od 0,1 mg/l,


48

• koncentracija nitratnega dušika tudi ob koncu dolo�itve nad 10 mg/l, • razmerje med lahko razgradljivim substratom izraženim kot KPK in

koncentracijo nitratnega dušika je ve�ja od 6. Izvedli smo laboratorijski postopek dolo�itve s kontinuirnim poskusom V �ašo smo prenesli nosilce iz mikroaerofilnega bioreaktorja. Kot vir odpadne vode smo dodali raztopino nitratnega dušika in vir organskega ogljika (natrijev acetat) ter pri�eli z mešanjem. Na dolo�ene �asovne intervale pri�nemo z vzor�enjem in analizo nitratnega dušika in KPK. Linearni padec nitratnega dušika na �asovno enoto, da podatek o hitrosti porabe nitratnega dušika (NUR – nitrogen uptake rate). Isto�asno zaznamo tudi linerani padec KPK na �asovno enoto kar izrazimo kot CUR (carbon uptake rate). Iz razmerja med CUR in NUR izra�unamo denitrifikacijski potencial (DP), ki nam da podatek o potrebi organskega ogljika pri denitrifikaciji (Orhon in Artan, 1994).

NURCUR

DP = ...( 7)

kjer je: DP denitrifikacijski potencial (mg KPK/mg N-NO3

-) CUR hitrost porabe ogljika (mg/(l*h KPK) NUR hitrost porabe nitratnega dušika (mg/(l*h N-NO3

-)

3.4.3.3 Celi�ni doprinos

Celi�ni doprinos (ang. »yield«, Y) je stehiometrijska konstanta, ki izraža koli�ino novo nastale biokulture na koli�ino odstranjenega substrata. Pri aerobni pretvorbi substrata (Slika 17) se del substrata porabi za vzdrževanje energije mikroorganizmov, del pa se pretvori v novo celi�no biokulturo (Y).

Y

1-Y

O2 Energija+CO2 +H2O

H2O

prirastbiomase

Slika 17: Shematski prikaz aerobne pretvorbe substrata v novo celi�no biokulturo (Y) in energijo (1-Y) (Rozich in Gaudy, 1992; Spanjers, 1993; Spanjers in sod., 1998).

Figure 17: Schematic presentation of aerobic respiration where substrate is transformed into new cell bioculture (Y) and energy (1-Y) (Rozich in Gaudy, 1992; Spanjers, 1993; Spanjers in sod., 1998).

Dolo�itev celi�nega doprinosa imobilizirane biokulture heterotrofnih mikroorganizmov je zaradi meritve koncentracije novo nastale biokulture onemogo�eno zaradi imobiliziranosti le te na nosilni element. Naša dolo�itev doprinosa je temeljila na prera�unu doprinosa preko denitrifikacijskega potenciala in sicer po slede�i ena�bi (Orhon in Artan, 1994):

DP2,86

1YH −= ...( 8)

kjer je


49

YH celi�ni doprinos heterotrofnih mikroorganizmov (mg KPKc/mg KPK) 2,8 faktor pretvorbe N-NO3 in KPK preko enote elektron ekvivalenta zaradi izena�itve enot

(Levstek, 2002)

3.4.3.4 Specifi�na hitrost rasti heterotrofnih mikroorganizmov

Specifi�na hitrost rasti heterotrofne biokulture (µH) je kineti�ni parameter, ki predstavlja podvajanje heterotrofne biokulture (XH) na enoto �asa (t):

dtdX

X1

�H

HH ⋅= ...( 9)

kjer je:

µH specifi�na hitrost rasti heterotrofne biokulture (1/dan) XH koncentracija heterotrofne biokulture (mg/l) t �as (dan) Pove�anje koncentracije aktivne heterotrofne biokulture pomeni isto�asno pove�anje porabe kisika (oxygen uptake rate, OUR). Preko meritve porabe kisika lahko posredno izra�unamo specifi�no hitrost rasti (Stražar, 2003). Zgornjo ena�bo tako lahko zapišemo v slede�i obliki:

dtdOUR

OUR1

�H ⋅= ...( 10)

kjer je: OUR hitrost porabe kisika (mg/(l*h))

Z integriranjem zgornje ena�be ter linerano regresijo med to�kami lnOUR v �asu eksponencialne faze rasti proti �asu, naklon premice predstavlja specifi�no hitrost rasti heterotrofnih mikroorganizmov.

tOURln

�H = ...( 11)

Velikost specifi�ne hitrosti rasti je odvisna od za�etne koli�ine dodanega substrata ter aktivnosti biokulture. Specifi�no hitrost rasti pri danem dodatku substrata smo dolo�ili v ve�kanalnem zaprtem respirometru, kjer smo v �asu spremljali porabo kisika v plinski fazi (Stražar, 2003). V eksponencialni fazi rasti (slika 32) smo iz naklona dolo�ili specifi�no hitrost rasti. Z risanjem specifi�ne hitrosti rasti v odvisnosti od za�etne koncentracije substrata, dobimo maksimalno specifi�no hitrost rasti ter konstanto Ks, ki ozna�uje koncentracijo substrata, kjer je specifi�na hitrost rasti ½ maksimalne specifi�ne hitrosti rasti biokulture (Rozich in Gaudy, 1992; Spanjers, 1993; Spanjers in sod., 1998; Stražar, 2003). V našem primeru smo uporabili standizirano odpadno vodo, ki je bila po bremenitvi (koncentracija KPK in skupnega dušika) podobna dotoku na pilotno napravo, ter biokulturo iz pilotne naprave. Koncentracija biokulture, uporabljene za respirometri�ni poskus, je bila okoli 50 mg/l (3 nosilci/500 ml teko�e faze).


50

3.4.3.5 Specifi�na hitrost rasti avtotrofnih mikroorganizmov

Specifi�na hitrost rasti avtotrofne biokulture (µA) je kineti�ni parameter, ki predstavlja podvajanje avtotrofne biokulture (XA) na enoto �asa (t):

dtdX

X1

�A

AA ⋅= ...( 12)

kjer je: µA specifi�na hitrost rasti avtotrofne biokulture (1/dan) XA koncentracija avtotrofne biokulture (mg/l) Pove�anje koncentracije aktivne avtotrofne biokulture pomeni isto�asno pove�anje nitrata. Zgornjo ena�bo tako lahko zapišemo v slede�i obliki:

dt)NO-(N d

)NO-(N1

�-

3

3A ⋅= ...( 13)

Z integriranjem zgornje ena�be ter linearno regresijo med to�kami ln (N-NO3-) proti

�asu, naklon premice predstavlja specifi�no hitrost rasti avtotrofnih mikroorganizmov.

( )t

NON ln�

-3

A−= ...( 14)

Specifi�no hitrosti rasti avtotrofnih bakterij smo dolo�ili z diskontinuirnim poskusom v laboratoriju (Spanjers, 1993; Orhon in Artan, 1994; Spanjers in sod., 1998). V �ašo smo prenesli biokulturo iz aerobnega industrijskega pilotnega bioreaktorja. Dodali smo amonijski dušik, vir anorganskega ogljika in nutriente v takšni koncentraciji, da ni omejitve rasti ter pri�eli s prezra�evanjem. Vsak dan smo naredili analizo nitratnega dušika. Eksponencialna rast nitratnega dušika nam je dala podatek o hitrosti rasti avtotrofnih bakterij.

3.4.3.6 Odmiranje mikroorganizmov

Odmiranje mikroorganizmov je kineti�ni parameter, ki predstavlja hitrost izgube polovice koncentracije biokulture (X) v enoti �asa (t):

dtdX

X1

b ⋅−= ...( 15)

kjer je: b specifi�na hitrost odmiranja biokulture (1/dan) X koncentracija heterotrofne in avtotrofne biokulture Znižanje koncentracije aktivne biokulture pomeni isto�asno znižanje porabe kisika (OUR). Z meritvami porabe kisika lahko posredno izra�unamo parameter odmiranja. Zgornjo ena�bo tako lahko zapišemo v slede�i obliki:

dtdOUR

OUR1

b ⋅−= ...( 16)

Biokulturo brez dodanega substrata prenesemo v zaprti respirometer (Orhon in Artan, 1994). Na dolo�ene �asovne intervale merimo hitrost porabe kisika (OUR). Zaradi pomanjkanja hrane pride do odmiranja biokulture ter s tem do padca OUR. Iz naklona premice (Slika 35) izra�unamo specifi�no hitrost odmiranja biokulture.


51

3.4.4 Kontinuirne in delno kontinuirne meritve (sprotne meritve)

Ker smo želeli natan�no spremljati dinami�no delovanje industrijske pilotne naprave smo jo opremili z merilniki, ki so kontinuirno ali delno kontinuirno izvajali posamezne analize. Rezultati teh merilnikov kažejo vso dinamiko delovanja, ki je v primerjavi z laboratorijskimi analizami na 24 urnih povpre�nih vzorcih delno zakrita. Primerjava med laboratorijskimi in kontinuirnimi ali delno kontinuirnimi meritvami po parametru amonijski dušik kaže dobro primerljivost med rezultati (R2=0,90), kar kaže na zanesljivost meritev.

3.4.4.1 Dolo�anje celotnega dušika

Celotni dušik (TN) v mg/l predstavlja vsoto masnih koncentracij organskega, amonijskega, nitritnega in nitratnega dušika. Delno kontinuirne meritve celotnega dušika so se izvajale na aparatu TOCN Shimadzu (Japonska) na vsakih 15 minut. Oksidacija vzorca te�e do NOx, sledi detekcija le tega s kemoluminiscen�nim detektorjem. Vzorec se homogenizira ter dozira v razklopno enoto, kjer se pri 720 oC in prisotnosti katalizatorja vse oblike dušika oksidirajo v NOx. Preko nosilnega plina se NOx vodi na kemoluminiscen�ni detektor, kjer se s pomo�jo ozona dolo�i koncentracijo TN iz umeritvene kruvulje (Shimadzu, 2000).

3.4.4.2 Dolo�anje amonijskega dušika

Amonijski dušik (N-NH4+) v mg/l je masna koncentracija dušika v obliki amonijevega

iona. Princip dolo�itve je meritev koncentracije amonijskega dušika z ionsko selektivno elektrodo (WTW, 1992). Kontinuirne meritve koncentracije amonijskega dušika smo izvajali z merilnikom TresCon WTW (Nem�ija). Vzorec odpadne vode smo prefiltrirali, dodali reagente ter z ionsko selektivno elektrodo iz umeritvene krivulje dolo�ili koncentracijo amonijskega dušika.

3.4.4.3 Inhibicija nitrifikacije

Inhibicija nitrifikacije v odstotkih je parameter, ki nam pove v kolikšni stopnji odpadna voda vpliva inhibitorno na avtotrofno biokulturo. Princip dolo�itve je respirometri�na meritev porabe kisika v teko�i fazi. Hitrost porabe kisika pri vzorcu odpadne vode se primerja z hitrostjo porabe kisika pri referen�nem dodatku. Referen�na vrednost porabe kisika se dolo�i 3 krat dnevno in sicer brez dodatka ATU, ki predstavlja 0 % inhibicije in z dodatkom ATU, ki predstavlja 100 % inhibicijo (LAR, 1999).


52

Delno kontinuirne meritve inhibicije nitrifikacije smo izvajali z merilnikom LAR (Nem�ija) na vsakih 30 minut. Pred meritvijo aparat zmeša 20 vol % selekcionirane avtotrofne biokulture, 25 vol % odpadne vode ter 55 vol % prezra�ene vode. Aparat v �asu meritve meri koncentracijo kisika v raztopini in padec v porabi kisika primerja z referen�no vrednostjo. Meritev inhibicije predstavlja razliko med porabljenim kisikom ob dodatku odpadne vode in referen�no vrednostjo porabe kisika. Selekcinirana avtotrofna biokultura se vzdržuje pri konstantnem pH v lo�enem fermentorju pri temperaturi okoli 30 oC, pH 7,6 ter koncentraciji amonijskega dušika okoli 2.000 mg N/l.

3.4.5 Matemati�ni model

Matemati�ni model predstavlja formalizacijo pridobljenega znanja o nekem procesu v matemati�ni obliki. Matemati�ni model realiziramo kot �asovno stati�en (algebrajske ena�be) ali dinami�en (diferencialne ena�be) sistem preslikav med opazovanimi vhodnimi in izhodnimi spremenljivkami procesa. Na osnovi podatkov iz obratovanja smo izdelali matemati�ni model pilotne naprave, s pomo�jo katerega smo na�rtovali in preizkušali razli�ne algoritme vodenja. Proces smo simulirali s programskim paketom GPS-X (©Hydromantis, 2001), ki vsebuje tudi model za procese s pritrjeno biomaso. Model s pritrjeno biomaso mora opisati tudi prenos trdnih snovi med slojem odplake in biofilmom v samem biofilmu. Ta proces vsebuje adhezijo, prenos trdnih snovi znotraj biofilma, ki nastanejo kot rezultat bioloških reakcij (rast biomase, odmiranje, hidroliza) in luš�enje biofilma (zaradi hidravli�ne erozije, zmanjšane sposobnosti bakterij pritrjevanja na nosilce zaradi ustvarjanja mehur�hov na dnu biofilma ali zaradi pomanjkanja hrane bakterij). Te procese lahko opišemo z razli�nimi modeli. Za modeliranje MBBR pilotne naprave v GPS-X smo uporabili hibriden sistem, ki omogo�a kombinacijo standardnega modela z razpršeno biomaso in predstavljen model z biofilmom. Za razliko od procesov z razpršeno biokulturo je potrebno pri procesih z imobilizirano biokulturo v model vklju�iti tudi ena�be, ki opisujejo prenos topnih in netopnih snovi v biofilmu. Biološke reakcije v biofilmu pa modeliramo na enak na�in kot pri procesih z razpršeno biokulturo. V našem primeru smo za simulacijo bio-kemijskih procesov v biofilmu uporabljali Mantis model, ki predstavlja dopolnitev ASM1 modela v tem smislu, da so kineti�ni parametri modela temperaturno odvisni. Za model usedalnika smo uporabili Takacs-ev model usedanja (Takacs in sod., 1991). Pri reševanju smo predpostavili, da je proces �iš�enja vode reakcija 0. reda in je biomasa povsod po posamezni bioreaktorski posodi enaka ter se upošteva bioreaktor kot idealno premešan preto�ni mešalni bioreaktor (CSTR). V simulacijskem paketu GPS-X so spremenljivke stanj modelirane po posameznih slojih. V našem primeru smo uporabili 6 slojev, kjer prvi sloj predstavlja sloj odplake (teko�ine), ostali sloji pa biofilm, ki nastane na nosilcih (Slika 18). Tako zadnji sloj predstavlja sloj, ki leži tik ob nosilcu. V vsakem sloju potekajo biološke reakcije, ki jih lahko modeliramo z razli�nimi modeli.


53

Slojibiofilma

Potek raztopljenegakisika

Nosilec

Sloji modela5 4 3 2 16

Sloj odplake

Teko ifilm�

Slika 18. Model biofilma v GPS-X.

Figure 18. Biofilm model GPS-X.

Kot je bilo že omenjeno, prenos topnih snovi skozi sloje biofilma modelirano z ena�bama 28 in 29 (Spengel in Dzombak, 1992). Prenos trdnih komponent skozi sloje pa modeliramo empiri�no. Pri tem se uporabljata koeficienta luš�enja (ang. detachment coeficient) trdnih snovi iz biofilma oziroma koeficient priraš�anja (ang. attachment coeficient) trdnih snovi na biofilm. V samem biofilmu se koncentracija trdnih snovi spreminja, kar vpliva na debelino biofilma. Ta pojav modeliramo tako, da se aktivni sloji biofilma in s tem debelina biofilma spreminja. Prenos trdnih snovi med sosednjimi sloji pa modeliramo kot konstanten tok. Tako vsebuje Mantis (ASM1) model poleg kineti�nih in stehiomeri�nih parametrov tudi koeficiente difuzije ter koeficiente priraš�anja in luš�enja biomase. Za prilagoditev modela je bilo potrebno na napravi izvesti ustrezne meritve pri razli�nih režimih obratovanja, zato da postavljeni model opisuje delovanje naprave v širokem obmo�ju obratovalnih pogojev. Za identifikacijo reprezentativnega modela smo izvedli naslednje meritve:

• daljše �asovno obdobje (ve� dni ali tednov) normalnega obratovanja naprave s spremljanjem dnevnega trenda sprememb procesnih spremenljivk (vzor�enje spremenljivk npr. 2-krat dnevno),

• 24-urno intenzivno merjenje dinami�nega obratovanja naprave (vzor�enje spremenljivk na nekaj ur, npr. 2 uri),

• meritve izrednih razmer, kot je deževno vreme, nevihta, izpad obratovanja katere od enot naprave, ipd.

Meritve potekajo na ve� mestih na napravi in obsegajo merjenje pretokov in koncentracij snovi odpadne vode. V našem primeru smo za identifikacijo modela uporabili dva seta podatkov:


54

• intenzivne 5-dnevne meritve, kjer smo s pomo�jo laboratorijskih analiz spremljali koncentracije razli�nih snovi v odpadni vodi na razli�nim mestih v industrijski pilotni napravi,

• sprotne (on line) meritve, ki so na voljo za merjenje dušikovih snovi v odpadni vodi.

Karakterizacija odpadne vode pomeni, da za odpadno vodo na dotoku �istilne naprave dolo�imo koncentracijo parametrov dotoka, ki se pojavljajo kot spremenljivke stanja v modelu. Pri tem lahko nekatere spremenljivke stanja na dotoku direktno izmerimo (npr. amonijski dušik, nitratni in nitritni dušik), nekatere lahko zanemarimo (npr. koncentracijo heterotrofne in avtotrofne biokulture), nekatere (npr. hitro razgradljiv substrat, po�asi razgradljiv substrat, inertno organsko snov, itd.) pa izra�unamo iz meritev dotoka (npr. KPK, topnega KPK, BPK5, itd.). V našem primeru smo karakterizacijo odpadne vode izvedli po postopku, ki ga podrobneje predstavljata avtorja Hvala in Vre�ko (2000). Poleg sestave dotoka je potrebno dolo�iti tudi za�etno stanje spremenljivk stanja v modelu. To pomeni, da je potrebno v modelu nastaviti takšne za�etne vrednosti vseh simuliranih sestavin odpadne vode, kot so na razli�nih mestih na �istilni napravi na za�etku opazovanja. Ker mnogih spremenljivk stanja modela ni mogo�e direktno izmeriti, jih obi�ajno dolo�imo s simulacijo v stacionarnem stanju. Za prilagoditev modela na napravo je zelo pomembna tudi ustrezna nastavitev parametrov modela. Poleg fizi�nih parametrov, kot so volumni bioreaktorjev, razni pretoki, itd., so pomembni predvsem kineti�ni in stehiometri�ni parametri modela, s katerimi opišemo potek bio-kemijskih reakcij. Kineti�ne in stehiometri�ne parametre modela obi�ajno prilagodimo tako, da dobimo �im boljše ujemanje med meritvami na napravi in simuliranimi vrednostmi procesnih spremenljivk. Nekatere parametre modela lahko izmerimo s posebnimi šaržnimi testi, zelo pogosto pa parametre modela spreminjamo ro�no s poskušanjem ali pa uporabimo katerega od optimizacijskih postopkov.

3.4.6 Izra�uni

Pri obdelavi naših podatkov smo uporabili slede�e lastne izra�une (na osnovi WHO/UNEP, 1999) z upoštevano akumulacijo, ki smo jih po smiselnosti razdelili po procesih. Akumulacijo (Aku) smo v vseh izra�unih izrazili kot 30 %-ni delež (Rusten in sod., 1995). Uporabljeni izra�uni: zadrževalni �as (HRT)

(l/h) Q(l) V

(h) HRT = ...( 17)

stopnja eliminacije (u�inek �iš�enja) X = KPK, BPK5 in N-total

(mg/l) Xv(mg/l) Xiz(mg/l) Xv

*100 (%) X elimin. stopnja−= ...( 18)


55

Stopnja amonifikacije

(mg/l) vN(mg/l) izN(mg/l) vN

*100(%) ijeamonifikac stop.org

orgorg −= ...( 19)

Volumska hitrost amonifikacije

( )(l) i)V(V

(l/h)Qvtok *24*(mg/l) iz)Nv(Ndan*m/(gN ijeamonifikact vol.hitros

oxanoxi

orgorg3org

+−=

...( 20) Stopnja nitrifikacije

( )( ) laod

removalizNAku.-1(mg/l) vN

(mg/l) izNAku-1(mg/l) vN*100(%) ijenitrifikac stop.

org Kjel

Kjel Kjel =−⋅

−⋅=

...( 21) Volumska hitrost nitrifikacije (NI)

( )(l) V

(l/h)Qvtok *24*(mg/l) iz)NAku-1 v(N.dan)(gN/m NI vol.hitr.

oxi

Kjel Kjeloxi

3 −=

...( 22) Volumska bremenitev nitrifikacije (NI)

( )(l) V

(l/h)Qvtok *24*(mg/l) iz)N.Aku -1 v(Ndan).(gN/mNI.obrem .vol

oxi

org Kjeloxi

3 −=

...( 23) Stopnja denitrifikacije – teoreti�na

100(%) Rvi(%) Rvi

*100(%) acijedenitrifik stop.+

= ...( 24)

Stopnja denitrifikacije - prakti�na

( )load

removal(mg/l) izN-Aku)-(1 (mg/l) vN(mg/l) izNAku)-1 (mg/l) vN

*100(%) acijedenitrifik stop. Kjeltot

tot tot =−=

...( 25) Volumska hitrost denitrifikacije

(l) Vanoxi(l/h)Qvtok *24*(mg/l) iz) N-Aku)-(1(N

.dan)(gN/m denitri.t vol.hitrostot tot v3 =

...( 26) Volumska bremenitev denitrifikacije

(l) Vanoxi(l/h)Qvtok *24*(mg/l) iz) N- Aku)-(1(N

.dan)(gN/m denitri. nitevvol.obremeKjel tot v3 =

...( 27)


56

Osnovne ena�be MBBR modela Za razliko od procesov z razpršeno biomaso je potrebno pri procesih s pritrjeno biomaso v model vklju�iti tudi ena�be, ki opisujejo prenos snovi v biofilm (Jeppsson, 1996). Biološke reakcije v biofilmu pa modeliramo na enak na�in, kot pri procesih z razpršeno biomaso. Modeli s pritrjeno biomaso so predstavljeni s parcialnimi diferencialnimi ena�bami in vsebujejo veliko število parametrov. V splošnem so zato ti modeli kompleksnejši od modelov z razpršeno biomaso. Prenos topnih snovi v biofilm poteka preko molekularne difuzije. Na vmesni ploskvi med biofilmom in teko�ino na difuzijo vpliva tanek film mirujo�e teko�ine (teko�i film), ki leži tik ob biofilmu in skozi katerega mora topna snov prodreti preden doseže dejanski biofilm (Slika 18). Ta proces obi�ajno opišemo s prvim Fick-ovim zakonom. Samo difuzijo v biofilmu pa z drugim Fick-ovim zakonom (Heath in sod., 1990). Naslednji dve ena�bi opisujeta masne ravnotežne ena�be za proces s pritrjeno biomaso (Spengel in Dzombak, 1992):

Masna ravnotežna ena�ba za sloj odplake

( ) ( ) ( )LaML

BLiLaM

LinLL

L

La SSAKSSAKSSQdt

dSA −+−−−=��

�

��

� o,δ , ...( 28)

Akumulacija komponente v teko�ini

Pretok komponente v teko�ini

Difuzija v biofilmu (Fick-ov prvi

zakon)

Prehod komponente med zrakom in teko�ino

(samo v nekaterih primerih, npr. za kisik)

Masna ravnotežna ena�ba v biofilmu:

S

B

S

B

Rdy

ySdD

dtydS −−= 2

2 )()(, ...( 29)

Akumulacija v biofilmu

Difuzija v biofilmu (Fick-ov drugi zakon)

Hitrost reakcije

komponente

kjer je: Aa površina zunanje strani biofilma (m2) δL debelina teko�ine, t.j. sloja odplake (m)

LS koncentracija komponente v teko�ini (mg/l)

QL volumski pretok teko�ine v sloju odplake (l/dan)

inLS , koncentracija komponente na dotoku (mg/l)

KM koeficient prehajanja komponente med teko�ino in biofilmom (m/dan) BLiS koncentracija komponente na prehodu med teko�im filmom in prvim slojem biofilma

(mg/l) KML koeficient prehajanja kisika med zrakom in teko�ino (m/dan) So koncentracija nasi�enja komponente (mg/l)

)(yS B koncentracija komponente v biofilmu (mg/l) y debelina biofilma (m) DS difuzijski koeficient za komponento S (m2/dan) RS hitrost reakcije komponente (mg/l.dan)


57

Kot je vidno iz ena�b 28 in 29 se koncentracija komponente v biofilmu spreminja z globino, kar je zapisano s pomo�jo parcialne diferencialne ena�be. RS je hitrost reakcije v biofilmu in je dolo�ena z enakimi biološkimi procesi kot pri procesih s pritrjeno biomaso (Henze in sod., 1999).


58

4 REZULTATI IN DISKUSIJA

Izhajajo� iz namena dela, opredeljenega v hipotezah (glej poglavje 3.1, Slika 8), smo se osredoto�ili na študij priprave imobilizirane biokulture v procesih odstranitve dušikovih spojin iz standardizirane in realne odpadne vode in nadalje iskali možni optimizacijski nivo v zadrževalnem �asu, koncentraciji kisika in bremenitvi. V rezultatih smo prikazali primerjavo delovanja laboratorijske in industrijske pilotne naprave z imobilizirano biokulturo v razli�nih �asovnih in okoljskih pogojih za vsak bioreaktor lo�eno ter medsebojno primerjavo delovanja po procesu nitrifikacije in denitrifikacije. Prikaz temelji na rezultatih, ki so bili pridobljeni z diskontinuinim in kontinuirnim obratovanjem pilotnih naprav. Na podlagi izra�una koli�in in sestave odve�nega blata se koli�ina akumuliranega dušika v laboratorijski in industrijski pilotni napravi giblje med 15 in 30 %. Casey (1996) poro�a samo o 15 % akumulaciji dušika, medtem ko Rusten in sod., (1995) o 30-35%. Tako smo pri izra�unavanju vseh obdobij upoštevali 30 % akumulacijo amonijskega dušika v novo biokulturo.

4.1 OBRATOVANJE LABORATORIJSKE IN INDUSTRIJSKE PILOTNE NAPRAVE Z IMOBILIZIRANO BIOKULTURO

4.1.1 Laboratorijska pilotna naprava

Laboratorijsko pilotno napravo smo vodili pri treh razli�nih pretokih odpadne vode kar predstavlja tri zadrževalne �ase in tudi izvedli vzor�enje (Preglednica 11). V vseh obdobjih je bil notranji povratni tok enak 400 % (4 krat ve�ji od pretoka dotoka odpadne vode), temperatura 20 oC, kisik v mikroaerofilnem bioreaktorju pod 0,2 mg/l in kisik v aerobnem bioreaktorju 7,5 ± 0,5 mg/l.

Preglednica 11: �asovni potek laboratorijskih pilotnih poskusov, pretok na dotoku in skupni hidravli�ni zadrževalni �as.

Table 11: Time schedule of the laboratory pilot plant trials, influent flow and total hydraulic retention time.

zap.št. �asovno obdobje vzor�enja pretok HRTskupni Vzor�enja od – do l/h h

1 28.jan 1998 – 23.feb 1998 1,0 15 2 17. jun 1999 – 22. jul 1999 1,5 10 3 12. nov 1999 – 25. jan 2000 3,0 5

Vsako vzor�evalno obdobje smo izvedli pri konstantnih pogojih bremenitve (pretok in sestava dotoka v pilotno napravo). Prvo vzor�enje posameznega vzor�evalnega obdobja smo izvedli po 2 tednih po vzpostavitvi stacionarnega stanja. �as vzor�enja posameznega obdobja je bil daljši od 14 dni. Iz slike (Slika 19) je razvidno, da se koncentracija Kjeldahlovega in amonijskega dušika na dotoku in iztoku giblje okoli povpre�ne vrednosti, kar je posledica konstantne bremenitve po sestavi in pretoku odpadne vode. V nadaljevanju za posamezno vzor�evalno obdobje navajamo povpre�ne vrednosti s standardnim odmikom v preglednici, saj so bila v vseh obdobjih podobna nihanja okoli povpre�ne


59

vrednosti (Preglednica 12). Izra�unani podatki se nahajajo v prilogah (Priloga A1 do Priloga A3).

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

obdobje vzor�enja

N-Kj

el (m

g/l)

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

NH 4

-N (m

g/l)

dotok: N-Kjel iztok: N-NH4

28.jan.-18.feb.1998 17.jun.- 22.jul.1999 12.nov.1999-25.jan.2000

MVK = 10 mg/l NH4-N

HRT = 15 ur HRT = 10 ur HRT = 5 ur

Slika 19: Koncentracija dušika po Kjeldahlu (dotok: N-Kjel) na dotoku in amonijskega dušika (iztok: N-NH4

+) na iztoku iz laboratorijske pilotne naprave pri treh razli�nih hidravli�nih zadrževalnih �asih (HRT) in temperaturi v bioreaktorju (T) 20oC. Mejna vrednost (MVK) koncentracije amonijskega dušika na iztoku je 10 mg/l.

Figure 19: Concentration of N-Kjeldahl in the influent and ammonia nitrogen (N-NH4+) in the effluent

of the laboratory pilot plant at three different hydraulic retention times (HRT) at a bioreactor temperature of 20oC. The maximum permitted concentration (MVK) of ammonia nitrogen is 10 mg/l.

Preglednica 12 vsebuje prikaz rezultatov delovanja laboratorijske pilotne naprave v vseh vzor�evalnih obdobjih. Pri poskusih na laboratorijski pilotni napravi smo si postavili ciljno vrednost amonifikacije v višini 85 % in nitrifikacije > 90 %. Pri�akovali smo, da bo pilotna naprava dosegala ciljne vrednosti brez ovir pri vseh HRT oz. bremenitvah, ker:

• laboratorijska pilotna naprava sprejema dobro razgradljiv substrat; • ves organski dušik se bo amonificiral; • inhibitorne snovi niso prisotne; • proces poteka pri optimalni temperaturi.


60

Preglednica 12: Povpre�ne vrednosti in standardni odmiki merjenih in izra�unanih parametrov na dotoku in iztoku laboratorijske pilotne naprave v treh vzor�evalnih obdobjih.

Table 12: Average values and standard deviations of measured and calculated parameters of the lab-scale pilot plant in three sampling periods.

Parameter

enota: mg/l

Dotok Iztok

1. OBDOBJE: HRTskupni =15 ur, HRTDNI = 5h in HRTNI=10h. T=20oC N-Kjel 63±5,6 2,9±±±±0,9

N-NH4+ 14,2±0,8 0,3±±±±0,2

N-org (izra�unano) 48,8 2,6 N-NO3

- 7,9±0,6 8,6±0,8 N-tot (izra�unano) 70,9 9,7

KPK 657±47 29,4±9,5 BPK5 541±36 4,6 2. OBDOBJE: HRTskupni =10 ur, HRTDNI= 3,3 h in HRTNI= 6,6 h. T=20oC N-Kjel 70,4±8,0 4,7±2,0 N-NH4

- 21,1±4,1 0,4±±±±0,4


- 8,5 11,7+4,9 N-tot (izra�unano) 78,9 16,4

KPK 709±41 44,3+12,7 BPK5 611±39 15,8+6,4 3. OBDOBJE: HRTskupni =5 ur, HRTDNI= 1,6h in HRTNI= 3,3h. T=20oC N-Kjel 66,4±4,3 4,6±2,4 N-NH4

+ 50,2±3,9 2,6±±±±2,4


- 3,4±0,8 14,9±5,2 N-tot (izra�unano) 69,8 19,5

KPK 405±47,1 33,2±13,2 BPK5 288±15 25,5±12,2


61

82,4

79,2

72,1

94,7

91,3

87,7

99,3 99,1

94,2

80,378,0

67,1

50

55

60

65

70

75

80

85

90

95

100

HRT=15 h HRT=10 h HRT=5 hHRT (h) /temp. (oC)

u�in

kovi

tost

(%)

N-skupni amonifikacija nitrifikacija denitrifikacija

ciljna vrednostamonifikacije

ciljna vrednostnitrifikacije

Slika 20: U�inkovitost procesov odstranjevanja skupnega dušika ter procesov amonifikacije, nitrifikacije in denitrifikacije v laboratorijski pilotni napravi pri razli�nih zadrževalnih �asih (HRT) pri 20oC. �rtkana �rta ozna�uje ciljno vrednost u�inka nitrifikacije (90 %) in polna �rta ciljno vrednost u�inka amonifikacije (85 %).

Figure 20: Efficiency of total nitrogen elimination, as well as ammonification, nitrification and denitrification in the laboratory pilot plant at different hydraulic retention times (HRT) at temperature of 20 oC. The dashed line marks target value of nitrification efficiency (90 %) and the full line the target value of ammonification efficiency (85 %).

Iz slike (Slika 20) je razvidno, da u�inkovitost procesa odstranjevanja skupnega dušika pada s pove�anim pretokom oziroma krajšanjem zadrževalnega �asa. Podobno upadanje kažejo tudi procesi amonifikacije, nitrifikacije in denitrifikacije. Pri 5 urah zadrževalnega �asa se je že pove�al amonijski in nitratni dušik na iztoku (Preglednica 12), kar pomeni, da tako nitrifikacija kot denitrifikacija nista delovali optimalno, �eprav smo ciljno vrednost amonifikacije in nitrifikacije dosegli pri vseh HRT poskusa. Denitrifikacija je bila dosežena od 67 % do 82 %, ker je u�inkovitost denitrifikacije v korelaciji s koli�ino notranjega povratnega toka iztoka iz aerobnega bioreaktorja v mikroaerofilni bioreaktor (vra�anje nitrata).

4.1.2 Industrijska pilotna naprava

Ciljne vrednosti amonifikacije (85 %) in nitrifikacije (90 %) smo prenesli tudi na industrijsko pilotno napravo. Ob tem smo pri�akovali odstopanja, ker je industrijska pilotna naprava podvržena zelo dinami�nim pogojem in veliko spremenljivkam: bremenitev, temperatura, razgradljivost organskega dušika, prisotni inhibitorji in toksikanti. Industrijsko pilotno napravo smo od 11. junija 1998 do 31.decembra 2001 vodili po zadrževalnem �asu tako, da je bila koncentracija amonijskega dušika na iztoku iz


62

pilotne naprave pod 10 mg/l. V celotnem obdobju je pilotna naprava obratovala dinami�no s spreminjajo�o sestavo ter enakim pretokom odpadne vode glede na izbran zadrževalni �as. V celotnem �asu pilotnih poskusov smo izvedli 4 vzor�enja, ki so bila v povpre�ju daljša od 30 dni (Preglednica 13). V preglednici (Preglednica 14) so prikazane koncentracije raztopljenega kisika in temperature v posameznem bioreaktorju.

Preglednica 13: �asovni potek industrijskih pilotnih poskusov, pretok odpadne vode, skupni zadrževalni �as (HRT) in delež notranjega povratnega kroženja (Rvi).

Table 13: Time schedule of sampling in the industrial pilot plant trials, total hydraulic retention time (HRT) and internal recycle ratio (Rvi).

zap.št. �asovno obdobje vzor�enja pretok HRTskupni Rvi

vzor�enja od – do m3/h h %

1 10.jan 1999 – 23.mar1999 35 12 200

2 18.avg 1999 – 14.jan 2000 69 6 200

3 13.feb 2001 – 21.mar 2001 53 8 310

4 4.sep 2001 – 29.okt 2001 66 6 310

Preglednica 14: Koncentracija raztopljenega kisika (O2) in povpre�na temperatura v posameznih vzor�evalnih obdobjih v mikroaerofilnem in aerobnem bioreaktorju.

