RAZVOJ VISOKO U INKOVITEGA POSTOPKA IŠ ENJA ODPADNIH … · VIB volumski indeks blata (mL.g-1) VU volumen usedenega blata (mL.L-1) X koncentracija aktivnega blata v reaktorju (g.L-1)

UNIVERZA V LJUBLJANI FAKULTETA ZA KEMIJO IN KEMIJSKO TEHNOLOGIJO

RAZVOJ VISOKO U�INKOVITEGA POSTOPKA �IŠ�ENJA ODPADNIH VOD V

ŠARŽNEM BIOLOŠKEM REAKTORJU

DOKTORSKA DISERTACIJA

Tanja Kurbus

Ljubljana, april 2008

Doktorsko disertacijo sem opravila na Kemijskem inštitutu

Ljubljana, v Laboratoriju za kemijo, biologijo in tehnologijo

voda, pod mentorstvom prof. dr. Milenkom Rošem in

somentorstvom prof. dr. Jano Zagorc Kon�an.

IZJAVA

Izjavljam, da sem avtorica predložene doktorske disertacije.

Ljubljana, april 2008 Tanja Kurbus

ZAHVALA

Zahvaljujem se vsem, ki so kakorkoli pripomogli k nastanku tega

dela!

Posebej se zahvaljujem mentorju prof.dr. Milenku Rošu in

somentorici prof.dr. Jani Zagorc Kon�an za strokovno pomo�,

nasvete in razumevanje.

Zahvaljujem se dr. Janezu Vrtovšku za strokovno pomo�, nasvete

in pojasnila.

Zahvaljujem se Jelki Jelnikar in Matjažu Omerzelu za pomo� pri

izvedbi analiz ter ostalim sodelavcem na Kemijskem Inštitutu za

moralno podporo.

Zahvaljujem se dr. Mojci Ben�ina iz Laboratorija za

biotehnologijo na Kemijskem inštitutu, za uporabo laserskega

mikroskopa in nasvete pri mikroskopiranju.

Hvala Ministrstvu za visoko šolstvo, znanost in tehnologijo za

finan�no podporo.

Posebna zahvala velja mojim doma�im za vsestransko podporo.

Kurbus T.: Razvoj visoko u�inkovitega postopka �iš�enja odpadnih vod v šaržnem biološkem reaktorju

I

Izvle�ek

Odpadne vode vsebujejo snovi bogate z dušikom, ki lahko mo�no porušijo ravnotežje v

naravi in so v nekaterih oblikah strupene za vodne organizme. Dušikove spojine se

uspešno odstranijo iz odpadnih vod z naprednim biološkim postopkom v šaržnem

biološkem reaktorju (SBR).

Namen doktorskega dela je bil razvoj visoko u�inkovitega biološkega postopka pri visoki

koncentraciji (od 9 g.L-1 do 14 g.L-1) in starosti (od 21 do 57 dni) aktivnega blata, v

šaržnem biološkem reaktorju. Pri raziskavah smo spremljali kinetiko denitrifikacije in

nitrifikacije ter u�inkovitost �iš�enja odpadnih vod pri razli�nih razmerah delovanja SBR.

U�inek odstranjevanja organskih snovi (izra�unano kot KPK) in dušikovih spojin je bil

podoben pri vseh preskusih. Odstranjevanje KPK je bilo v povpre�ju 98%, celotnega

dušika pa 87%. Kljub dobremu u�inku �iš�enja je ostajala v iztoku višja koncentracija

nitrata. Zaradi tega smo dodali še eno fazo denitrifikacije in nitrifikacije. S tem smo

dosegli, da se je koncentracija nitrata znižala pri povišani obremenitvi SBR. Iz dobljenih

rezultatov lahko zaklju�imo, da lahko SBR pri višji koncentraciji blata bolj obremenimo

in s tem odstranimo ve� organskih in dušikovih snovi. Zato lahko uporabimo za �iš�enje

odpadnih vod manjše reaktorje z visoko koncentracijo aktivnega blata. S tem se znižajo

investicijski in obratovalni stroški.

Pri biološkem �iš�enju odpadnih vod izhajajo z iztokom tudi suspendirane snovi. S

kombinacijo SBR in filtracijo smo dosegli še dodatno odstranjevanje suspendiranih snovi

in bakterij iz odpadne vode. Tako �iš�ena odpadna voda se lahko ponovno uporabi za

tehnološke namene ali pa se vrne nazaj v naravno okolje.

Klju�ne besede: denitrifikacija, nitrifikacija, filtracija, odpadna voda, šaržni biološki

reaktor.


II

Abstract

Wastewaters contains nitrogen compounds which are toxic to water organisms and can

destroy the balance in nature. Nitrogen compounds can be successfully eliminated by

advanced biological treatment using the sequencing batch reactor (SBR).

The aim of this doctoral work was development of a highly effective biological treatment

at high concentrations of activated sludge (between 9 g.L-1 and 14 g.L-1) and a high solid

retention time (between 21 days and 57 days) in a sequencing batch reactor. During the

investigation the kinetics of denitrification and nitrification processes and the efficiency

of purification of wastewater in the SBR system under different conditions were

investigated. The efficiency of elimination of organic compounds (COD) and nitrogen

compounds was similar in all experiments and was on average 98 % and 87 %. Despite

the good elimination of organic and nitrogen compounds, the effluent contained a high

concentration of nitrate. Because of this high concentration of nitrate in effluent we added

additional denitrification and nitrification processes. Under these condition a higher

concentration of wastewater could be loaded into the SBR system. In spite of the higher

loading rate of wastewater, a decreased concentration of nitrate in effluent was obtained.

From the results we can conclude that an SBR system at a high concentrations of

activated sludge can successfully eliminate high concentration of organic and nitrogen

compounds present in wastewater. In the SBR system we can reach a high concentration

of activated sludge that can be loaded with a higher concentration of wastewater. The

results suggest that it is possible to use a smaller SBR system for treating wastewater,

resulting in lower investing and operating costs.

In biological wastewater treatment suspended solids are removed from system with

effluent. With a combination of SBR and filtration, we achived additional elimination of

suspended solids and bacteria from effluent. Such wastewater can be reused for

technology purposes, or can be returned to nature.