Table 14: Dissolved oxygen concentration (O2) and average temperature in different sampling periods in anoxic and aerobic bioreactors.

zap.št.

O2 Mikroaerofilni

bioreaktor 1

O2 Mikroaerofilni

bioreaktor 2

O2 Aerobni

bioreaktor 1

O2 Aerobni

bioreaktor 2

povpre�na temp.

vzor�enja mg/l mg/l mg/l mg/l oC 1 0,5 ± 0,1 0,3 ± 0,1 7,6 ± 1,2 8,5 ± 1,5 10,3 ± 1,8 2 0,6 ± 0,1 0,3 ± 0,1 6,9 ± 1,5 7,3 ± 0,5 17,4 ± 2,5 3 0,4 ± 0,1 0,3 ± 0,1 8,8 ± 0,9 8,5 ± 0,6 11,3 ± 1,1 4 0,4 ± 0,1 0,3 ± 0,1 7,2 ± 1,2 7,6 ± 1,1 17,6 ± 1,1

V vsakem vzor�evalnem obdobju smo izvedli analizo parametrov na 24 urnih povpre�nih vzorcih. Povpre�je vrednosti s standardnim odmikom za posamezni parameter v posameznem vzor�evalnem obdobju je razviden iz preglednice (Preglednica 15). Nihanje doto�ne bremenitve po Kjeldahlovem dušiku in izto�ne koncentracije po amonijskem dušiku pa je razvidno iz slike (Slika 21). Iz omenjene preglednice in slike lahko vidimo, da se bremenitev na dotoku med dnevi mo�no spremija. U�inkovitost nitrifikacije pa ni odvisna le od doto�ne bremenitve temve� bistveno od temperature, ki je nihala od 10,3 do 17,6o C. Celotni podatki se nahajajo v prilogah (Priloga A4 do Priloga A7).


63

Preglednica 15: Povpre�ne vrednosti in standardni odmiki merjenih in izra�unanih parametrov na dotoku in iztoku iz industrijske pilotne naprave v štirih vzor�evalnih obdobjih.

Table 15: Average values and standard deviation of measured and calculated parameters of the industrial pilot plant in four sampling periods.

Parameter

enote: mg/l

Dotok Iztok

1. OBDOBJE: HRTskupni=12 ur, HRTDNI=4,8 h, HRTNI= 7 h. T=10,3oC N-Kjel 53,2 ± 8,6 12,8 ± 4,9 N-NH4

+ 27,2 ± 4,3 2,9 ±±±± 3,6

N-org (izra�unano) 26 9,9 N-NO3

- < 0,1 8,2 ± 1,4 N-tot (izra�unano) 53,2 ± 8,6 21,1 ±±±± 4,7

KPK 434 ± 100 50,7 ± 5,8 BPK5 276 ± 27 11,1 ± 4,7 2. OBDOBJE: HRTskupni=6 ur, HRTDNI= 2,4 h in v HRTNI= 3,6 h. T=17,4oC N-Kjel 50,7 ± 19,1 9,6 ± 3,9 N-NH4

+ 23,8 ± 7,2 2,4 ±±±± 2,1


- < 0,1 8,5 ± 2,5 N-tot (izra�unano) 50,7 ± 19,1 15,4 ±±±± 5,1

KPK 559 ± 251 66,0 ± 16,0 BPK5 307 ± 94 20,5 ± 8,8 3. OBDOBJE: HRTskupni=8 ur, HRTDNI= 3,2 h in HRTNI= 4,7 h. T=11,3oC N-Kjel 36,3 ± 9,4 5,3 ± 1,8 N-NH4

+ 20,7 ± 5,4 0,6 ±±±± 0,7


- < 0,1 8,5 ± 4,0 N-tot (izra�unano) 36,3 ± 9,4 13,5 ±±±± 3,9

KPK 379 ± 105 55,2 ± 11,5 BPK5 270 ± 16,3 17,6 ± 4,4 4. OBDOBJE: HRTskupni=6 ur, HRTDNI=2,5 h in HRTNI= 3,7 h . T=17,6oC N-Kjel 42,3 ± 10,9 8,0 ± 4,3 N-NH4

+ 21,7 ± 6,1 1,8 ±±±± 2,4


- < 0,1 6,6 ± 3,7 N-tot (izra�unano) 42,3 ± 10,9 14,6 ±±±± 4,3

KPK 473 ± 153 65,0 ± 15,9 BPK5 268 ± 119 17,5 ± 10,8


64

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

N-K

jel (

mg/

l), N

-NH

4 (m

g/l)

dotok: N-Kjel iztok B: N-NH4

HRT=12 ur, T=10,3oC HRT=6 ur, T=17,4oC HRT=8 ur, T=11,3oC HRT=6 ur, T=17,6oC

10.jan 1999 - 23.feb 1999 18.avg1999 - 14.jan 2000 13.feb 2001 - 21.mar 2001 4.sep 2001 - 29.okt 2001

MVK=10 mg/l

Slika 21. Koncentracija Kjeldahlovega dušika na dotoku (realna odpadna voda) (dotok: N-Kjel) in amonijskega dušika na iztoku (iztok B: N-NH4

+) iz industrijske pilotne naprave v štirih vzor�evalnih obdobjih pri razli�nih hidravli�nih zadrževalnih �asih (HRT) in razli�nih temperaturah (T) v bioreaktorju. Mejna vrednost koncentracije (MVK) za amonijski dušik na iztoku v vodotok je 10 mg/l.

Figure 21: Concentration of N-Kjeldahl parameters in the influent (actual wastewater) and ammonia nitrogen in the effluent of the industrial pilot plant in four sampling periods at different hydraulic retention times (HRT) and different bioreactor temperatures. The maximum permitted concentration (MVK) of ammonia nitrogen concentration is 10 mg/l.

Rezultate delovanja pri vseh obdobjih smo primerjali med seboj po u�inku �iš�enja dušika (Slika 22). Iz slike ni razvidna spodnja meja obratovanja oz. u�inek �iš�enja skupnega dušika, saj je u�inek �iš�enja mo�no odvisen od temperature odpadne vode. U�inek nitrifikacije je tako pri zadrževalnem �asu 12 ur in temp. 10,3 oC enak 89,4 % ter je približno enak u�inku nitrifikacije pri 6 urah zadrževalnega �asa in 17,4 oC, kjer znaša 91,5 %. Proces amonifikacije v primeru laboratorijske pilotne naprave doseže željeno 85 % vrednost. Rezultati amonifikacije v primeru industrijske pilotne naprave kažejo vrednosti od 62 % do 73 % in v nobenem poskusu nismo dosegli 85 % ciljne vrednosti. Ta odmik od ciljne vrednosti pripisujemo dejstvu, da odpadna voda vsebuje težko razgradljivi organski dušik, ki je ostal v razpoložljivem �asu nerazgrajen (v �asu od 6 ur do 12 ur HRT). Prikaz doto�nih bremenitev v prvem in drugem obdobju po parametru N-Kjeldahl pokaže velika nihanja in v primeru ve�jih koncentracij od ca 60 mg/l, je industrijska pilotna naprava že težje dosegla ciljno vrednost izto�nega amonijskega dušika. Iz primerjave slik (Slika 20 in Slika 22) je razvidno, da je bil proces nitrifikacije u�inkovit v obeh pilotnih napravah in doseže nad 90 % željeno vrednost v vseh preskušanih razmerah. Proces nitrifikacije se je približal ciljni vrednosti v prvem poskusu in dosegel v vseh treh ostalih poskusih ciljno vrednost 90 %. Rezultati


65

kažejo, da je za u�inkovitost procesa in za doseganje ciljne vrednosti v iztoku C�N najpomembnejši parameter razgradljivost N-Kjeldahlovega dušika. To dejstvo bo imelo še ve�jo težo, �e bo Kamniška Bistrica oz. Sava opredeljena kot ob�utljivo podro�je. U�inek skupnega dušika je odvisen od vsebnosti in intenzitete vra�anja nitrata v mikroaerofilni reaktor, kjer poteka denitrifikacija ter od koncentracije inertnega dušika, ki ostaja nerazgrajen. Zaradi tega nastaja razlika med u�inkovitostjo �iš�enja skupnega dušika v laboratorijski in industrijski pilotni napravi, oziroma je u�inek �iš�enja skupnega dušika v industrijski pilotni napravi nižji kot v laboratorijski pilotni napravi.

60,6

65,6

62,164,4

61,9

69,9 69,9

73,2

89,4

92,3

97,1

91,5

66,6

69,6

57,9

67,3

50

55

60

65

70

75

80

85

90

95

100

HRT=12 h; T=10,3oC HRT=8 h; T=11,3oC HRT=6 h; T=17,6oC HRT=6 h; T= 17,4oC

u�in

kovi

tost

(%)

N-skupni amonifikacija nitrifikacija denitrifikacija

ciljna vrednost nitrifikacije

ciljna vrednostamonifikacije

Slika 22: U�inkovitost procesov odstranjevanja skupnega dušika ter procesov amonifikacije, nitrifikacije in denitrifikacije v industrijski pilotni napravi pri razli�nih zadrževalnih �asih (HRT) in razli�ni temperaturi procesa (T) od 10,3oC do 17,6oC. �rtkana �rta ozna�uje ciljno vrednost u�inka nitrifikacije (90 %) in polna �rta ciljno vrednost u�inka amonifikacije (85 %).

Figure 22: Efficiency of total nitrogen elimination, ammonification, nitrification and denitrifiaction in the industrial pilot plant at different hydraulic retention times (HRT) and different process temperatures from 10,3oC to 17,6oC. The dashed line marks the target value of nitrification efficiency (90 %) and the full line the target value of ammonification efficiency (85 %).

4.2 PRIMERJAVA OBRATOVANJA LABORATORIJSKE IN INDUSTRIJSKE PILOTNE NAPRAVE

Kontinuirno in diskontinuirno obratovanje laboratorijske in industrijske pilotne naprave smo primerjali lo�eno po procesu nitrifikacije in denitrifikacije in sicer z namenom ugotovitve u�inkovitosti procesa nitrifikacije in denitrifikacije glede na vhodno bremenitev. Primerjava hitrosti nitrifikacije in denitrifikacije je bila izvedena na podlagi povpre�nih 24 urnih meritev ter kontinuirnih meritev.


66

4.2.1 Hitrost nitrifikacije

Med seboj smo primerjali povpre�no volumsko hitrost nitrifikacije glede na povpre�no volumsko bremenitev po Kjeldahlovem dušiku v celotnem obdobju za laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo. Rezultati na sliki (Slika 24) so vrednosti, povzete iz preglednic in prilog (Preglednica 12, Priloga A1, Priloga A2, Priloga A3) za laboratorijsko pilotno napravo ter za industrijsko pilotno napravo (Preglednica 15, Priloga A4, Priloga A5, Priloga A6, Priloga A7). Maksimalno hitrost nitrifikacije za laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo smo dolo�ili z diskontinuirnim poskusom v laboratoriju. Rezultati diskontinuirnega poskusa dolo�itve hitrosti nitrifikacije na biokulturi laboratorijske in industrijske pilotne naprave so prikazani v prilogi (Priloga A8). Na �asovni interval (na 1 uro) smo izvedli vzor�enje in analizo amonijskega dušika. Naklon premice nam da podatek o hitrosti nitrifikacije (AUR) (slika 22).

y = -6,14x + 30,78R2 = 0,991

y = -13,35x + 60,7R2 = 0,9974

0

10

20

30

40

50

60

70

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5�as (h)

N-N

H4+ (m

g/l)

laboratorijska pilotna naprava industrijska pilotna naprava

Slika 23. Kapaciteta zmanjševanja amonijskega dušika (N-NH4

+) v �asu z biokulturo laboratorijske in industrijske pilotne naprave v diskontinuirnem poskusu nitrifikacije.

Figure 23. Capacity of decrease in ammonia nitrogen in time using bioculture from the laboratory and industrial pilot plants in a batch test.

Izhajajo� iz podatkov naših meritev lahko izra�unamo maksimalno hitrost nitrifikacije (ena�ba 22, Priloga A8). Za laboratorijsko napravo smo izra�unali, da bi pri maksimalni bremenitvi lahko dosegli maksimalno volumsko hitrost nitrifikacije 321 g/(m3*dan). Realno smo dosegli 301,5 g/(m3*dan), kar pomeni 93,7 % Analiza industrijske naprave z enakim izra�unom pokaže maksimalno vrednost za volumsko hitrost nitrifikacije 149 g/(m3*dan). Izra�un iz realnih podatkov industrijske naprave pa 175 g/(m3*dan), kar pomeni, da je bila biokultura v diskontinuirnem delovanju manj u�inkovita, kot v kontinuirnem.


67

Iz slike (Slika 24) je razvidno: • Industrijska pilotna naprava je glede na povpre�ne 24-urne vzorce delovala

pri nižjih bremenitvah kot laboratorijska pilotna naprava. Pri tem je potrebno poudariti, da v industrijski pilotni napravi trenutna bremenitev po Kjeldahlovem dušiku znotraj dneva lahko prekora�i vrednost 450 g/(m3

aerob.*dan) oz. nad 80 mg/l N-Kjel, kar pa je nad vrednostjo, ki smo jo testirali v laboratorijski pilotni napravi.

• V vseh testiranih obdobjih je bil u�inek nitrifikacije nad 90 % za obe pilotni napravi. Na slike smo zaradi lažje preglednosti zarisali linije, kjer je u�inek nitrifikacije 90 in 100 %.

• Maksimalna hitrost nitrifikacije za laboratorijsko pilotno napravo dobljena z diskontinuirnim poskusom (Priloga A8, Slika 23) je enaka 321 g/(m3

aerob*dan), kar pomeni, da lahko laboratorijsko pilotno napravo bremenimo le do te bremenitve, �e želimo dose�i 100 % u�inek nitrifikacije.

• Maksimalna hitrost nitrifikacije za industrijsko pilotno napravo, dobljena z diskontinuirnim poskusom (Priloga A8, Slika 23), je enaka 149 g/(m3

aerob*dan), kar pomeni, da na podlagi rezultatov kontinuirnega delovanja že delujemo blizu zgornje meje bremenitve.

175

301,5

160,5

98,9

83,8

110,1104,4

0

100

200

300

400

500

600

0 100 200 300 400 500 600

volumska obremenitev po N-Kjel (g/(m3oxi*dan))

volu

msk

a hi

tros

t nitr

ifika

cije

(g/(m

3 oxi*da

n))

laboratorijska pilotna naprava, T= 20oC industrijska pilotna naprava

teoreti�ni izkoristek nitrifikacije=100%

teoreti�ni izkoristeknitrifikacije=90 %maksi. hitrost nitrifikacije za lab. pilot. napravo =321

maksi. hitrost nitrifikacije za ind. pilot. napravo =149

Slika 24: Odvisnost volumske hitrosti nitrifikacije od volumske bremenitve po Kjeldahlovem dušiku za laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo. Na sliki sta narisani krivulji teoreti�ne 90 in 100 % nitrifikacije ter krivulji maksimalne hitrosti nitrifikacije za laboratorijsko (�rtkana krivulja) in industrijsko (polna krivulja) pilotno napravo.

Figure 24: Dependence of volume nitrification rate on N-Kjeldahl loading in the laboratory and industrial pilot plants. The figure shows theoretical curves for 90 and 100 % efficiency of nitrification and theoretical curves for maximal nitrification rate for laboratory (dashed curve) and industrial (full curve) pilot plants.


68

Iz zgoraj omenjenih preglednic razberemo slabšo u�inkovitost nitrifikacije industrijske pilotne naprave pri enaki bremenitvi, kot jo kaže laboratorijska pilotna naprava. Vzroki za boljšo u�inkovitost laboratorjske pilotne naprave so slede�i:

• Konstantna temperatura obratovanja, ki je bila v vseh poskusih okoli 20 oC, • Konstantana sestava in bremenitev odpadne vode, ki ni vsebovala inhibitornih

snovi, • Višja koncentracija avtotrofnih mikroorganizmov na enoto volumna.

4.2.2 Hitrost denitrifikacije

Med seboj smo primerjali povpre�no volumsko hitrost denitrifikacije glede na povpre�no volumsko bremenitev s skupnim dušikom v celotnem obdobju za laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo. Rezultati na sliki (Slika 27) so vrednosti navedene v prilogah (Preglednica 12, Priloga A1, Priloga A2, Priloga A3) za laboratorijsko pilotno napravo ter za industrijsko pilotno napravo (Preglednica 15, Priloga A4, Priloga A5, Priloga A6, Priloga A7). Maksimalno hitrost denitrifikacije za laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo smo dobili z diskontinuirnim poskusom v laboratoriju. Rezultati diskontinuirnega poskusa dolo�itve hitrosti denitrifikacije na biokulturi laboratorijske in industrijske pilotne naprave so prikazani v prilogi (Priloga A9). Na �asovni interval 15 minut smo izvedli vzor�enje in analizo nitratnega dušika in KPK. Naklon premice padca nitratnega dušika nam da podatek o hitrosti porabe nitratnega dušika (NUR), naklon premice padca KPK pa hitrost o porabi organskega vira ogljika za potrebo denitrifikacije (CUR). Iz razmerja med CUR in NUR izra�unamo denitrifikacijski potencial, ki za laboratorijsko pilotno napravo znaša 390 mg/(l*h) in za industrijsko pilotno napravo 102 mg/(l*h) (Priloga A9, Slika 25, Slika 26).

y = -6,5133x + 654R2 = 0,9935

y = -1,308x + 97,32R2 = 0,9719

0

20

40

60

80

100

120

0 10 20 30 40 50 60 70

�as (minute)

N-N

O3- (m

g/l)

0

100

200

300

400

500

600

700

800

KP

K (m

g/l)

N-NO3 KPK Slika 25: Kapaciteta zmanjševanja nitratnega dušika (N-NO3

-) in KPK v diskontinuirnem poskusu denitrifikacije na biokulturi laboratorijske pilotne naprave.

Figure 25: Capacity of decrease of nitrate nitrogen and COD in a batch test using bioculture from the laboratory pilot plant.


69

y = -0,4153x + 88,16R2 = 0,9911

y = -0,6333x + 1052R2 = 1

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 20 40 60 80 100 120 140

�as (minute)

N-N

O3- (m

g//l)

970

980

990

1000

1010

1020

1030

1040

1050

1060

KP

K (m

g/l)

N-NO3 KPK Slika 26: Kapaciteta zmanjševanja koncentracije nitratnega dušika (N-NO3

-) in KPK pri poteku diskontinuirnega poskusa denitrifikacije na biokulturi industrijske pilotne naprave.

Figure 26. Capacity of decrease of nitrate nitrogen (N-NO3-) and COD in a denitrification batch test

using bioculture from the industrial pilot plant.

Iz slike (Slika 27) je razvidno, je tako v laboratorijski in industrijski pilotni napravi denitrifikacija potekala optimalno glede na dolo�eno koli�ino notranjega povratnega kroženja. Iz slike je tudi razvidno, da pri laboratorijski pilotni napravi u�inek denitrifikacije s pove�ano bremenitvijo pada, kar pripisujemo vnosu kisika v mikroaerofilni bioreaktor. Podatki o maksimalni hitrosti denitrifikacije z diskontinuirnim poskusom v laboratoriju kažejo znatno ve�jo sposobnost denitrifikacije, kot jo kažejo kontinuirni poskusi. Vzroki za tako veliko odstopanje so lahko slede�i:

• Pri diskontinuirnem poskusu u�inkovitost denitrifikacije ni odvisna od notranjega povratnega kroženja, ki poleg nitrata vnaša v mikroaerofilni bioreaktor nezaželjeni raztopljen kisik, ki znatno vpiva na hitrost nitrifikacije.

• Pri diskontinuirnem poskusu smo kot vir KPK uporabili zadostno koli�ino lahkorazgradljivega acetata: V odpadni vodi, ki jo sprejema mikroaerofilni bioreaktor �istilne naprave ob�asno lahko pride do pomanjkanja lahko razgradljivega KPK in posledi�no do nižje hitrosti denitrifikacije.

Na podlagi diskontinuirnih meritev na pilotnih napravah smo ugotovili, da je zgornja meja bremenitve za nitrifikacijo 300 g/(m3

aerob*dan) Kjeldahlovega dušika ter za denitrifikacijo 700 g/(m3

anoxi*dan) skupnega dušika. Na podlagi kontinuirnih meritev nismo uspeli identificirati ostalih optimizacijskih parametrov, kot je koncentracija raztopljenega kisika in koli�ina notranjega povratnega kroženja, zaradi težje obvladljivosti procesa ter izvajanja meritev. Vpliv teh parametrov smo poskušali identificirati s pomo�jo simulacij, izvedenih na matemati�nem modelu predstavljenem v nadaljevanju.


70

172

437298168

89112

820

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0 200 400 600 800 1000 1200

volumska bremenitev s TN (g/(m3anoxi*dan))

volu

msk

a hi

tros

t den

itrifi

kaci

je (g

/(m3 an

oxi*d

an))


teoreti�ni izkoristek denitrifikacije pri Rvi=400%

teoreti�ni izkoristek denitrifikacije pri Rvi=200%

maksi. hitrost denitrifikacije za lab. pilot. napravo =1872

maksi. hitrost denitrifikacije za ind. pilot. napravo =864

Slika 27: Odvisnost volumske hitrosti denitrifikacije od volumske bremenitve s skupnim dušikom (TN) za laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo. Na sliki je sta narisani krivulji teoreti�nega izkoristka denitrifikacije pri notranjem notranjem povratnem toku 200 in 400 % ter krivulji maksimalne hitrosti denitrifikacije za laboratorijsko (�rtkana krivulja) in industrijsko (polna �rta) pilotno napravo.

Figure 27: Dependence of volume denitrification rate on total nitrogen loading (TN) of the laboratory and industrial pilot plants. In the picture we can see the theoretical denitrification efficiency curves at an internal recycle ratio of 200 and 400 % and maximal denitrification removal rate in the laboratory (blue dashed curve) and industrial (violet curve) pilot plants.

4.3 PRIKAZ VPLIVA POSAMEZNIH PARAMETROV NA ODSTRANJEVANJE DUŠIKOVIH SPOJIN V INDUSTRIJSKI PILOTNI NAPRAVI

Ker 24 urno povpre�no vzor�enje na dotoku ne omogo�a identifikacije ob�asno pove�ane bremenitve tekom dneva, smo industrijsko pilotno napravo opremili s klju�nimi analizatorji za sprotne meritve (Slika 28) ter uvedli proces regulacije vnosa zraka v mikroaerofilni bioreaktor 1. Na ta na�in smo dobili obmo�je vpliva posameznega parametra na odstranjevanje dušikovih spojin v industrijski pilotni napravi.


71

iztok

DOTOK

odve�no blato

88m3 130m3 117m3 115m3

po mehanskistopnji

88m3

interni recikel

600m3

zrak

pretok vodeSC

SC

FT

QT

QT

FTQT QT

T

LT

QT

pretok zraka

DNI1 DNI2 NI1 NI2

Slika 28: Industrijska pilotna naprava z ozna�enimi analizatorji za sprotne meritve: izpisani parametri na posameznih mernih mestih so merilniki za sprotne meritve; rde�e oznake-krožci-ozna�ujejo merna mesta uporabljenih meritev za matemati�ni model.

Figure 28: Industrial pilot plant with on line analysers marked: the written parameters indicate the on-line analysers; red circles denote measuring sites used for mathematical modelling.

Legenda k sliki (Slika 28): DNI1 mikroaerofilni bioreaktor 1 (anoxic bioreactor1) DNI2 mikroaerofilni bioreaktor 2 (anoxic bioreactor 2) DO merilnik raztopljenega kisika (dissolved oxygen probe) (mg/l) FT merilnik pretoka zraka (air flow measure) (m3/h) inhibicija merilnik inhibicije nitrifikacije (nitrification inhibition measure) (%) L višina nivoja (level heigth) (cm) LT oznaka za merilnik nivoja (mark for level height) M elektro motor (electo motor) NH4

+-N merilnik amonijskega dušika (ammonia nitrogen measure) (mg/l) NI1 aerobni bioreaktor 1 (aerobic bioreactor 1) NI2 aerobni bioreaktor 2 (aerobic bioreactor 2) ORP merilnik redoks potenciala (redox potential probe) QT oznaka za merilnike (mark for measure) SC frekven�no vodena �rpalka (frequency pump) susp.snov merilnik suspendiranih snovi (suspended solids probe) (mg/l) T merilnik temperature (temperature probe) (oC) TN merilnik skupnega dušika (total nitrogen measure) (TN) (mg/l) TOC merilnik skupnega organskega ogljika (total organic carbon measure) (TOC) (mg/l) V loputa za regulacijo pretoka zraka (air flow regulation flap) Industrijsko pilotno napravo smo opremili z naslednjimi analizatorji za sprotne meritve:

• na dotoku v pilotno napravo: skupni dušik (TN), skupni organski ogljik (TOC), amonijski dušik (NH4

+-N), inhibicija nitrifikacije (inhibicija), suspendirane snovi,

• v drugem aerobnem bioreaktorju: amonijski dušik, raztopljeni kisik, • na iztoku iz pilotne naprave: skupni dušik, skupni organski ogljik.

4.3.1 Nihanja vhodne bremenitve in temperature

Na spodnji sliki (Slika 29) je prikazano dnevno nihanje glede na vhodno bremenitev s skupnim dušikom, koncentracijo amonijskega dušika na iztoku iz pilotne naprave in temperaturo odpadne vode. Iz slike je razvidno:

• vhodna bremenitev se tekom dneva spreminja od 20 do 100 mg/l skupnega dušika,

notranji povratni tok


72

• temperatura odpadne vode je odvisna od letnega �asa in se v zimskem �asu lahko spusti pod 10oC,

• koncentracija amonijskega dušika na iztoku je dnevno nihala od 0 do 25 mg/l in je odvisna od vhodne bremenitve, temperature odpadne vode in prisotnosti inhibitornih snovi v odpadni vodi.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

6.10.01 16.10.01 26.10.01 5.11.01 15.11.01 25.11.01 5.12.01 15.12.01 25.12.01 4.1.02

datum

TN d

otok

, NH

4 iz

tok

(mg/

L)

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

T (o C

)

Dotok_TN Iztok_NH4-N T

Slika 29: Skupni dušik na dotoku na industrijsko pilotno napravo (Dotok TN), koncentracija amonijskega dušika v iztoku iz pilotne naprave (Iztok N-NH4

+) in temperatura odpadne vode (T) v �asu pri HRT 10 ur.

Figure 29: Concentration of total nitrogen in the influent to the industrial pilot plant (»Dotok TN«), concentration of ammonia nitrogen in the effluent (»Iztok N-NH4

+«) and wastewater temperature as a function of time at HRT of 10 hours.

4.3.2 Nihanje koncentracije raztopljenega kisika

Na industrijski pilotni napravi smo testirali vpliv kisika na u�inek nitrifikacije. Pri konstantem pretoku zraka v industrijsko pilotno napravo ter ob spreminjajo�i vhodni sestavi odpadne vode, pride pri pove�ani bremenitvi do zmanjšanja koncentracije raztopljenega kisika v obeh aerobnih bioreaktorjih, kar se posledi�no odraža v pove�ani koncentraciji amonijskega dušika na iztoku iz industrijske pilotne naprave (Slika 30). Na sliki (Slika 30) je prikazano obdobje, kjer je industrijska pilotna naprava obratovala pri 10 urah zadrževalnega �asa in konstantnem pretoku zraka 600 Nm3/h. Razvidno je, da je koncentracija amonijskega dušika na dotoku v pilotno napravo tekom dneva zanihala od 20 do 70 mg/l, posledi�no se je dvignila koncentracija amonijskega dušika na iztoku iz pilotne naprave iz 0 na 20 mg/l. V �asu najve�je brementive je bila koncentracija raztopljenega kisika pri konstantnem pretoku zraka v pilotno napravo med 4 in 5 mg/l, ko pa se je bremenitev na dotoku zmanjšala pod 20 mg/l amonijskega dušika, je koncentracija raztopljenega kisika narasla nad 8 mg/l.


73

0

10

20

30

40

50

60

70

80

27.11.2002 14:24 28.11.2002 2:24 28.11.2002 14:24 29.11.2002 2:24 29.11.2002 14:24 30.11.2002 2:24

datum

NH

4+ -N (m

g/l)

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

O2 (m

g/l)

NH4-N -dotok NH4-N iztok razt. kisik - aerobni bioreaktor 1 razt. kisik - aerobni bioreaktor 2

Slika 30: Raztopljeni kisik v obeh aerobnih bioreaktorjih (1 in 2) in koncentracija amonijskega dušika v dotoku in iztoku industrijske pilotne naprave pri konstantnem pretoku zraka.

Figure 30: Dissolved oxygen in two oxic zones (1 and 2) and influent ammonia concentration at a constant air flow into the industrial pilot plant.

4.3.3 Vpliv inhibitornih snovi

Ob�asno se na industrijski pilotni napravi pojavi nepri�akovan dvig amonijskega dušika, ki ni posledica prenizkega vnosa kisika ali previsoke bremenitve. S pomo�jo kontinuirnih meritev inhibicije nitrifikacije na dotoku na industrijsko pilotno napravo smo ob takih primerih detektirali nad 70 % stopnjo inhibicije nitrifikacije. Vpliv inhibitorne odpadne vode lahko traja od nekaj ur do celega meseca, kar pripisujemo vrsti inhibitorja v odpadni vodi, ki priteka v teh primerih na �istilno napravo. Slika 31 kaže primer visoke stopnje inhibicije nitrifikacije (100 %) na dotoku na industrijsko pilotno napravo, ki ni povezano z vra�anjem blatnenice in centrata iz linije iz anaerobne obdelave blata. Pove�ana inhibicija je v tem primeru trajala 13 ur ter povzro�ila popolno izgubo nitrifikacije za obdobje 10 dni. Pojavi mo�ne inhibicije nitrifikacije (nad 80 %) so na dotoku �NDK pogosti. Ker je odvisnost vhodne bremenitve, temperature, raztopljenega kisika in inhibicije nitrifikacije na u�inek �iš�enja po dušiku dežko dolo�iti zaradi medsebojih vplivov, smo optimizacijske vrednosti omenjenih parametrov dobili preko matemati�nega modela.


74

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

26.3.2002 28.3.2002 30.3.2002 1.4.2002 3.4.2002 5.4.2002 7.4.2002

datum

% in

hibi

cije

nitr

ifika

cije

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

doto

k na

cen

trifu

go (m

3/h)

; N

-NH

4 iz

tok

(mgN

/L)

inhibicija nitri. na dotoku dotok na centrifugo iztok B N-NH4

Visoka inhibicija

MDK

pove�anje N-NH4na iztoku iz pilotna naprave

Slika 31: Vpliv inhibicije nitrifikacije (inhibicija nitri. na dotoku) na delovanje industrijske pilotne naprave v odvisnosti od koli�ine dotoka na centrifugo (dotok na centrifugo) in amonijski dušik na iztoku (iztok B N-NH4

+).

Figure 31: Effect of nitrification inhibition (»inhibicija nitri. na dotoku«) on industrial pilot plant performance in relation to inflow to the centrifuge (»dotok na centrifugo«) and ammonia nitrogen in the outlet (»iztok B N-NH4

+«).

Uporabljeni matemati�ni model smo opisali za naše razmere, za kar smo potrebovali dolo�ene kineti�ne in stehiometrijske parametre, katerih vrednosti smo prikazali v naslednjem poglavju.

4.4 DOLO�ITEV KINETI�NIH IN STEHIOMETRIJSKIH PARAMETROV NA BIOKULTURI IZ INDUSTRIJSKE IN LABORATORIJSKE PILOTNE NAPRAVE

S pomo�jo metod opisanih v poglavju 3.4.3 smo dolo�ili opisane kineti�ne in stehimetrijske konstante ter te vrednosti uporabili za matemati�ni model.

4.4.1 Dolo�itev celi�nega doprinosa heterotrofne biokulture mikroaerofilnega bioreaktorja

Pri dolo�itvi hitrosti denitrifikacije, opisane v prilogi (Priloga A9), smo s pomo�jo diskontinuirnega obratovanja preko NUR in CUR izra�unali DP in iz njega denitrifikacijski celi�ni doprinos aktivnega blata YH . Iz preglednice (Preglednica 16) je razvidno, da je v laboratorijski pilotni napravi denitrifikacijski celi�ni doprinos znašal v povpre�ju 0,43 mg KPKc/mg KPK. V industrijski pilotni napravi je bila izra�unana vrednost negativna. Vzrok za tako vrednost je pripisati neadaptiranosti biokulture industrijske pilotne naprave na substrat


75

natrijev acetat, ki smo ga uporabili kot vir lahko razgradlijvega substrata za dolo�itev denitrifikacijske aktivnosti.

Preglednica 16: Analizirane CUR in NUR in izra�unane vrednosti DP in YH pri laboratorijski in industrijski pilotni napravi.

Table 16: Analytically determined CUR and NUR values and calculated DP and YH values for the laboratory and industrial pilot plants.

Parameter enota Laboratorijska pilotna naprava

Industrijska pilotna naprava

CUR mg/(l*h) KPK 390 102 NUR mg/(l*h) N-NO3 78 36 DP mgKPK/mg N-NO3 5,0 2,83 YH mgKPKc/mg KPK 0,43 negativna vrednost Legenda: CUR: carbon uptake rate; poraba ogljika kot KPK v enoti �asa NUR: nitrate uptake rate; poraba nitrata v enoti �asa. DP: denitrifikacijski potencial.

4.4.2 Dolo�itev specifi�ne hitrosti rasti heterotrofnih bakterij

Na spodnji sliki (Slika 32) je prikazan potek porabe kisika v plinski fazi v odstotkih glede na za�etno koncentracijo substrata kot KPK. Poskus je bil izveden na biokulturi aerobnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave po postopku, opisanem v poglavju 3.4.3.4. Poskus smo po enakem postopku ponovili v zaporedju ve� tednov, ker se aktivnost biokulture iz dneva v dan spreminja in je u�inek procesa v mo�ni korelaciji z aktivnostjo biokulture. Ponovljivost med rezultati je prikazana na sliki (Slika 33). Za vsako krivuljo pri dolo�eni za�etni koncentraciji substrata dolo�imo specifi�no hitrost rasti v eksponencialni fazi rasti, ki jo nato rišemo v diagram (Slika 33).


76

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1.4

1.6

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22

�as (ure)

% O

2 pl

insk

a fa

za

400 KPK 300 KPK 200 KPK 100 KPK 50 KPK

Slika 32: Respirometri�na dolo�itev porabe kisika heterotrofnih bakterij: poraba kisika v plinasti fazi (% O2 plinska faza) v odvisnosti od koncentracije substrata (400 mg/l KPK, 300 mg/l KPK, 200 mg/l KPK, 100 mg/l KPK in 50 mg/l KPK) v �asu od 0 do 22 ur.

Figure 32: Respirometric measurement of oxygen consumption in heterotrophic microorganisms: oxygen consumption in gas phase (»% O2 plinska faza«) in correlation with substrate concentration (400 mg/l COD, 300 mg/l COD, 200 mg/l COD, 100 mg/l COD in 50 mg/l COD) from 0 to 22 hours.

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10,0

30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200 210 220 230 240 252 260 270 280 290 500

KPK (mg/l)

spec

ifi�na

hitr

ost r

asti

hete

rotr

ofov

(1/d

an)

povpre�na vrednost minimalna vrednost maksimalna vrednost

maksimalna specifi�na hitrost rasti heterotrofov

Ks

Slika 33: Odvisnost specifi�ne hitrosti rasti od koncentracije dodanega substrata: navpi�ne �rte predstavljajo nihanja (minimalna in maksimalna vrednost) med posameznimi enako vodenimi poskusi; �rtkana krivulja predstavlja izra�unano srednjo vrednost meritev.

Figure 33: Dependence of specific growth rate on added substrate concentration: the vertical lines show fluctuation (minimum and maximum value) of equivalent tests; the dashed curve represents the calculated mean value.