Key words: denitrification, nitrification, filtration, wastewater, sequencing batch reactor


III

Seznam kratic in simbolov

BB organska obremenitev blata (g .g-1.d-1 kot KPK)

Bv volumska organska obremenitev (g .L-1.d-1 kot KPK)

BPK biokemijska potreba po kisiku (mg.L-1)

c koncentracija (mg.L-1)

c(NO3-N + NO2-N)0

vsota koncentracij nitratnega in nitritnega dušika na za�etku denitrifikacije (mg.L-1)

c(NO3-N + NO2-N)V

vsota koncentracij nitratnega in nitritnega dušika v vtoku (mg.L-1)

c(NO3-N + NO2-N)i

vsota koncentracij nitratnega in nitritnega dušika na koncu denitrifikacije (mg.L-1)

c(N-Kj + NO2-N)R

vsota koncentracij Kjeldahlovega in nitritnega dušika v reaktorju na za�etku nitrifikacije (mg.L-1)

c(N-Kj + NO2-N)i

vsota koncentracij Kjeldahlovega in nitritnega dušika na koncu nitrifikacije (mg.L-1)

C/N razmerje razmerje ogljikovih in dušikovih spojin

dc/dt hitrost spremembe koncentracije dušika (mg.L-1.h-1)

FAS amonijev železov (II) sulfat

KPK kemijska potreba po kisiku (mg.L-1)

kDN naklon glajene premice v najstrmejšem obmo�ju denitrifikacije (mg.L-1.min-1)

kN naklon glajene premice v najstrmejšem obmo�ju nitrifikacije (mg.L-1.min-1)

KS konstanta nasi�enja za substrat (mg.L-1)

MBR membranski biološki reaktor

NB dušikova obremenitev blata (g .g-1.d-1 kot N)

NV volumska dušikova obremenitev (g .L-1.d-1 kot N)

NH4-N koncentracija amonijevega dušika (mg.L-1)

N-Kj koncentracija Kjeldahlovega dušika (mg.L-1) (NH4-N + Norganski)

NO2-N koncentracija nitritnega dušika (mg.L-1)

NO3-N koncentracija nitratnega dušika (mg.L-1)

ORP oksidacijsko-redukcijski potencial (mV)


IV

qDN specifi�na hitrost denitrifikacije (mg.g-1.h-1)

qDN* celotna hitrost denitrifikacije (mg.g-1.h-1)

qN specifi�na hitrost nitrifikacije (mg.g-1.h-1)

qN* celotna hitrost nitrifikacije (mg.g-1.h-1)

Q pretok zraka (L.h-1)

QS pretok odpadne vode (L.d-1)

RK koncentracija raztopljenega kisika (mg.L-1)

S koncentracija substrata (mg.L-1)

SB starost aktivnega blata (d)

SS koncentracija suspendiranih snovi (mg.L-1)

SBR šaržni biološki reaktor

T temperatura

tDN �as denitrifikacije (min)

tN �as nitrifikacije (min)

TOC celotni organski ogljik (mg.L-1)

TN celotni dušik (mg.L-1)

VR delovni volumen reaktorja (L)

VZ za�etni volumen v reaktorju pred vtokom sveže odpadne vode (L)

VV volumen vtoka sveže odpadne vode v reaktorju (L)

Vi volumen iztoka (L)

V0 volumen nerazred�enega vzorca (mL)

V1 poraba FAS za slepi vzorec (mL)

V2 poraba FAS za vzorec (mL)

VIB volumski indeks blata (mL.g-1)

VU volumen usedenega blata (mL.L-1)

X koncentracija aktivnega blata v reaktorju (g.L-1)

Xi koncentracija odpadnega blata, ki izhaja iz reaktorja (g.L-1)

XV koncentracija hlapnih suspendiranih snovi v reaktorju (g.L-1)

µ specifi�na hitrost rasti mikroorganizmov (d-1)

µmax

maksimalna specifi�na hitrost rasti mikroorganizmov (d-1)


V

Kazalo

1. UVOD.......................................................................................................................... 1

1.1. Namen dela ............................................................................................................. 3

2. TEORETI�NI DEL................................................................................................... 5

2.1. Odpadna voda ........................................................................................................ 5

2.2. Biološko �iš�enje odpadnih vod ............................................................................ 6

2.2.1. Biološko �iš�enje s pritrjeno biomaso ................................................................. 8

2.2.2. Biološko �iš�enje z razpršeno biomaso ............................................................... 8

2.3. Aktivno blato ........................................................................................................ 10

2.3.1. Tvorba kosmov .................................................................................................. 10

2.3.2. Tvorba granul..................................................................................................... 13

2.3.3. Rast biomase ...................................................................................................... 14

2.3.4. Spremljajo�a združba......................................................................................... 15

2.3.5. Problematika procesa z aktivnim blatom........................................................... 17

2.4. Šaržni biološki reaktor (SBR)............................................................................. 19

2.4.1. Zna�ilnosti SBR tehnologije .............................................................................. 19

2.4.2. Nitrifikacija ........................................................................................................ 21

2.4.2.1. Kinetika nitrifikacije .................................................................................. 22

2.4.3. Denitrifikacija .................................................................................................... 23

2.4.3.1. Kinetika denitrifikacije .............................................................................. 24

2.4.4. Dejavniki vpliva na nitrifikacijo in denitrifikacijo ............................................ 25

2.4.5. Primerjava konvencionalnega postopka �iš�enja in SBR.................................. 27

2.5. Membranski biološki reaktor (MBR) ................................................................ 28

2.5.1. Zna�ilnosti MBR tehnologije............................................................................. 28

2.6. Slovenska zakonodaja.......................................................................................... 30


VI

3. EKSPERIMENTALNI DEL................................................................................... 31

3.1. Pilotna naprava .................................................................................................... 31

3.2. Odpadna voda ...................................................................................................... 32

3.3. Analizne metode ................................................................................................... 33