Iz slike (Slika 33) je razvidno:


77

• da specifi�na hitrost rasti za enako koncentracijo dodanega substrata med poskusi variira v dolo�enem obmo�ju. Vzrok za tako nihanje je v stanju biokulture ter ob�utljivosti respirometri�ne analize,

• da na podlagi izmerjenih hitrosti rasti lahko dolo�imo rastno krivuljo odvisnosti od koncentracije substrata po Monodu,

• da je maksimalna specifi�na hitrost rasti enaka 6,1/dan (0,25/h) ter Ks 63 mg KPK/l.

4.4.3 Dolo�itev specifi�ne hitrosti rasti avtotrofnih bakterij

Specifi�na hitrost rasti avtotrofnih bakterij je bila dolo�ena z diskontinuirnim poskusom, kjer smo dnevno analizirali nastalo koli�ino nitratnega dušika (Priloga A10). Iz slike (Slika 34) je razvidno, da je maksimalna specifi�na hitrost rasti avtotrofne biokulture iz aerobnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave enaka 0,38/dan oz 0,016/h (izra�un po Orhon in Artan, 1994).

y = 0,3773x + 2,2523R2 = 0,9777

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

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

�as (dni)

N-N

O3

(mg/

l)

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

4

ln (N

-NO

3)

N-NO3 ln(N-NO3) Linear (ln(N-NO3)) Slika 34: Pove�anje nitratnega dušika (N-NO3

-) v �asu in maksimalna specifi�na hitrost rasti avtotrofne biokulture laboratorjske pilotne naprave, dolo�ena s šaržnim poskusom (Linear (ln (N-NO3

-)).

Figure 34: Increase of nitrate nitrogen (N-NO3-) in time and maximum specific growth rate of

autotrophic bioculture of laboratory pilot plant, determined by batch test (Linear (ln (N-NO3-)).

4.4.4 Odmiranje heterotrofnih bakterij

Da bi ugotovili kondicijo in aktivnost biokulture, smo dolo�ili specifi�no hitrost odmiranja, ki je pokazatelj aktivnosti mikroorganizmov in pokaže izgubo dolo�enega dela biokulture v �asu. Hitrost odmiranja heterotrofnih bakterij smo dolo�ili po postopku, opisanem v poglavju 3.4.3.6.


78

Rezultat dolo�itve specifi�ne hitrosti odmiranja heterotrofnih bakterij na laboratorijski pilotni napravi je prikazan na sliki (Slika 35). Tabelari�ne vrednosti so navedene v prilogi (Priloga A11).

ln OUR = -0.0071 t + 0.4973R2 = 0.9895

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

0 6 12 18 24 30 36 42 48 54 60 66 72 78 84 90 96 102 108 114 120 126 132 138 144 150

t (ure)

OU

R (m

g O

2/( g

ML

SS*h

))

-0,5

-0,4

-0,3

-0,2

-0,1

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

ln (O

UR

)

OUR ln (OUR)

Slika 35: Specifi�na hitrost odmiranja heterotrofnih baterij (ln (OUR)) oz. zmanjševanje OUR (OUR) v �asu.

Figure 35: Specific decay rate of heterotrophic bioculture (ln (OUR)) and decrease of OUR (OUR) relative to time.

Z linerano regresijo logaritmirane vrednosti porabe kisika dobimo naklon, ki pomeni specifi�no hitrost odmiranja heterotrofne biokulture (bH) 0,0071/h oz. 0,17/dan za biokulturo iz laboratorijske pilotne naprave ter 0,0038/h za biokulturo iz industrijske pilotne naprave.

4.4.5 Pregled kineti�nih in stehiometrijskih vrednosti

V preglednici (Preglednica 17) so prikazane eksperimentalno dolo�ene kineti�ne in stehiometrijske konstante, ki smo jih dolo�ili na biokulturi iz laboratorijske in industrijske pilotne naprave. Iz preglednice je razvidno, da so vrednosti konstant v mejah, objavljenih v literaturi. Vrednosti, objavljene v literaturi so le okvirne, saj so vrednosti kineti�nih in stehiometrijskih konstant odvisne od vrste odpadne vode, postopka �iš�enja ter obratovalnih pogojev ter se morajo za vsako vrsto odpadne vode lo�eno dolo�iti. Iz preglednice je tudi razvidno, da vrednosti uporabljene v matemati�nem modelu niso vrednosti, dobljene z analiziranjem v laboratoriju, temve� so povzete iz paketa GPS-X ( Hydromantis, 2001). Vzrok je bilo dobro ujemanje modela z meritvami.


79

Preglednica 17. Kineti�ni in stehiometrijski parametri, dolo�eni na biokulturi laboratorijske in industrijske pilotne naprave v primerjavi z literaturno objavljenimi podatki ter vrednosti parametrov, uporabljenih v matemati�nem modelu GPS-X.

Table 17: Kinetic and stoichiometric parameters, determined on the basis of bioculture in laboratory and industrial pilot plants, compared to data published in literature and data used in mathematical model GPS-X.

Parameter Enota ASM1 vrednosti

Laboratorijska pilotna

naprava

Industrijska pilotna

naprava

Matemati�ni model v GPS-X

YH mgKPKc/mgKPK 0,67 0,43-0,46 - 0,67

YA mgKPKc/mgN 0,24 - - 0,15 µHmax 1/h 0,25 0,25 - 0,133 ηg - 0,8 - - 1,0 iNx mg N/mgKPKc 0,086 0,082 0,079 0,068 KS mg KPK/l 20 63 - 5,0 bH 1/h 0,026 0,0071 0,0038 0,02583 µAmax 1/h 0,033 0,016 - 0,03125 bA 1/h 0,0021 - - 0,00167 ka l KPK/mg.h 0,003 - - 0,00067 KOH mg O2/l 0,2 - - 0,2 KOA mg O2/l 0,4 - - 0,2 KNO- mg N/l 0,5 - - 1,0 KNH+ mg N/l 1,0 - - 1,0

4.5 OPTIMIZIRANJE BIOPROCESA �IŠ�ENJA ODPADNE VODE Z IMOBILIZIRANO BIOKULTURO

Z delovanjem laboratorijske pilotne naprave z imobilizirano biokulturo, ki je obratovala pri idealnih pogojih, smo pridobili za posamezni parameter eksperimentalne vrednosti, ki so dolo�ile mejo možnosti optimizacije, ki jo lahko pri�akujemo na industrijski pilotni napravi. Predpostavili smo, da bomo z uporabo pove�evalnega kriterija na industrijski pilotni napravi dosegli �imve�ji približek tem vrednostim. Izpostavili smo naslednje optimizacijske parametre s katerimi naj bi vedno dosegli izto�no koncentracijo skupnega dušika pod 15 mg/l:

1. bremenitev pilotne naprave z dušikovimi in ogljikovimi spojinami, ki je povezana s pretokom odpadne vode in koncentracijo,

2. pretok notranjega povratnega toka, 3. koncentracija raztopljenega kisika v aerobnem bioreaktorju, 4. koncentracija aktivne biokulture.

V �istilni napravi z imobilizirano kulturo starost blata ne nastopa kot optimizacijski parameter, ker se celotno aktivno blato, ki se odluš�i iz nosilnega materiala in usede v sekundarnem usedalniku, odvzame iz procesa kot odve�no blato. V �istilnih napravah s suspendirano biokulturo se del usedlega blata iz usedalnika vrne nazaj v aerobni bioreaktor (zunanji povratni tok). Preko koli�ine vrnjenega blata lahko spreminjamo želeno starost blata ter u�inek �iš�enja odpadne vode.


80

V nadaljevanju so navedene zgornje vrednosti bremenitve odpadne vode, pretoka notranjega povratnega toka, koncentracije raztopljenega kisika ter koncentracije aktivnega blata, pri katerem je koncentracija amonijskega dušika na iztoku iz pilotne naprave ves �as delovanja pod 10 mg/l oziroma pod 15 mg/l skupnega dušika.

4.5.1 Bremenitev pilotne naprave

Zaradi spreminjanja koncentracije dušikovih spojin v doto�ni odpadni vodi na industrijsko pilotno napravo ter lažje primerjave z laboratorijsko pilotno napravo ter literaturnimi objavami, je optimizacijski parameter bremenitev pilotne naprave s Kjeldahlovim dušikom in ne pretok odpadne vode ter s tem zadrževalni �as. Najve�ja dovoljena bremenitev oziroma pretok odpadne vode je vrednost, ki v 24 urnem povpre�nem vzorcu ne dopuš�a pove�anje koncentracije amonijskega dušika na iztoku iz pilotne naprave nad 10 mg/l. Pri vseh teh primerjavah se je potrebno zavedati, da primerjani pilotni napravi nista obratovali pri enakih pogojih. Dotok na industrijsko pilotno napravo je imel spreminjajo�o sestavo in koncentracijo ob so�asnem spreminjaju temperature tekom leta. Medtem, ko je laboratorijska pilotna naprava �ez vsa obdobja obratovala pri konstantnih pogojih (bremenitev, temperatura). Zaradi teh vzrokov je potrebno pri primerjavi poskusov obeh pilotnih naprav upoštevati te razlike.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

volumska bremenitev - N-Kjel (g/(m3oxi*dan))

NH

4+ - N (m

g/l)


MVK = 10 mg/l

Slika 36: Odvisnost amonijskega dušika na iztoku iz laboratorijske in industrijske pilotne naprave (znaki) od volumske bremenitve aerobnih bioreaktorjev; mejna vrednost koncentracije (MVK) je 10 mg/l. Polna in pik�asta zvezna krivulja predstavljata empiri�no izrisan trend, ki pri dolo�eni volumski bremenitvi še zagotavlja izto�no koncentracijo amonijskega dušika pod MVK.

Figure 36: Dependence of ammonia nitrogen (points) of laboratory and industrial pilot plants on volumetric loading of aerobic bioreactors; maximum permitted concentration (MVK) is 10 mg/l. Black full and dashed curves represent empirical trend, which at a defined volume loading still enables an effluent ammonia concentration under MVK.


81

Pri pregledu rezultatov izvedenih poskusov na laboratorijski in industrijski pilotni napravi, povpre�na koncentracija amonijskega dušika na iztoku iz pilotne naprave v preiskovanem obdobju ni presegla 10 mg/l. Zato smo pri�akovano bremenitev oziroma zadrževalni �as simulirali do koncentracije 10 mg/l. Na sliki ( Slika 36) je prikazan potek prakti�ne in empiri�no dolo�ene odvisnosti koncentracije amonijskega dušika od volumske bremenitve po Kjeldahlovem dušiku za laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo. Empiri�ni potek odvisnosti smo dobili z ekstrapolacijo (�rte) do koncentracije 10 mg/l amonijskega dušika na iztoku iz pilotne naprave. Polna �rta predstavlja empiri�no dolo�en potek v laboratorijski pilotni napravi, �rtkana �rta pa potek v industrijski pilotni napravi. Iz slike je razvidno, da je pri�akovana zgornja bremenitev za laboratorijsko pilotno napravo 420 gN/(m3

aerob*dan) ter za industrijsko pilotno napravo 275 g/(m3aerob*dan).

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16

hidravli�ni zadrževalni �as (h)

NH

4+ - N

(mg/

l)


MVK = 10 mg/l

Slika 37: Odvisnost (znaki) amonijskega dušika na iztoku iz laboratorijske in industrijske pilotne naprave od skupnega hidravli�nega zadrževalnega �asa; mejna vrednost koncentracije (MVK) je 10 mg/l. Polna in pik�asta �rta predstavljata empiri�no izrisan trend, ki pri dolo�enem hidravli�nem zadrževalnem �asu še zagotavlja izto�no koncentracijo amonijskega dušika pod MVK.

Figure 37: Dependence of ammonia nitrogen (points) on total hydraulic retention time in laboratory and industrial pilot plants; maximal permitted concentration (MVK) is 10 mg/l. Black full and dashed curve represent empirical trend, which at defined hydraulic retention time still enables an effluent ammonia concentration under MVK.

Na sliki (Slika 37) je prikazana odvisnost amonijskega dušika od zadrževalnega �asa v obeh pilotnih napravah. Empiri�ni potek odvisnosti smo dobili z ekstrapolacijo (�rte) do koncentracije 10 mg/l amonijskega dušika na iztoku iz pilotne naprave. Polna �rta predstavlja empiri�no dolo�en potek v laboratorijski pilotni napravi, �rtkana �rta pa potek v industrijski pilotni napravi. Iz slike je razvidno, da je najnižji zadrževalni �as v laboratorijski pilotni napravi enak 3,2 ure (vstopni N-Kjel okoli 66 mg/l) v industrijski pilotni napravi pa okoli 5 ur (vstopni N-Kjel okoli 50 mg/l).


82

Iz prakti�no pridobljenih podatkov smo izrisali krivuljo empiri�no predvidenih trendov, s �emer smo nakazali možnost poteka odvisnosti amonijskega dušika na iztoku, v odvisnosti od volumske bremenitve in zadrževalnega �asa. Pri izrisu krivulj nismo uporabljali dolo�ene funkcijske zveze (Slika 37; Slika 36). Odvisnost amonijskega dušika od volumske bremenitve in zadrževalnega �asa v industrijski pilotni napravi kaže ve�je sipanje kot v laboratorijski pilotni napravi, ker je industrijska pilotna naprava odvisna še od drugih procesnih dejavnikov, laboratorijska pa deluje pri konstantnih pogojih.

4.5.2 Pretok notranjega povratnega toka

Pretok notranjega povratnega toka iz aerobnega v mikroaerofilni bioreaktor vpliva na koli�ino nitratnega dušika na iztoku iz pilotne naprave pri enakem zadrževalnem �asu. Pri enakem odstotku notranjega povratnega toka ter krajšem zadrževalnem �asu oziroma ve�jemu pretoku na pilotno napravo pa je pretok notranjega povratnega toka ve�ji. Posledica je pove�ana koncentracija nitratnega dušika na iztoku iz pilotne naprave zaradi so�asnega vnosa kisika v mikroaerofilni bioreaktor ter prekratkega realnega zadrževalnega �asa v mikroaerofilnem bioreaktorju. Na sliki (Slika 38) je prikazana odvisnost nitratnega dušika od zadrževalnega �asa v laboratorijski in industrijski pilotni napravi. V laboratorijski pilotni napravi je odvisnost linearna. V primeru, da želimo imeti na iztoku iz laboratorijske pilotne naprave nižjo koncentracijo nitratega dušika je potrebno pri zadrževalnem �asu 5 ur izbrati nižji odstotek notranjega povratnega toka. Industrijska pilotna naprava ni kazala odvisnosti koli�ine nitratnega dušika od zadrževalnega �asa in koli�ine notranjega povratnega toka.


83

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16

zadrževalni �as (h)

N-N

O3- -

izto

k (m

g/l)

laboratorijska pilotna naprava; Rvi=400 % industrijska pilotna naprava; Rvi=200 % industrijska pilotna naprava; Rvi=310 % Slika 38: Nitratni dušik (N-NO3

-) v odvisnosti od koli�ine notranjega povratnega toka (Rvi) in zadrževalnega �asa v laboratorijski (modra oznaka) in industrijski (rde�a oznaka) pilotni napravi.

Figure 38: Nitrate nitrogen (N-NO3-) in relation to internal recycle flow (Rvi) and hydraulic retention

time in laboratory (blue mark) and industrial (red mark) pilot plants.

Teoreti�no ve�ji pretok notranjega povratnega toka pomeni ve�jo stopnjo denitrifikacije. S pove�anim pretokom notranjega povratnega toka pa poleg ve�je koli�ine nitratnega dušika povra�amo tudi raztopljen kisik, ki zavira proces denitrifikacije ter obenem znižujemo dejanski zadrževalni �as v mikroaerofilnem bioreaktorju. Ta primer je razviden iz delovanja laboratorijske pilotne naprave, ki je obratovala pri razli�nih zadrževalnih �asih in notranjem povratnem toku 400 %. Pri zadrževalnem �asu 5 ur je bil u�inek denitrifikacije za 13 % nižji od toreti�nega. Vzrok je bil prevelik vnos kisika v mikroaerofilni bioreaktor s so�asnim znižanjem dejanskega zadrževalnega �asa v bioreaktorju. V primeru laboratorijske pilotne naprave bi bilo treba za enak u�inek �iš�enja skupnega dušika obenem s krajšanjem zadrževalnega �asa zmanjševati tudi koli�ino notranjega povratnega toka. Industrijska pilotna naprava ni pokazala te odvisnosti.

4.5.3 Koncentracija raztopljenega kisika v aerobnem bioreaktorju

V aerobnih bioreaktorjih z imobilizirano biokulturo je vnos kisika potreben zaradi: • oksidacijskih procesov razgradnje ogljikovih in dušikovih spojin, ki je obenem

pogojen tudi z difuzijo kisika v notranjost biofilma; • zadostnega mešanja nosilcev z biokulturo skupaj z odpadno vodo.

Zaradi tega je minimalni vnos kisika ve�ji kot v �istilnih napravah s suspendirano biokulturo.


84

V laboratorijski pilotni napravi odvisnosti procesa �iš�enja odpadne vode od koncentracije kisika nismo raziskovali. V industrijski pilotni napravi pa smo jo dolo�ili preko regulacije raztopljenega kisika ter s pomo�jo kontinuirnih meritev koncentracije amonijskega dušika na iztoku iz pilotne naprave. Izvedli smo poskuse pri razli�nih bremenitvah odpadne vode ter željeni koncentraciji raztopljenenega kisika. Iz poskusov lahko zaklju�imo, da je najnižja koncentracija raztopljenega kisika, ki zadosti oksidacijskim zahtevam ter obenem popolnemu premešanju, višja od 6 mg/l.

4.5.4 Koncentracija aktivne biokulture

Obi�ajni parameter reguliranja koncentracije aktivne biokulture je v procesih s suspendirano biokulturo povratek blata iz sekundarnega usedalnika. V procesih s imobilizirano biokulturo pa se celotno blato, usedlo v usedalniku, zavrže kot odve�no blato. Zato lahko pri procesih z imobilizirano kulturo vplivamo na koncentracijo aktivne biokulture preko dveh parametrov, ki pa se jih ne da dnevno spreminjati:

• koli�ina nosilcev (ve�ja koli�ina nosilcev pomeni ve�jo koli�ino imobilizirane biokulture. Pri tem smo omejeni z zgornjo mejo koli�ine nosilcev, ki še dopuš�a zadostno premešanje);

• ter zadrževalni �as oziroma bremenitev posameznega bioreaktorja (zaradi zadržanosti nosilcev v posameznem bioreaktorju je sestava in koncentracija biokulture na nosilcih mo�no odvisna od bremenitve, ki prihaja v posamezen bioreaktor. Pri previsoki bremenitvi aerobnih bioreaktorjev z organskimi snovmi pride do preraš�anja heterotrofne biokulture nad avtotrofno ter s tem do znižanja u�inkovitosti procesa nitrifikacije).

V industrijski pilotni napravi je tako maksimalna napolnjenost z nosilci okoli 60 vol %. Optimalni zadrževalni �as pa je �as, kjer poteka nad 95 % nitrifikacija pri vseh bremenitvah.

4.6 MATEMATI�NI MODEL INDUSTRIJSKE PILOTNE NAPRAVE

4.6.1 Simulacija z matemati�nim modelom s podatki laboratorijskih meritev

Intenzivne laboratorijske meritve so potekale 5 dni, to je v �asu od 24.5.-29.5.2000. Meritve so potekale na merilnih mestih, kot so ozna�ena na sliki (Slika 28) in so obsegale: skupni in topni KPK, skupni in topni BPK5, skupni in topni Kjeldahlov dušik, amonijski dušik, nitratni in nitritni dušik, raztopljeni kisik, temperaturo in razli�ne pretoke (dotok, notranji povratni tok, pretok odve�nega blata). Laboratorijski vzorci so bili odvzeti dvakrat dnevno in sicer preto�no sorazmerni sestavljeni vzorci na dotoku in iztoku ter trenutni vzorci na ostalih mestih. Meritve na dotoku smo uporabili za karakterizacijo odpadne vode, meritve na ostalih mestih pa za primerjavo ujemanja meritev industrijske pilotne naprave in matemati�nega modela. Na slikah (Slika 39 do Slika 42) so za primer prikazane nekatere koncentracije sestavin odpadne vode na razli�nih mestih na napravi. Prikazano obnašanje modela smo dobili s prednastavljenimi vrednostmi parametrov Mantis modela v paketu GPS-X, ki so podani v preglednici (Preglednica 17).


85

Iz primerjave (Slika 39 do Slika 42) je razvidno, da je obnašanje modela zadovoljivo, saj se simulirane procesne spremenljivke (KPK, amonijski dušik, N-Kjel., in nitrat) gibljejo v obmo�ju meritev na napravi. Popolnega ujemanja med izra�unanimi in eksperimentalnimi meritvami ne moremo pri�akovati iz naslednjih razlogov: napak pri karakterizaciji odpadne vode na dotoku, majhne frekvence meritev, nenatan�nosti meritev, preto�no proporcionalnih meritev na dotoku, ki zabrišejo dinamiko simuliranih procesnih spremenljivk, poenostavitev modela in verjetnih napak v oceni parametrov modela.

30

40

50

60

70

80

90

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5�as (dan)

konc

entr

acija

KPK

(mg/

l)

1. DNI bioreaktor-model 1. DNI bioreaktor-meritve2. NI bioreaktor-model 2. NI bioreaktor-meritve

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5�as (dan)

konc

entr

acija

N-N

H4

(mg/

l)

1. DNI bioreaktor-model 1. DNI bioreaktor-meritve

2. NI bioreaktor-model 2. NI bioreaktor-meritve

Slika 39: Ujemanje izra�unanih in eksperimentalnih vrednosti za KPK (DNI= mikroaerofilni bioreaktor, NI=aerobni bioreaktor).

Figure 39: Match of model and analysed data for COD parameter (DNI=anoxic bioreactor, NI=aerobic bioreactor).

Slika 40: Ujemanje izra�unanih in eksperimentalnih vrednosti za N-NH4+ (DNI= mikroaerofilni bioreaktor, NI=aerobni bioreaktor).

Figure 40: Match of model and analysed data for ammonia nitrogen (DNI=anoxic bioreactor, NI=aerobic bioreactor).

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5�as (dan)

konc

entr

acija

N-N

O3

(mg/

l)

1. DNI bioreaktor-model 1. DNI bioreaktor-meritve

2. NI bioreaktor-model 2. NI bioreaktor-meritve

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5�as (dan)

konc

entr

acija

KPK

(mg/

l)

0

2

4

6

8

10

12

14

16

konc

entr

acija

N-K

jel (

mg/

l)

KPK iztok-model KPK iztok-meritve N-Kjel iztok-model N-Kjel iztok-meritve

Slika 41: Ujemanje izra�unanih in eksperimentalnih vrednosti za N-NO3

- (DNI= mikroaerofilni bioreaktor, NI=aerobni bioreaktor).

Figure 41: Match of model and analysed data for nitrate (DNI=anoxic bioreactor, NI=aerobic bioreactor).

Slika 42: Ujemanje izra�unanih in eksperimentalnih vrednosti za KPK in N-Kjel na iztoku (DNI= mikroaerofilni bioreaktor, NI=aerobni bioreaktor).

Figure 42: Match of model and analysed data for COD and Kjeldahl nitrogen in the effluent (DNI=anoxic bioreactor, NI=aerobic bioreactor).


86

4.6.2 Simulacija s podatki iz sprotnih meritev z matemati�nim modelom

Pri obratovanju male laboratorijske naprave smo pridobili merjene eksperimentalne vrednosti za nekatere kineti�ne in stehiometri�ne konstante (Preglednica 16), ki so omogo�ile, da je postal model uporaben. To nam je omogo�ilo, da smo lahko eksperimentalne vrednosti za posamezni parameter v iztoku industrijske pilotne naprave preverjali še z izra�unom. Obratovanje industrijske pilotne naprave smo simulirali s podatki iz sprotnih merilnikov dušikovih snovi, s pomo�jo katerih spremljamo obratovanje pilotne naprave od novembra 2002. Simulacijo smo izvedli na merjenih podatkih v �asu od 6.2.-25.2.2003. �as vzor�enja meritev je 15 minut. V tem obdobju nismo imeli na voljo vzporedno analiziranih vrednosti v laboratoriju. Merjene procesne spremenljivke, ki smo jih uporabili pri simulaciji, prikazuje Slika 28 in so bile naslednje: meritev amonijskega dušika na dotoku v pilotno napravo, meritev kisika in temperature v aerobnem bioreaktorju 1, meritev kisika in amonijskega dušika v aerobnem bioreaktorju 2, pretok zraka v aerobnem bioreaktorju 1 in 2 ter skupni dušik na iztoku iz pilotne naprave. Simulacijo smo izvedli tako, da se je na dotoku dinami�no spreminjala samo koncentracija amonijevega dušika, za katero smo imeli sprotne podatke (Slika 43). Koncentracije ostalih parametrov odpadne vode na dotoku industrijske pilotne naprave so bile konstantne in enake srednjim vrednostim koncentracij v obdobju intenzivnih 5-dnevnih laboratorijskih meritev. V opazovanem obdobju je bil pretok odpadne vode na industrijski pilotni napravi konstanten in enak 42 m3/h, temperatura odpadne vode pa se je spreminjala v obmo�ju od 10-13oC (Slika 44).

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 5 10 15 20

�as (dan)

N-N

H4+ n

a do

toku

(mg/

l)

Slika 43: Koncentracija amonijskega dušika (N-NH4+) v dotoku na industrijsko pilotno napravo.

Figure 43: Concentration of ammonia nitrogen (N-NH4+) in the influent of the industrial pilot plant.


87

Namen simulacije je bil predvsem opazovanje odstranjevanja dušikovih snovi, saj smo imeli na voljo tudi sprotne meritve amonijskega dušika v drugem aerobnem bioreaktorju in skupnega dušika na iztoku iz usedalnika. Primerjavo med analiznimi meritvami in simuliranimi spremenljivkami prikazujeta Slika 45 in Slika 46. Tudi v tem primeru smo simulacijo izvedli pri prednastavljenih vrednostih parametrov Mantis modela v GPS-X. Kot je razvidno iz slik, je ujemanje med izra�unom (modelom) in procesom dobro. Odstopanja med izra�unanimi in eksperimentalno pridobljenimi rezultati so posledica predvsem napak pri karakterizaciji odpadne vode, saj se na dotoku dinami�no spreminjajo vsi parametri odpadne vode in ne samo amonijski dušik, kot smo simulirali z izra�unom.

0

2

4

6

8

1 0

1 2

1 4

0 5 1 0 1 5 2 0

� a s ( d a n )

tem

pera

tura

(o C)

Slika 44: Temperatura odpadne vode v prvem aerobnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave.

Figure 44: Wastewater temperature in the first aerobic bioreactor of the industrial pilot plant.

0

5

1 0

1 5

2 0

2 5

3 0

0 5 1 0 1 5 2 0� a s ( d a n )

N-N

H4+ (m

g/l)

a e r o b n i b i o r e a k t o r 2 - m o d e l a e r o b n i b io r e a k t o r 2 - m e r i t v e Slika 45: Ujemanje izra�unanih (aerobni bioreaktor 2 -model) in stalnih eksperimentalnih meritev (aerobni bioreaktor 2 -meritve) za parameter amonijski dušik (N-NH4+) v drugem aerobnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave.

Figure 45: Match of calculated (»aerobic bioreaktor 2 -model«) and on-line (»aerobic bioreaktor 2 -meritve«) measurements of the parameter ammonia nitrogen (N-NH4+) in the second aerobic bioreactor of the industrial pilot plant.


88

0

5

10

15

20

25

30

35

40

0 5 10 15 20�as (dan)

skup

ni d

ušik

(mg/

l)

iztok-model iztok-meritve

Slika 46: Ujemanje izra�unanih (iztok-model) in stalnih eksperimentalnih meritev (iztok-meritve) za skupni dušik na iztoku iz usedalnika industrijske pilotne naprave.

Figure 46: Match of calculated (»iztok-model«) and on-line experimental measurements (»iztok-meritve«) for total nitrogen in the effluent from the sedimentation tank of the industrial pilot plant.

4.6.3 Simulacija delovanja industrijske pilotne naprave pri razli�nih obratovalnih pogojih

Izdelani matemati�ni model industrijske pilotne naprave smo uporabili za simulacijo obratovanja pri razli�nih pogojih. Z matemati�nim modelom smo preverjali vpliv:

• zadrževalnega �asa; • temperature odpadne vode; • koncentracije kisika

Analizirali smo vpliv dejavnikov na obratovanje industrijske pilotne naprave, saj je znano, da ti obratovalni parametri klju�no vplivajo na rezultate �iš�enja. Pri simulacijah smo opazovali koncentracijo N-NH4

+ v 2. aerobnem bioreaktorju, saj po veljavni zakonodaji koncentracija N-NH4

+ na iztoku iz �istilne naprave ne sme presegati vrednosti 10 gN/m3. Ker je obratovanje �istilne naprave zelo odvisno od vhodne bremenitve, smo simulacije izvajali pri razli�nih koncentracijah N-NH4

+ na dotoku. Obmo�je opazovanih bremenitev na dotoku smo dolo�ili iz sprotnih podatkov, ki so bili na voljo (od 14.11.2002 do 24.4.2003). Slika 47 kaže, da se N-NH4

+po mehanski stopnji, ki predstavlja dotok na industrijsko pilotno napravo, spreminja v obmo�ju od 10-80 gN/m3. Srednja vrednost je 36,8 mg/l in standardna deviacija 14,5 mg/l. �istilne naprave projektirajo na centilno vrednost (85 centil), kar v našem primeru predstavlja N-NH4

+ na dotoku 52 mg/l (Slika 47). Ta podatek smo uporabili tudi pri simulaciji pogojev za postavitev parametrov na�rtovane �istilne naprave.


89

0

200

400

600

800

1000

0 20 40 60 80 100

N-NH4+ po mehanski stopnji (g/m3)

štev

ilo p

odat

kov

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

1

dele

ž po

datk

ov

52 mg/l

Slika 47: Porazdelitev meritev koncentracije N-NH4+ na dotoku v industrijsko pilotno napravo

(iztok iz mehanske stopnje) v obdobju od 14.11.2002 do 24.4.2003 (polna krivulja) in kumulativna porazdelitev N-NH4

+ na dotoku v industrijsko pilotno napravo (pik�asta krivulja) z ozna�eno vrednostjo N-NH4

+ s 85 % deležem podatkov, ki je 52 mg/l (�rtkana krivulja).

Figure 47: Distribution of ammonia nitrogen values in the industrial pilot plant influent (effluent from mechanical stage) in the period from 14.11.2002 to 24.04.2003 (full curve) and cumulative distribution of ammonia nitrogen in the influent of the industrial pilot plant (dottd curve) with marked values of ammonia nitrogen at 85 percent of data which is 52 mg/l (dashed curve).

4.6.3.1 Zadrževalni �as

Najprej nas je zanimal vpliv zadrževalnega �asa na doseženo koncentracijo N-NH4+ v

drugem aerobnem bioreaktorju. V ta namen smo simulirali obratovanje industrijske pilotne naprave pri zadrževalnih �asih od 4 do 12 ur in koncentracijah N-NH4

+ na dotoku v obmo�ju od 20 do 50 g/m3. Temperatura odpadne vode je bila 12oC, saj je po zakonodaji potrebno dose�i N-NH4

+ na iztoku do 10 g/m3 pri temperaturah nad 12oC. Rezultati simulacij so predstavljeni na sliki (Slika 48). Z uporabo merjenih podatkov HRT in amonijskega dušika na dotoku smo izvedli simulacijo pri�akovanega amonijskega dušika na iztoku iz industrijske pilotne naprave, ki je enak kot v 2. aerobnem bioreaktorju. Za simulacijo smo uporabili kontinuirne meritve merilnikov, izvedene od oktobra do decembra 2002. Vsaka to�ka prikazuje rezultate obratovanja industrijske pilotne naprave v ustaljenem stanju pri danih parametrih obratovanja. Iz slike (Slika 48) lahko razberemo, kakšen je minimalni zadrževalni �as, pri katerem pri danem vhodnem N-NH4

+ še dosežemo N-NH4+ v 2. aerobnem bioreaktorju pod 10

g/m3. Vrednosti minimalnih zadrževalnih �asov pri razli�nih bremenitvah prikazuje Slika 49. Iz slike lahko ugotovimo, da je pri vhodni bremenitvi N-NH4

+ 52 g/m3 minimalni zadrževalni �as 8,6 ure.


90

0

5

10

15

20

25

30

35

40

4 5 6 7 8 9 10 11 12

HRT (h)

N-N

H4+ v

2. a

erob

nem

bio

reak

torj

u (m

g/l)

vhodni N-NH4 = 50 mg/l




MVK=10 mg/l

MVK=5 mg/l


+) na dotoku na u�inek njegovega odstranjevanja pri konstantnih pogojih obratovanja (pri temperaturi nad 12oC in koncentraciji raztopljenega kisika 8 mg/l) prikazan s parametrom hidravli�ni zadrževalni �as (HRT), ki je potreben za doseganje minimalne ciljne vrednosti (MVK) v �iš�eni vodi.

Figure 48: Simulation results using measured data: Influence of influent ammonia nitrogen (N-NH4+)

it's removal efficiency at constant process conditions (at temperatures over 12oC and dissolved oxygen concentration of 8 mg/l) shown with hydraulic retention time (HRT) needed for reaching minimal target value (MDK) in effluent.

3

4

5

6

7

8

9

10

20 25 30 35 40 45 50 55 60

N-NH 4+- iztok (g /m 3)

zadr

ževa

lni �

as (h

)

52

8,6

Slika 49: Minimalni zadrževalni �as, potreben, da pri bremenitvi 52 mg/l amonijskega dušika na dotoku znižamo N-NH4

+ v 2. aerobnem bioreaktorju oz. v �iš�eni vodi na ciljno vrednost pod 10 mg/l.

Figure 49: Minimum hydraulic retention time at given loading of 52 mg/l of ammonia nitrogen, needed to reach a concentration of ammonia in the second aerobic bioreactor to target value lower than 10 mg/l.


91

Na doseženo kakovost �iš�enja vpliva tudi koncentracija kisika v aerobnih bioreaktorjih. Zadrževalne �ase na sliki (Slika 49) smo dobili z obratovanjem pilotne naprave, kjer je bila koncentracija kisika v aerobnih bioreaktorjih enaka 8 mg/l. Pri nižjih koncentracijah kisika so u�inki �iš�enja slabši, zato je potreben ve�ji zadrževalni �as, da dosežemo želeno kakovost �iš�enja. Pri vhodni bremenitvi N-NH4

+ 52 g/m3 je minimalni zadrževalni �as 8,6 ure, da dosežemo koncentracijo amonijskega dušika na iztoku pod 10 mg/l in 9,5 ure za 5 mg/l. V vseh primerih je temperatura odpadne vode 12oC, koncentracija kisika je 8 mg/l. Slika 50 prikazuje zadrževalni �as, ki je potreben, da pri dani koncentraciji kisika dosežemo N-NH4

+ v drugem aerobnem bioreaktorju enak 10 g/m3. Rezultate smo dobili pri koncentraciji N-NH4

+ na dotoku 52 g/m3 in temperaturi odpadne vode 12 oC. Z znižanjem koncentracije kisika se zadrževalni �as pove�a. Pri nižjih koncentracijah kisika je potreben daljši zadrževalni �as, da pri dani bremenitvi na dotoku dosežemo koncentracijo N-NH4

+ v 2. aerobnem bioreaktorju pod 10 g/m3. Na sliki je prikazan tudi pretok zraka, ki je potreben za doseganje dane koncentracije kisika. Vidimo lahko, da se z obratovanjem naprave pri višjih koncentracijah kisika, ki so že blizu nasi�enja, pretok zraka eksponencialno pove�uje, kar predstavlja visoke obratovalne stroške. Zato je bolj smiselno obratovanje naprave pri ve�jem volumnu (daljši zadrževalni �as) in nekoliko nižjih koncentracijah kisika.