3.3.1. Dolo�anje kemijske potrebe po kisiku (KPK) ................................................... 33

3.3.2. Dolo�anje amoniaka – metoda z destilacijo in titracijo ..................................... 34

3.3.3. Dolo�anje dušika po Kjeldahlu.......................................................................... 34

3.3.4. Dolo�anje nitrita in nitrata z metodo ionske kromatografije ............................. 34

3.3.5. Dolo�anje celotnega organskega ogljika (raztopljenega) TOC ......................... 35

3.4. Tehnološki parametri .......................................................................................... 35

3.4.1. Dolo�anje koncentracije aktivnega blata (X)..................................................... 35

3.4.2. Dolo�anje koncentracije hlapnih suspendiranih snovi (XV) .............................. 35

3.4.3. Dolo�anje usedljivosti blata in volumskega indeksa blata (VIB)...................... 36

3.4.4. Dolo�anje volumske obremenitve (BV) in obremenitve blata (BB) ................... 36

3.4.5. Dolo�anje hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije iz dušikove masne bilance..... 37

3.5. Kineti�ni parametri ............................................................................................. 38

3.5.1. Dolo�anje specifi�ne hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije .............................. 38

3.6. Mikroskopske metode.......................................................................................... 39

4. REZULTATI IN DISKUSIJA ................................................................................ 40

4.1. Preskusi granulacije............................................................................................. 40

4.1.1. Granulacija v aerobnem SBR............................................................................. 40

4.1.2. Granulacija v aerobnem SBR pri spremenljivih razmerah ................................ 44

4.2. Konvencionalno �iš�enje v SBR.......................................................................... 49

4.2.1. U�inek �iš�enja organskih in dušikovih spojin.................................................. 53

4.2.2. Specifi�na hitrost denitrifikacije in nitrifikacije ................................................ 54

4.2.3. Hitrost denitrifikacije in nitrifikacije iz dušikove masne bilance ...................... 56

4.2.4. Ocena delovanja SBR ........................................................................................ 58

4.2.5. Potek nadaljnjih preskusov ................................................................................ 58


VII

4.3. Preskusi pri visoki koncentraciji in starosti aktivnega blata........................... 59

4.3.1. Prvi preskus........................................................................................................ 60

4.3.1.1. U�inek �iš�enja organskih in dušikovih spojin.......................................... 64

4.3.1.2. Specifi�na hitrost denitrifikacije in nitrifikacije ........................................ 64

4.3.1.3. Hitrost denitrifikacije in nitrifikacije iz dušikove masne bilance .............. 64

4.3.2. Drugi preskus ..................................................................................................... 65




4.3.3. Tretji preskus ..................................................................................................... 69



4.3.3.3. Hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije iz dušikove masne bilance ............. 73

4.3.4. �etrti preskus ..................................................................................................... 74




4.3.5. Peti preskus ........................................................................................................ 78




4.4. Preskusa z dodatno anoksi�no in aerobno fazo................................................. 83

4.4.1. Prvi preskus........................................................................................................ 84




4.4.2. Drugi preskus ..................................................................................................... 89




4.5. Sistem SBR/filter.................................................................................................. 94

4.5.1. Meritve fluksa .................................................................................................... 95


VIII

4.5.2. Mikrobiološki preskusi ...................................................................................... 96

4.5.3. Pilotni sistem SBR/filter .................................................................................... 98

4.6. Diskusija rezultatov ........................................................................................... 100

5. ZAKLJU�EK......................................................................................................... 107

6. LITERATURA....................................................................................................... 110


1

1. UVOD

Poseganje �loveka v naravno okolje, predvsem izkoriš�anje naravnih virov, vodi do

porušitev številnih naravnih ekosistemov. Zaradi naraš�anja prebivalstva in industrijske

dejavnosti se poraba vode pove�uje. Po uporabi se voda zavrže kot odpadna voda, ki

potencialno onesnažuje površinske in talne vode. Iz tega stališ�a je ogrožen vir pitne

vode, ki pa posledi�no pomeni resno zdravstveno grožnjo �loveku.

Industrijske, komunalne in kmetijske odpadne vode predstavljajo ve�ji del onesnaženja

površinskih vod, saj vsebujejo tudi snovi bogate z dušikom. Dušik je lahko v razli�nih

oblikah kot so organsko vezani dušik, amonijev dušik (NH4-N), nitritni dušik (NO2-N) ali

nitratni dušik (NO3-N), ki lahko mo�no porušijo ravnotežje v naravi. Amoniak je strupen

za ribe in druge vodne organizme ter porablja kisik v vodi. Nitrat lahko kontaminira

podtalnico in je škodljiv tudi za �loveški organizem, predvsem za dojen�ke, ker se veže na

hemoglobin namesto kisika. Odvajanje odpadnih vod, ki vsebujejo dušikove in fosforjeve

spojine v okolje lahko vodi do evtrofikacije. To je pojav �ezmerne rasti alg, ki povzro�ajo

motnje v ravnotežju rasti vodnih organizmov. Posledica tega pojava je pomanjkanje

raztopljenega kisika, sproš�anje neprijetnega vonja in pogin ob�utljivih ribjih vrst [1]. Te

spojine je potrebno zaradi omenjenih problemov odstraniti iz odpadnih vod, preden jih

vrnemo nazaj v okolje.

V Sloveniji se prav tako sre�ujemo s problemom pomanjkanja in onesnaženja vode.

Podro�je voda urejajo v Sloveniji trije osnovni zakoni: Zakon o varstvu okolja [2] , Zakon

o vodah [3] in Zakon o ohranjanju narave [4]. Zakoni urejajo za stanje voda in vodnega

okolja najpomembnejše vsebine, in sicer varstvo in rabo voda ter vodnega in obvodnega

prostora, urejanje voda in varstvo od voda odvisnih ekosistemov. Zakoni dolo�ajo

osnovna na�ela in cilje, teritorialne osnove ter na�ine in postopke za upravljanje z vodami

tako, da bo doseženo dobro stanje voda v okviru celovite problematike vodnih obmo�ij. S

tem povzemajo vse najpomembnejše vsebine sodobne evropske zakonodaje na podro�ju

voda.


2

Za �iš�enje odpadnih vod je danes na voljo veliko število razli�nih postopkov. Glede na

tip odpadne vode, se dolo�i vrsta postopka, s katerim odstranimo nevarne snovi iz vode.

Ko dosežemo visoko stopnjo �iš�enja odpadne vode in �e so vrednosti v mejah zakonsko

predpisanih, lahko pre�iš�eno vodo ponovno uporabimo za tehnološke namene ali pa jo

vrnemo nazaj v okolje. Za odstranjevanje ogljikovih in dušikovih spojin iz odpadnih vod

se uporabljajo biološki postopki. Biološko �iš�enje temelji na razgradnji organskih in

anorganskih snovi ob pomo�i mikroorganizmov. Za boljšo u�inkovitost bioloških

sistemov je pomembno, da delujejo pri optimalni koncentraciji in starosti biomase,

obremenitvi sistema in optimalnem razmerju ogljika in dušika na vtoku v sistem.

Med biološkimi postopki se v zadnjem �asu vse ve� uporablja šaržni biološki reaktor

(SBR) z aktivnim blatom. Aktivno blato je združba razli�nih mikroorganizmov, med

katerimi prevladujejo bakterije. Organske snovi in hranila (dušikove in fosforjeve

spojine), ki se nahajajo v odpadni vodi, služijo bakterijam in ostalim mikroorganizmom

kot hrana za rast in razmnoževanje. Rezultat razgradnje je pretvorba organskih snovi v

anorganske snovi in novo biomaso. Šaržni biološki reaktor je tako imenovani "napolni in

izprazni" sistem, pri �emer se vse procesne stopnje izvajajo v enem reaktorju. SBR ima

pet stopenj, ki se kontinuirano ponavljajo. Te stopnje so: polnjenje, biološka reakcija,

usedanje, iztok in mirovanje [5]. Zaradi šaržnega delovanja lahko v SBR spremljamo

kinetiko bioloških procesov pri razli�nih koncentracijah aktivnega blata in parametre kot

sta oksidacijsko-redukcijski potencial (ORP) in koncentracija raztopljenega kisika (RK).

Odstranjevanje dušikovih spojin iz odpadne vode v SBR poteka s procesoma nitrifikacije

in denitrifikacije. Nitrifikacija temelji na mikrobiološki razgradnji dušikovih spojin, ki se

v odpadni vodi pojavljajo v obliki amonijevega dušika. V prvi stopnji poteka oksidacija

amonija do nitrita z bakterijami Nitrosomonas, v drugi pa oksidacija nitrita v nitrat z

bakterijami Nitrobacter. Proces nitrifikacije poteka ob prisotnosti raztopljenega kisika,

katerega koncentracija mora biti nad 1 mg.L-1. Nižja koncentracija kisika vodi do

nastanka nitastih bakterij, ki povzro�ajo slabo usedljivost aktivnega blata in s tem

izpiranje blata iz reaktorja. Proces denitrifikacije temelji na redukciji nitrata preko

vmesnih dušikovih spojin v elementarni dušik (N2), ki je neškodljiv za okolje.

Denitrifikacija poteka s heterotrofnimi bakterijami (denitrifikatorji), ki lahko porabljajo

vezani kisik iz nitrata. Kot donor elektronov so organske molekule (organske snovi v


3

odpadni vodi). �e odpadna voda ne vsebuje dovolj organskih snovi, lahko uporabimo

zunanji vir ogljika kot npr.: metanol, etanol ali acetat [6].

S procesom nitrifikacije in denitrifikacije se iz odpadne vode odstrani precejšnji delež

dušikovih spojin. Za boljšo u�inkovitost �iš�enja odpadne vode lahko uporabimo tudi

razli�ne kombinacije sistemov. Ena izmed možnosti je kombinacija šaržnega biološkega

reaktorja z visoko u�inkovitim membranskim sistemom [7]. Za obdelavo odpadnih vod se

uporabljajo membranski bioreaktorji, ki imajo potopljeno membrano v prezra�evalnem

reaktorju in bioreaktorji, kjer je membrana nameš�ena izven reaktorja. Membranski

sistemi omogo�ajo boljše lo�evanje aktivnega blata od �iš�ene odpadne vode. Po obdelavi

odpadne vode z membranskimi bioreaktorji dobimo visoko kakovost �iš�ene vode, ki jo

lahko ponovno uporabimo za tehnološke namene.

1.1. Namen dela

Namen dela je bil podrobno razviti postopek biološkega �iš�enja odpadne vode pri visoki

koncentraciji in starosti aktivnega blata v šaržnem biološkem reaktorju (SBR). Šaržni

biološki reaktor je sistem, ki omogo�a simultane procese nitrifikacije in denitrifikacije

dušikovih spojin, ki se nahajajo v odpadni vodi (amoniak, nitrit in nitrat).

V SBR smo želeli vzpostaviti takšne razmere, da bi se tvorile granule, ki imajo zelo dobro

sposobnost usedanja aktivnega blata in omogo�ajo dober snovni tok kisika iz zraka. Na ta

na�in iz reaktorja ne izgubljamo aktivnega blata, kar je za biološke postopke precejšnjega

pomena.

Pri nadaljnjih raziskavah smo želeli izvajati �iš�enje odpadne vode pri visoki

koncentraciji in starosti aktivnega blata. Pri teh razmerah smo želeli dose�i tvorbo ve�jih

kosmov aktivnega blata, ki ima dobre lastnosti usedanja in hkrati omogo�ajo u�inkovit

snovni tok kisika iz zraka pri bioloških reakcijah. Tak sistem bi lahko deloval kot zelo

u�inkovita samostojna biološka �istilna naprava. Tako bi bili biološki procesi

u�inkovitejši, kar pomeni krajše �ase reakcij in s tem manjše reaktorje oziroma nižje

stroške obratovanja.


4

Nadaljnji namen dela je bil doseganje boljše kvalitete �iš�ene vode z uporabo sistema

SBR/filter. MBR sistemi temeljijo na kombinaciji procesa za biološko �iš�enje in

membranske tehnologije za lo�evanje biomase od �iš�ene vode. Na ta na�in smo želeli

izboljšati u�inek �iš�enja, predvsem odstranjevanje finih suspendiranih snovi in bakterij,

ki lahko izhajajo iz biološke �istilne naprave. S takim kompaktnim sistemom smo želeli

dose�i zelo visoko kakovost �iš�ene odpadne vode, ki je primerna tudi za ponovno

uporabo v tehnološkem procesu.