7,0

7,5

8,0

8,5

9,0

9,5

10,0

10,5

11,0

6,0 6,5 7,0 7,5 8,0 8,5

raztopljeni kisik v aerobnem bioreaktorju (mg/l)

HR

T (h

)

0

500

1000

1500

2000

2500

pret

ok z

raka

(m3 /h

)

zadrževalni �as (HRT) pretok zraka

Slika 50: Odvisnost koncentracije kisika od pretoka zraka in zadrževalnega �asa (HRT) v aerobnem bioreaktorju.

Figure 50: Dependence of hydraulic retention time (HRT) and air flow on dissolved oxygen concentration in the areobic bioreactor.


92

4.6.3.2 Temperatura odpadne vode

Kakovost �iš�enja je zelo odvisna tudi od temperature odpadne vode. Pri nižjih temperaturah so u�inki �iš�enja slabši, pri višjih temperaturah pa boljši (Slika 51).

0

5

10

15

20

25

30

35

40

5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25

temperatura (oC)

N-N

H4+ v

2. a

erob

nem

bio

reak

torj

u (m

g/l)





MVK= 10 mg/l

MVK= 5 mg/l


+) na dotoku na u�inek njegovega odstranjevanja pri konstantnih pogojih obratovanja (pri HRT 8,6 ure in koncentraciji raztopljenega kisika 8 mg/l) prikazan s temperaturo, ki je potrebna za doseganje minimalne ciljne vrednosti (MVK) v �iš�eni vodi.

Figure 51: Simulation results using measured data: Influence of influent ammonia nitrogen (N-NH4+)

it's removal efficiency at constant process conditions (at HRT of 8,6 hours and dissolved oxygen concentration of 8 mg/l) shown with temperature needed for reaching minimal target value (MDK) in effluent.

Rezultati simulacij so predstavljeni na sliki (Slika 51). Z uporabo merjenih podatkov temperature odpadne vode in amonijskega dušika na dotoku smo izvedli simulacijo pri�akovanega amonijskega dušika na iztoku iz industrijske pilotne naprave, ki je enak kot v 2. aerobnem bioreaktorju. Za simulacijo smo uporabili kontinuirne meritve merilnikov, izvedene od oktobra do decembra 2002. Vsaka krivulja prikazuje rezultate obratovanja industrijske pilotne naprave v ustaljenem stanju pri danih parametrih obratovanja. Z izbiro zadrževalnega �asa glede na dosežene u�inke �iš�enja pri temperaturi odpadne vode 12oC dosežemo, da je kakovost �iš�enja pri tej temperaturi enaka še dopustni mejni vrednosti (Slika 52). Zaradi vpliva temperature na biološke procese �iš�enja to pomeni, da so pri nižjih temperaturah koncentracije na iztoku nad dopustno mejo, pri višjih temperaturah pa pod dopustno mejo. Kakovost iztoka na �istilni napravi omejuje tudi omejen pretok zraka, ki pride še bolj do izraza pri višjih temperaturah zaradi zmanjšane topnosti kisika v vodi pri višjih temperaturah. Pri


93

nižjih temperaturah so u�inki �iš�enja slabši, pri višjih temperaturah pa boljši, vendar omejeni zaradi omejenega pretoka zraka in nižje topnosti kisika v vodi.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25

temperatura (oC)

N-N

H4+ v

2. a

erob

nem

bio

reak

torj

u (m

g/l)

konc. pri neomejenem pretoku zraka konc. z omejitvijo pretoka zraka na 2.000 m3/h Slika 52: Simulacija vpliva temperature na koncentracijo N-NH4

+ v 2. aerobnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave, ki pri temperaturi odpadne vode 12oC, vhodnem N-NH4

+ 52 g/m3 in zadrževalnem �asu 8,6 ur dosega koncentracijo N-NH4

+ na iztoku pod 10 g/m3 pri neomejenem pretoku zraka in pri omejitvi zraka 2.000 m3/h. Simulacija je izvedena na podlagi merjenih podatkov od oktobra do decembra 2002.

Figure 52: Simulation of influence of temperature on ammonia nitrogen concentration in the second aerobic bioreactor of industrial pilot plant, where at a wastewater temperature of 12oC, influent ammonia nitrogen concentration of 52 g/m3 and hydraulic retention time of 8,6 hours, the ammonia concentration in the effluent is less than 10 g/m3 at unlimited air flow and at an air limitation of 2.000 m3/h. The simulation was performed on the basis of data measured from October to December 2002.

4.6.3.3 Koncentracija kisika

Znaten del �asa �istilna naprava obratuje pri temperaturah, ki so višje od temperature pri dimenzioniranju naprave in pri vhodnih bremenitvah, ki so nižje od bremenitve pri dimenzioniranju naprave. V obeh primerih je kakovost �iš�enja boljša od zakonsko predpisane. V obeh primerih lahko predpisani u�inek �iš�enja v okviru danih volumnov bioreaktorjev dosegamo pri nižjih koncentracijah kisika in s tem znižujemo stroške obratovanja zaradi nižje porabe elektri�ne energije (Slika 53, Slika 54). Pri višjih temperaturah odpadne vode dosežemo koncentracijo N-NH4

+ v 2. aerobnem bioreaktorju enako 10 g/m3 pri nižjih koncentracijah kisika in s tem var�ujemo pri porabi energije za prezra�evanje (bremenitev je bila 52 g/m3 N-NH4

+ in zadrževalni �as 8,6 ure) (Slika 53). Pri nižjih vhodnih bremenitvah (nižja koncentracija N-NH4

+ na dotoku) dosežemo koncentracijo N-NH4

+ v 2. aerobnem bioreaktoru enako 10 g/m3 pri nižjih koncentracijah kisika in s tem var�ujemo pri porabi energije za prezra�evanje (temperatura 12oC in zadrževalni �as 8,6 ure) (Slika 54).


94

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26

temperatura (oC)

razt

oplje

ni k

isik

v 2

. aer

obne

m b

iore

akto

rju

(mg/

l)

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

pret

ok z

raka

(m3 /h

)

koncentracija kisika pretok zraka Slika 53: Odvisnost raztopljenega kisika v 2. aerobnem bioreaktorju od pretoka zraka pri razli�nih temperaturah.

Figure 53: Dependence of dissolved oxygen concentration in the second aerobic bioreactor on air flow at various temperatures.

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10,0

20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42 44 46 48 50 52 54 56 58

N-NH4 - dotok (mg/l)

razt

oplje

ni k

isik

v 2

. aer

obne

m b

iore

akto

rju

(mg/

l)

0

500

1000

1500

2000

2500

pret

ok z

raka

(m3 /h

)

koncentracija kisika pretok zraka

Slika 54: Odvisnost raztopljenega kisika v 2. aerobnem bioreaktorju od pretoka zraka pri razli�ni koncentraciji amonijskega dušika na dotoku.

Figure 54: Dependence of dissolved oxygen concentration in the second aerobic bioreactor on air flow at various ammonia nitrogen concentrations in the influent.


95

4.7 DOLO�ITEV ENCIMSKE AKTIVNOSTI ENCIMA NITRAT REDUKTAZE

Na �istilni napravi se ob�asno pojavi prisotnost inhibitornih snovi (poglavje 4.3.3), ki vpliva na slabše delovanje industrijske pilotne naprave na odstranjevanju dušika. Vir ter koncentracija teh inhibitornih snovi je neznana. Poznan je le odziv industrijske pilotne naprave, ki se predvsem kaže v slabši nitrifikaciji. S pomo�jo diskontinuirnih meritev (testov izvedenih v �ašah) ob dodatku znane koncentracije inhibitorja cianida (CN-) smo preko kemijskih in bioloških parametrov poskušali izvrednotiti vpliv znanega inhibitorja na proces denitrifikacije. Biokemijske analize so bolj specifi�ne, ker dajo ve� informacij o vplivu inhibitorja na dolo�en proces �iš�enja.

4.7.1 Diskontinuirni poskus denitrifikacije ob dodatku cianida

Poskus je bil izveden na biokulturi iz prvega mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave. Izvedli smo 7 razli�nih diskontinuirnih poskusov (�ašnih testov), kjer smo v steklene �aše prenesli 1 l nosilcev iz mikroaerofilnega bioreaktorja, dodali 2,5 l umetno pripravljene odpadne vode s koncentracijo 60 mg/l N-NO3

- (vir: KNO3-) in 500 mg/l KPK (vir: natrijev acetat) in razli�no koncentracijo

cinidnega iona (0; 0,5; 1,0; 2,5; 5,0; 7,5 in 10 mg/l). Med poskusom smo spremljali parametre raztopljeni kisik, pH, KPK, N-NO3

- in encimsko aktivnost NR. Koncentracija raztopljenega kisika v nobenem poskusu ni presegla 0,1 mg O2/l. Rezultati analiz porast pH, hitrosti porabe nitratnega dušika (NUR), hitrosti porabe ogljika (CUR) ter specifi�ne encimske aktivnosti encima nitrat reduktaze po dveh urah so predstavljene v preglednici (Preglednica 18). Celotni rezultati posamezne analize se nahajajo v prilogi (Priloga A12 do Priloga A15):

• Meritev pH: V preglednici (Priloga A12) je prikazan porast pH glede na �as poskusa za razli�ne dodatke CN- iona. Na koncu je izra�unana razlika pH med koncem in za�etkom poskusa.

• Meritev KPK: V preglednici (Priloga A13) je prikazan padec KPK glede na �as poskusa za razli�ne dodatke CN- iona. Na koncu je izra�unana hitrost porabe KPK izražena kot CUR ter % inhibicije padca CUR glede na kontrolni test brez dodatka CN- iona.

• Meritev nitrata: V preglednici (Priloga A14) je prikazan padec N-NO3 glede na �as poskusa za razli�ne dodatke CN- iona. Na koncu je izra�unana hitrost porabe N-NO3 izražena kot NUR ter % inhibicije padca NUR glede na kontrolni test brez dodatka CN- iona.

• Meritev encimske aktivnosti nitrat reduktaze: Ob koncu poskusa (po 2 urah) smo izvedli analizo encimske aktivnosti nitrat reduktaze glede na dodano koli�ino cianidnega iona (Priloga A15).


96

Preglednica 18: Izra�unani analizni rezultati za porast pH, hitrosti porabe nitrata (NUR), hitrosti porabe ogljika (CUR) ter specifi�ne encimske aktivnosti encima nitrat reduktaze po dveh urah glede na dodatek CN- iona.

Table 18: Calculated analytical parameters for the increase of pH, nitrogen uptake rate (NUR), carbon uptake rate (CUR) and specific enzymatic activity for nitrate reductase after 2 hours in correlation with the addition of CN- ion.

Dodatek CN- (mg/l)

Parameter Enota 0 0,5 1 2,5 5 7,5 10

∆ pH / 1,12 0,85 0,95 0,26 0,21 0,03 0

CUR mg/(l*h) KPK - 104 - 57,4 - 26,2 - 18 0 + 8 (raste)

+ 7,6 (raste)

NUR mg/(l*h) N-NO3- 38,2 26,3 16,3 8,4 7,0 4,6 2,4

NR EE/mgP 32,5 31,5 19,3 16,7 13,1 7,6

Iz preglednice (Preglednica 18) je razvidno naslednje:

• meritev pH je dober pokazatelj za potek hitrosti denitrifikacije saj je bila razlika pH med kon�no in za�etno vrednostjo v kontroli (brez prisotnosti = 0 mg/l CN-) 1,12 enote pri 10 mg/l CN- pa 0,0 enote. Razlika pH eksponentno pada s pove�ano koncentracijo CN- iona.

• poraba KPK odvisna od koncentracije inhibitorja. Višja je koncentracija

inhibitorja nižja je poraba KPK v �asu. Pri koncentraciji 0 mg/l CN- je padec KPK (CUR) 104 mg/(l*h) pri koncentraciji 10 mg/l CN- pa KPK naraš�a za 7,6 mg/(l*h). Z ve�jo koncentracijo CN- iona padec KPK eksponentno pada. Pri koncentraciji nad 5 mg CN-/l pa pride celo do razpada biokulture ter s tem pove�anja KPK v �asu.

• redukcija N-NO3

- je odvisna od koncentracije inhibitorja. Višja je koncentracija inhibitorja, nižja je hitrost porabe nitratnega dušika (NUR). Pri koncentraciji 0 mg/l CN- je NUR 38,2 mg/(l*h) pri koncentraciji 10 mg/l CN- pa le 2,4 mg/(l*h).

• encimska aktivnost nitrat reduktaze z dodatkom cianidnega iona pada in

znaša pri kontrolnem testu 32,5 EE/mgP pri dodatku 10 mg/l CN- iona pa le 7,6 EE/mgP.

Na sliki (Slika 55) je prikazana odvisnost odstotka inhibicije CUR (mg/(l*h) KPK) in NUR (mg/(l*h) N-NO3

-) ter encimske aktivnosti nitrat reduktaze (EE/mgP) od koncentracije CN- iona. Iz slike je razvidno, da je inhibicija razvidna iz vseh analiziranih parametrov.


97

0

31

82

94

0

45

75

83

0

41

49

60

77

88

57

78

100 100 100

0

20

40

60

80

100

120

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11

cianid (mg/l)

inhi

bici

ja n

itrifi

kaci

je (%

)

inhibicija NUR inhibicija CUR inhibicija NR

Slika 55: Prikaz odstotka inhibicije (% inhibicije) CUR (mg/(l*h) KPK) in NUR (mg/(l*h) N-NO3

-) ter nitrat reduktaze (inhibicija NR) (EE/mgP) v odvisnosti od koncentracije CN- iona.

Figure 55: Correlation between inhibition percentages (»% inhibicije«) of CUR (mg/(l*h) COD), N-NO3

- (mg/(l*h) N-NO3-) and enzymatic activity (»inhibicija NR«) (EE/mgP) in correlation with

concentration of CN- ion.

V spodnji preglednici (Preglednica 19) so predstavljene povpre�ne vrednosti s standardnim odmikom izra�unanim na ve�kratni ponovitvi poskusa denitrifikacije ob enakem dodatku cianidnega iona, kjer smo dolo�evali NUR in aktivnosti NR.

Preglednica 19: Pregled povpre�nih vrednosti in standardnih odmikov hitrosti porabe nitrata (NUR) in aktivnosti NR dobljenih po ve�kratni ponovitvi poskusa.

Table 19: Overview of the average values and standard deviations of the nitrogen uptake rate (NUR) and enzymatic activity of nitrate reductase.

Dodatek CN- (mg/l) NUR (mg/(l*h)) (povp.±±±± stand. odmik)

NR (EE/gP) (povp.±±±± stand. odmik)

0,0 21,6 ± 10,3 30,3 ± 8,8 0,5 19,2 ± 5,8 29,3 ± 4,9 1,0 16,6 ± 5,6 26,8 ± 14,9 2,5 9,8 ± 3,6 16,7 ± 21,4 5,0 6,5 ± 2,7 25,1 ± 19,3

Iz prikazanih rezultatov lahko zaklju�imo:

• CN- ioni inhibirajo potek denitrifikacije, kar je razvidno tako iz poteka pH, kot tudi padca KPK in nitratnega dušika in aktivnosti encima nitrat reduktaze.

• Po % inhibicije je denitrifikacijski proces razgradnje odpadne vode nabolj inhibiran po porabi KPK sledi proces porabe N-NO3

- ter nato encimske aktivnosti.

• Ker je encim nitrat reduktaze le eden izmed 5 encimov odgovornih za proces denitrifikacije je nižji % inhibicije NR od NUR pri�akovan.


98

• Ponovljivost po analizi NUR je višja od ponovljivosti po aktivnosti NR pri višjem dodatku cianidnega iona. Vzrok za velik standardni odmik je v razli�ni aktivnosti biokulture, ki je podvržena stalnim stresom okolja.

Preglednica 20: Gibanje koncentracije nitratnega dušika in aktivnosti encima nitrat reduktaze v �asu brez dodatka in pri dodatku 2,5 mg/l cianidnega iona.

Table 20: Concentration of nitrate nitrogen and activity of nitrate reductase as a function of time when no cyanide is added and when 2,5 mg/l CN- ion is added.

brez CN- 2,5 mg CN-/l �as(h) N-NO3

- (mg/l) NR (EE/gP) N-NO3- (mg/l) NR (EE/gP)

0 54 37,0 54 37,0 0,5 41,4 47,2 1 28 19,5 44,8 13,6

1,5 15,3 6,1 33,4 5,3 2 3,96 37,6

padec NUR=25 mg/(l*h)

NR=20,2 EE/gP.h NUR=9,1 mg/(l*h)

NR=21,5 EE/gP.h

V preglednici (Preglednica 20) so prikazani rezultati analize gibanja nitratnega dušika in aktivnosti denitrifikacije tekom celotnega pokusa denitrifikacije ob odsotnosti cianida in ob dodatku mg/l cianidnega iona. Iz preglednice je razvidno, da je hitrost denitrifikacije višja pri poskusu brez dodatka cianidnega iona, medtem ko ostaja aktivnost encima nitrat redukaze neodvisna od dodatka cianidnega iona.

y = 0,6704xR2 = 0,9616

0

5

10

15

20

25

30

35

40

0 10 20 30 40 50 60

N-NO3- (mg/l)

NR

(EE

/gP

)

brez CN 2,5 mg/l CN Linear (brez CN)

Slika 56: Odvisnost aktivnosti nitrat reduktaze (NR) od koncentracije nitratnega dušika brez prisotnosti cianida ter pri dodatku 2,5 mg/l cianidnega iona (CN).

Figure 56: Correlation between activity of NR and concentration of nitrate nitrogen with no cyanide and after the addition of 2,5 mg/l cyanide ion (CN).


99

Slika (Slika 56) nakazuje linearno odvisnost aktivnosti encima NR od koncentracije nitratnega dušika v poskusu brez dodatka inhibitorja, medtem ko odvisnost pri dodatku 2,5 mg/l cianidnega iona nakazuje na eksponentno odvisnost.

4.7.2 Gibanje aktivnosti encima nitrat reduktaze v mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave

Proces denitrifikacije v industrijski pilotni napravi je mo�no odvisen od pogojev okolja, kot je koncentracija raztopljenega kisika, nitratnega dušika, lahko razgradljivega substrata in vsebnosti inhibitornih snovi. Z vzporedno analizo aktivnosti NR smo dobili odvisnost encimske aktivnosti od koncentracije nitratnega dušika. Trenutne vzorce iz obeh mikroaerofilnih bioreaktorjev smo vzor�ili 9 zaporednih dni in sicer:

• nosilce z biokulturo za analizo NR • teko�o fazo za analizo nitratnega dušika. Isto�asno smo izmerili koncentracijo

raztopljenega kisika v obeh mikroaerofilnih bioreaktorjih. Rezultati analiz obeh mikroaerofilnih bioreaktorjev so prikazani v prilogi (Priloga A16, Priloga A17) in na slikah (Slika 57 in Slika 58). Iz slik (Slika 57, Slika 58) je razvidno:

• da se koncentracije merjenih parametrov spreminjajo v odvisnosti od �asa trajanja poskusa,

• da so koncentracije nitratnega dušika, raztopljenega kisika ter aktivnost nitrat reduktaze v drugem bioreaktorju nižje kot v prvem bioreaktorju,

• da koncentracija nitrat reduktaze sledi koncentraciji nitratnega dušika, • višja kot je koncentracija raztopljenega kisika, višja je koncentracija nitratnega

dušika, kar je razvidno predvsem v prvem mikroaerofilnem bioreaktorju (kisik deluje inhibitorno na aktivnost nitrat reduktaze).


100

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

vzor�enje (dan)

N-N

O3

(mg/

l), O

2 (m

g/l)

0

5

10

15

20

25

30

35

40

NR

(EE

/gP

)

N-NO3 O2 NR Slika 57: Koncentracija nitratnega dušika (N-NO3

-), raztopljenega kisika (O2) ter aktivnosti nitrat reduktaze (NR) v prvem mikroaerofilnem bioreaktorju v �asu vzor�enja.

Figure 57: Nitrate nitrogen concentration (N-NO3-), dissolved oxygen concentration (O2) and activity

of nitrate reductaze (NR) in the first anoxic bioreactor.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

vzor�enje (dan)

N-N

O3

(mg/

l), O

2 (m

g/l)

0

5

10

15

20

25

30

35

40

NR

(EE

/gP

)

N-NO3 O2 NR Slika 58: Koncentracija nitratnega dušika (N-NO3

-), raztopljenega kisika (O2) ter aktivnosti nitrat reduktaze (NR) v drugem mikroaerofilnem bioreaktorju v �asu vzor�enja.

Figure 58: Nitrate nitrogen concentration (N-NO3-), dissolved oxygen concentration (O2) and activity

of nitrate reductase (NR) in the second anoxic bioreactor.


101

0

5

10

15

20

25

30

35

40

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9

N-NO3- (mg/l)

NR

(EE

/gP

)

1. mikroaerofilni bioreaktor 2. mikroaerofilni bioreaktor

Slika 59: Odvisnost aktivnosti NR od koncentracije nitratnega dušika v prvem in drugem mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave.

Figure 59: Correlation between activity of NR and concentration of nitrate nitrogen in the first and second anoxic bioreactors of the industrial pilot plant.

Iz slike (Slika 59) je razvidno, da je aktivnost encima NR logaritmi�no odvisna od koncentracije nitratnega dušika v obeh mikroaerofilnih bioreaktorjih. Primerjava rezultatov odvisnosti aktivnosti NR od nitratnega dušika dobljenih z diskontinuirnim poskusom (Slika 56) in v vzorcih iz industrijske pilotne naprave (Slika 59) razberemo slede�e:

• Z diskontinuirnim poskusom smo dobili linerno odvisnost medtem, ko je odvisnost v industrijski pilotni napravi logaritmi�na. Vzrok za druga�no odvisnost v industrijski pilotni napravi lahko pripišemo vplivom, kot je koncentracija raztopljenega kisika, lahko razgradljivega susbstrata in nitratnega dušika na potek denitrifikacije. Pri diskontinuirnem poskusu smo vpliv omenjenih parametrov izlo�ili.

• Aktivnost encima NR enakega velikostnega reda dobljena z diskontinuirnim poskusom v laboratoriju in v prvem mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave.

Podoben trend odvisnosti aktivnosti NR od koncentracije nitratnega dušika v prvem mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave smo dobili ob ponovnem analiziranju vzorcev, kjer smo isto�asno merili aktivnost encima NR v aerobnem bioreaktorju (Priloga A18). Rezultati analize v aerobnem bioreaktorju so pokazale pri�akovano neaktivnost encima nitrat reduktaze. Vzrok za neaktivnost tega encima v aerobnem bioreaktoju je v sestavi biokulture, ki se ves �as nahaja v istem bioreaktorju ter je tako stalno povržena visokim koncentracijam raztopljenega kisika.


102

Industrijska pilotna naprava je v tem �asu delovala pri zadrževalnem �asu 8 ur, notranjem povratnem toku 200 % in temperaturi odpadne vode 18 oC.

4.7.2.1 Prvi aerobni bioreaktor industrijske pilotne naprave

Rezultati iz on line merilnikov v �asu vzor�enja so pokazale zelo nestabilno delovanje industrijske pilotne naprave na nitrifikacji, saj je koncentracija amonijskega dušika na iztoku ve�krat zanihala celo do 20 mg/l. Iz slike (Slika 60) je razvidno, da se je v obdobju med 14. in 22. majem 2002 koncentracija amonijskega dušika dvigovala glede na doto�no bremenitev, ki je bila povezana s povra�anjem centrata na dotok �istilne naprave. Ob pove�ani koncentraciji na dotoku se je enako pove�eval % inhibicije nitrifikacije. Vzrok za pove�anje amonijskega dušika je lahko ne samo v pove�ani doto�ni koncentraciji temve� tudi v inhibitornih snoveh. Odgovor na vzrok smo poskušali pridobiti z biološkima analizama NAD in ATP. V primeru, da je vrednost NAD in ATP v vzor�evanem obdobju konstantna lahko z dolo�eno gotovostjo trdimo, da je pove�ana koncentracija amonijskega dušika na iztoku posledica samo pove�ane doto�ne bremenitve. V nasprotnem primeru pa je prišlo do inhibicije, ki se je kazala v nižji aktivnosti biokulture. Analiza stanja pilotne naprave, dobljena iz on line merilnikov, je prikazana na spodnji sliki.

0

20

40

60

80

100

120

13-5-02 14-5-02 15-5-02 16-5-02 17-5-02 18-5-02 19-5-02 20-5-02 21-5-02 22-5-02 23-5-02

datum

doto

k TN

(mg/

L); i

nhib

icija

nitr

ifika

cije

(%

)

0

5

10

15

20

25

30

doto

k na

cen

trifu

go (m

3/h)

dotok TN inhibicija nitri. na dotoku iztok B N-NH4 dotok na centrifugo

Slika 60. Stalne meritve skupnega dušika (dotok TN), inhibicija nitrifikacije na dotoku (inhibicija nitri. na dotoku) v industrijsko pilotno napravo, koncentracija amonijskega dušika na iztoku iz industrijske pilotne naprave (iztok B N-NH4

+) ter koli�ina dotoka na centrifugo (dotok na centrifugo) ter posledi�no dodajanje centrata v doto�no vodo.

Figure 60. Results of on-line measurements: total nitrogen (»dotok TN«) and nitrification inhibition (»inhibicija nitri. na dotoku«), ammonia nitrogen concentration in the effluent (»iztok B N-NH4

+«) from the industrial pilot plant and centrifuge inflow (»dotok na centrifugo«).

Ob stalnem merjenju smo izvedli tudi trenutne meritve raztopljenega kisika, nitratnega dušika in NR, ki so prikazane v prilogi (Priloga A18). Iz priloge je razvidno, da je bila koncentracija kisika ves �as nad 3,6 mg/l, kar pomeni, da koncentracija kisika lahko vplivni faktor za pove�anje koncentracije amonijskega


103

dušika na iztoku iz pilotne naprave. Iz priloge je tudi razvidno, da je aktivnost encima nitrat reduktaze enaka ni�, kar je pri�akovana vrednost saj imamo popolnoma aerobne pogoje.

4.7.2.2 Prvi mikroaerofilni bioreaktor industrijske pilotne naprave

Laboratorijske analize v prvem mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave v �asu kontinuirnega poskusa so pokazale rezultate, prikazane v prilogi (Priloga A19). Iz priloge je razvidno, da imamo tudi v mikroaerofilnem bioreaktorju v tem obdobju zelo dinami�no dogajanje, saj se je spreminjala tako koncentracija raztopljenega kisika, nitrata in NR.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

14.5.2002 15.5.2002 16.5.2002 17.5.2002 18.5.2002 19.5.2002 20.5.2002 21.5.2002 22.5.2002

datum

razt

oplje

ni k

isik

(mg/

l); N

-NO

3- (mg/

l);

NA

D (1

0-2E

/ml);

ATP

(10-7

g/no

sile

c)

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

NR

(EE

/ml)

O2 N-NO3 NR Slika 61. Izmerjene vrednosti NR, N-NO3

- in O2 v trenutnih vzorcih prvega mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave v �asu kontinuirnega poskusa.

Figure 61. Measured values of NR, N-NO3- and O2 in spot samples from the first anoxic bioreactor of

industrial pilot plant in continuous experiment.

Iz slike (Slika 61) je razvidno, da ves �as vzor�evanega obdobja proces denitrifikacije ni tekel optimalno temve� se je dne 19. maja koncentracija nitrata dvignila na 7 mg/l. V optimalnem obratovanju je koncentracija nitratnega dušika pod 1 mg/l. Koncentracija kisika je bila v �asu pove�anja nad 1 mg/l, kar je povzro�ilo slabši u�inek denitrifikacije. Vzrok za slabši u�inek denitrifikacije je lahko tudi v pomanjkanju lahkorazgradljivega substrata, ki pa ga v tem obdobju nismo dolo�evali. Aktivnost NR je nihala med 15 in 40 EE/gP in ne kaže odvisnosti od koncentracije nitratnega dušika. To je v nasprotju s predhodnimi analizami izvedenimi v �ašnih testih, kjer se je aktivnost NR zelo dobro korelirala s koncentracijo nitratnega dušika (R2=0,99). Vzrok v slabi korelaciji je lahko zaradi so�asnih vplivov na proces denitrifikacije.


104

4.7.3 Primerjava analiznih rezultatov v aerobnem in mikroaerofilnem bioreaktorju

Na spodnjih slikah so prikazana gibanja bioloških parametrov v aerobnem in mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave. Iz slike (Slika 62) je razvidno, da se aktivnost NR v mikroaerofilnem bioreaktorju giblje med 400 in 800 EE/ml. V aerobnem bioreaktorju aktivnosti NR nismo detektirali, kar nakazuje, da v tem bioreaktorju ne raste heterotrofna mikroaerofilna biokultura.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

14.5.2002 15.5.2002 16.5.2002 17.5.2002 18.5.2002 19.5.2002 20.5.2002 21.5.2002

datum

NR

(EE

/gP

)

aerobni bioreaktor 1 mikroaerofilni bioreaktor 1 Slika 62. Aktivnost nitrat reduktaze (NR) v aerobnem in mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave v �asu kontinuirnega poskusa.

Figure 62. Nitrate reductase (NR) activity in aerobic and anoxic bioreactor of industrial pilot plant in continuous experiment.

Iz izvedenega dela lahko zaklju�imo: • Odstranjevanje dušika je dinami�en proces tako po procesu nitrifikacije kot

denitrifikacije. • NR v mikroaerofilnem bioreaktorju ni pokazala dobre korelacije z nitratnim

dušikom, kar je v nasprotju z predhodno izvedenimi analizami. Vzrok je lahko v ve� medsebojnih vplivih.

• Mikrobiloška analiza nam da bolj poglobljen pogled na stanje aktivne biokulture.

4.8 PROTEINI

4.8.1 Dolo�itev sušine biofilma in deleža proteinov

Biokulturo smo odstranili iz nosilcev s pomo�jo žveplene kisline. S fizikalno kemijskimi metodami so bili dolo�eni parametri: sušina, delež celokupnih proteinov v biokulturi in delež vodotopnih proteinov v puferskem ekstraktu (Preglednica 21).


105

Poleg vode, ki ima 71% delež v sestavi, so proteini drugi najve�ji gradnik celi�ne mase in sestavljajo okoli 15%, nukleinske kisline 7%, ostali delež pa sestavljajo ogljikovi hidrati, lipidi, nukleotidi in druge male celice (Stevenson in Judd, 2002).

Preglednica 21: Dolo�itev suhe snovi biofilma na površino nosilcev in na aktivno površino biofilma ter delež proteinov v biokulturi v aerobnem bioreaktorju.

Table 21: Determination of biofilm total solids on the carrier area and on the active biofilm surface, and percentage of proteins in bioculture of the aerobic bioreactor.

Meritev suhe snovi

Suha snov biokulture

v kg/m3/ nosilcev

Suha snov biofilma v g na

m2 akt. površine

Delež proteinov v kg /m3 nosilcev

(54,85 %) na suho snov 1.- aerobni zun. maj 1998 6,6 18,9 g 3,6

2.-aerobni- zun. maj 1998 9,1 26,0 g 4,99

3.-aerobni–notr. jan.1999 2,8 8,0 g 1,54

4.-aerobni zun. jan. 1999 6,08 17,4 g 3,34

6.-aerobni zun sept. 2002

1,9 5,5 g 1,04

Pri dolo�anju celi�ne sušine v razli�nih obdobjih smo dobili izmerjene vrednosti v širokem razponu, kar potrjuje navedbe drugih avtorjev (Azeredo in sod., 1999; Fleming, 1989). Sušina niha od 2,8 kg do 9,1 kg/m3 nosilcev. En m3 odgovarja ca 350 m2 aktivne površine biofilma. Debelina nanosa biofilma na nosilcih je zelo odvisna od pogojev okolja in razpoložljivega substrata v okolju, ki je na razpolago za razvoj mikroorganizmov in se spreminja glede na zunanje dejavnike (Strickland in sod., Anglian Water, 1998). Preverjali smo tudi zvezo med sušino in dobljenimi rezultati odstranjevanja dolo�enega hraniva v �iš�eni vodi in rezultati so pokazali, da ni linearne zveze z debelino biofilma, ker pojav ni vedno povezan z ve�jo koncentracijo biokulture. Predmet našega zanimanja je bilo tudi analiziranje skupnih proteinov v sušini biofilma. Analiza je pokazala, da je v skupni sušini biokulture biofilma vsebnost proteinov 54,9 %. Analizirana vsebnost skupnega dušika po Kjeldahlu je bila 16,8 mg/l, oz. 104,9 mg proteinov/100 nosilcev. Ta rezultat smo uporabili za dodatno preverjanje pravilnosti analize in ra�unsko dolo�ili vsebnost dušika v biokulturi heterotrofov in avtotrofov in dobili konverzijski faktor (iNx) 0,073 g N/g KPK. Rezultat izra�una se popolnoma ujema s faktorjem 0,07 gN/g KPK, ki ga je podal Henze (1995, ASM No2). Koncentracija celokupnih vodotopnih proteinov v ekstraktih je nihala med 0,1- 0,4 g/l. Na rezultat zelo vpliva kakovost biokulture v �asu izolacije. V vodotopni ekstrakt se je izlo�ilo od skupno dolo�enih proteinov ca 18-25 % in je raztopina vsebovala 170-210 mg/l proteinov.


106

Koncentracija proteinov v ekstraktu je zadoš�ala za potrebe elektroforetskih lo�b. V vodotopnem delu so izolirani tudi vodotopni proteini z encimsko aktivnostjo, kjer smo glavni poudarek namenili aktivnosti nitrat reduktaze in NADH-dehidrogenaze.

Preglednica 22. Dolo�itev koncentracije celokupnih proteinov v biofilmu in v vodotopnem ekstraktu biofilma, ki je bil vzgajan na surovi odpadni vodi (industrijska pilotna naprava).

Table 22: Measurement of total protein (TP) concentration in biofilm and in water soluble extract, from biocultures grown in the industrial pilot plant.

Vzorec Proteini v mg/1 nosilcev z biofilmom

Proteini v mg/l vodotopnega ekstrakta

Biofilm industrijske pilotne naprave - mikroaerofilni bioreaktor Ni podatkov 300-400 mg/l

Biofilm industrijske pilotne naprave - aerobni bioreaktor 1049 100-200 mg/l

Primerjava (Preglednica 22) je pokazala, da se vsebnost proteinov v biofilmu v aerobnem in mikroaerofilnem bioreaktorju, ki imata razli�no izhodiš�e v sestavi substrata, v katerem se razvija biofilm, razlikuje in je koncentracija proteinov v ekstraktu v biofilmu mikroaerofilnega bioreaktorja ve�ja. Ocenjujemo, da je razlika posledica ve�je koncentracije ekstracelularne polimerne substance (EPS) v sestavi biofilma, ki je v mikroaerofilnih biorekatorjih v vidno debelejšem sloju. Predvidevamo, da je pove�an EPS obrambni mehanizem mikroorganizmov pred stresnimi/ inhibitornimi snovmi, ki na ta na�in težje difundirajo do celic in jih poškodujejo.

4.8.2 Lo�be vodotopnih proteinov s kolonsko kromatografijo na CIM disku

Pri proteinih nas je zanimalo ve� dejstev in sicer: • koliko vodotopnih proteinov se bo izlo�ilo v puferski ekstrakt pri izbrani

metodi izolacije (po Lallu, 1989), • na koliko frakcij se bo proteinski kompleks lo�il z metodo kolonske

kromatografije na CIM disku, • ali obstojajo razlike v proteinski sestave glede na pogoje okolja

(mikroaerofilno in aerobno okolje), • ali obstojajo razlike v proteinski sestavi glede na substrat (standardizirana/

surova odpadna voda) s katerim je vzgojen biofilm v bioreaktorjih. Vodotopni proteinski ekstrakt smo lo�ili s kolonsko kromatografijo na CIM disku, da smo dolo�ili število frakcij, ki sestavljajo proteinsko zmes in jih lo�ili s prisilnim potovanjem skozi kolono na posamezne komponente (Štrancar in sod., 1998). Lo�evanje proteinov, izoliranih iz biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave, je prikazano na sliki (Slika 63).