5

2. Teoreti�ni del

2.1. Odpadna voda

Odpadne vode nastajajo iz razli�nih virov kot so industrija, gospodinjstvo, kmetijstvo ter

padavine. Komunalne in industrijske odpadne vode so kompleksne narave in vsebujejo

lahko in težje biorazgradljive snovi ter biološko nerazgradljive snovi, ki jih je potrebno

odstraniti preden jih vrnemo nazaj v okolje. Pred za�etkom �iš�enja odpadne vode

moramo poznati njeni izvor oziroma tehnologijo kjer je nastala. Za kakovostno

ovrednotenje odpadne vode uporabljamo splošne parametre kot so temperatura, pH

vrednost, vsebnost neraztopljenih in usedljivih snovi, kemijska (KPK) in biokemijska

(BPK) potreba po kisiku. Glede na zna�ilnost vira odpadne vode dolo�amo tudi vsebnost

težkih kovin, dušikovih spojin, fosforja, klora in žveplovih spojin ter celotni organski

ogljik (TOC), masti, olja, fenole in površinsko aktivnih snovi. V tabeli 1 so prikazane

vrednosti parametrov onesnaženja za mo�no, srednje in nizko onesnaženo komunalno

odpadno vodo [8]:

Tabela 1: Zna�ilne vrednosti parametrov onesnaženja za mo�no, srednje in nizko

onesnaženo komunalno odpadno vodo

Koncentracija v mg.L-1

Parameter Mo�no Srednje Nizko

BPK5 400 220 110

KPK 1000 500 250

Organski dušik 35 15 8

Amonijev dušik 50 25 12

Celotni dušik 85 40 20

Celotni fosfor 15 8 4

Neraztopljene snovi 1200 720 350

Suspendirane snovi 350 220 100


6

V odpadnih vodah so lahko tudi patogene bakterije kot so Salmonella, Shigela, Vibrio

cholerae, E. coli, Yersinia, Campylobacter, itd. �e pridejo omenjene bakterije z odpadno

vodo v naravni ekosistem lahko negativno vplivajo na vodne organizme. V pitni vodi

pomenijo patogeno nevarnost za ljudi.

Zelo pomembna parametra odpadne vode sta biorazgradljivost in strupenost, ki sta

medsebojno povezana. Odpadna voda, ki vsebuje strupene snovi lahko zmanjša aktivnost

bakterij, posledi�no se tudi stopnja biološke razgradnje zniža. Hitrost in obseg

biorazgradnje je pogojena s strukturo snovi in s koli�ino in tipom mikroorganizmov.

Glavni vir onesnaženja so predvsem dušikove (organski dušik, amoniak, nitrit in nitrat) in

fosforjeve spojine, ki lahko v �ezmernih koli�inah v površinskih vodah povzro�ijo pojav

evtrofikacije. To je �ezmerna rast alg in drugih višjih rastlin, ki pri razgrajevanju

porabljajo kisik v vodi. Zaradi pomanjkanja kisika odmre ve�ina vodnih organizmov in

posledica je porušitev ravnotežja vodnega ekosistema.

Ko poznamo vse potrebne parametre odpadne vode, se odlo�imo s katerim postopkom

�iš�enja bomo obdelali odpadno vodo. Za industrijske in komunalne odpadne vode, ki

vsebujejo velik delež ogljikovih in dušikovih spojin, se najbolj uporablja biološko

�iš�enje.

2.2. Biološko �iš�enje odpadnih vod

Leta 1914 sta Arden in Lockett razvila biološki postopek z aktivnim blatom, ki se je skozi

leta mo�no razširil in je danes najbolj razširjena oblika �iš�enja komunalnih in

industrijskih odpadnih vod [9]. Biološko �iš�enje odpadnih vod temelji na razgradnji

organskih in anorganskih snovi ob pomo�i mikroorganizmov pri dolo�enih razmerah.

Med mikroorganizmi prevladujejo bakterije, ostalo so praživali, mnogoceli�arji, glive in

virusi. Dušikove in ogljikove spojine, prisotne v odpadnih vodah, se lahko odstranijo

oziroma se zniža njihova vrednost z biološko obdelavo. Med biološke postopke �iš�enja

spadajo številni sistemi, ki uporabljajo kot osnovo za �iš�enje aktivno blato.


7

Pri aerobnih razmerah se v reaktor dovaja kisik, ki ga bakterije potrebujejo za razgradnjo.

Pri aerobnih razmerah nastopi proces nitrifikacije, kjer prevladujejo nitrifikatorji

(avtotrofne bakterije) kot so Nitrosomonas in Nitrobacter. Amoniak, prisoten v odpadni

vodi, se oksidira do nitrita in nadalje v nitrat. Razkrojni produkti pri aerobnem �iš�enju so

anorganske snovi in nova biomasa. Pri anoksi�nih razmerah nastopi proces denitrifikacije,

ki poteka brez prisotnosti kisika. Tu prevladujejo denitrifikatorji (heterotrofne bakterije),

ki imajo sposobnost vezati kisik iz nitrata. Denitrifikatorji reducirajo nitrat ob prisotnosti

organske snovi v plinasti dušik, ki okolju ni nevaren. Na sliki 1 je prikazana biokemijska

razgradnja organskih snovi pri aerobnih in anoksi�nih razmerah.

Slika 1: Biokemijska razgradnja anorganskih snovi pri aerobnih razmerah (levo) in

organskih snovi pri anoksi�nih razmerah (desno)

Pri anaerobnih razmerah prevladujejo v reaktorju metanogene bakterije, ki razgradijo

organske snovi brez prisotnosti kisika. Razkrojni produkti so v tem primeru anorganske

snovi, metan, ogljikov dioksid, nastaja še nova biomasa [10]. Za u�inkovito izvedbo

biološkega �iš�enja mora biti zagotovljena zadostna koli�ina raztopljenega kisika (nad 2

mg.L-1) za mikroorganizme, ki delujejo pri aerobnih razmerah, primerna pH vrednost

(med 8 in 9) in temperatura (20-23oC). V reaktorju mora biti zadostna koncentracija

biomase in optimalno razmerje hranil. Odpadna voda, ki se vodi na �istilno napravo ne

sme vsebovati strupenih snovi, ker lahko zavirajo biološko aktivnost mikroorganizmov.

Zrak Zrak

O2 NO3- (akceptor

elektronov) Organska

snov Denitrifik. bakterije

Nova biomasa

Nitrifik. bakterije

Nova biomasa

HCO3- CO2

O2 (akceptor elektronov)

(donor elektronov)

(donor elektronov)

NH4+

NO2- NO3

-


8

Biološko �iš�enje lahko poteka v �istilnih napravah s pritrjeno in razpršeno biomaso. Oba

na�ina �iš�enja simulirata biološke procese �iš�enja vode kot se dogajajo v naravi.