107

-5 0

0

5 0

1 0 0

1 5 0

2 0 0

2 5 0

3 0 0

0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0

�a s (s )

rela

tivna

abs

orba

nca

pri 2

80 n

m (m

AU

)

Fr . 1

Fr . 2

Fr . 3

Fr . 4Fr . 5

Slika 63. Elucijski diagram lo�be vodotopnega proteinskega ekstrakta, izoliranega iz biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave.

Figure 63: Elution diagram of separation of water soluble proteins from extract isolated from biofilm of anoxic bioreactor of the industrial pilot plant.

Lo�evali smo na koloni CIM DEAE disk; pufer A: 20 mM Tris-HCl, pH 7.4; pufer B: pufer A + 1 M NaCl; pretok: 4 ml/min; gradient: 0 – 100 % pufra B v 1.5 minute; vzorec: biofilm mikroaerofilnega bioreaktorja; volumen injiciranja: 100 µl. Absorbcija eluatov je bila izmerjena pri 280 nm. Lo�ba je pokazala, da sestavlja proteine, izolirane iz biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja pet vrhov in so bili identificirani v obmo�ju od 100-300 mAU. Isti princip lo�be smo uporabili tudi za razstavljanje zmesi proteinov, ki smo jih izolirali iz nosilcev biofilma iz aerobnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave (Slika 64).

-1 0 0

0

1 0 0

2 0 0

3 0 0

4 0 0

5 0 0

6 0 0

0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0

� a s (s )

rela

tivna

abs

orba

nca

pri 2

80 n

m (m

AU

)

F r . 1 F r . 2

F r . 3

F r . 4

Slika 64. Elucijski diagram lo�be proteinskega kompleksa izoliranega iz biofilma aerobnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave.

Figure 64: Elution diagram of separation of water soluble protein complex isolated from biofilm of aerobic bioreactor of the industrial pilot plant.


108

Lo�ba je potekala na CIM DEAE disk; pufer A: 20 mM Tris-HCl, pH 7.4; pufer B: pufer A + 1 M NaCl; pretok: 4 ml/min; gradient: 0 – 100 % pufra B v 1,5 minute; vzorec: biofilm aerobnega bioreaktorja; volumen injiciranja: 100 µl. Lo�ba je pokazala, da sestavljajo proteinsko zmes biofilma aerobnega bioreaktorja štirje bolj intenzivni vrhovi, ki so se lo�ili v obmo�ju od 100-600 mAU. Iz diagrama je razvidno, da sta v ve�ji koncentraciji prisotna vrh ena in dva. Zanimalo nas je, ali obstojajo razlike v sestavi proteinov med laboratorijsko pilotno napravo, ki dela z idealnim substratom in industrijsko pilotno napravo, hranjeno z realno odpadno vodo. Primerjalne separacije na isti koloni so pokazale, da se oba tipa proteinskih ekstraktov iz mikroaerofilnih bioreaktorjev lo�ita na primerjalno enako število vrhov z ve�jo koncentracijo v vrhu 1 in vrhu 3 in ve� manjših: vrh 2 , vrh 4 in vrh 5. Podobnost smo dobili tudi pri lo�bi proteinskega kompleksa izoliranega iz biofilma aerobnih bioreaktorjev obeh pilotnih naprav. �e strnemo rezultate teh dveh primerjav, lahko trdimo, da se proteinski ekstrakt biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja lo�i na 5 frakcij in proteinski ekstrakt biofilma aerobnega bioreaktorja se lo�i na 4 frakcije. Proteinski ekstrakt celokupnih proteinov biofilma, ki je bil kultiviran na standardizirani odpadni vodi proti biofilmu, zraslem na realni odpadni vodi ni pokazal razlik v številu eluiranih frakcij pri izbranih pogojih lo�be.

4.8.3 Dolo�itev molekulskih mas

Sestavo vodotopnih proteinov biofilma smo nadalje analizirali s SDS-PAGE. Za dolo�anje molekulskih mas vodotopnih proteinov, izoliranih v fosfatnem pufru in vrhov po lo�bi na koloni CIM DEAE, smo uporabili standardno mešanico proteinov (Multi MarkTM LC 5725 in Mark 12TM LC 5677)) sestavljeno iz 11 proteinov (Preglednica 10). Zanimalo nas je ali lahko kateri od frakcij dolo�imo molekulsko maso s pomo�jo lo�be standardnih proteinov. Uporabili smo razli�no zamrežene poliakrilamidne gele in izkazalo se je, da je za naš namen najboljše lo�evanje komponent pokazala zamreženost gela 4-12%. Dolo�itev molekulskih mas smo izvedli v eluatih zbranih vrhov po lo�bi na koloni iz mikroaerofilnega in aerobnega bioreaktorja, iz celokupnega proteinskega ekstrakta. Z denzitometrom smo posneli tudi denzitograme elektroforegramov standarda, lo�bo topnih proteinov aerobnega biofilma, mikroaerofilnega biofilma in lo�bo obeh encimov ( nitrat reduktaze in NADH-dehidrogenaze). Dolo�itev molekulskih mas, izmerjena dolžina potovanja v elektri�nem polju in okvirna dolo�itev koncentracije posamezni komponenti je bila obdelana s programom Bio- Rad Multi Analyst (™)/PC Version 1.1. Enako lo�bo smo naredili tudi v eluatih iz ekstrakta biofilma aerobnega bioreaktorja, kjer smo identificirali štiri vrhove.


109

Slika 65. SDS – PAGE elektroforegram standardnih proteinov (ST) z oznako 5725 in lo�enih vrhov (od P1 do P5) na CIM disku, izoliranih iz mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave.

Figure 65: SDS_PAGE electrophoregram of standard protein mixture 5725 (ST) and separated fractions (from P1 to P5) on CIM dics, isolated from anoxic bioreactor of industrial pilot plant.

Slika 66: SDS – PAGE elektroforegram standardnih proteinov (ST) z oznako 5677 in lo�enih vrhov (od P1 do P4) iz aerobnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave.

Figure 66: SDS-PAGE electrophoregram of standard protein mixture 5677 (ST) and separated fractions (from P1 to P4) from aerobic bioreactor of industrial pilot plant.

185 kDa

98 kDa

31 kDa

19 kDa 11 kDa

6 kDa 3 kDa

200 kDa

116 kDa 97 kDa

55 kDa 36 kDa 31 kDa

21 kDa 14 kDa 6,0 kDa 3,5 kDa 2,5 kDa


110

4.8.4 Preparativno izoelektri�no fokusiranje

Frakcijam, ki sestavljajo vodotopni proteinski ekstrakt smo skušali dolo�iti tudi izoelektri�no to�ko. Vodotopno proteinsko zmes smo razstavili najprej s preparativnim izoelektri�nim fokusiranjem v pH obmo�ju od 1,8 do 12,9 s preparativno rotacijsko kolono na 20 elucijskih volumnov (Slika 67). 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20

0

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

"1,9

3-1,

98"

"2,2

8"

"2,3

8-2,

47"

"2,5

9-3,

27"

"2,8

1-3,

48"

"3,5

2-4,

18"

"3,8

-4,4

8"

"4,6

-5,4

"

"4,9

-5,9

1"

"5,7

7-6,

55"

"6,3

5-6,

68"

"7,0

4-7,

24"

"7,1

8-7,

47"

"7,6

7-7,

90"

"7,7

5-8,

14"

"8,3

7-8,

66"

"8,7

7-9,

15"

"9,7

1-9,

81"

"11,

04-1

1,17

"

"12,

64-1

2,89

"

obmo�je pH

prot

ein

(mg/

ml)

aerobni bioreaktor mikroaerofilni bioreaktor Slika 67. Izoelektri�no fokusiranje vodotopnih proteinov aerobnega in mikroaerofilnega biofilma industrijske pilotne naprave. Anoda je 0,1M NaOH, katoda je 0,1M H3PO4; pH v epruvetah (oznake zgoraj: od 1 do 20) je bil v obmo�ju od 1,9 – 12,9 (oznake spodaj).

Figure 67: Isoelectric focusing of soluble proteins, isolated from aerobic and anoxic biofilm of the industrial pilot plant at pH 1,9-12,9. Anode is 0,1M NaOH, cathode is 0,1M H3PO4; pH in the test tube (scale above: from 1 to 20) in the range of 1,9-12,9 (marks below).

Z metodo Biorad dolo�ene koncentracije vodotopnih proteinov so se gibale v obmo�ju od 0,01-0,05 mg proteina /ml v biofilmu aerobnega bioreaktorja in od 0,00 do 0,06 mg proteina/ml v biofilmu mikroaerofilnega bioreaktorja. Frakcije proteinskega ekstrakta biofilma aerobnega bioreaktorja, ki smo ga lo�ili s preparativno metodo IEF v 20 epruvet, smo analizirali elektroforetsko lo�bo na SDS poliakrilamidnem gelu (SDS-PAGE) z 10 % zamreženostjo (Novex). Elektroforegram pokaže, da v eluatih od 1-4, ki so se lo�ili v pH obmo�ju od 1,9-3,4 skoraj ni proteinskih frakcij. V koloni od 6 do 16 so v pove�ani intenziteti in najve�je koncentracije proteinskih komponent so se fokusirale v kolonah od 7 do 10 oz. v pH obmo�ju 6,5-7,5. Primerjava med biofilmom aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja izkazuje, da v prvih 9 epruvetah biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja po IEF nismo mogli identificirati proteinske komponente, ker so koncentracije proteinov prenizke. SDS PAGE topnih proteinov aerobnega in mikroaerofilnega biofilma, predhodno separiranih s preparativnim IEF, smo prikazali na slikah (Slika 68, Slika 69). Lo�bo prikazujemo skupaj za lažjo primerjavo glede razlike vsebnosti vodotopnih proteinov v biofilmu aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja.


111

Slika 68: SDS_PAGE elektroferogram standardne mešanice proteinov (ST) z oznako 5677 in aerobnega biofilma (oznake od V9 do V12 so zaporedne številke eluatov epruvet kolonskega IEF).

Figure 68: SDS_PAGE electropherogram of IEF of standard protein mixture 5677 (ST) and aerobic biofilm (symbols from V9 to V12 are consecutive numbers of eluates in test tubes of column IEF).

Slika 69: SDS_PAGE elektroferogram standarda 5677 (ST) in mikroaerofilnega biofilma (oznake od P9 do P12 so zaporedne številke eluatov epruvet kolonskega IEF).

Figure 69: SDS_PAGE electropherogram of IEF of standard 5677 (ST) and anoxic biofilm (symbols from P9 to P12 are consecuteive numbers of eluates in test tubes of column IEF).

200 kDa

97 kDa

66 kDa

55 kDa

36 kDa

21 kDa

14 kDa 6 kDa

3,5 kDa 2,5 kDa

200 kDa

116 kDa 97 kDa

55 kDa

36 kDa

31 kDa

21 kDa

14 kDa 6 kDa

3,5 kDa 2,5 kDa

31 kDa

116 kDa 97 kDa


112

Sliki (Slika 68, Slika 69) prikazujeta: SDS_PAGE elektroforegrame lo�b proteinov aerobnega in mikroaerofilnega biofilma, ki smo jih predhodno lo�ili s preparativnim izoelektri�nim fokusiranjem (Slika 67) v primerjavi s standardno mešanico proteinov z molekulskimi masami od zgoraj: miozin 200.000 Da, do spodaj zadnjega inzulina z 2500 Da.

4.8.5 Izoelektri�ne to�ke proteinskih frakcij v biofilmu aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja

Na gelih IEF za lo�bo vodotopnega ekstrakta biofilma aerobnega bioreaktorja smo identificirali proteinske frakcije z izoelektro�no to�ko (pI) pri pH od 3,5 do 4,5 in drugo skupino s pI pri pH 5,2-5,3. Lo�ba ekstrakta biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja je pokazala komponento s pI pri pH 3,5 nato pri 4,5 in skupini komponent pri pI pri pH 5,2-5,3. Identificiramo lahko še eno dodatno frakcijo s pI nad pH 5,4, ki je v aerobnem ekstraktu nismo potrdili.

4.8.6 Dolo�anje izoelektri�ne to�ke (pI) encimu nitrat reduktazi (NR) in NADH-dehidrogenazi

Lo�bo encimov smo paralelno izvajali zato, ker smo predvidevali, da morajo biti v vodotopnem ekstraktu tudi vodotopni proteini z encimsko aktivnostjo. Pri�akovali smo, da bomo v proteinskem ekstraktu našli encim nitrat reduktazo, izolirano iz biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja in v aerobnem bioreaktorju NADH-dehidrogenazo. Na isti gel smo poleg standarda primerjalno dodali encim nitrat reduktazo (NR) in NADH dehidrogenazo (Sigma), ker smo skušali potrditi prisotnost encimov v proteinskem ekstraktu z IEF. Lo�ba potrjuje, da se je standard nitrat reduktaze lo�il na frakcijo nizke intenzitete s pI pri pH 3,5 do 4,5 in ve�je intezitete s pI pri pH od 5,2 do 5,3. Lo�ba dokazuje, da je nitrat reduktaza prisotna sicer v obeh vzorcih, vendar z bistveno ve�jo inteziteto v biofilmu mikroaerofilnega bioreaktorja. Standard NADH dehidrogenaze se je pod enakimi pogoji lo�il na frakcijo s pI pri pH 4,5 nato mo�nejša frakcija s pI pri pH 5,3. Frakcije z enakimi pI smo v ve�ji koncentraciji identificirali v biofilmu aerobnega bioreaktorja.


113

Slika 70: Izoelektri�no fokusiranje vodotopnega proteinskega ekstrakta biofilma aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja in standardov. Puš�ice nakazujejo proteinske frakcije vzorcev v obmo�ju izoelektri�ne to�ke, kot jo ima standard.

Figure 70: Isoelectric focusing of soluble proteins extracted from aerobic and anoxic biofilms compared to standards. The arrows show the protein sample fractions in the range of isoelectric point, compared to standard.

Legenda k sliki: 1 in 6 lo�ba standardne mešanice proteinov (LC 5310); 2 proteini biofilma aerobnega bioreaktorja; 3 standard nitrat reduktaza (NR); 4 standard NADH-dehidrogenaza (NADH deh); 5 proteini biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja;

4.8.7 Lo�be encimov s SDS elektroforezo na poliakrilamidnem gelu

Elektroforetska analiza topnih proteinov in proteinov z encimsko aktivnostjo skupaj s standardno mešanico nam je nakazala možnost približne ocene molekulskih mas nekaterih frakcij. Uporabili smo zamreženost gelov od 4 – 12%, 10% in 4-20%. Skupaj s standardno mešanico proteinov ( LC 5725 in LC 5677), smo lo�evali še vodotopni proteinski ekstrakt biokulture biofilma, izoliranega iz aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja. Komercialni encim nitrat reduktazo in NADH dehidrogenazo (Sigma), smo lo�evali isto�asno z vzorcem. Za boljše evidentiranje molekulskih mas smo k vzorcu dodali po 5 lµ komercialnega encima in skušali potrditi proteinsko frakcijo s pove�ano intenziteto. S primerjavo molekulskih mas identi�nih komponent vzorca in komercialnega preparata, smo prisotnost encimov v vodotopnem proteinskem kompleksu s to metodo nakazali. Za eksaktno potrditev pa bi morali uporabiti še druge na�ine identifikacije.


114

Da smo identifikacijo bolj dokazali, smo uporabili metodo dodatka komercialnega encima k vzorcu in s pove�ano intenziteto posamezne frakcije v vzorcu elektroforegrama pokazali na komponento, ki bi predvidoma lahko sestavljala encim oziroma pripadala dolo�enemu encimu. Med seboj smo naredili 3 vrste primerjav, da bi dolo�ili posamezne komponente v vzorcu iz aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske in laboratorijske pilotne naprave, smo proti vzorcu primerjali:

1. standardno mešanico proteinov z molekulskimi masami v Da od 200.000 – 2.500 (ST, LC 5677)

2. standardni encim nitrat reduktazo (NR) 3. standardni encim NADH dehidrogenazo

4.8.7.1 Analiza proteinske sestave, NR in NADH-dehidrogenaze v industrijski pilotni napravi (v aerobnem bioreaktorju)

2,5kDa3,5kDa

6,0kDa

14,4kDa

21,5kDa

31,0kDa36,5kDa

55,4kDa66,3kDa97,4kDa

116,3kDa

200,0kDa

1 2 3 4 5 6

Slika 71: SDS_PAGE analiza separacije topnih proteinov biofilma aerobnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave in pripadajo�e molekulske mase. Puš�ice nakazujejo proteinske frakcije vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard.

Figure 71: SDS_PAGE separation of soluble proteins, isolated from the biofilm of the aerobic bioreactor of industrial pilot plant, compared to standards. The arrows show the protein sample fractions in the range of molecule mass, compared to standard.

Legenda k sliki: 1 standardna mešanica proteinov (LC 5677) z molekulsko maso v kDA od 200 kDa- 2,5 kDa od zgoraj navzdol; 2 proteini biofilma aerobnega bioreaktorja; 3 topni proteini biofilma aerobnega bioreaktorja z dodatkom encima NADH-dehidrogenaze; 4 encim NADH-dehidrogenaza, standard; 5 topni proteini biofilma aerobnega bioreaktorja z dodatkom encima nitrat reduktaza; 6 encim nitrat reduktaza (NR), standard.


115

Na podlagi gela je bila narejena denzitometri�na analiza iz katere je razvidno ve�je število frakcij, vendar smo identificirali sedem frakcij z ve�jo koncentracijo, ki imajo molekulske mase v kDa: 20, 27, 39, 55 nato pri 69 in blizu 83 in 98 v primerjavi s standardom. Encim nitrat reduktaza se je lo�il pod enakimi pogoji na komponente z molekulsko maso v kDa: 19, 28, 42 in 54, 58, 7, 64, 81 in 98. Standard NADH-dehidrogenaza kaže lo�bo na dve zelo intenzivni frakciji z molekulsko maso 61 kDa in 105 kDa in manj pri 140 kDa.

4.8.7.2 Proteinska sestava, NR in NADH-dehidrogenaza biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave

2,5kDa3,5kDa

6,0kDa

14,4kDa

21,5kDa

31,0kDa36,5kDa


116,3kDa

200,0kDa

NR1 2 3 4 5 6

Slika 72: SDS_PAGE analiza separacije topnih proteinov biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave s standardi ter pripadajo�imi molekulskimi masami. �rne puš�ice nakazujejo proteinske frakcije vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard NADH-deh. Rde�i puš�ici nakazujeta proteinsko frakcijo vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard NR.

Figure 72: SDS_PAGE separation of soluble proteins, isolated from the biofilm of the anoxic bioreactor of industrial pilot plant, compared to standards. Black arrows show the protein sample fractions in the range of molecule mass, compared to standard NADH-deh. Red arrows show the protein sample fractions in the range of molecule mass, compared to standard NR.

Legenda k sliki: 1 lo�ba standardne mešanice proteinov ( LC 5677); 2 lo�ba proteinov biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja; 3 lo�ba proteinov biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja z dodatkom standarda NADH-

dehidrogenaze; 4 lo�ba standarda NADH-dehidrogenaze; 5 proteini biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja z dodatkom standardne nitrat reduktaze; 6 lo�ba standarda nitrat reduktaze.


116

Lo�ba proteinov biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja prikazuje intenzivno frakcijo pri molekulski masi 97 kDa, ki v standardu odgovarja fosforilazi b. Pri enaki molekulski masi ima encim NR najmo�nejšo liso. Pri dodatku encima se je intenziteta te lise še pove�ala. Lo�ba nakazuje na možnost, da vsebuje proteinski ekstrakt biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja encim nitrat reduktazo, ker se v ekstraktu identificira enaka komponenta z molsko maso 97,4 kDa, kot v lo�bi standarda (kolona 6, rde�i puš�ici). Sledijo lise od 66 kDa do 35 kDa. Od tega se lisa s 55 kDa pokrije z najintenzivnejšo liso NADH-deh. encima. Predvidevamo, da pripada ta lisa biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja encimu NADH-dehidrogenazi. Lo�ba standarda encima NR kaže zelo veliko lis, kar pomeni, da je verjetno pripravljen iz ekstrakta mikroorganizmov in vsebujejo ve� proteinov z razli�nimi molekulskimi masami od 31 kDa proti 200 kDa.

4.8.7.3 Analiza proteinske sestave, NR in NADH-dehidrogenaze v laboratorijski pilotni napravi (aerobnem bioreaktorju)

2,5kDa3,5kDa

6,0kDa

14,4kDa

21,5kDa

31,0kDa36,5kDa

55,4kDa66,3kDa97,4kDa116,3kDa

200,0kDa

1 2 3 4 5 6 7

Slika 73: SDS_PAGE analiza separacije standardov in topnih proteinov biofilma iz aerobnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave. �rne puš�ice nakazujejo proteinske frakcije vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard NR. Rde�i puš�ici nakazujeta proteinsko frakcijo vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard NADH-deh.

Figure 73: SDS_PAGE separation of standards and soluble proteins isolated from the biofilm of the aerobic bioreactor of industrial pilot plant. Black arrows show the protein sample fractions in the range of molecule mass, compared to standard NR. Red arrows show the protein sample fractions in the range of molecule mass, compared to standard NADH-deh.

Legenda k sliki: 1 in 7 lo�ba standardnih proteinov ( LC 5677); 2 lo�ba proteinov biofilma aerobnega bioreaktorja; 3 lo�ba standarda NR; 4 lo�ba proteinov biofilma aerobnega bioreaktorja z dodatkom standarda NR;


117

5 lo�ba standarda NADH-dehidrogenaze; 6 lo�ba proteinov biofilma aerobnega bioreaktorja z dodatkom standarda NADH- dehidrogenaze;

4.8.7.4 Analiza proteinske sestave, NR in NADH-dehidrogenaze v laboratorijski pilotni napravi (mikroaerofilni bioreaktor)

2,5kDa3,5kDa

6,0kDa

14,4kDa

21,5kDa

31,0kDa36,5kDa


116,3kDa

200,0kDa

1 2 3 4 5 6 7

Slika 74: SDS_PAGE analiza topnih proteinov biofilma iz mikroaerofilnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave z dodanimi standardi (za MM) in encimi (NADH-deh. in NR). �rne puš�ice nakazujejo proteinske frakcije vzorcev v obmo�ju molekulske mase, kot jo ima standard NR. Rde�e puš�ice nakazujejo proteinske frakcije, ki so se po dodatku standarda NR v vzocu pove�ale.

Figure 74: SDS_PAGE separation of soluble proteins, isolated from the biofilm of the anoxic bioreactor of laboratory pilot plant with standards (for MM) and enzymes (NADH-deh. and NR). Black arrows show the protein sample fractions in the range of molecule mass, compared to standard NR. Red arrows show the protein sample fractions which are more significant after the addition of standard NR.

Legenda k sliki: 1 in 7 lo�ba standardnih proteinov ( LC 5677); 2 lo�ba proteinov biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja; 3 lo�ba standarda NR; 4 lo�ba proteinov biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja z dodatkom standarda NR; 5 lo�ba standarda NADH-dehidrogenaze; 6 lo�ba proteinov bioflima mikroaerofilnega bioreaktorja z dodatkom standarda NADH-dehidrogenaze;

Z SDS elektroforezo smo skušali dolo�iti obmo�ja molekulskih mas identificiranim proteinskim lisam v puferskih ekstraktih. Iz analize gelov in denzitometri�ne analize lahko potrdimo, da se v vodotopnem proteinskem ekstraktu, izoliranem iz biofilma aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja obeh pilotnih naprav nahajajo proteini, ki so navedeni v prilogah (Priloga A20 do Priloga A23). Preglednice prikazujejo skupno število lis za posamezni nanos standarda (LC 5677) in vzorcev vodotopnih proteinov biofilma ter molekulsko maso


118

identificirane proteinske frakcije, ki se s 95% verjetnostjo nahaja v bližini molekulske mase znanega proteina iz standarda. Pregledice kažejo, da je sestava proteinov odvisna od narave substrata ter pogojev vodenja pilotne naprave, zato so razlike med laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo pri�akovane.


119

5 RAZPRAVA IN SKLEPI

5.1 RAZPRAVA

Namen �istilne naprave je zagotavljanje parametrov v skladu z zakonodajo in obenem optimalno vodenje procesa �iš�enja odpadne vode glede na sprejemljive stroške pri razli�nih pogojih obratovanja. �istilna naprava je živ sistem ter je podvržena dnevnemu in sezonskemu nihanju v bremenitvi, sestavi odpadne vode, temperaturi ter razli�nim nenadzorovanim dejavnikom (Henze in sod., 1995a). Ker C�N Domžale – Kamnik �isti poleg komunalnih tudi tehnološke odpadne vode, je skupna mešanica vod za obdelavo mnogo bolj zahtevna, ker vsebuje vrsto težje razgradljivih in inhibitornih snovi, ki zelo vplivajo na kon�no kakovost �iš�ene vode. Iz teh razlogov iš�emo optimalno tehnologijo, ki bo zmožna obvladovati dinamiko bremenitev in nudila heterogenost vrst s pove�ano koncentracijo aktivne biokulture na enoto volumna. S tem pri�akujemo tudi pove�ano aktivnost mikroorganizmov in z odgovarjajo�o postavitvijo funkcionalnih volumnov in stalnim merjenjem klju�nih parametrov bo omogo�eno ra�unalniško vodenje in optimizacija bioloških procesov. Odlo�ili smo se, da v osnovi odstranitev dušikovih spojin vodimo kot dvostopenjski proces z nitrifikacijo in denitrifikacijo in pri tem uporabimo imobilizirane mikroorganizme, ki naraš�ajo kot biofilm na plavajo�ih nosilcih in smo pri�akovali, da bodo v primerjavi s suspendiranimi mikroorganizmi bolj u�inkoviti. V tezi je poudarek na postavitvi bioprocesa z imobiliziranimi mikroorganizmi in optimizacija delovanja tako postavljenega bioprocesa z uporabo mešane kulture ob koriš�enju definiranih in realnih odpadnih vod. Da bi lahko posegali v proces biološke razgradnje organskih snovi, ki z odpadno vodo pritekajo na �istilno napravo in proces usmerjali k cilju doseganja optimalnih rezultatov �iš�enja, je nujno potrebno meriti dejavnike med katere sodijo u�inkovitost biokulture z merjenjem njene rasti in odmiranja, procesnih parametrov porabe substrata in kisika, ugotavljanjem u�inkovitosti imobilizirane biokulture pri izbranem zadrževalnem �asu, razpoložljivem kisiku v teko�ini in temperaturni odvisnosti. V nalogi je prikazano optimiziranje procesa �iš�enja in o�iš�enja odpadne vode z dolo�itvijo vplivnih parametrov na proces �iš�enja dušikovih spojin ter hkrati dolo�ene okvirne meje delovanja glede na vplivni parameter. Optimizacija bioprocesa �iš�enja odpadne vode je poleg postavitve laboratorijske in industrijske pilotne naprave za odstranjevanje dušika, zahtevala obsežen študij vpliva procesnih spremenljivk, ki usmerjajo hitrost nitrifikacije in denitrifikacije. Skladno s to zahtevno problematiko se sodobni strokovnjaki na tem podro�ju poslužujejo številnih pristopnih simulacij, ki posledi�no omogo�ajo optimizacijo parametrov in procesov v tehnologiji �iš�enja odpadne vode (Henze in sod., 1987, 1995; Wanner in Reichert, 1996; Orhon in Artan, 1994). Tudi pri našem delu smo za optimizacijo procesa �iš�enja odpadne vode uporabili matemati�ni model (Hidromantis, 2001; Hvala in sod., 2002) in izpeljali vrsto simulacij z namenom, da bi spoznali in bolje razumeli interakcije med vklju�enimi procesi in imobilizirano biokulturo ter strukturo biofilma in njegovo funkcijo s kon�nim namenom optimizacije procesa.


120

Metode dela, ki smo jih uporabili pri koncipiranju poskusov so temeljile na spoznanjih številnih raziskovalnih skupin (Rusten in sod., 1994, 1995; Odegaard in sod., 1993; Hem, 1991; Harremoes in sod., 1998), ki se ukvarjajo s tem zahtevnim podro�jem zmanjšanja koli�ine dušika v odpadni vodi. �eprav je empiri�ni pristop še vedno nujen, pa nekatere molekularne metode že omogo�ajo vpogled v strukturo in funkcijo prisotne imobilizirane biokulture oziroma aktivnih mikroorganizmov v obravnavanih sistemih (Lewandovski in sod., 1995, 2002; Loodstreht in sod., 1995; Zumft, 1997). Izvedeno delo vklju�uje raziskave imobilizirane biokulture, katere delovanje smo spremljali, spreminjali ter optimizirali procesne parametre v obdobju razli�nih in spremenljivih okoljskih danosti (temperatura, raztopljeni kisik, hidravli�ni zadrževalni �as, bremenitev). Množice podatkov, ki izhajajo iz izvedenih poskusov so bile analizirane in vklju�ene v simulacijski model, �esar rezultat so bili novi optimalni parametri obratovanja. Te parametre smo ponovno vklju�ili v naslednjo generacijo vodenih poskusov, ki so posledi�no dali kot rezultat optimiziran bioproces pretvorbe okolju neprijaznih oblik dušikovih spojin v okolju prijazne oblike ob so�asnem zagotavljanju ciljnih vrednosti, ki jih predpisuje aktualna zakonodaja (Uradni list Republike Slovenije, 1996). �e analiziramo pridobljene rezultate skladno s postavljeno hipotezo, potem moramo upoštevati osnovno shemo pristopa (Slika 8). Izhajajo� iz hodograma je razvidno, da smo nekatere kineti�ne (µmax., KS, bH, bA) in procesne (YH, YA) parametre najprej pridobili z vodenjem procesa �iš�enja v laboratorijski pilotni napravi s standardizirano odpadno vodo in pri stalni temperaturi 20oC (Preglednica 16, Preglednica 17). Zanimalo nas je, kateri parameter od merjenih (hidravli�ni zadrževalni �as, bremenitev, aktivnost biokulture, raztopljeni kisik, temperatura) ima vpliv na kakovost �iš�ene vode oziroma lahko najve� prispeva k optimizaciji procesov. Pridobljeni procesni rezultati na laboratorijski napravi so bili v nadaljevanju okvir za postavitev in doseganje ciljnih vrednosti u�inka nitrifikacije in denitrifikacije v bioprocesu obdelave realne odpadne vode v industrijski pilotni napravi. Kot prvi optimizacijski faktor bioprocesa smo preverjali v testiranih obdobjih vpliv zadrževalnega �asa, ker ga je možno enostavno meriti, ima odlo�ujo� vpliv na bioprocese in je v obratnem sorazmerju s temperaturo. Nastavitve hidravli�nega zadrževalnega �asa v laboratorijski pilotni napravi smo lažje izvajali kot na industrijski, kjer je daljši hidravli�ni zadrževalni �as 15 ur ob isto�asnem vzdrževanju raztopljenega kisika na dolo�eni vrednosti že povzro�il slabše mešanje nosilcev z imobilizirano biokulturo, poleg tega smo želeli dose�i �im krajši hidravli�ni zadrževalni �as. Iz dnevnih meritev kontinuirnega delovanja laboratorijske pilotne naprave, se pri zadrževalnih �asih 15, 10 in 5 ur in stalni temperaturi 20oC kaže negativen vpliv pove�ane bremenitve oziroma krajšanja zadrževalnega �asa na odstranjevanje dušikovih spojin (Preglednica 12). Pri zadrževalnem �asu 15 ur je u�inek �iš�enja skupnega dušika enak 80,3 % medtem ko je u�inek pri 5 urah zadrževalnega �asa samo 67,1 % (Slika 20). Vpliv zadrževalnega �asa na industrijski pilotni napravi je zaradi dnevnega nihanja vhodne bremenitve pri enakem zadrževalnem �asu, ob�asni vsebnosti inhibitornih snovi ter sezonskega nihanja temperature slabše razviden (Preglednica 14 in


121

Preglednica 15). U�inek �iš�enja skupnega dušika je pri zadrževalnem �asu 12 ur in temperaturi 10,3oC dosegel vrednost 60,6 %. Skrajšan zadrževalni �as na 8 ur in pri temperaturi 11,3oC je pokazal 65,6 % u�inek in je odstranitev skupnega dušika blizu u�inku �iš�enja skupnega dušika s 64,4 % pri 6 urah zadrževalnega �asa ter temperaturi 17,4oC (Slika 22). Rezultati potrjujejo, da je temperatura klju�ni faktor uspešnega odstranjevanja dušikovih snovi, vendar v našem primeru se izpostavi tudi dejstvo, da je v odpadni vodi prisoten delež težje razgradljivega organskega dušika, ker v nobenem primeru nismo uspeli dose�i u�inkovito razgradnjo skupnega dušika do ciljne vrednosti 70-80 % (Priloga A4 do Priloga A7). Iz meritev analiziranih parametrov v povpre�nih preto�no proporcialnih vzorcih mehansko obdelane odpadne vode je razvidno, da so v prikazanem obdobju bremenitve z organskim ogljikom, izraženim kot KPK vrednost variirale od 281 do 1100 mg/l in BPK5 vrednosti od 140 do 600 mg/l. Izmerjene vrednosti organskega dušika N-Kjeld. so nihale od 20 do 70 mg/l (Preglednica 9). Posamezne konice tekom analiziranega dneva (Slika 29) so bile nad 70 mg /l in bistveno pripomorejo k stresu bioprocesa, ker lahko zaradi preobremenitve s hitrorazgradljivim substratom ob�asno primanjkuje kisika v bioreaktorju. V naših poskusih smo ta efekt v industrijski pilotni napravi delno eliminirali z ra�unalniškim vodenjem koncentracije raztopljenega kisika in ga imeli stalno na razpolago v koncentraciji od 4 do 6 mg/l v aerobnem bioreaktorju (Slika 30). Delež amonijskega dušika v bremenu skupnega dušika je v odpadni vodi C�N nižji kot je znan podatek iz literature (Henze in sod., 1995) in je praviloma nad 60 % vsega dušika v organski obliki in prihaja iz farmacevtskih odpadnih vod. Rezultati �iš�ene odpadne vode (Preglednica 15) potrjujejo, da je težje razgradljiv, ker je vrednost organskega dušika v štirih poskusnih obdobjih znašala med 5,3 do 12,8 mg/l, normalna vrednost za komunalno odpadno vodo pa bi bila med 2 do 3 mg/l (Orhon in Artan, 1994). Glede na rezultate, ki jih prikazujeta sliki (Slika 20, Slika 22) smo ugotovili, da je bila imobilizirana biokultura v laboratorijski pilotni napravi u�inkovita pri amonifikaciji saj je pri vseh treh zadrževalnih �asih dosežena ciljna vrednost amonifikacije 85 % in pri nitrifikaciji, kjer je dosežen cilj pri 90 %, medtem ko je bila denitrifikacija manj u�inkovita samo pri 5 urnem hidravli�nem zadrževalnem �asu. Na proces v industrijski pilotni napravi pa poleg sprememb temperature dodatno vpliva še sestava odpadne vode, ki vsebuje težje razgradljive organske dušikove spojine (aromati), ki potrebujejo bistveno daljši �as za razgradnjo, kar se kaže v nedoseganju ciljne vrednosti amonifikacije, ki je bila za 15-27 % nižja kot v laboratorijski pilotni napravi. Proces nitrifikacije pa je tekel solidno in v vseh eksperimentalnih obdobjih dosegel ciljno vrednost 90 % kar je omogo�ilo ostanek amonijskega dušika v �iš�eni vodi v mejah od 0,6-2,9 mg/l (Preglednica 15), kar se ujema tudi z rezultati Lazarove in sod., 1999. Primerjava hitrosti nitrifikacije glede na vhodno bremenitev za laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo pri kontinuirnem in diskontinuirnem obratovanju je pokazala, da:

• se je najvišja dosežena hitrost nitrifikacije gibala v laboratorijski pilotni napravi okoli 300 g/(m3

aerob*dan) Kjeldahlovega dušika pri temperaturi


122

20oC, v industrijski pa okoli 175 g/(m3aerob*dan) oziroma 0,583

g/(m2aerob*dan) Kjeldahlovega dušika pri temperaturi 17o C. Rezultate

potrjujejo Rusten in sod. (1995), ki poro�ajo o hitrosti nitrifikacije z imobilizirano biokulturo z odstranjevanjem NH4

+-N o 165 g/(m3aerob*dan)

oziroma 0,55 g/(m2aerob*dan). Pri temperaturi pod 12oC pa smo v

industrijski pilotni napravi dosegli vrednost od 84-110 g/(m3aerob*dan)

Kjeldahlovega dušika kar je primerljivo s podatki Maurer in sod. (2003), ki navajajo vrednost 107 g/(m3*dan) za realno odpadno vodo pri temperaturi 10oC (Slika 24).