2.2.1. Biološko �iš�enje s pritrjeno biomaso

Biološke �istilne naprave s pritrjeno biomaso vsebujejo nosilec na katerega se pritrdi

biomasa in tvori film. Nosilci biofilma so lahko aktivno oglje, premog, kremen�ev pesek,

steklo, keramika ali plastika in so razli�nih oblik. Pomembno je, da so dovolj porozni in

omogo�ajo pritrditev biomase, in da imajo veliko specifi�no površino. Odpadna voda, ki

priteka v reaktor, te�e preko nosilca z biofilmom in pri tem kisik in odpadna voda

difundirata v biomaso, kjer pote�e biološko �iš�enje. Ko se nosilec obraš�a z biofilmom,

se ne spreminja le koli�ina temve� tudi sestava biomase. Najprej sestavljajo biofilm

pretežno bakterije, nato se v njem naselijo praživali, nazadnje pa še mnogoceli�arji. K

biološkim �istilnim napravam s pritrjeno biomaso spadajo:

� rotirajo�i biološki kontaktorji,

� precejalniki in

� biofiltri.

Najmanjšo uporabnost imajo precejalniki, ker imajo nekontroliran dotok zraka [5].

2.2.2. Biološko �iš�enje z razpršeno biomaso

V bioloških �istilnih napravah z razpršeno biomaso je biomasa suspendirana v

prezra�evalnem reaktorju. Takšne �istilne naprave imenujemo �istilne neprave z aktivnim

blatom. Osnovni proces �iš�enja z aktivnim blatom imenujemo konvencionalni biološki

na�in �iš�enja odpadnih vod. Tak sistem je sestavljen iz enega ali ve� prezra�evalnikov in

bistrilnika oziroma usedalnega bazena (slika 2). Odpadna voda se dovaja v prezra�evalni

bazen, ki je napolnjen z aktivnim blatom. Po reakciji v prezra�evalniku odteka voda

gravitacijsko iz prezra�evalnika v usedalnik, kjer se suspendirane snovi lo�ijo od �iš�ene

vode. Koncentrirana suspenzija aktivnega blata se vra�a nazaj v prezra�evalnik. Ker se

mikroorganizmi v procesu neprestano razmnožujejo, je potrebno odve�no aktivno blato

redno odstranjevati [11].


9

Slika 2: Shematski prikaz postopka z aktivnim blatom

Med sisteme z razpršeno biomaso spadajo:

� konvencionalni sistem z aktivnim blatom, ki je lahko razli�nih izvedb (s popolnim

premešanjem, s kontaktno stabilizacijo, s postopnim dovajanjem in procesi s

�epastim tokom) in

� šaržni biološki reaktor, ki je sestavljen iz enega bazena oziroma reaktorja v

katerem se izvedejo vse faze.

Za sisteme z razpršeno biomaso je zelo pomembno, da se aktivno blato hitro useda. To

dosežemo pri optimalnih razmerah delovanja, kjer se mikroorganizmi med seboj združijo

v ve�je kosme in se hitreje usedajo. S tem prepre�imo, da bi blato izhajalo iz reaktorja. Za

doseganje boljše kakovosti �iš�ene vode lahko sledi za biološkim �iš�enjem še obdelava

odpadne vode z membransko tehnologijo, s pomo�jo katere odstranimo iz odpadne vode

še preostali del suspendiranih snovi, ki so izšli iz reaktorja. Membranska tehnologija

temelji na filtraciji med katere prištevamo mikrofiltracijo, ultrafiltracijo ali reverzno

osmozo.

vtok

iztok

povratno blato odve�no

blato

usedalnik prezra�evalni

bazen


10

2.3. Aktivno blato

Biološko �iš�enje odpadnih vod poteka ob pomo�i mikroorganizmov, ki sestavljajo

aktivno blato. Aktivno blato je mešanica mikroorganizmov kot so [12]:

� bakterije, ki razgradijo organske snovi s pomo�jo ekstracelularnih encimov,

� glive, ki razgradijo organske snovi in so v kompenticiji z bakterijami (pojavijo se

pri nizki pH vrednosti),

� praživali (Protozoa), ki se prehranjujejo z bakterijami, glivami in suspendiranimi

snovmi ter so pomembni del sekundarnega usedanja v �istilnih napravah,

� monogoceli�arji (Metazoa), ki se v glavnem pojavljajo v biofiltrih in nižje

obremenjenih �istilnih napravah.

Razgradnjo organskih in anorganskih snovi izvedejo bakterije, ki predstavljajo ve�ji del

mikroorganizmov. Bakterije odstranjujejo iz odpadne vode organske snovi v anorganske

snovi in novo biomaso ter pri tem rastejo, se razmnožujejo in tvorijo kosme ali granule.

Katere bakterije bodo v sistemu biološkega �iš�enja prevladovale, je odvisno od substrata

oziroma odpadne vode, ki jo dovajamo v sistem, razmer (aerobne, anoksi�ne, anaerobne

razmere), hitrosti rasti bakterij, sposobnosti usedanja blata in temperature.

2.3.1. Tvorba kosmov

Za u�inkovito razgradnjo organskih spojin z aktivnim blatom mora biti zagotovljeno

veliko število aktivnih bakterij in velika raznolikost bakterij. Da vzdržujemo v aktivnem

blatu veliko število raznovrstnih aktivnih bakterij, se morajo oblikovati ve�ji, bolj trdni in

gosti kosmi, ki se hitreje usedajo [13, 14]. Usedljivost blata ima pomembno vlogo pri

procesu �iš�enja, saj se z oblikovanjem ve�jih kosmov blato hitro useda in ga tako ne

izgubimo iz reaktorja [15, 16]. Na ta na�in se iz odpadne vode lahko odstrani velik delež

organskih in suspendiranih snovi. Raznolikost bakterij oziroma mešanica bakterij

doprinese k visoki stopnji odstranjevanja dušikovih spojin in s tem ve�ji u�inkovitosti

sistema [17]. Rast bakterij je premosorazmerna dodatku substrata v reaktor; ve� substrata

se doda ve�ji kosmi se oblikujejo [18].