• je industrijska pilotna naprava glede na povpre�ne dnevne vzorce delovala pri nižjih bremenitvah kot laboratorijska pilotna naprava. Pri tem je potrebno poudariti, da v industrijski pilotni napravi trenutna bremenitev s Kjeldahlovim dušikom, znotraj dneva lahko prekora�i vrednost 450 g/(m3

aerob*dan) (nad 80 mg/l N-Kjel) (Slika 47), kar pa je nad vrednostjo, ki smo jo testirali v laboratorijski pilotni napravi.

• je bil v vseh testiranih obdobjih u�inek nitrifikacije nad 90 % za obe pilotni napravi (Slika 20, Slika 22).

• je maksimalna hitrost nitrifikacije za laboratorijsko pilotno napravo dobljena v diskontinuirnem poskusu enaka 321 g/(m3

aerob*dan) oz.1,07 g/(m2*dan), kar pomeni, da lahko laboratorijsko pilotno napravo bremenimo le do te bremenitve, �e želimo dose�i 100 % u�inek nitrifikacije (Slika 24).

• je maksimalna hitrost nitrifikacije za industrijsko pilotno napravo dobljena s v diskontinuirnem poskusu enaka 149 g/(m3

aerob*dan) oz. 0,50 g/(m2*dan), kar pomeni, da na podlagi rezultatov kontinuirnega delovanja že delujemo blizu zgornje meje bremenitve (Slika 24).

Primerjava hitrosti denitrifikacije glede na vhodno bremenitev je za laboratorijsko in industrijsko pilotno napravo pri kontinuirnem in diskontinuirnem obratovanju pokazala, da je v laboratorijski in industrijski pilotni napravi denitrifikacija potekala optimalno glede na dani notranji povratni tok. Najvišje dosežene hitrosti denitrifikacije so se gibale v laboratorijski pilotni napravi s standardizirano odpadno vodo okoli 440 g/(m3

mikroaer*dan) oz. 1,46 g/(m2*dan) skupnega dušika, v industrijski pa okoli 170 g/(m3

mikroaer*dan) oz. 0,56 g/(m2* dan) skupnega dušika (Slika 27). Dobljene rezultate potrjuje tudi študija avtorjev Maurer in sod. (2000) z imobilizirano kulturo na »Kaldnes« nosilcih, ki poro�ajo o u�inku denitrifikacije s 420 g/(m3

mikroaer*dan) skupnega dušika z uporabo acetata kot vira ogljika in z 210 g/(m3

mikroaer*dan) dušika pri �iš�enju realne odpadne vode. Ugotovili smo, da s pove�ano bremenitvijo u�inkovitost denitrifikacije pada, kar pripisujemo vnosu kisika v mikroaerofilni bioreaktor. Podatki o maksimalni hitrosti denitrifikacije, dobljeni z diskontinuirnimi poskusi v laboratoriju, kažejo znatno ve�jo sposobnost denitrifikacije kot jo kažejo kontinuirni poskusi (Slika 27). Vzroki za tako veliko odstopanje so lahko slede�i:

• pri diskontinuirnem poskusu u�inkovitost denitrifikacije ni odvisna od notranjega povratnega toka, ki poleg nitrata vnaša v mikroaerofilni bioreaktor nezaželen raztopljen kisik, ki znatno vpliva na hitrost denitrifikacije (Hagedorn-Olsen in sod. 1994);

• pri diskontinuirnem poskusu smo kot vir KPK uporabili zadostno koli�ino lahkorazgradljivega acetata; v realni �istilni napravi ob�asno lahko pride do


123

pomanjkanja lahko razgradljivega KPK in posledi�no do nižje hitrosti denitrifikacije (Slika 27).

Iz primerjav dnevnih meritev kontinuirnega delovanja med industrijsko in laboratorijsko pilotno napravo smo zaklju�ili, da lahko laboratorijsko pilotno napravo zaradi konstantnih pogojev bremenimo z ve�jo vhodno bremenitvijo kot industrijsko pilotno napravo. Iz omenjenih primerjav vidimo, da vpliv temperature, koncentracije raztopljenega kisika in vsebnosti inhibitornih snovi ni zanemarljiv. Velikostni red vpliva teh spremenljivk smo dobili s pomo�jo sprotnih meritev, izvedenih na industrijski pilotni napravi. Na podlagi sprotnih meritev smo potrdili, da imajo temperatura, koncentracija raztopljenega kisika in vsebnost inhibitornih snovi mo�an vpliv na koncentracijo amonijskega dušika oziroma na hitrost nitrifikacije (Slika 31). S pomo�jo metod opisanih v poglavju 3.4.4. smo dolo�ili kineti�ne in stehiometrijske konstante. V diskontinuirnih laboratorijskih poskusih smo iz porabe nitrata in KPK izra�unali denitrifikacijski potencial biokulture in celi�ni prirast YH, ki je znašal v povpre�ju 0,43 mg KPKc/mg KPK (Preglednica 17). Vrednost je nekoliko nižja kot jo navaja model ASM1 zato smo v simulaciji uporabili vrednost iz literature (Henze in sod., 1987). Ker na aktivnost biokulture vplivajo tudi faktorji hitrosti rasti in odmiranja, smo izmerili tudi te (Slika 33, Slika 34, Slika 35). Dolo�ili smo maksimalno specifi�no hitrost rasti heterotrofov po Monodu, ki je bila 6,1/dan oz. 0,25/h in je v mejah, ki jih navajajo Bornemann in sod. (1998). Konstanta saturacije s substratom (Ks) pri polovi�ni specifi�ni hitrosti rasti kaže 63 mg KPK/l (Slika 33). Dolo�itev specifi�ne hitrosti rasti avtotrofnih mikroorganizmov je prikazana na sliki (Slika 34) in kaže 0,38/dan oziroma 0,016/h. Rezultate potrjujejo tudi avtorji Katehis in sod. (2002), ki poro�ajo o dobljenih vrednostih v �istilnih napravah od 0,33-0,41/dan. Specifi�no hitrost odmiranja heterotrofnih bakterij (bH) smo izmerili v ve� poskusih iz padca porabe kisika v laboratorijski pilotni napravi (Slika 35) in dobili rezultat 0,17/dan za biokulturo iz laboratorijske pilotne naprave in vrednost 0,091/dan za biokulturo iz industrijske pilotne naprave, medtem ko Littleton s sod. (2002) poro�ajo o vrednostih med 0,026 in 0,051/dan in Bornemann s sod. (1998) med 0,3 in 0,5/dan. Kot smo omenili, se na �istilni napravi ob�asno pojavi prisotnost inhibitornih snovi, ki vplivajo na slabše delovanje industrijske pilotne naprave predvsem na odstranjevanju dušika. Vir ter koncentracija teh inhibitornih snovi je neznana. Poznan je le odziv pilotne naprave, ki se predvsem kaže v slabši nitrifikaciji. Ker mikroaerofilni bioreaktor prvi sprejme inhibitorno odpadno vodo in je s tem proces denitrifikacije zelo moten, smo se odlo�ili, da z meritvami aktivnosti encima nitrat reduktaze v biokulturi industrijske pilotne naprave skušamo ugotoviti normalno delovanje biokulture in slediti posledice po delovanju inhibitorja. Ker smo ve�krat izmerili inhibicijo na napravi in izmerili tudi prisotnost cianida v odpadni vodi, smo v naših poskusih biokulturo izpostavili dolo�enim koncentracijam cianida in merili aktivnost nitrat reduktaze ter merili tudi u�inkovitost biokulture preko porabe substrata (KPK, N-NO3

-). Delo je zahtevalo uvedbo analizne metode za dolo�itev aktivnosti nitrat reduktaze (glej poglavje 3.4.2.5). Iz diskontinuirnega delovanja sedmih ponovitev poskusov smo ugotovili naslednje:


124

• Kot so že dokazali drugi avtorji (Henze, 1995), smo tudi v naši študiji dokazali, da cianidni ioni inhibirajo potek denitrifikacije, kar je razvidno tako iz poteka pH, kot tudi padca KPK in nitratnega dušika in aktivnosti encima nitrat reduktaze (Slika 55, Preglednica 18).

• Denitrifikacijski proces razgradnje odpadne vode je najbolj inhibiran po porabi KPK, sledi proces porabe N-NO3

- ter nato encimske aktivnosti (Slika 55).

• Ker je encim nitrat reduktaza le eden izmed 5 encimov, odgovornih za proces denitrifikacije, je nižji odstotek inhibicije nitrat reduktaze od hitrosti porabe nitratnega dušika pri�akovan. Ta rezultat potrjuje tudi Zumft (1997), ki navaja, da je cianid bolj inhibitoren za aktivnost citohromacd1, ki katalizira oksidacijo citohroma c551 pri redukciji NO2

- v NO. • Ponovljivost analize hitrosti porabe nitratnega dušika je višja od ponovljivosti

dolo�itve aktivnosti nitrat reduktaze pri višjem dodatku cianidnega iona (Preglednica 19). Vzrok za velik standardni odmik je v razli�ni aktivnosti biokulture, ki je podvržena stalnim stresom okolja.

Diskontinuirni poskus je tudi pokazal linearno odvisnost aktivnosti encima nitrat reduktaze od koncentracije nitratnega dušika v poskusu brez dodatka inhibitorja, medtem ko odvisnost pri dodatku 2,5 mg/l cianidnega iona nakazuje na eksponentno odvisnost (Slika 56). Pri dnevnih analizah aktivnosti nitrat reduktaze mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave se kaže logaritemska odvisnost aktivnosti encima od koncentracije nitratnega dušika (Slika 59). Vzrok za druga�no odvisnost pripisujemo vplivu še drugih parametrov kot je koncentracija raztopljenega kisika in lahko razgradljivega substrata ter prisotnosti inhibitornih snovi v realni odpadni vodi. Pri diskontinuirnem poskusu v laboratoriju smo te vplivne parametere odstranili Ker imajo proteini najve�ji delež v sestavi biokulture, smo jim posve�ali posebno pozornost. Pri�akovali smo, da bodo koncentracije proteinov biofilma tako v mikroaerofilnih kot aerobnih pogojih v obeh pilotnih napravah podobne pri normalnih pogojih obratovanja. Da bi jih lahko bolj analitsko spremljali, smo jih ekstrahirali, lo�ili s kolonsko kromatografijo na koloni CIM disk, nadalje smo z lo�evanjem v elektri�nem polju z SDS_PAGE proteinskim frakcijam skušali dolo�iti molekulske mase s primerjavo s standardnimi proteini znanih vrednosti in z IEF smo poskusili dolo�iti izoliranim komponentam izoelektri�no to�ko. Ker je vsak encim tudi protein, smo skušali na ta na�in najti tudi proteinske frakcije v zmesi proteinov, ki bi lahko odgovarjale po molekulski masi encimu nitrat reduktazi in NADH-dehidrogenazi. Za identifikacijo smo uporabili poleg vzorcev in proteinskega standarda tudi standardni encim in ga nanašali isto�asno na gel. Analiza proteinov v biokulturi v posameznem bioreaktorju je potrdila, da je sestava proteinov odvisna od narave substrata ter pogojev vodenja pilotne naprave. Meritve vodotopnih proteinov so pokazale, da je v biofilmu industrijske pilotne naprave v mikroaerofilnih pogojih prišlo do debelejšega sloja EPS, ki pove�ajo skupno sušino in tudi delež skupnih proteinov, katerih vrednost je nihala od 1,04 do 4,99 kg/m3

nosilcev (Preglednica 21, Preglednica 22). Skušali smo ugotoviti sestavo frakcij v vodotopnem celi�nem ekstraktu biomase. Lo�ba nakazuje razlike, vendar iz koncentracijskih obmo�ij in strukture samega kromatograma ni mogo�e podati zaklju�kov o sestavi vodotopnega dela celi�nega


125

ekstrakta biomase. �e analiziramo elucijske diagrame lo�be vodotopnega celi�nega ekstrakta biomase iz mikroaerofilnega bioreaktorja vidimo, da je kljub intenziteti frakcije številka 2 (Slika 64) prisotnost proteinov v tej frakciji izredno skromna, kar vidimo v traku PAGE elektroferograma na traku P2 (Slika 66). Ker ni bilo mo� dolo�iti proteinskih frakcij, ki bi se jih dalo realno primerjati, ta segment ni bil nadalje študiran. Rezultat nakazuje, da je v teh frakcijah mnogo polisaharidnih komponent, kar je skladno z opažanji drugih strokovnjakov, ki so raziskovali biomaso v sistemih �iš�enja odpadnih vod in pokazali na visoke vsebnosti EPS. Skladno s tezo, ki je bila naša glavna pozornost, smo izvedli optimizacijo klju�nih parametrov, ki so v dinami�nem razmerju in sovplivajo na uspešnost odstranjevanja dušikovih snovi iz odpadnih vod. Ker je odvisnost vhodne bremenitve, temperature, raztopljenega kisika in inhibicije nitrifikacije na u�inek �iš�enja po dušiku težko dolo�iti zaradi medsebojnih vplivov, smo optimizacijske vrednosti omenjenih parametrov dobiti preko simulacije z matemati�nim modelom (Hydromantis, 2001). Pred izvedbo simulacij vplivnih spremenljivk na u�inek �iš�enja smo postavili matemati�ni model. V laboratoriju dolo�enih kineti�nih in stehiometrijskih parametrov zaradi predhodno dobro opravljene kalibracije matemati�nega modela po prednastavljenih parametrih, nismo uporabili. Primerjave vrednosti parametrov kažejo, da so laboratorijsko dolo�ene konstante v okviru meja, ki jih dolo�a ASM1 (Henze in sod., 1987). S simulacijo na matemati�nem modelu smo pokazali na glavne nosilce u�inkovitosti procesa, ki so bistveni za doseganje ciljnih vrednosti kakovosti �iš�ene vode in so naslednji: bremenitev naprave s posamezno snovjo, kot je skupni in amonijski dušik, koncentracija razpoložljivega raztopljenega kisika v teko�ini, zadrževalni �as, v katerem biokultura lahko deluje na te komponente in simulacija pokaže na klju�ni faktor uspešega procesa, to je temperaturo. Simulacijo z matemati�nim modelom kot orodjem smo uporabili za preverbo in izra�un optimiziranja parametrov bioprocesa zaradi doseganja ciljnih vrednosti kakovosti �iš�ene vode. V simulacijah smo upoštevali in izhajali iz neugodnih procesnih pogojev, kot so: nizka temperatura in visoka bremenitev z amonijskim dušikom v odpadni vodi in postavili zahtevo, da bo bioproces dosegel ciljne vrednosti odstranjevanja dušikovih snovi in pri�akovali, da bo bioproces ob ugodnejših pogojih dajal samo še boljše rezultate odstranjevanja posameznega polutanta. Po dokazani uspešni primerjavi simulacije z matemati�nim modelom in eksperimentalnimi podatki (Slika 39 do Slika 43) smo simulirali razli�ne optimizacijske parametre z namenom dolo�itve N-NH4

+ pod mejno vrednost koncentracije 10 oziroma 5 mg/l. Simulirali smo odvisnost N-NH4

+ na iztoku od vhodne bremenitve, zadrževalnega �asa, kisika in temperature, kar je prikazano na slikah (Slika 48 do Slika 52).

• Doseganje parametra amonijskega dušika na iztoku iz naprave je odvisno od vhodne bremenitve oziroma od hidravli�nega zadrževalnega �asa in temperature obratovanja (Slika 48). Pri vhodni bremenitvi N-NH4

+ 52 g/m3 in temperaturi pod 12oC je minimalni zadrževalni �as 8,6 ure (Slika 49). V primeru možnosti, da se hidravli�ni zadrževalni �as podaljša na 9,5 ur bo naprava dosegala mejno vrednost koncentracije za amonijski dušik pod 5 mg/l


126

in pri 12 urah zadrževalnega �asa koncentracija vhodne bremenitve ni ve� problemati�na. V iztoku naprave se v vseh primerih pri�akuje vsebnost amonijskega dušika pod 2 mg/l (Slika 48).

• Na doseženo kakovost �iš�enja vpliva tudi koncentracija kisika v aerobnih bioreaktorjih. Slika 50 prikazuje zadrževalni �as, ki je potreben, da pri dani koncentraciji kisika dosežemo v drugem aerobnem bioreaktorju pod 10 g/m3

N-NH4+. Pri nižjih koncentracijah kisika je potreben daljši zadrževalni �as, da

pri dani bremenitvi na dotoku dosežemo koncentracijo N-NH4+ v iztoku pod

10 g/m3. Z obratovanjem naprave pri višjih koncentracijah kisika, ki so že blizu nasi�enja, se pretok zraka eksponencialno pove�uje, kar predstavlja visoke obratovalne stroške. Zato je bolj smiselno obratovanje naprave pri ve�jem volumnu (daljši zadrževalni �as) in nekoliko nižjih koncentracijah kisika (Yang in sod., 2001). Pri minimalnem ugotovljenem zadrževalnem �asu 8,6 ure je zadostna koncentracija raztopljenega kisika v aerobnih bioreaktorjih 8 mg/l, da dosežemo ustrezno koncentracijo amonijskega dušika v iztoku (Slika 50), Vrednost kisika, ki jo je pokazala simulacija potrjuje tudi Rusten (osebna komunikacija 10.2. 1997) za temperaturo 10-12 oC in priporo�a za u�inkovito nitrifikacijo vrednost raztopljenega kisika od 7 do 9 mg/l.

• Z izbiro zadrževalnega �asa glede na dosežene u�inke �iš�enja pri temperaturi odpadne vode 12oC dosežemo, da je kakovost �iš�enja pri tej temperaturi enaka še dopustni mejni vrednosti (Slika 51). Zaradi vpliva temperature na biološke procese �iš�enja to pomeni, da so pri nižjih temperaturah koncentracije na iztoku nad dopustno mejo, pri višjih temperaturah pa pod dopustno mejo (Slika 52). Kakovost iztoka na �istilni napravi omejuje tudi omejen pretok zraka (Slika 50), ki pride še bolj do izraza pri višjih temperaturah zaradi zmanjšane topnosti kisika v vodi pri višjih temperaturah (Slika 53). Pri nižjih temperaturah so u�inki �iš�enja slabši, pri višjih temperaturah pa boljši, vendar omejeni zaradi omejenega pretoka zraka in nižje topnosti kisika v vodi.

Poglaviten dosežek tako zastavljenega dela je vezan na preu�itev potencialnih parametrov optimizacije bioprocesa odstranjevanja dušikovih zvrsti iz odpadne vode. Z uporabo eksperimentalnega pristopa in z vklju�itvijo matemati�nega modeliranja v analizo lastnih rezultatov smemo ugotoviti, da od vseh analiz parametrov optimizacije, ki so bili vklju�eni (bremenitev, hidravli�ni zadrževalni �as, raztopljeni kisik, temperatura) se pokaže hidravli�ni zadrževalni �as odpadne vode kot klju�ni parameter ob spoštovanju zakonitosti temperature delovanja v razli�nih obdobjih leta. Konkretno se je v našem primeru kot najbolj primeren parameter optimizacije pokazal zadrževalni �as odpadne vode, ki bo tudi pri najve�ji vhodni obremenitvi N-NH4

+ 52 mg/l in temperaturi odpadne vode 12oC, omogo�il znižanje koncentracije N-NH4

+ na izhodu pod mejno vrednost koncentracije. Iz slike (Slika 48) je razvidno da je za želeno mejno vrednost koncentracije 10 mg/l N-NH4

+ in maksimalni vhodni obremenitvi zadrževalni �as enak 8,6 ure, pri mejni vrednosti koncentracije 5 mg/l pa je zadrževalni �as 9,5 ur. Pri nižji obremenitvi bo pri enakem zadrževalnem �asu koncentracija N-NH4

+ na iztoku še ustrezno nižja (Slika 48). Rezultati simulacije pokažejo, da je optimizacija bioprocesa �iš�enja odpadne vode dosegla ciljne vrednosti kakovosti �iš�ene vode.


127

5.2 SKLEPI

Iz postavljene teze lahko nedvoumno zaklju�imo naslednje: Poskusi, izvedeni pri razli�nih obratovalnih pogojih so pokazali prednost imobilizirane biokulture pred suspendirano, ker ni tako ob�utljiva na hidravli�na nihanja in na prebremenitve. Predvsem v �asu nizkih zimskih temperatur, nihanju v masni bremenitvi, prekomerni bremenitvi s skupnim dušikom ter v primeru pojava inhibitornih snovi v odpadni vodi, odstotek nitrifikacije pri imobilizirani biokulturi ni bil manjši od 93 %, medtem ko v �istilni napravi s suspendirano biokulturo dosega znatno nižjo stopnjo (70 %). Vzrok prednosti imobilizirane biokulture je v ve�ji koncentraciji avtotrofnih aktivnih mikroorganizmov (do 50 % celokupne biokulture), odgovornih za proces nitrifikacije, ki je najbolj ob�utljiva stopnja �iš�enja odpadne vode. V procesu s suspendirano biokulturo se koncentracija aktivnih avtotrofnih mikroorganizmov giblje okoli 10 %. Kako pa se bo dokon�no obnesla ta tehnologija v naših pogojih, z dokaj specifi�nim substratom odpadne vode, ki mu je primešan velik del tehnoloških odpadnih vod, pa je bilo treba v ve�je preverbe na pilotnih modelih z realnim, procesnim volumnom, predvsem pa v zimsko - letnih obdobjih. Z uporabo matemati�nega modela na osnovi industrijske pilotne naprave ter on line meritev smo dolo�ili zgornjo koncentracijsko bremenitev s skupnim dušikom pri dolo�eni temperaturi odpadne vode za pilotno napravo z imobilizirano biokulturo, tako da je koncentracija amonijskega dušika na iztoku vedno pod 10 mg/l (zahteve zakonodaje) oz. pod 5 mg/l (procesni cilj C�N). Ker so bili poskusi izvedeni na veliki industrijski pilotni napravi (ca. 500 m3) in dodatno preverjeni še s simulacijo z matemati�nim modelom trdimo, da je možno na veliki napravi uporabiti linearni pove�evalni kriterij iz industrijske pilotne naprave za rekonstrukcijo celotne �istilne naprave. On line meritve so identificirale vzroke za nestabilno delovanje �istilne naprave z imobilizirano biokulturo, ki so bili povra�anje centrata in inhibitorni dotok na �NDK. Vpliv centrata na proces �iš�enja bomo v prihodnje omilili z vmesnim zadrževalnim bioreaktorjem, ki bo kontinuirno v manjših koli�inah dodajala tehnološko povratno vodo k surovi odpadni vodi. Ker je inhibicija na dotoku na �NDK pogost pojav, posledice pa lahko zelo dolgotrajne, bo v prihodnje potrebno ugotoviti izvor teh odpadnih vod ter jih izlo�iti iz kanalizacijskega sistema. Delovanje pilotne naprave z imobilizirano biokulturo je podkrepljeno s kemijskimi in biokemijskimi analizami. Pri iskanju vzrokov slabšega u�inka �iš�enja denitrifikacijske in nitrifikacijske stopnje, ki smo ga dolo�ili s kemijskimi analizami, lahko samo okvirno nakažemo možni vzrok za slabši u�inek �iš�enja. Za odkritje vzroka smo kemijske analize poskušali podkrepiti še s biokemijskimi analizami encimske aktivnosti nitrat reduktaze.


128

6 POVZETEK

Pregled literature pokaže na bogato znanje na tem podro�ju, ki je šlo skozi razli�ne razvojne faze in je upoštevalo specifi�ne podrobnosti, ki so odlo�ilne za delovanje kompleksnih mikrobnih skupnosti v �istilnih napravah. Zato je na tem podro�ju še vedno mnogo empiri�nih pristopov, ki smo jih skušali osmisliti z uporabo matemati�nega modeliranja. Cilj naloge je bil preu�iti obnašanje in uporabnost imobilizirane biokulture (MBBR) in vplive kakovosti odpadne vode, poiskati optimalne pogoje procesa in okoljske parametre (koncentracija kisika, zadrževalni �as, temperature) in identificirati vsaj nekatere dejavnike, kot je cianidni ion, na inhibicijo procesov hitrosti porabe ogljika, hitrosti porabe nitratnega dušika in encimsko aktivnost nitrat reduktaze. Z uporabo matemati�nega modela smo eksperimentalne rezultate pilotnih naprav primerjali s podatki, ki jih uporablja model in dobili simulacijo z zelo kompatibilnim odzivanjem modela z meritvami, kar pomeni, da bomo v bodo�e lahko vrsto simulacij korektno opravili na samem modelu in šele nato potrditev predvidenega ukrepa prenesli v realni proces. To bo olajšalo delo operaterjem in prispevalo k ciljni optimizaciji še posebej z vklju�itvijo klju�nih parametrov v ra�unalniško krmiljenje in vodenje procesov. Zanimala nas je tudi sestava topnih proteinov in ugotovitve ali se sestava vodotopnega celi�nega ekstrakta biokulture lo�i med biofilmom aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja. Z delovanjem inhibitorja cianida na imobilizirano biokulturo smo simulirali vpliv stresa na mikroorganizme in z meritvami encimske aktivnosti skušali posredno pojasniti mehanizme toksi�nosti in odzivanja biofilma na neprimerne dotoke odpadne vode in seveda na posledice, ki se kažejo s padanjem kakovosti �iš�ene vode. Zanimala so nas odstopanja v optimalnih razmerah in ugotovitve približkov optimalnemu konceptu. S SDS elektroforezo na poliakrilamidnem gelu (SDS_PAGE) in izoelektri�nim fokusiranjem (IEF) smo analizirali celokupne topne proteine in za detekcijo encimov uporabili še standardni encim z znano encimsko aktivnostjo. Z meritvami encimske aktivnosti smo dokazali, da imajo inhibitorji velik vpliv na kakovost �iš�ene vode in je smiselno ugotavljati onesnaževalca in izlo�ati inhibitorne snovi iz odpadnih vod že pri proizvajalcu. Spremljanje bioprocesnih parametrov še posebej kisika v aerobnem bioreaktorju je pokazalo, da je smiselno vzdrževanje kisika med 6,5 in 8,5 mg O2/l v korelaciji s potrebno energijo za vnos. Aktivnost biokulture je sicer pri ve�ji nasi�enosti boljša, vendar se za�nejo pove�evati stroški elektri�ne energije. S programom ra�unalniškega vodenja procesov bo ta korelacija lažje obvladljiva.


129

SUMMARY The literature rewiew shows the valuable knowledge on this field, which overcame different progressive phasses and took into account specific detailed data, important for performance of complex microbial communities in wastewater treatment plants. This is the reason for many empirical approaches, which we tried to evaluate with mathematical modelling. The main goal of the work was to study the behaviour of immobilised bioculture (MBBR) and its practical use, including the influence of wastewater quality on the bioculture, the search for optimal process conditions and environmental parameters (dissolved oxygen concentration, retention time, temperature) and indentification of at least some of the important factors, such as cyanide ion on process inhibition of CUR, NUR and enzymatic activity of nitrate reductase. The results obtained in pilot plant experiments were compared to mathematical model data to obtain a simulation where the model parameters were compatible with the measured data. This means that in the future many simulations can be correctly performed on the model and later we could transfer the foreseen technological steps to the real process. This should make the operative work easier and should contribute to target process optimisation, especially by incorporating the most important parameters in the computer control of the process. An important goal of the study was to determine the composition of water soluble extract of bioculture and to discover if the protein basis can be used to differentiate between the biofilms of the aerobic and the anoxic bioreactors. The impact of cyanide as an inhibitory substance on the immobilised bioculture was simulated to show the influence of stress agent on the microorganisms. Through measurements of enzymatic activity we attempted to explain indirectly the toxic mechanisms and response of the biofilm to inappropriate wastewater quality which is reflected in lower treatment efficiency. We were interested in variations of optimal process conditions and on parameters which enables promote the optimal process concept. We analysed total water soluble proteins by SDS electrophoresis on a polyacrylamide gel (SDS_PAGE) and by isoelectric focussing, while for enzyme detection we used a standard enzyme mixture with known enzyme activity. The measurements of enzymatic activity proved the fact that inhibitory substances have a strong influence on wastewater quality, and that the detection and recognition of pollutant substances have to be eliminated by the producer. Evaluation of bioprocess parameters, especially dissolved oxygen concentration in the aerobic bioreactor, showed that the best concentration is between 6.5 mg/l and 8.5 mg/l which shows a good correlation with electrical energy required. The activity of bioculture is even better at higher saturation, but the cost of the electrical energy increases. The computer process control will enable an even better correlation to be achieved.


130

7 VIRI

Andreottola G., Foladori P., Ragazzi M. 2000. Upgrading of small wastewater treatment plant in a cold climate region using a moving bed biofilm reactor (MBBR) system. Water Science & Technology, 41, 1: 177-185. ATV, DK 628.32.001.4. April 1986. Regelwerk Abwasser – Abfall,. Aufbau und Betrieb von Pilotanlagen zur Abwasserbehandlung, Hinweis H 760. St. Augustin, Gesellschaft zur Förderung der Abwassertechnik e. V. ( GFA): 1-10 str. Azeredo J., Lazarova V., Olivera R. 1999. Methods to extract the exopolymeric matrix from biofilm: a comparative study. Water Science & Technology, 39,7: 243-250. Barnes R.S.K., Mann K.H. 1995. Fundamentals of aquatic ecology. London, Academic Press, 229 str. Biorad. 1998/99. Manual Biorad. Bio-Rad DC (Detergent Compatibile) Protein Assay. Wien, Biorad: 377 str. Bishop P.L., Yu T., Zhang X., Palsdottir G., Ebihara T. 1998. The effect of biofilm heterogeneity on metabolic processes. V: First International Workshop on Biofilms in Aerobic Wastewater Treatment: An Interdisciplinary Approach, Garching, 9-10 November 1998. Garching, Wuerlz S., Wilderer P.A (ed.).: 7-8. Bock E., Koops H.P., Harms H. 1986. Cell biology of nitrifying bacteria. V: Nitrification. Prosser (ed.), Oxford, IRL Press: 17-38. Boczar B. A., Begley W.M., Larson R.J. 1992. Characterisation of enzyme activity in activated sludge using rapid analyses for specific hydrolases. Water Environmental Research, 64, 6: 792-797. Boczar B., Forney L.J., Begley W.M., Larson J.R., Federele T. 2001. Characterization and distribution of esterase activity in activated sludge. Water Research, 35,17:4208-4216. Bonassi D. 1999. The importance of enzymes and microorganisms in biological processes. V: Zbornik referatov �iš�enje odpadnih voda '99, 30-31 marec 1999. Oto�ec, Zavod za tehni�no izobraževanje:1-8. Bornemann C., Freud M., Londogg J., Nowak O., Otterpohl R., Rolfs T. 1998. Putting dynamic simulation into practise. V: Conference on application of models in water management, Aquatech 98, Amsterdam, 24-25.september 1998: 363-365. Boschet A-F., Wahliss W., Lack, T.J. 1999. Annual topic update 1998. European Topic Centre on Inland Waters. http://etc-iw.eionet.eu.int/usr/public/reports.htm (17.08.2000) Bungartz H. J., Schulte M., Kuehn M., Wuertz S. 1998. Fluid flow in defined biofilms: Experiments and numerical simulation. V: First International Workshop on Biofilms in Aerobic Wastewater Treatment: An Interdisciplinary Approach, Garching, 9.-10. November 1998 Garching, Wuerlz S., Wilderer P.A (ed.): 12-13. Burica O. 2000. Strateški na�rt razvoja in izgradnje Centralne �istilne naprave Domžale-Kamnik za obdobje 2000-2005-20010. Centralna �istilna naprava Domžale-Kamnik: 10 str. Burica O., Vodopivec R., Stražar M. 1994. Upgrading of a two-stage treatment plant for nitrogen elimination. Water Science & Technology, 29, 12: 283-289. Cao Y.S., Alaerts G.J. 1995. Influence of reactor type and shear stress on aerobic biofilm morphology, population and kinetics. Water Research, 29, 1: 107-118.


131

Carrette R., Bixio D., Thoeye C., Ockier P. 2000. Full-scale Application of the IAWQ ASM No.2d model. V: 1st World Water Congress of the International Water Association (IWA). Paris, C.F.R.P (ed.): 504-511. Casey T.J. 1996. Slovenia Phare Project ZZ9218, Inception report, Domzale- Kamnik wastewater treatment plant demonstration project for plant upgrading. Dublin, Aquanova Research Limited: 15 str. Choi Y.C., Morgenroth E. 2002. Monitoring biofilm detachment under dynamic changes in shear stress using laser-based particle size analysis and mass fractionation. V: International Specialised Conference on Biofilm Monitoring, Proceedings, 17-21 March 2002. Porto, International Water Association: 38-41. Chudoba P., Hamon M., Lemmel H. in Pujol R. 1999. Nitrogen removal from wastewater by suspended and fixed cultures-French experiences. V: Zbornik referatov �iš�enje odpadnih voda '99, 30-31 marec 1999. Oto�ec, Zavod za tehni�no izobraževanje: 55-69. Cloete T.E., Muyima N.Y.O. 1997. Microbial Community Analisis: The key to the design of biological wastewater treatment systems. Cambridge, IAWQ Scientific and Technical Report, 5,1-98. Confer D.R., Logan B.E. 1997. Molecular weight distribution of hydrolysis products during biodegradation of model macromolecules in suspended and biofilm cultures I. Bovine serum albumin. Water Research, 31, 9: 2127-2136. De Beer D., Schramm, A. 1999. Micro-environments and mass transfer phenomena in biofilms studied with microsensors. Water Science & Technology, 39, 7:173-178. Dennison C. 1999. A guide to protein isolation. Dordrecht, Kluwer Academic Publishers: 186 str. DIN 38404. Phsyicalische und physicalisch-chemische Kenngrosen (gruppeC) Bestimung der Temperatur C4. 1976: 3 str. Dular M., Roš M.,Trontelj A., Kompare B., Tišler T. 1997. Izrazje s podro�ja voda. Ljubljana. Slovensko društvo za zaš�ito voda: 107 str. Enoch H., Lester R.1975. The purification and properties of formate dehydrogenase and nitrate reductase from Escherichia coli . Journal of Biological Chemistry 250: 6693-6693. Environment Canada. 1994. Let's Not Take Water For Granted – A Resource Guide. ©Minister of Supply and Services Canada. http://www.ec.gc.ca./water/ (17.08.1998). Environnet biofilm. 1998. Presentation.1 str. http:/www.environnet.se/biofilm.htm (17.08.1998). Esoy A., Odegaard H., Haeg M., Risla F., Bentzen G. 1998. Upgrading wastewater treatment plants by the use of biofilm carriers, oxigen addition and pre-treatment in the sewer network. Water Science & Technology, 37,9: 159-166. European Commission. 1997. Europe Environment, no508, october 14. Report of the implementation of the 1991 nitrates directive: 1-16. Flemming H.C. 1998. Extracellular polymeric substances – the key to understanding biofilms. V: First International Workshop on Biofilms in Aerobic Wastewater Treatment: An Interdisciplinary Approach, Garching, Wuerlz S., Wilderer P.A. (ed.). 9-10 November 1998 Garching, Wuerlz S., Wilderer P.A (ed.): 28-30. Flemming H.-C. 2002. Role and levels of real time monitoring for successful anti-fouling strategies-an overview. V: International Specialised Conference on Biofilm Monitoring, Proceedings, 17-21 March 2002. Porto, International Water Association: 8-10.