11

Pri nastajanju kosmov je zelo pomembna hidrofobnost bakterijskih površin, ki se ve�a s

povišanjem starosti blata [19]. Kadar je hidrofobnost bakterij visoka, se za�nejo le-te med

seboj sprijemati v plasti in tvoriti kosme [20, 21]. Z raziskavami je bilo ugotovljeno, da

imajo pomembno vlogo pri nastajanju kosmov tudi ekstracelularni polimeri [22, 23]. Te

snovi omogo�ajo, da je kosem bolj �vrst in ne razpada (omogo�ajo, da so deli kosma med

seboj bolj povezani). Prav tako je bilo ugotovljeno, da so kosmi porozni in vsebujejo

kanale in votla mesta skozi katera se prenašata hranilo in kisik, ki sta pomembna za rast

mikroorganizmov [24]. Notranji sloj oziroma jedro sestavljajo bakterije, ki so sposobne

tvoriti kosme ter lipidi in proteini, ki jih proizvedejo bakterije, praživali in mnogoceli�arji.

V notranjosti kosmov se nahajajo tudi koloidni delci, težke kovine, olja in maš�obe, ki se

nahajajo v komunalnih in industrijskih odpadnih vodah. Vse te sestavine doprinesejo k

ve�anju kosmov s pove�anjem starosti blata. Zunanjo plast kosma predstavljajo predvsem

nitaste oziroma filamentozne bakterije, glive in praživali [25].

Nastajanje kosmov v aktivnem blatu je postopno in mo�no odvisno od temperature. S

pove�anjem temperature se pove�a biološka aktivnost in pospeši tvorba kosmov. Pri

temperaturi pod 12 oC kosmi nastanejo po ve� kot štirih tednih, nad to temperaturo pa se

tvorijo že po dveh do štirih tednih. Ko se v aktivnem blatu tvorijo kosmi, se zgodi vrsta

sprememb, ki so povezane z velikostjo, obliko in jakostjo kosmov ter številom praživali,

kota�nikov in nematodov. Spremembe se pojavijo s povišanjem starosti blata. To lahko

prikažemo z modelom tvorbe kosmov na sliki 3, ki sovpada z bakterijsko rastjo. Krivulja

bakterijske rasti ima štiri faze, ki so pomembne za tvorbo kosmov; za�etno oziroma

mirujo�o, eksponentno fazo, upadajo�o eksponentno fazo ter endogeno oziroma

stacionarno fazo.

V za�etni fazi (od ''a'' do ''b'') so prisotne aktivne bakterije, ki še ne proizvajajo encimov,

potrebnih za razgradnjo organskih snovi in sintezo nove biomase. Ko za�nejo bakterije

proizvajati encime preidejo v eksponentno fazo (od ''b'' do ''d''). Med eksponentno fazo

pri�nejo bakterije razgrajevati organske snovi (od ''b'' do ''c'') in sintetizirati novo biomaso

(od ''c'' do ''d''). Ko zmanjka hrane se populacije bakterij znižajo. To znižanje stopnje rasti

imenujemo upadajo�a eksponentna faza (od ''d'' do ''e'') v kateri za�nejo nastajati kosmi.

V tej fazi se doseže maksimalno število bakterij, ki za�nejo proizvajati celi�na vlakna,

polisaharide in ekstracelularne polimere, potrebne za tvorbo kosmov. Ko se pri�ne tvorba


12

kosmov se vlakna razli�nih bakterij povežejo skupaj, netopni polisaharidi se povežejo

skupaj in ekstracelularni polimeri, ki se nahajajo med bakterijskimi celicami pomagajo

držati celice skupaj.

Slika 3: Model nastajanja kosmov, ki sovpada z bakterijsko rastjo

S povišanjem starosti blata se pri�ne endogena oziroma stacionarna faza (od ''e'' do ''g'').

V endogeni fazi se pri�ne rast nitastih bakterij. Nitaste bakterije prisotne kot posamezne

celice v kosmih nastalih v prejšnji fazi se za�nejo združevati v polisaharidne nitaste

ovojnice, kosmi se ve�ajo. Nitaste bakterije omogo�ajo boljšo povezanost kosmov

oziroma boljšo trdnost kosmov, ki so tako odporni proti zunanjim vplivom. Premer

srednje velikih kosmov je v endogeni fazi od 150 do 500 µm, premer velikih kosmov pa

je ve�je od 500 µm. Med endogeno fazo rasti se ve� energije nastale pri razgradnji

organskih snovi porabi za vzdrževanje celi�ne aktivnosti kot za proizvodnjo oziroma

sintezo nove biomase. Tudi skladiš�ena hranila se porabijo med endogeno fazo rasti. Ko

iz�rpajo bakterije vso skladiš�eno hrano, lahko porabijo oziroma iz�rpajo svojo

citoplazmo ali celi�no vsebino. Poraba citpolazme je prikazana kot respiracija (od ''f'' do

''g''). Endogena faza rasti je povezana z zmanjšanjem števila bakterij v reaktorju [26].

Starost blata

Koncentracija

blata


13

2.3.2. Tvorba granul

Pri dolo�enih razmerah se lahko v sistemu z aktivnim blatom tvorijo namesto kosmov

granule, ki imajo boljšo sposobnost usedanja. Mikrobne granule imajo bolj gosto in

mo�no mikrobno strukturo ter so okrogle oblike. Granule so odporne proti visokemu

pretoku in organski obremenitvi ter toksi�nim organskim kemikalijam in težkim kovinam.

Da lahko bakterije tvorijo granule, mora biti zagotovljeno mešanje, kar omogo�a za�etni

stik med bakterijami. Na za�etku nastajanja granul je pomembna hidrofobna površina

bakterijskih celic. S pove�anjem hidrofobnosti celic se pospeši interakcija celic, ki vodi

do samoagregacije [27]. Tako kot pri nastajanju kosmov imajo pri nastajanju granul

pomembno vlogo ekstracelularni polimeri in polisaharidi, ki jih proizvedejo bakterije. Te

snovi omogo�ajo, da se bakterije med seboj dobro sprimejo in tvorijo mo�no, trdno

strukturo – granulo [28, 29, 30].