132

Forget P. 1974. The bacterial nitrate reductases. Solubilization, purification and properties of the enzyme A of Escherichia coli K 12. European Journal of Biochemistry, 42, 325-325.. Fried J., Lemmer H. 2002. On the dynamics and function of ciliates in sequencing batch biofilm reactors (SBBR). V: International Specialised Conference on Biofilm Monitoring, Proceedings, 17-21 March 2002. Porto, International Water Association: 299-302. Fuchs U. 1982. Berichte der abwassertechnischen Vereinigung e. Linde Report, 34: 457-457. Fukushi K., Kato S., Antsuki T., Omura T. 2001. Isolation of copper- binding proteins from activated sludge culture. Water Science & Technology 44, N 2: 453-459. Gaudet F.J., Qasim S.R. 1985. Attenuation of the heavy metal toxicity of the activated sludge process by treatment with ferric chloride. International Journal of Environmental Studies, 25:127-135. Glancer M., Ban S., Šoljan V. 1996. Završni izvještaj o izvršenim poskusima simultane nitrifikacije i denitrifikacije ukupnog dušika u otpadnim vodama i mogu�nost primjene tehnologije injektiranja na ure�aju C�N Domžale – Kamnik. Zagreb, Eneko d.o.o.: 50 str. Goel R., Mino T., Satoh H., Matsuo T. 1997. Effect of elektron acceptor conditions on hydrolytic enzyme synthesis in bacterial cultures. Water Research, 31, 10: 2597-2603. Goel R., Mino T., Satoh H., Matsuo T. 1998. Enzyme activities under anaerobic and aerobic conditions in activated sludge sequencing batch reactor. Water Research 32,7: 2081-2088. Gorišek M. 2002. Predstavitev dolgoro�nih in kratkoro�nih državnih na�rtov na podro�ju okolja. Glasilo inženirske zbornice Slovenije, posebna izdaja: 8-18. G�rner T., Donato P., Ameil M.H., Montarges-Pelletier E., Lartiges B.S. 2003. Activated sludge exopolymers: separation and identification using size exclusion chromatography and infrared micro-spectroscopy. Water Reasearch 37: 2388-2393. Grady C.P.L., Daigger G.T., Lim H. C.1999. Biological wastewater treatment. 2nd ed. Basel, Marcel Dekker: 1006 str. Grady C.P.L., Gujer W., Marais G. V. R., Matuso T. 1987. Activated sludge model No. 1. IAWPRC Scientific and Technical Report. 1: 1- 32. Griffits P. 1995. Autors replay. Water Research, 29, 2: 765-766. Grunditz C., Gumaelius L., Dalhammar G. 1995. Comparation of inhibition assay using pure cultures of nitrogen removing bacteria applied to industrial wastewater. Stockholm, Royal Institute of Technology, Department of Biochemistry and Biotechnology: 3 str. Gujer W., Henze M., Mino T., Loosdecht M. 1999. Activated sludge model no.3. Water Science & Technology, 39, 1: 183-193. Hagedorn-Olsen C., Moller I.H., Tottrup H., Harremoes P. 1994. Oxygen reduces denitrification in biofilm reactors. Water Science & Technology 29,10-11: 83-91. Hankin L., Sands D.C. 1974. Bacterial production of enzymes in activated sludge system. European Water Pollution Controll, 46, 8: 2051-2025. Harremoes P. 1982. Criteria for nitrification in fixed film reactors. Water Science & Technology 14: 167-187. Harremoës P., Bundgaard E., Henze M. 1991. Developments in wastewater treatment for nutrient removal. European Water Pollution Controll, 1:19-23.


133

Harremoes P., Haarbo A., Winther-Nielsen M., Thirsing C. 1998. Six years of pilot scale studies for design of treatment plants for nutrient removal. Water Science & Technology, 38,1: 219-226. Harremoes P.1978. Biofilm Kinetics. V: Water pollution microbiology, Mitchell R. (ed.). London, John Wiley, 2: 71-109. Heath M.S., Wirtel S.A., Rittmann A. 1990. Simplified design of biofilm processes using normalized loading curves. Research Journal WPFC, 62, 62: 185-192. Heijnen J.J., Van Loosdresht M.C.,Mulder R.,Welverede R., Mulder A. 1993.Development and scale – up of an aerobic biofilm air lift reactor suspension reactor. Water Science & Technology, 27: 253-261. Helmer-Madhok C.,Schmid M., Filipov E., Gaul T., Hippen A., Rosenwinkler K.H., Seyfried M., Wagner M., Kunst S. 2002. Deamonification in biofilm systems: population structure and function. Water Science & Technology, 46, 1-2:223-231. Helness H., Odegaard H. 2000. Biological phosphorus and nitrogen removal in a sequencing batch moving bed biofilm reactor. V: First World Water Congress of the international Water Association, Pariz 3-7 julij, 185-192. Hem L.J. 1991. Nitrification in a moving bed biofilm reactor. Thesis. Univerza v Trondheimu: 136 str. Hem. L.J., Rusten B., Ødegaard H. 1994. Nitrification in a moving bed biofilm reactor. Water Research, 28, 6: 1425-1433. Henze M., Harremoes P. 1990. Chemical-biological nutrient removal – The HYPRO concept. V: Proceedings from 4th Gothenburg Symposium, Madrid, oct.: 499-510. Henze M. 1992.Characterization of wastewater for modeling of activated sludge processes. Water Science & Technology, 25, 6: 1-15. Henze M., Harremoes P., Jansen J. C. Arvin E. 1995. Wastewater treatment: biological and chemical processes. Berlin, Heidelberg, Springer Verlag: 383 str. Henze M., Grady C.P.L. Jr., Gujer W., Marais G.v R.,Matsuo T.1987. Activated Sludge Model No.1. IAWPRC Scientific and Technical Report, 1: 1-32. Henze M., Gujer W., Mino T., Matsuo T., Wentzel M. C., Marais G.v R. 1995. Activated sludge model No 2. IIAWQ Scientific and Technical Report, 3: 1-32. Henze M., Gujer W., Mino T., Matsuo T., Wentzel M.C., Marais G.v.R. Van Loosdrecht M.C.M. 1999. Activated Sludge Model No. 2D, ASM2D. Water Science & Technology, 39, 1:165-182. Hermanowicz S. 1998. Biofilm modeling: An invisible hand or self organized criticality? V: First International Workshop on Biofilms in Aerobic Wastewater Treatment: An Interdisciplinary Approach, Garching, Wuerlz S., Wilderer P.A. (ed.). 9-10 November 1998: 1-68. Hermanowicz S.W., Schindler U., Wilderer P. 1996. Anisotropic morphology and fractal dimensions of biofilms. Water Research, 30, 3: 753-755. Hippen A., Helmer C., Kunst S., Rosenwinkler K.H., Seyfried C.F. 2000. Sixth years of practical experiences with aerobic/ anoxic deammonification in biofilm systems. V: 1st World Water Congress of the International Water Association (IWA). Paris, C.F.R.P (ed.): 488-495. Horan N.J. 1996. Biological wastewater treatment systems: Theory and operation. New Yourk, Yohn Wiley: 310 str. Horn H., Hempel D.C. 1997. Growth and decay in an avto-heterotrophic biofilm. Water Research 31,9: 2243-2252.


134

Horn H., Hempel D.C. 1997. Substrat utilisation and mass transfer in an autotrophic biofilm system: Experimental results and numerical simulation. Biotehnology and Bioengineering, 53: 363-371. Hvala N., Vre�ko D., Burica O., Stražar M., Levstek M. 2002. Simulation study supporting wastewater treatment plant upgrading.Water Science & Technology, 46, 4-5:325-332. ©Hydromantis, Inc. 2001. GPS-X – Technical reference, GPS-X Version 4.0. Ontario, Canada. Hydromantis Inc: 410 str. Imhoff K.K. 1990. Taschenbuch der Stadtenwasserung. 27 Aufl. Munchen, R. Oldenburg Verlag (ed.): 422 str. Implementation of the 1991 EU Urban Waste Water Treatment Directive and its Role in Reducing Phosphate Discharges. 1999. Institute for European Environmental Policy. Scope Newsletter, 34: 1-35. Ingildseen P. 2002. Realising full scale control in wastewater treatment systems using in situ nutrient sensors. Thesis. Lund, Lund University: 351 str. Isaacs S.H., Henze M. 1995. Controlled carbon source addition to an alternating nitrification-denitrification wastewater treatment process including biological P removal. Water Research, 29, 1: 77-89. Isaacs S.H., Henze M., Søeberg H., Kümmel M. 1994. External carbon source addition as a means to control an activated sludge nutrient removal process. Water Research, 28, 3: 511-520 ISO 5813. Water quality – Determination of dissolved oxygen – Iodometric method. 1983: 5 str. Jahn A., Nielsen P. 1995. Extraction of cellular polymeric substances (EPS) from biofilms using a cation exchange resin. Water Science & Technology,19: 527-533. Jamnik P. 2002. Odziv kvasovke Candida intermedia na Cr (VI) kot stresni dejavnik. Doktorska disertacija. Ljubljana, Univerza v Ljubljani, Biotehniška Fakulteta, Interdisciplinarni podiplomski študij biotehnologije: 123 str. Jeppsson U. 1996. Modelling aspects of wastewater treatment processes. Thesis. Univerza v Lundu. 428 str. Jönsson L., Ljunggren M., Lundh M. 2002. Kaldnes biofilm process and DAF–particle and bubble characteristics. V: : International Specialised Conference on Biofilm Monitoring, Proceedings, 17-21 March 2002. Porto, International Water Association : 291-294. Kaldnes (Kaldnes Miljoteknologi AS), Tonsberg, Norway. 4 str. Kappeler J., Gujer W. 1992. An analysisof practical experience with scum formation in full scale activated sludge system in Switzerland. V: Proc. IAWPC, Workshop on Prevention and Control of Bulking Act. Sludge, Peruggia, 22-23 junij: 135-139. Karba R. 1998. Matemati�no modeliranje procesov. V: Celostni pristop k ra�unalniškemu vodenju procesov, urednik Strm�nik S. s souredniki Hanus R., Juri�i� D., Karba R., Murray-Smith D., Verbrungen H., Zupan�i� B. Ljubljana, Založba FE in FRI: 673 str. Karel S., Libicki S.B., Robertson C.R.1985. The immobilization of whole cells: engineering principles. Chemical Engineering Science, 40, 8:1321-1353. Katehis D., Fillos J., Carrio L.A. 2002. Comparison of bench scale testing methods for nitrifier growth rate measurement. Water Science and Technology, 46, 1-2: 289-295.


135

Kayser R. 1999. New German design guideline for single stage activated sludge plants. V: 8th IAWQ Conference on Design, Operation and Economic of Large Wastewater Treatment Plants, Budapest, 6-9 september. Budapest, IAWQ :144-151. Kiang J.R., Tsokos G.C. 1998. Heat shock protein 70 kDa: molecular biology, biochemistry and physiology. Pharmacology and Therapeutics, 80, 2: 183-210. Kolar J. 1983. Odvod odpadne vode iz naselij in zaš�ita voda. Ljubljana, DZS: 523 str. Kroiss H. 2002. Basics of sewage treatment plant design considerations & models. V: �iš�enje odpadnih voda, 14.junij 2002, Ljubljana, Zavod za tehni�no izobraževanje: 1-8. Lall S.D., Eribo B.E., Jay J.M. 1989. Comparison of four methods for extracting periplasmic proteins. Journal of Microbiological Methods, 9: 195-199. Landeka T. 1995. Odabir mikroorganizama za uklanjanje dušika iz otpadne vode grada Zagreba simultanim procesom nitrifikacije i denitrifikacije. Doktorska disertacija. Zagreb, Biotehnološki fakultet:125 str. LAR. NitritoxMonitor. Online Toxicity Analyser Using Nitrifiers. Operation Manual. 1999. Berlin, Lar: 121 str. Lazarova V., Bellachen D., Manem J.,Stahl D., Rittmann B.E.1999. Influence of operating conditions on population dynamics in nitrifying biofilms. Water Science Technology, 39, 7: 5-11. Lazarova V., Manem J. 1995. Biofilm characterization and activity analysis in water and wastewater treatment. Water Research, 29. 10: 2227 - 2245. Lazarova V., Pierzo V., Fontvieille D., Manem J. 1994. Integrated approach for biofilm characterization and biokulturs activity control. Water Science & Technology, 29,7:345-354. Lessel T.H. 1994. Upgrading and nitrification by submerged bio-film reactors-experiences from a large scale plant. Water Science & Technology, 29,10-11: 167-174. Levstek M. 2002. Modeliranje dinami�nega delovanja pilotne biološke �istilne naprave za odstranjevanje ogljikovih in dušikovih spojin. Magistrsko delo. Ljubljana, Univerza v Ljubljani, Fakulteta za kemijo in kemijsko tehnologijo: 157 str. Lewandowski Z., Beyenal H. 2002. Biofilm monitoring: a perfect solution in search for a problem. V: International Specialised Conference on Biofilm Monitoring, Proceedings, 17-21 March 2002. Porto, International Water Association, IWA: 34-37. Lewandowski Z., Stoodley P., Altobelli S. 1995. Experimental and conceptual studies on mass transport in biofilm. Water Science & Technology, 31. 1:153-163. Litlleton X.H., Daigger G.T., Strom P.F., Cowan R.M. 2002. Evaluation of autotrophic denitrification, heterotrophic nitrification and PAOs in full scale simultaneous biological nutrient removal systems. Water Science and Technology, 46,1-2: 305-312. Loodstreht M.C.M., Eikelboom D., Gjaltema A., MulderA., Tijhuis L., Heijnen J.J. 1995. Biofilm structures. Water Research, 32. 8: 35-43. Lowe R., Evans H. 1964. Preparation and some properties of a soluble nitrate reductase from Rhozobium japonicum, Biochimica et Biophysica Acta, 85: 377. http://www.worthington-biochem.com/manual/N/NAR.html (12.6.1999) Madoni P. 1994. A sludge biotic index (SBI) for the evaluation of the biotical performance of activated sludge plants based on the microfauna analysis. Water Research, 28, 1:67-75.


136

Madoni P., Davoli D., Guglielmi L. 1999. Response of SOUR and AUR to heavy metal contamination in activated sludge. Water Research, 33, 10: 2459-2464. Mahne I. 1996. Kroženje dušika: segmenti in posebnosti. V: Dušik – naravovarstvena paradigma: Zbornik predavanj, 28.-29. marec 1996. Ljubljana, Zavod za tehni�no izobraževanje: 19-27. Maurer M., Fux C., Siegrist H. 2003 Nitrifikation, denitrifikation und energie-effizienz des wirbelbettverfahrens in der kommunalen abwasserreinigung. KA Abwasser Abfall, 50 Jahrgang, 9, september 2003, G 10889: 1142-1151. Maurer M., Fux C., Graff M., Siegrist H. 2000. Moving bed biological treatment (MBBR) of municipal wastewater: Denitrification. V: 1st World Water Congress of the International Water Association, Paris 3-7 julij: 109-116. McKellar R.C. 1986. Determination of the extracellular and cell-associated hydrolase profiles of Pseudomonas fluorescense Sp. Using the Analytbab API ZYM System. Journal of Dairy Science, 69: 658-664. Meaney B.J., Strickland E.T. 1994. Operating experience with submerged filters for nitrification and denitrification. Water Science & Technology, 10-11: 119-125. Molin S. 1998. Growth, gene expression and gene transfer in microbial biofilms. V: V: First International Workshop on Biofilms in Aerobic Wastewater Treatment: An Interdisciplinary Approach, Garching, Wuerlz S., Wilderer P.A. (ed.). 9-10 November 1998: 36-37. Nacionalni program varstva okolja. 1998. Republika Slovenija. Ljubljana, Ministrstvo za okolje in prostor. http://www.gov.si/mop/publikacije/bilteni/b4_98.html (13.11.2000) Nielsen P.H., Wagner M., Lee N., Andreasen K., Nielsen J.L., Juretschko S. 1998. Use of microautoradioaugraphy and FISH study microbial ecology of activated sludge and biofilms. V: First International Workshop on Biofilms in Aerobic Wastewater Treatment: An Interdisciplinary Approach, Garching, 9.-10. November 1998: 24-25. Nitrat reductase. http:// www. Wortington- biochem. Com/ manual/N/NAR.html (24.10. 2000). Noguera D.R., Okabe S., Piciorenau C. 1999. Biofilm modelling: present status and future directions. Water Science & Technology 39.7:273-278. Ødegaard H., Rusten B. , Westrum T. 1994. A new moving bed biofilm reactor- applications and results. Water Science & Technology, 29. 10-11: 157. Ødegaard H., Rusten B. 1993. Norvegian experiences with nitrogen removal in a moving bed biofilm reactor. V: EWOCA-ISWA symposium, IFAT, Munchen,: 205 – 221. Odredba o obliki poro�ila o ob�asnih ali trajnih meritvah v okviru obratovalnega monitoringa odpadnih vod. Republika Slovenija, MOP. 1998. Uradni list Republike Slovenije, 8, 22: 1430-1430. Orhon D., Artan N. 1994. Modelling of activated sludge systems. Lancaster, A Technomic Publishing Company Book: 587 str. Paffoni C. 2000. Seine Centre, the new flexible Colombes sewage treatment plant- from theory to practice. V: 1st World Water Congress of the international Water Association, 3-7 julij. Paris, C.F.R.P.: 496-503. Paffoni C., Gousailles M., Rogalla F., Gilles P. 1990. Aerated biofilters for nitrification and effluent polishing. Water Science & Technology, 22, 7/8: 181-189.


137

Paffoni C.,Vedry B., Gousailles M. 1989. Tertiary nitrification study carried out specifically by S.I.A.A.P. V: Presentation at the IAWPRC conference on Technical Advances in Biofilm Reactors, Nice, IAWPRC: 4-6. Payraudeau M., Hetherington D., Pearce A.R., Bigot B., Wicquart F. 2000. Experience with an up-flow baf for tertiary treatment: for pilot trials to full scale implementation. V: 1st World Water Congress of the International Water Association, 3-7 julij 2000. Paris, C.F.R.P.: 483-487. Petersen B., Gernaey K., Vanrolleghem H in P. 2002. Evaluation of an ASM1 model calibration procedure on a municipal – industrial wastewater treatment plant. Journal of Hydroinformatics, 04.1: 15-37. Picioreanu C., van Loosdrecht M.C.M., Heijnen J.J. 1999. Discrete-differential modelling of biofilm structure. Water Science & Technology, 39, 7:115-122. Podgornik A. 1996. Matemati�no modeliranje bioprocesov. V: Biotehnologija. Osnovna znanja. Raspor P. (ur.). Ljubljana, Bia: 523-539. Poro�ilo o stanju komunalnih �istilnih naprav v SR Sloveniji v letu 1986. 1987. Poro�evalec skupš�ine SR Slovenije in skupš�ine SFR Jugoslavije za delegacije in delegate, 13, 14: 38-43. Prin�i� A. 2001. Obnašanje nitrifikacijskih združb pri selektivnih dejavnikih okolja. Doktorska disertacija. Ljubljana, Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta: 107 str. Reimann H., Fuchs U. 1984. The LINPOR process with fixed biokulturs on plastic foams- practical aspects and results. Reports on Science and Technology, 38: 17-20. Rosen B., Ullman A., Ragnarsson N. 1998. Upgrading for nitrogen removal, using a combination of SBR technique and unloading of existing biological stage. Water Science & Technology, 37, 9:17-24. Roš M. 2001. Biološko �iš�enje odpadne vode. Ljubljana, Gospodarski vestnik: 243 str. Rozich A.F. 1998. Biological industrial wastewater treatment. V: 1. delavnica Centralne �istilne naprave Domžale-Kamnik: Biološko �iš�enje industrijske odpadne vode, 16.-17. november. Domžale, Centralna �istilna naprava Domžale-Kamnik: 120 str. Rozich A.F., Gaudy A., F. 1992. Design and operation of activated sludge processes using respirometry. Chelsea, Lewis Publisher: 189 str. Rusten B. 1994. Aquateam Norvegian Water Technology Centre as Memorandum. Tonsberg, Aquateam Norvegian Water Technology Center: 1-7. Rusten B. 1997. Answer to your questions. Pisna komunikacija (osebni vir, februar 1997): 3 str. Rusten B., Eliassen H. 1993. Sequencing batch reactors for nutrient removal at small wastewater treatment plants. Water Science & Technology, 28, 10: 233-242. Rusten B., Hem L.J., Ødegaard H. 1995. Nitrogen removal from dilute wastewater in cold climate using moving-bed biofilm reactors. Water Environmental Research, 67, 1: 65-74. Rusten B., Hem L.J., Ødegaard H. 1995a. Nitrification of municipal wastewater in moving-bed biofilm reactors. Water Environmental Research, 67, 1: 75-86. Rusten B., Odegaard H., Kolkinn O. 1994. Moving bed biofilm ractors and chemical precipitation for high efficiency treatment of wastewater from small communities. V: Chicago, Water Environment Federation: 43-54. Rusten B., Ødegaard H., Lundar A. 1992. Treatment of dairy wastewater in a novel moving bed biofilm reactor. Water Science & Technology, 26, 3-4: 703-711.


138

Rusten B., Siljudalen G.J., Bungun S. 1995. Moving bed biofilm reactors for nitrogen removal: From initial pilot testing to start- up of the Lillenhammer WWTP. V: WEFTEC 95, 68th Annual Conference Q Exposition, 21-25.10. USA, Miami Beach: 13 str. Rusten B., Siljudalen J.G., Nordeidet B. 1994. Upgrading to nitrogen removal with the KMT moving bed biofilm process. Water Science & Technology, 29, 12: 185-195. Ryhiner G., Sorenson K., Birou B., Gros H. 1994. Biofilm reactors configuration for advanced nutrient removal. Water Science & Technology, 29,10-11: 111-117. Schmitz U., Berger C.R., Orth H. 2000. Protein analysis as a simple method for the quantitative assessment of sewage sludge disintegration. Water Research, 34, 14: 3682-3685. Scope Newsletter. 1999. N. 34. Institut for European Environmental Policy, CEEP, Bruxelles: 34 str. Sep�i� K., Anderluh G., Turk T., Ma�ek P. 1998. Biokemijski praktikum. Ljubljana, Resinovi� B. (ured.). Drugi natis, CIP – Narodna in univerzitetna knjižnica: 182 str. Shimadzu. Instruction manual: Total Organic Carbon/Total Nitrogen Analyser TOCN-4100. 2000. Kyoto. Shimadzu Corporation: 22 str. Siegrist H., Brunner I., Koch, G., Linh Con Phan, Van Chieu Le. 1999. Reduction of biokultures decay rate under anoxic and anaerobic conditions. Water Science & Technology, 39, 1:129-137. SIST EN 25663. Water quality – determination of Kjeldahl nitrogen – method after mineralisation with selenium (ISO 5663:1984). 1996: 4 str. SIST EN 26777. Water quality – determination of nitrite – Molecular absorption spectrometric method (ISO 6777:1984). 1996: 5 str. SIST ISO 10523. Water quality – Determination of pH. 1996: 10 str. SIST ISO 5664. Water quality – determination of ammonium – Distillation and titration method. 1996: 3 str. SIST ISO 5815. Water quality – Determination of biochemical oxygen demand after 5 days (BOD5) – Dilution and seeding method. 1996: 5 str. SIST ISO 6060. Water quality – Determination of the chemical oxygen demand. 1996: 4 str. SIST ISO 6878/1. Water quality – Determination of phosphorus – Part 1: Ammonium molybdate spectrometric method. 1996: 11 str. SIST ISO 7890/1. Water quality – Determination of nitrate – part 1: 2,6-Dimethylphenol spectrometric method. 1996: 5 str. Spanjers H. 1993. Respirometry in activated sludge. Thesis. Wageningen, Wageningen Agricultural University: 199 str. Spanjers H., Takach I. 1998. Direct parameter extraction from respirograms for wastewater and biomass characterisation. V: Proceedings IAWQ Conference on Application, Glasgow, avgust 24-26: 1011-1016. Spanjers H., Vanrolleghem P. A., Olsson G., Dold P.L. 1998. Respirometry in control of the activated sludge process: Principles. London, IAWQ Scientific and Technical Report (eds.), 7: 48 str. Spengel D.B., Dzombak D.A.. 1992. Biokinetic modeling and scale up considerations for rotating biological contactors. Water Environment Research, 64, 3: 223-235.


139

Stephenson T., Judd S. 2002. Process science and engineering for water and wastewater treatment. London, IWA Publishing: 283 str. Stražar M., Burica O., Levstek M., Toman J.M. 2000. Respirometrija aktivne biokulture. V: �iš�enje odpadnih voda – Zbornik predavanj, Škofja Loka, Zavod za tehni�no izobraževanje: 35- 44. Stražar M. 2003. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Doktorska disertacija, Ljubljana, Biotehniška fakulteta, Oddelek za biologijo: 126 str. Strous M. 2000. Anaerobic ammonium oxidation. Thesis. Delft, Technische Universitet: 18-19 str. Sukatsch D.A., Dziengel A. 1987. Biotechnology: A handbook of practical formulae. New York, Wiley: 159 str. Svenle I., Gabrielson B. 1998. Important when filling-up/starting-up/shutting down KMT-bioreactors-general. Lund, Purac (osebni vir, maj 1998). Štrancar A.., Barut M., Podgornik A., Koselj P., Josi� D., Buchacher A. 1998. Convective interactiom media: Polymer based supports for fast separation of biomolecules. LC-GC Magazine of separation science, 11(10): 660-670. Tabelari�ni pregled Komunalnih �istilnih naprav v RS Sloveniji. 1986. Ljubljana, Poro�evalec skupš�ine SR Slovenije za delegacije in delegate, XIII, 14: 39-42. Takacs I., Patry G.G., Nolasco D. 1991. A dynamic model of the clarification-thickening process. Water Research, 25, 10: 1263-1271. Temmink H., Klapwijk A., Korte K.F. 2000. Feasibility of the Biofix- Process for Treatment of Municipal Wastewater. V: 1.st World Water Congress of the international Water Association, Pariz, 3-7 julij, Pariz, IAWQ. Book 3: 193-200. Timofeeva S.S. 1987. Enzymatic indication of the quality of waste water treatment in aeration tanks. Khimiya i Tekhnologiya Vody, 9., 5: 445-448. Toman M.J. 1996. Biološko ozadnje tretje stopnje �iš�enja in pomen za vodne ekosisteme. �iš�enje odpadnih voda - Zbornik predavanj, Ljubljana, Zavod za tehni�no izobraževanje: 93-101. Tryland I., Fiksdal L. 1998. Rapid enzymatic detection of heterotrophic activity of environmental bacteria. Water Science & Technology, 38,12: 95-101. Uradni list Republike Slovenije. 1993. Zakon o varstvu okolja. Ur. L. RS št. 32/1993. Uradni list Republike Slovenije. 1996. Uredba o emisiji snovi pri odvajanju odpadnih vod iz komunalnih �istilnih naprav. Ur. L. RS št. 35/1996: 2967-2969. Van Loosdrecht M.C.M., Henze M. 1999. Maintenance, endogeneous respiration, lysis, decay and predation. Water Science & Technology, 39, 12:107-117. Vanrolleghem P.A., Spanjers H., Petersen B., Ginestet P., Takach I. 1999. Estimating combinations of activated sludge model No. 1 parameters and components by respirometry. Water Science & Technology, 39.,1: 195 – 214. Vodopivec N. 1998. Bilanca hranil, proizvodnje in stabilizacije blata pri razli�nih postopkih biološkega �iš�enja odpadnih voda. Magistrsko delo, Univerza v Ljubljani. Ljubljana, Fakulteta za gradbeništvo in geodezijo: 125 str. Vre�ko D., Hvala N. 2000. Simulacija pilotnih �istilnih naprav klasi�ne in MBBR tehnologije v C�ND. Zaklju�no poro�ilo. Ljubljana, Inštitut Jožef Štefan: 51 str.


140

Vrtovšek J. 1996. Biološko �iš�enje odpadnih vod s kombinacijo razpršene in imobilizirane biokulture. Doktorska disertacija. Ljubljana, Univerza v Ljubljani. Ljubljana, Fakulteta za kemijo in kemijsko tehnologijo: 87 str. Wanner O., Reichert P. 1996. Mathematical modeling of mixed-culture biofilms. Biotechnology and Bioenergineering, 49: 172-184. Watanabe Y., Okabe S., Hirata K., Masuda S. 1995. Simultaneous removal of organic materials and nitrogen by mikro-aerobic biofilms. Water Science & Technology. 31,1:195-203. WHO/UNEP. 1999. Regional training course for trainers of Municipal Wastewater treatment Plant managers. Sophia Antipolis, Office International de l'Eau, 21-24 April, 1999. 283 str. Wimpenny J. 1998. Discrete modelling and microbial communities. V: First International Workshop on Biofilms in Aerobic Wastewater Treatment: An Interdisciplinary Approach, Garching, 9-10 November 1998. Garching, Wuerlz S., Wilderer P.A. (ed.).: 14-15. WTW User's instructions. Ammonium Analyser A 101. 1992. Weilheim, WTW: 115 str. Yuan Z., Keller J., Lant P. 2001. Optimisation and control of nitrogen removal activated sludge processes: A Review of Recent Developments. V: IWA –ICA Preliminary draft of SRT part 2.:1-42. Zec M. 1999. Vrednotenje in uporaba matemati�nih modelov biološkega �iš�enja odpadnih voda. Doktorska disertacija, Ljubljana, Univerza v Ljubljani. Ljubljana, Fakulteta za elektrotehniko: 201 str. Zec M., Hvala N., Burica O., Stražar M., Strm�nik S. 1998. Improving nutrient removal by a wastewater treatment plant simulation model. V: Conference on Application of models in water management: Aquatech '98, 24-25. september 1998. Amsterdam, IAWQ: 442-444. Zhang T.C., Bishop P.L. 1994. Density, porosity, and pore structure of biofilms. Water Research, 28, 11: 2267-2277. Zhang X., Bishop, P.L. Kinkle, B.K. 1999. Comparison of extraction methods for quantifying extracellular polymers in biofilms. Water Science & Technology, 39, 7:211-218. Zumft G. W. 1997. Cell biology and molecular basis of denitrification. Microbiology and Molecular Biology Reviews, 61.,4: 533-616.


ZAHVALA

Bili so dnevi, ko mi je ob pridobljenih rezultatih analiz navdušenje raslo in bili so dnevi, ko bi najraje vse pospravila v en kot in za�ela znova. Bili so tudi dnevi, ko nisem vedela kako naprej in v teh primerih iskala pomo� pri mnogih imenih iz literature, katerih obrazi so mi znani in še ve� je bilo tistih nepoznanih pa vendar, vedeli so tako mnogo ve� od mene... Zbrala sem korajžo in za�ela sestavljati zgodbo iz mnogih, mnogih detajlov, na stotine fizikalnih in kemijskih meritev, analiz encimske aktivnosti biokulture, ki se je odzivala kot nepredvidljiva skrivnostna ženska in mnogokrat ponovljenih elektroforetskih lo�b. Ko smo z mojimi sodelavci zbrali najboljše meritve in izra�une, vse potrjeno še s simulacijami z matemati�nim modelom, se mi je zdel prvi izdelek najboljši in naravnost �udovit, dokler ga ni dobil v roke mentor. Pa kaj bi brez mojega mentorja profesorja dr. Rasporja in njegovega strokovnega vodenja? Njemu gre moja najve�ja zahvala, da je imel potrpljenje in znova in znova prebiral, spreminjal in spremenil marsikatero misel, preverjal grafe, neumorno v pozne ure vrtal, spraševal in zahteval odgovore, zakaj je nekaj tako napisano in �istil osnutek vsega nepotrebnega. Meni se je kar srce paralo, ko so šli tako lepi grafi in slike v franže, pa kaj �eš mentor je zakon. Ob tej priliki zahvala tudi njegovi družini, ker je mnoge ure porabil za piljenje tega dela namesto, da bi užival z njimi. Najlepša hvala tudi profesor dr. Zelenikovi, ki si je vzela �as in prebrala vsa naša razmišljanja in predvsem opozorila na vrsto napak in mi dala vzpodbudo za delo s proteini, ki so poleg tehnologije še vedno moja ljubezen. Najlepša hvala tudi profesor dr. Pavku, ki je preveril naša inženirska razmišljanja, dodal in dopolnil marsikatero trditev in obogatil to delo. Simulacije z matemati�nim modelom so me pripeljale do uspešne skupine profesor dr. Strm�nika na Inštitutu Jožef Stefan. Zahvaljujem se dr. Hvala Nadji in dr.Vre�ku Darku, ki sta s svojim znanjem o uporabljenem matemati�nem modelu razjasnila mnogo neznank, izvedla mnogo simulacij in potrdila naša eksperimente. Zahvala velja tudi profesor dr. Jezerniku Kristjanu, iz Instituta za biologijo �loveka Medicinske fakultete, ki mi je omogo�il vpogled na biokulturo pri ve� 000 x nih pove�avah. Iskrena hvala tudi vsem mojim sodelavcem, predvsem dr. Stražarjevi, mag. Levstekovi, Cvetki Dimec, da so zdržali pritiske, sodelovali pri eksperimentih in pri urejanju rezultatov in trpeli z mano, se veselili rezultatov in dejstva, da nam slabi rezultati niso vzeli mo�i za naprej. Iskrena hvala tudi strokovnemu teamu, ki je sodeloval pri pregledih, predvsem gospe Ho�evar iz knjižnice, ki je s svojim sokolskim o�esom našla nešteto napak, �eprav sem bila skoraj prepri�ana, da ve� nobene ni, gospe Vlasti Medveš�ek, ki je skrbela za vse nas za termine in gospe Milek, ki je poskrbela za vse dodatne zahteve glede protokola. Iskrena hvala vsem mojim, ki so me bodrili, prenašali navzo�nost neštetih knjig in strokovne literature povsod v domu, jedli tudi kdaj kaj zažganega, ker sem pozabila nanje. Moja zahvala pa velja tudi družbi Centralna �istilna naprava Domžale – Kamnik, katere lastniki so v planih finan�no podprli obširne raziskave v aplikacijskem pomenu in vsem zaposlenim omogo�ili velik strokovni razvoj.


PRILOGE

Priloga A1: Prikaz rezultatov delovanja laboratorijske pilotne naprave v 1. vzor�evalnem obdobju (HRT 15 ur).

Enota Dotok Iztok PARAMETER N-Kjel mg/l 63±5,6 2,9±0,9 N-NH4 mg/l 14,2±0,8 0,3±0,2 N-org (izra�unano) mg/l 48,8 2,6 N-NO3

- mg/l 7,9±0,6 8,6±0,8 N-tot (izra�unano) mg/l 70,9 9,7 KPK mg/l 657±47 29,4±9,5 BPK5 mg/l 541±36 4,6 U�INEK �IŠ�ENJA N-Kjel % 95,4 N-tot % 82,4 KPK % 95,5 BPK5 % 99,1 VOLUMSKA BREMENITEV N-Kjel g/(m3*dan) 70,6 N-Kjel za nitrifikacijo g/(m3

oxi*dan) 99,6 N-NO3

- za denitrifikacijo g/(m3anoxi*dan) 210

KPK g/(m3*dan) 1051 BPK5 g/(m3*dan) 866 STOPNJA AMONIFIKACIJE, NITRIFIKACIJE IN DENITRIFIKACIJE Amonifikacije % 94,7 Nitrifikacija % 99,3 Denitrifikacija % 80,3 Denitrifikacija teoreti�no % 80,0 VOLUMSKE HITROSTI Amonifikacije g/(m3*dan) 73,9 Nitrifikacije g/(m3

oxi*dan) 98,9 Denitrifikacije g/(m3

anoxi*dan) 168



Enota Dotok Iztok PARAMETER N-Kjel mg/l 70,4±8,0 4,7±2,0 N-NH4 mg/l 21,1±4,1 0,4±0,4 N-org (izra�unano) mg/l 49,3 4,3 N-NO3

- mg/l 8,5 11,7+4,9 N-tot (izra�unano) mg/l 78,9 16,4 KPK mg/l 709±41 44,3+12,7 BPK5 mg/l 611±39 15,8+6,4 U�INEK �IŠ�ENJA N-Kjel % 93,3 N-tot % 79,2 KPK % 93,8 BPK5 % 97,4 VOLUMSKA BREMENITEV N-Kjel g/(m3*dan) 118 N-Kjel za nitrifikacijo g/(m3

oxi*dan) 162

N-NO3- za denitrifikacijo g/(m3

anoxi*dan) 382 KPK g/(m3*dan) 1702 BPK5 g/(m3*dan) 1466 STOPNJA AMONIFIKACIJE, NITRIFIKACIJE IN DENITRIFIKACIJE Amonifikacije % 91,3 Nitrifikacija % 99,1 Denitrifikacija % 78,0 Denitrifikacija teoreti�no % 80,0 VOLUMSKE HITROSTI Amonifikacije g/(m3*dan) 108 Nitrifikacije g/(m3

oxi*dan) 161 Denitrifikacije g/(m3

anoxi*dan) 298



Enota DOTOK IZTOK PARAMETER N-Kjel mg/l 66,4±4,3 4,6±2,4 N-NH4 mg/l 50,2±3,9 2,6±2,4

N-org (izra�unano) mg/l 16,2 2,0 N-NO3

- mg/l 3,4±0,8 14,9±5,2 N-tot (izra�unano) mg/l 69,8 19,5 KPK mg/l 405±47,1 33,2±13,2 BPK5 mg/l 288±15 25,5±12,2 U�INEK �IŠ�ENJA N-Kjel % 93,1 N-tot % 72,1 KPK % 91,8 BPK5 % 91,1 VOLUMSKA BREMENITEV N-Kjel g/(m3*dan) 223 N-Kjel za nitrifikacijo g/(m3

oxi*dan) 320 N-NO3 za denitrifikacijo g/(m3

anoxi*dan) 652 KPK g/(m3*dan) 1944 BPK5 g/(m3*dan) 1382 STOPNJA AMONIFIKACIJE, NITRIFIKACIJE IN DENITRIFIKACIJE Amonifikacije % 87,7 Nitrifikacija % 94,2 Denitrifikacija % 67,1 Denitrifikacija teoreti�no % 80,0 VOLUMSKE HITROSTI Amonifikacije g/(m3*dan) 68,2 Nitrifikacije g/(m3

oxi*dan) 302 Denitrifikacije g/(m3

anoxi*dan) 437


Priloga A4: Povpre�ne vrednosti s standardnim odmikom merjenih in izra�unanih parametrov industrijske pilotne naprave v 1. vzor�evalnem obdobju pri zadrževalnem �asu 12 ur in temperaturi 10,3oC. Enota DOTOK IZTOK PARAMETER N-Kjel mg/l 53,2 ± 8,6 12,8 ± 4,9 N-NH4

+ mg/l 27,2 ± 4,3 2,9 ± 3,6 N-org (izra�unano) mg/l 26 9,9 N-NO3 mg/l < 0,1 8,2 ± 1,4 N-tot (izra�unano) mg/l 53,2 ± 8,6 21,1 ± 4,7 KPK mg/l 434 ± 100 50,7 ± 5,8 BPK5 mg/l 276 ± 27 11,1 ± 4,7 KONCENTRACIJA N-NH4

+ NA IZTOKU NAD 10 mg/l Št. Vzorcev / 2 od 27 % �asa % 7,4 U�INKI �IŠ�ENJA N-Kjel % 75,9 N-tot % 60,6 KPK % 88,3 BPK5 % 96,0 VOLUMSKA BREMENITEV po N-Kjel g/(m3*dan) 75,7 N-Kjel za nitrifikacijo g/(m3

oxi*dan) 93,7 N-NO3

- za denitrifikacijo g/(m3anoxi*dan) 123

KPK g/(m3*dan) 883 BPK5 g/(m3*dan) 561 STOPNJA AMONIFIKACIJE, NITRIFIKACIJE IN DENITRIFIKACIJE Amonifikacije % 61,9 Nitrifikacija % 89,4 Denitrifikacija % 66,6 Denitrifikacija teoreti�no % 66,7 VOLUMSKE HITROSTI Amonifikacije g/(m3*dan) 32,7 Nitrifikacije g/(m3*dan) 83,8 Denitrifikacije g/(m3

anoxi*dan) 82,0


Priloga A5: Povpre�ne vrednosti s standardnim odmikom merjenih in izra�unanih parametrov industrijske pilotne naprave v 2. vzor�evalnem obdobju pri zadrževalnem �asu 6 ur in temperaturi 17,4oC. Enota DOTOK IZTOK

PARAMETER N-Kjel mg/l 50,7 ± 19,1 9,6 ± 3,9 N-NH4

+ mg/l 23,8 ± 7,2 2,4 ± 2,1 N-org (izra�unano) mg/l 26,9 7,2 N-NO3 mg/l < 0,1 8,5 ± 2,5 N-tot (izra�unano) mg/l 50,7 ± 19,1 15,4 ± 5,1 KPK mg/l 559 ± 251 66,0 ± 16,0 BPK5 mg/l 307 ± 94 20,5 ± 8,8 KONCENTRACIJA N-NH4

+ NA IZTOKU NAD 10 mg/l Št. Vzorcev / 0 od 61 % �asa % 0 U�INKI �IŠ�ENJA N-Kjel % 81,1 N-tot % 64,4 KPK % 88,2 BPK5 % 93,3 VOLUMSKA BREMENITEV po N-Kjel g/(m3*dan) 142 N-Kjel za nitrifikacijo g/(m3


anoxi*dan) 256 KPK g/(m3*dan) 2241 BPK5 g/(m3*dan) 1231 STOPNJA AMONIFIKACIJE, NITRIFIKACIJE IN DENITRIFIKACIJE Amonifikacije % 73,2 Nitrifikacija % 91,5 Denitrifikacija % 67,3 Denitrifikacija teoreti�no % 66,7 VOLUMSKE HITROSTI Amonifikacije g/(m3*dan) 79,0 Nitrifikacije g/(m3*dan) 175 Denitrifikacije g/(m3

anoxi*dan) 172



+ mg/l 20,7 ± 5,4 0,6 ± 0,7 N-org (izra�unano) mg/l 15,6 4,7 N-NO3 mg/l < 0,1 8,5 ± 4,0 N-tot (izra�unano) mg/l 36,3 ± 9,4 13,5 ± 3,9 KPK mg/l 379 ± 105 55,2 ± 11,5 BPK5 mg/l 270 ± 16,3 17,6 ± 4,4 KONCENTRACIJA N-NH4

+ NA IZTOKU NAD 10 mg/l Št. Vzorcev / 0 od 29 % �asa % 0 U�INKI �IŠ�ENJA N-Kjel % 85,4 N-tot % 62,1 KPK % 85,4 BPK5 % 93,5 VOLUMSKA BREMENITEV po N-Kjel g/(m3*dan) 78,3 N-Kjel za nitrifikacijo g/(m3

oxi*dan) 107,5 N-NO3 za denitrifikacijo g/(m3

anoxi*dan) 153 KPK g/(m3*dan) 1167 BPK5 g/(m3*dan) 832 STOPNJA AMONIFIKACIJE, NITRIFIKACIJE IN DENITRIFIKACIJE Amonifikacije % 69,9 Nitrifikacija % 97,1 Denitrifikacija % 57,9 Denitrifikacija teoreti�no % 76,0 VOLUMSKE HITROSTI Amonifikacije g/(m3*dan) 33,6 Nitrifikacije g/(m3*dan) 104,4 Denitrifikacije g/(m3

anoxi*dan) 89,0



+ mg/l 21,7 ± 6,1 1,8 ± 2,4 N-org (izra�unano) mg/l 20,6 6,2 N-NO3 mg/l < 0,1 6,6 ± 3,7 N-tot (izra�unano) mg/l 42,3 ± 10,9 14,6 ± 4,3 KPK mg/l 473 ± 153 65,0 ± 15,9 BPK5 mg/l 268 ± 119 17,5 ± 10,8 KONCENTRACIJA N-NH4

+ NA IZTOKU NAD 10 mg/l Št. Vzorcev / 1 od 55 % �asa % 1,8 U�INKI �IŠ�ENJA N-Kjel % 81,1 N-tot % 65,5 KPK % 86,3 BPK5 % 93,5 VOLUMSKA BREMENITEV po N-Kjel g/(m3*dan) 89,5 N-Kjel za nitrifikacijo g/(m3


anoxi*dan) 161 KPK g/(m3*dan) 1429 BPK5 g/(m3*dan) 810 STOPNJA AMONIFIKACIJE, NITRIFIKACIJE IN DENITRIFIKACIJE Amonifikacije % 69,9 Nitrifikacija % 92,3 Denitrifikacija % 69,6 Denitrifikacija teoreti�no % 76,0 VOLUMSKE HITROSTI Amonifikacije g/(m3*dan) 43,5 Nitrifikacije g/(m3*dan) 110 Denitrifikacije g/(m3

anoxi*dan) 112


Priloga A8: Potek nitrifikacije v diskontinuirnem poskusu na biokulturi iz laboratorijske in industrijske pilotne napreve.

Laboratorijska pilotna naprava Industrijska pilotna naprava �as N-NH4

+ N-NH4+

h mg/l mg/l 0 60,5 30,2 1 46,5 25,1 2 35,1 19,6 3 21,8 11,1 4 6,1 6,5

padec AUR = 13,4 mg/(l*h) = 321 g/(m3*dan)

AUR=6,14 mg/(l*h) =149 g/(m3*dan)

Priloga A9: Potek denitrifikacije v diskontinuirnem poskusu na biokulturi iz laboratorijske in industrijske pilotne napreve.

Laboratorijska pilotna naprava Industrijska pilotna naprava �as N-NO3 KPK N-NO3 KPK min mg/l mg/l mg/l mg/l

0 99,7 669 65,8 599 15 75,1 539 46,2 548 30 61,2 457 26,8 483 45 30,5 356 8,48 428 60 23,9 272 1,40 400

120 < 0,1 padec NUR=

78 mg/(l*h) 1872 mg/(l*dan)

CUR= 390 mg/(l*h)

NUR= 36mg/(l*h)

864 mg/(l*dan)

CUR= 102 mg/(l*h)

Priloga A10: Analiza dolo�itve rasti avtotrofne biokulture na biokulturi aerobnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave.

dan N-NO3 (mg/l) ln N-NO3 0 8,86 2,18 1 13,8 2,62 2 22,9 3,13 3 31,0 3,43 4 39,0 3,66


Priloga A11: Respirometri�na dolo�itev odmiranje heterotrofnih bakterij.

poraba O2 poraba O2 poraba O2 OUR ln (OUR) �as plinska faza plinska faza teko�a faza teko�a faza ure % mg/l mg/l mgO2/l.h 0 2,325 30,451 8,932 1,489 0,398 6 2,320 30,385 8,913 1,486 0,396

12 2,223 29,115 8,540 1,423 0,353 18 2,182 28,578 8,383 1,397 0,334 24 2,135 27,962 8,202 1,367 0,313 30 2,091 27,392 8,035 1,339 0,292 36 2,008 26,305 7,716 1,286 0,252 42 1,974 25,853 7,584 1,264 0,234 48 1,891 24,772 7,266 1,211 0,192 54 1,796 23,528 6,901 1,150 0,140 60 1,691 22,152 6,498 1,083 0,080 66 1,649 21,595 6,335 1,056 0,054 72 1,561 20,449 5,998 1,000 0,000 78 1,487 19,473 5,712 0,952 -0,049 84 1,403 18,373 5,389 0,898 -0,107 90 1,360 17,809 5,224 0,871 -0,138 96 1,286 16,847 4,942 0,824 -0,194

102 1,221 15,989 4,690 0,782 -0,246 108 1,156 15,144 4,442 0,740 -0,301 114 1,132 14,829 4,350 0,725 -0,322 120 1,077 14,102 4,137 0,689 -0,372 126 1,048 13,729 4,027 0,671 -0,399 132 1,008 13,198 3,871 0,645 -0,438 138 0,997 13,067 3,833 0,639 -0,448

Priloga A12: Spreminjanje pH med procesom denitrifikacije pri razli�nem dodatku cianidnega iona v diskontinuirnem poskusu.

pH (/) Dodatek CN- (mg/l)

�as poskusa (h) 0 0,5 1 2,5 5 7,5 10

0 7,73 7,57 7,34 7,75 7,63 7,72 7,88

0,5 8,26 7,95 7,68 7,85 7,69 7,68 7,79

1 8,6 8,17 8,01 7,89 7,79 7,75 7,81

1,5 8,77 8,29 8,08 7,94 7,75 7,74 7,81

2 8,85 8,42 8,29 8,01 7,84 7,75 7,88

∆∆∆∆ pH (/) konec-za�etek 1,12 0,85 0,95 0,26 0,21 0,03 0,0


Priloga A13: Analiza KPK med procesom denitrifikacije pri razli�nem dodatku cianidnega iona v diskontinuirnem poskusu.

KPK (mg/l) Dodatek CN- (mg/l)

�as poskusa (h) 0 0,5 1 2,5 5 7,5 10

0 599 501 558 560 522 507 552

0,5 548 443 542 536 509 510 568

1 483 431 522 522 516 514 568

1,5 428 406 509 530 509 520 562

2 400 376 509 518 522 522 574

CUR mg/(l*h) KPK

- 104

- 57,4

- 26,2

- 18

0

+ 8 (raste)

+ 7,6 (raste)

% inhibicije 0 44,8 74,8 83 100 100 100

Priloga A14: Analiza N-NO3

- med procesom denitrifikacije pri razli�nem dodatku cianidnega iona v diskontinuirnem poskusu.

N-NO3- (mg/l) Dodatek CN- (mg/l)

�as poskusa (h) 0 0,5 1 2,5 5 7,5 10

0 65,8 61,6 62,8 63,8 63,6 62,8 62,4

0,5 46,2 42,8 52,8 57,8 56,8 58,2 60

1 26,8 29,6 43,8 51,8 54,2 55,6 59,8

1,5 8,48 17,7 38 50,6 51,2 54,4 58,2

2 pod mejo (1,4)

8,18 29,4 46,4 49 53,2 57,2

NUR (mg/(l*h) N-NO3

-) 38,2 26,3 16,3 8,4 7,0 4,6 2,4

% inhibicije 0 31,1 57,3 78,0 81,7 88,0 93,7

Priloga A15: Aktivnosti encima nitrat reduktaze v diskontinuirnem poskusu. Dodatek CN- mg/l 0 0,5 1 2,5 5 7,5 10 NR EE/mgP 32,5 31,5 19,3 16,7 13,1 7,6

inhibicija % 0 3,1 40,6 48,6 59,7 76,6


Priloga A16: Gibanje koncentracije nitratnega dušika, raztopljenega kisika in aktivnosti nitrat reduktaze v prvem mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave tekom 9 zaporednih dni vzor�enja. datum dan zap. dan NO3-N O2 NR vzor�enja mg/l mg/l EE/gP 20.2.2002 sreda 1 8,51 2,5 35,5 21.2.2002 �etrtek 2 1,71 3,3 32,0 22.2.2002 petek 3 3,98 17,5 23.2.2002 sobota 4 1,21 2,8 21,1 24.2.2002 nedelja 5 1,39 21,5 25.2.2002 ponedeljek 6 1,36 1,2 18,0 26.2.2002 torek 7 0,47 0,6 12,7 27.2.2002 sreda 8 0,63 10,6 28.2.2002 �etrtek 9 0,34 14,7

Priloga A17: Gibanje koncentracije nitratnega dušika, raztopljenega kisika in aktivnosti nitrat reduktaze v drugem mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave tekom 9 zaporednih dni vzor�enja. datum dan zap. dan NO3-N O2 NR vzor�enja mg/l mg/l EE/gP 20.2.2002 sreda 1 0,3 21.2.2002 �etrtek 2 1,34 0,5 12,7 22.2.2002 petek 3 2,13 10,6 23.2.2002 sobota 4 24.2.2002 nedelja 5 0,42 11,1 25.2.2002 ponedeljek 6 0,22 0,2 11,4 26.2.2002 torek 7 0,17 0,2 6,6 27.2.2002 sreda 8 0,08 7,3 28.2.2002 �etrtek 9 0,20 5,6

Priloga A18: Gibanje koncentracije nitratnega dušika, raztopljenega kisika in aktivnosti nitrat reduktaze v prvem aerobnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave tekom 8 zaporednih dni vzor�enja. datum dan zap. dan NO3-N O2 NR vzor�enja mg/l mg/l EE/gP 14.5.2002 torek 1 9,9 4,7 0 15.5.2002 sreda 2 6,1 4,9 0 16.5.2002 �etrtek 3 6,5 4,3 0 17.5.2002 petek 4 5,3 3,62 0 18.5.2002 sobota 5 21,8 7,22 19.5.2002 nedelja 6 11,4 9,12 0 20.5.2002 ponedeljek 7 18,8 9,98 0 21.5.2002 torek 8 5,3 8,9 0


Priloga A19: Gibanje koncentracije nitratnega dušika, raztopljenega kisika in aktivnosti nitrat reduktaze v prvem mikroaerofilnem bioreaktorju industrijske pilotne naprave tekom 8 zaporednih dni vzor�enja datum dan zap. dan NO3-N O2 NR vzor�enja mg/l mg/l EE/gP

14.5.2002 torek 1 0,23 0,5 25,6 15.5.2002 sreda 2 0,27 0,7 34,5 16.5.2002 �etrtek 3 0,56 0,57 25,4 17.5.2002 petek 4 0,42 0,31 34,8 18.5.2002 sobota 5 0,30 0,13 25,3 19.5.2002 nedelja 6 7,1 0,58 20.5.2002 ponedeljek 7 6,9 1,35 39,3 21.5.2002 torek 8 0,4 0,64 15,3


Priloga A20: Analiza proteinov na vzorcu iz aerobnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1).

Število vrha/protein MM v Da Višina OD Mobilnost v cm

Površina v cm*OD

% od konc. Frakcij

STANDARD (LC 5677) 1 miozin 200000 0,3 0,62 0 2,44 2 betagalaktozidaza 116300 0,36 0,88 0 1,64 3 fosforilaza b 97400 36 0,95 0 1,53 4 goveji serum albumin 66300 0,44 1,09 0,01 3,11

5 glutamat dehidrogenaza 55400 0,47 1,19 0,01 3,95 6 laktat dehidrogenaza 36500 0,57 1,55 0,01 7,12 7 anhidraza ogljikove kisline 31000 0,55 1,64 0,01 5,46 8 tripsin inhibitor 21400 0,57 1,94 0,03 14,08 9 lizocim 14400 0,46 2,22 0,02 10,19 10 aprotinin 6000 0,52 2,69 0,03 15,14 11 inzulin 3000 0,68 2,99 0,07 35,34

Proteini biofilma aerobnega bioreaktorja 1 band 1 98032,73 0,27 0 0 5,12 2 band 2 83364,53 0,29 1,06 0 14,93

3 band 3 69145,24 0,31 1,17 0 9,94

4 band 4 60283,95 0,3 1,25 0 2,07 5 band 5 54561,32 0,3 1,31 0 2,64 6 band 6 39455,3 0,27 1,51 0 7,99 7 band 7 27143,59 0,26 1,73 0 18,05 8 band 8 20124,12 0,24 1,91 0 25,01 9 band 9 12375,07 0,19 2,21 0 3,47 10 band 10 8303,87 0,18 2,45 0 5,49 11 band 11 3101,18 0,14 3,04 0 5,29

Proteini biofilma aerobnega bioreaktorja +NADH-deh. 1 band 1 146095,99 0,25 0,72 0 3,17 2 band 2 111049,63 0,47 0,89 0,01 24,93 3 band 3 94433,77 0,36 0,98 0 0,9 4 band 4 80304,06 0,36 1,08 0 1,7 5 band 5 64161,53 0,62 1,22 0,01 31,69 6 band 6 53885,3 0,44 1,32 0 3,98 7 band 7 35267,44 0,4 1,58 0,01 27,32 8 band 8 25503,18 0,28 1,77 0 2,06 9 band 9 20376,59 0,28 1,91 0 3,15 10 band 10 16691,6 0,26 2,03 0 0,3 11 band 11 4679,6 0,16 2,79 0 0,8

NADH-deh. 1 band 1 140732,53 0,24 0,74 0 5,61 2 band 2 105647,37 0,44 0,92 0,01 34,61


Nadaljevanje priloge A20: Analiza proteinov na vzorcu iz aerobnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1)

Število vrha/protein MM v Da Višina OD Mobilnost v cm

Površina v cm*OD

% od konc. Frakcij

3 band 3 61806,04 0,54 1,24 0,02 51,89 4 band 4 36157,89 0,24 1,56 0 7,88 5 band 5 1979,71 0,12 3,31 0 0,01

Proteini biofilma aerobnega bioreaktorja +NR 1 band 1 118192,55 0,34 0,85 0 2,8 2 band 2 85469,37 0,46 1,04 0,01 26,23 3 band 3 61040,25 0,45 1,25 0,01 32,4 4 band 4 44140,44 0,38 1,44 0 4,03 5 band 5 29618,94 0,37 1,68 0 14,96 6 band 6 20124,12 0,27 1,91 0 18,13 7 band 7 7705,36 0,17 2,49 0 1,45

NR 1 band 1 124236,3 0,32 0,82 0 3,32 2 band 2 112442,81 0,35 0,88 0 5,78 3 band 3 98032,73 0,34 0,96 0 0,95 4 band 4 81311052 0,44 1,07 0,01 32,38 5 band 5 64161,53 0,4 1,22 0 6,75 6 band 6 58799,35 0,39 1,27 0 2,21 7 band 7 54561,32 0,37 1,31 0 1,1 8 band 8 42519,97 0,3 1,46 0 12,2 9 band 9 28889,52 0,33 1,7 0,01 33,01 10 band 10 19385,33 0,18 1,94 0 2,29


Priloga A21: Analiza proteinov na vzorcu iz mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1).

Število vrha/protein standard

MM v Da Višina OD Mobilnost v cm

Površina v cm*OD

% od konc.

Frakcij STANDARD ( LC 5677) 1 inzulin 3000 0,7 3,59 0,08 30,95 2 aprotinin 6000 0,62 3,27 0,04 14,82 3 lizocim 14400 0,55 2,74 0,03 10,62 4 tripsin inhibitor 21400 0,66 2,42 0,01 14,43 5 anhidraza ogljikove kisline 31000 0,61 2,08 0,02 5,93 6 laktat dehidrogenaza 36500 0,64 1,97 0,02 8,58 7 glutamat dehidrogenaza 55400 0,52 1,57 0,01 3,8 8 goveji serum albumin 66300 0,48 1,46 0,01 3,32 9 fosforilaza b 97400 0,4 1,34 0 1,36 10 betagalaktozidaza 116300 0,37 1,26 0 0,74 11 miosin 200000 0,33 1,01 0,01 5,45 Proteini biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja 1 band 1 103860,51 0,37 0,45 0 4,99 2 band 2 87211,67 0,39 0,56 0 13,75 3 band 3 73231,65 0,41 0,66 0 7,62 4 band 4 63838,41 0,41 0,74 0 3,22 5 band 5 57056,45 0,4 0,81 0 2,12 6 band 6 28366,22 0,35 1,23 0 10,7 7 band 7 20763,9 0,33 1,42 0 38,64 8 band 8 12293,67 0,27 1,73 0 3,14 9 band 9 8560,71 0,27 1,95 0 9,39 10 band 10 4761,94 0,24 2,3 0 2,32 11 band 11 3315,99 0,23 2,52 0 4,12

Proteini biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja +NADH-deh. 1 band 1 164808,43 0,34 0,17 0 5,8 2 band 2 123687,63 0,63 0,35 0,01 30,47 3 band 3 105164,74 0,48 0,44 0 1,51 4 band 4 89415,75 0,48 0,54 0 1,68 5 band 5 71426,5 0,83 0,68 0,02 42,25 6 band 6 59976,84 0,6 0,78 0 4,74 7 band 7 42289,44 0,53 0,99 0 1,19 8 band 8 39238,62 0,55 1,04 0 0,79 9 band 9 37328,01 0,54 1,07 0 1,39 10 band 10 28366,22 0,4 1,23 0 3,39 11 band 11 22378,3 0,4 1,37 0 4,4 12 band 12 18327,86 0,37 1,49 0 2,39


Nadaljevanje priloge A21: Analiza proteinov na vzorcu iz mikroaerofilnega bioreaktorja industrijske pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1).



Površina v cm*OD

% od konc.

Frakcij NADH-deh. 1 band 1 166878,02 0,33 0,17 0 4,82 2 band 2 125240,84 0,6 0,34 0,02 29,53 3 band 3 73231,65 0,77 0,66 0,03 53,6 4 band 4 42289,44 0,35 0,99 0,01 12,05

Proteini biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja+NR 1 band 1 147299,79 0,48 0,24 0 3,39 2 band 2 105164,74 0,64 0,44 0,01 26,52 3 band 3 76025,26 0,63 0,64 0,01 31,83 4 band 4 54959,86 0,55 0,83 0 12,72 5 band 5 37328,01 0,53 1,07 0 12,21 6 band 6 25038,28 0,38 1,31 0 10,96 7 band 7 9698,56 0,26 1,88 0 2,37

NR 1 band 1 164808,43 0,46 0,17 0 1,58 2 band 2 149149,5 0,51 0,23 0 5,05 3 band 3 130018,48 0,48 0,32 0 1,25 4 band 4 107822,54 0,63 0,43 0,01 22,83 5 band 5 85061,93 0,57 0,57 0 3,09 6 band 6 77946,62 0,56 0,62 0 1,57 7 band 7 72323,44 0,52 0,67 0 1,67 8 band 8 56348,85 0,43 0,82 0,01 16,32 9 band 9 37796,76 0,5 1,06 0,02 42,96 10 band 10 25993,43 0,28 1,28 0 1,76 11 band 11 7099,28 0,18 2,06 0 1,92


Priloga A22: Analiza proteinov na vzorcu iz aerobnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1).



Površina v cm*OD

% od konc.

Frakcij Proteini biofilma aerobnega bioreaktorja 1 band 10 8103,72 0,3 2,24 0,01 29,17 2 band 9 13631,58 0,29 1,89 0 3,06 3 band 8 19353,39 0,39 1,66 0 9,79 4 band 7 26262,01 0,39 1,46 0 8,87

5 band 6 43679,68 0,47 1,12 0 13,22

6 band 5 51170,53 0,46 1,01 0 5,76 7 band 4 59946,02 0,47 0,91 0 5,85

8 band 3 75155,55 0,49 0,76 0 10,23

9 band 2 101983,97 0,42 0,46 0 8,72 10 band 1 144791,46 0,32 0,32 0 5,34

NR 1 band 7 5536,69 0,2 2,48 0 3,56 2 band 6 22710,53 0,24 1,55 0 1,27 3 band 5 34604,44 0,34 1,28 0 25,17 4 band 4 52727,39 0,33 1 0 11,79 5 band 3 81261,38 0,44 0,71 0 20,9 6 band 2 103203,6 0,45 0,56 0,01 29,76 7 band 1 137176,26 0,35 0,37 0 7,56

Proteini biofilma aerobnega bioreaktorja+NR 1 band 12 8115 0,26 2,32 0 26,45 2 band 11 13900,54 0,27 1,88 0 4,14 3 band 10 19824,52 0,35 1,64 0 4,19 4 band 9 21976,67 0,35 1,58 0 1,51 5 band 8 27007,27 0,36 1,44 0 5,63 6 band 7 35145,16 0,41 1,27 0 12,71 7 band 6 44699,63 0,43 1,11 0 8 8 band 5 52472,24 0,46 1,01 0 8,26 9 band 4 60895,04 0,45 0,91 0 1,61 10 band 3 69069,73 0,48 0,83 0 1,45 11 band 2 76567,96 0,51 0,76 0 9,38 12 band 1 103122,11 0,48 0,56 0 16,66

NADH-deh. 1 band 4 40991,83 0,22 1,17 0 4,41 2 band 3 71260,49 0,48 0,81 0,02 68,11 3 band 2 116945,76 0,33 0,49 0,01 24,72 4 band 1 148953,52 0,16 0,33 0 2,76


Nadaljevanje priloge A22: Analiza proteinov na vzorcu iz aerobnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1).



Površina v cm*OD

% od konc.

Frakcij Proteini biofilma aerobnega bioreaktorja +NADH-deh. 1 band 13 8417,55 0,2 2,2 0 12,04 2 band 12 14516,38 0,2 1,85 0 1,98 3 band 11 19852,69 0,27 1,64 0 5,06 4 band 10 26837,67 0,27 1,45 0 5,03 5 band 9 40270,82 0,32 1,19 0 1,75 6 band 8 44185,03 0,34 1,13 0 5,33 7 band 7 51373,35 0,33 1,03 0 2,1 8 band 6 60427,71 0,35 0,92 0 4,17 9 band 5 71077,87 0,49 0,82 0,01 42,02 10 band 4 87573,98 0,33 0,68 0 0,96 11 band 3 100647,31 0,31 0,59 0 0,81 12 band 2 111717,83 0,3 0,53 0 15 13 band 1 144180,16 17 0,36 0 3,76

STANDARD ( LC 5677) 1 inzulin 3000 0,7 3,59 0,08 30,95 2 aprotinin 6000 0,62 3,27 0,04 14,82 3 lizocim 14400 0,55 2,74 0,03 10,62 4 tripsin inhibitor 21400 0,66 2,42 0,01 14,43 5anhidraza ogljikove kisline 31000 0,61 2,08 0,02 5,93 6 laktat dehidrogenaza 36500 0,64 1,97 0,02 8,58 7 glutamat dehidrogenaza 55400 0,52 1,57 0,01 3,8 8 goveji serum albumin 66300 0,48 1,46 0,01 3,32 9 fosforilaza b 97400 0,4 1,34 0 1,36 10 betagalaktozidaza 116300 0,37 1,26 0 0,74 11 miosin 200000 0,33 1,01 0,01 5,45


Priloga A23: Analiza proteinov na vzorcu iz mikroaerofilnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1).



Površina v cm*OD

% od konc. frakcij

STANDARD ( LC 5677) 1 inzulin 3000 0,7 3,59 0,08 30,95

2 aprotinin 6000 0,62 3,27 0,04 14,82

3 lizocim 14400 0,55 2,74 0,03 10,62

4 tripsin inhibitor 21400 0,66 2,42 0,01 14,43

5 anhidraza ogljikove kisline 31000 0,61 2,08 0,02 5,93

6 laktat dehidrogenaza 36500 0,64 1,97 0,02 8,58

7 glutamat dehidrogenaza 55400 0,52 1,57 0,01 3,8

8 goveji serum albumin 66300 0,48 1,46 0,01 3,32

9 fosforilaza b 97400 0,4 1,34 0 1,36

10 betagalaktozidaza 116300 0,37 1,26 0 0,74

11 miosin 200000 0,33 1,01 0,01 5,45

Proteini biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja 1 band 9 2210,92 0,19 3,77 0 1,43

2 band 8 4168,81 0,19 3,35 0 1,96

3 band 7 17565,82 0,33 2,4 0,01 22,94

4 band 6 26708,83 0,34 2,12 0 13,81

5 band 5 44462,08 0,48 1,79 0 13,46

6 band 4 57692,12 0,51 1,61 0,1 16,11

7 band 3 74858,86 0,59 1,44 0 13,31

8 band 2 83835,65 0,5 1,37 0 1

9 band 1 163539,76 0,15 0,92 0,01 15,97

NR 1 band 11 2200,82 0,17 3,8 0 0,19

2 band 10 4055,71 0,18 3,39 0 2,27

3 band 9 17496,37 0,32 2,42 0,01 24,23

4 band 8 26557,22 0,35 2,15 0 11,33

5 band 7 34067,68 0,39 1,98 0 5,89

6 band 6 44199,64 0,5 1,81 0 9

7 band 5 57997,78 0,53 1,63 0 15,49


Nadaljevanje priloge A23: Analiza proteinov na vzorcu iz mikroaerofilnega bioreaktorja laboratorijske pilotne naprave (Bio-Rad Multi-AnalystTM/PC Version 1.1).

Število vrha/protein standard MM v Da Višina OD Mobilnost v cm

Površina v cm*OD

% od konc. frakcij

8 band 4 75246,73 0,6 1,46 0 15,13

9 band 3 94265,78 0,53 1,38 0 1,36

10 band 2 102147,88 0,47 1,25 0 7,92

11 band 1 135562,12 0,35 1,07 0 7,18

Proteini biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja+NR 1 band 10 2136,22 0,15 3,83 0 0,03

2 band 9 17726,82 0,3 2,43 0,01 29,46

3 band 8 26640,84 0,33 2,16 0 12,09

4 band 7 34171 0,36 2 0 5,97

5 band 6 44329,63 0,46 1,82 0 8,93

6 band 5 57507,48 0,49 1,65 0 15,64

7 band 4 74602,71 0,55 1,48 0 15,98

8 band 3 84491,42 0,49 1,4 0 2,32

9 band 2 101261,03 0,44 1,28 0 4,64

10 band 1 134369,7 0,32 1,09 0 4,93

NADH 1 band 2 71715,75 0,37 1,52 0,01 77,34

2 band 1 114028,01 0,18 1,22 0 22,66

Proteini biofilma mikroaerofilnega bioreaktorja +NADH-deh. 1 band 13 4940,78 0,19 3,32 0 0,41

2 band 12 7094,39 0,56 3,08 0,02 39,42

3 band 11 8995,5 0,39 2,92 0,01 11,02

4 band 10 12206,62 0,37 2,72 0 5

5 band 9 15303,67 0,41 2,57 0 5,25

6 band 8 18546,66 0,45 2,44 0 2,51

7 band 7 26331,52 0,5 2,21 0 3,68

8 band 6 30847,22 0,49 2,1 0 1,87

9 band 5 43795,17 0,58 1,87 0 3,09

10 band 4 54289,56 0,61 1,73 0 3,04

11 band 3 69620,39 0,66 1,56 0,01 11,29

12 band 2 83425,07 0,59 1,44 0 2,27

13 band 1 117110,75 0,58 1,22 0,01 11,13


Priloga A24. Lo�ba topnih proteinov biofilma aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja, izlo�enega v kolonah od 1 do 20 (separacija s preparativnim IEF) in SDS elektroforeza.

Aerobni biofilm

ST – standardna mešanica proteinov, od V1 do V4 – proteini aerobnega biofilma.

Aerobni biofilm

ST – standardna mešanica proteinov, od V5 do V8 – proteini aerobnega biofilma.


Nadaljevanje priloge A24: Lo�ba topnih proteinov biofilma aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja, izlo�enega v kolonah od 1 do 20 (separacija s preparativnim IEF) in SDS elektroforeza.

Aerobni biofilm Mikroaerofilni biofilm

ST – standardna mešanica proteinov, ST – standardna mešanica proteinov, od V9 do V12 – proteini aerobnega biofilma. od P9 do P12 – proteini

mikroaerofilnega biofilma. Aerobni biofilm Mikroaerofilni biofilm


mikroaerofilnega biofilma.


Nadaljevanje priloge A24: Lo�ba topnih proteinov biofilma aerobnega in mikroaerofilnega bioreaktorja, izlo�enega v kolonah od 1 do 20 (separacija s preparativnim IEF) in SDS elektroforeza.

Aerobni biofilm Mikroaerofilni biofilm


mikroaerofilnega biofilma.

Documents

Dr_Burica_2004