Na nastanek granul imajo pomemben vpliv sestava substrata, stopnja organske

obremenitve, �as za usedanje, hidravli�ni zadrževalni �as, stopnja volumske izmenjave,

koncentracija raztopljenega kisika, temperatura in pH vrednost. Aerobne granule se

uspešno tvorijo v širokem spektru substratov kot so glukoza, acetat, etanol, fenol,

sinteti�ne odpadne vode [31, 32, 33]. Ko se uporablja kot vir ogljika glukoza so na

površini granul opazne nitaste bakterije (kosmi�ast videz), kadar pa se uporabi acetat pa

se tvorijo bolj mo�ne okrogle granule [34, 35]. Za nastanek granul je primerna visoka

organska obremenitev v obmo�ju od 2,5 do 15 g.L-1.d-1 [36, 37] in površinska hitrost

zraka 1,2 cm.s-1 [38, 39] ter koncentracija raztopljenega kisika nad 2 mg.L-1 [40]. S

krajšim usedanjem blata (5 min) se lo�ijo bakterije z dobro usedljivostjo od bakterij s

slabšo usedljivostjo. S tem dosežemo, da ostanejo v sistemu bakterije z višjo

hidrofobnostjo celic, ki se lahko bolje med seboj sprimejo [41]. Da se blato zadrži dovolj

dolgo v sistemu za mikrobiološko rast in agregacijo mora biti hidravli�ni zadrževalni �as

6 ur ali 12 ur [42]. Za uspešno nastajanje granul bi naj bila volumska izmenjava 80% [43].

Ko se granule v sistemu oblikujejo so velikosti od 0,2 mm do 5 mm in vsebujejo

heterotrofne, nitrifikacijske, denitrifikacijske ter fosfor akumulirajo�e bakterije. V

notranjosti granul se nahajajo anaerobne bakterije in mrtve celice [44, 45].


14

2.3.3. Rast biomase

Rast biomase je osnova za u�inkovito delovanje biološkega �iš�enja odpadnih vod z

aktivnim blatom. Na rast mikroorganizmov vplivajo koncentracija substrata, temperatura,

pH vrednost in koncentracija raztopljenega kisika. Kot je bilo že omenjeno, je krivulja

rasti mikroorganizmov identi�na modelu nastajanja kosmov (slika 3) in zajema za�etno

oziroma fazo mirovanja, eksponentno fazo, upadajo�o eksponentno fazo ter endogeno

oziroma stacionarno fazo. V fazi mirovanja je koncentracija mikroorganizmov

konstantna, saj bakterije ne proizvajajo nove biomase in je hitrost rasti enaka ni�. V

eksponentni fazi se proizvede najve� biomase, ki eksponentno naraš�a z naraš�ajo�o

koncentracijo substrata. V stacionarni fazi doseže rast mikroorgnizmov maksimalno

vrednost in se ne spreminja, hitrost rasti je v tem primeru spet enaka ni�. Kinetiko rasti

lahko opišemo z Monodovo ena�bo [46]:

SKS

S += maxµµ 2.1

µ..................specifi�na hitrost rasti mikroorganizmov (d-1)

µmax.............maksimalna specifi�na hitrost rasti mikroorganizmov (d-1)

S..................koncentracija substrata (mg.L-1)

KS................konstanta nasi�enja za substrat (mg.L-1)

Na sliki 4 je prikazana odvisnost specifi�ne hitrosti prirasti od koncentracije substrata. Iz

slike je razvidno, da se konstanta nasi�enja dolo�i na polovici maksimalne specifi�ne rasti

mikroorganizmov.

Za uspešno delovanje bioloških �istilnih naprav je pomembno, da se v sistem vodi

mešanica substrata, ki zagotavlja u�inkovito rast mikroorganizmov. Kadar se v sistem

vodi le en vir substrata ali prenizka koncentracija substrata je za mikroorganizme omejen

vir hrane. V sistemu je zaželena mešanica mikroorganizmov, saj je tako aktivno blato, ki

vsebuje kosme bolj odporno na toksi�ne snovi [47, 48].


15

Slika 4: Odvisnost specifi�ne hitrosti prirasti biomase od koncentracije substrata

2.3.4. Spremljajo�a združba [[[[26]]]]

V aktivnem blatu so poleg bakterij prisotne tudi praživali, kota�niki in nematodi, ki jih

imenujemo spremljajo�a združba. Prisotnost le teh je odvisna od celotnega sistema

nastajanja kosmov in razmerah v sistemu. Na sliki 5 je prikazana spremljajo�a združba v

aktivnem blatu. V za�etni fazi je vsebnost organskih snovi precej visoka in koncentracija

raztopljenega kisika v prezra�evalnem reaktorju nizka. V takih razmerah živijo praživali

kot sta ameba in evglena (bi�karji), ki lahko uspešno tekmujejo z manjšo populacijo

bakterij za hrano. V za�etni fazi je mogo�e najti tudi migetalkarje, kota�nike in nematodi,

vendar je njihova aktivnost precej nižja. Zaradi odsotnosti kosmov in prisotnosti praživali,

kota�nikov in nematodov ostane ve�ina trdnih delcev suspendiranih. Posledica tega je, da

je �iš�ena voda na iztoku precej motna in vsebuje velik delež organskih snovi in biomase.

V eksponentni fazi se populacija bakterij v aktivnem blatu hitro ve�a, s tem pa se niža

vsebnost organskih snovi ter viša koncentracija raztopljenega kisika. Doseže se ve�ja

u�inkovitost �iš�enja in manjša vsebnost suspendiranih snovi v iztoku. V tej fazi se zniža

tudi število praživali, kot sta ameba in evglena v aktivnem blatu, ker ne morejo ve�

tekmovati za hrano z bakterijami. Od praživali prevladujejo v aktivnem blatu migetalkarji.

Med eksponentno fazo je mogo�e najti tudi kota�nike in nematodi, vendar je njihovo

število majhno.

KS S (mg.L-1)

µ (d-1) µmax

µmax/2


16

(a) (b) (c) (d) (e) (f)

(g) (h) (i)

Slika 5: Spremljajo�a združba prisotna v aktivnem blatu. Stebelni migetalkarji kot sta

Zoothamnium (a) in Carchesium (b); plaze�i migetalkarji kot sta Aspidisca (c) in Euplotes

(d); prosto plavajo�i migetalkarji kot sta Litonotus (e) in Blepharisma (f). Med

mnogoceli�arje spadajo nematodi (g) in kota�niki kot sta Philodina (h) in Pleurotrocha (i)

V upadajo�i eksponentni fazi, kjer se za�ne tvorba kosmov je prisotna velika raznolika

populacija bakterij, ki uspešno razgradijo organske snovi prisotne v odpadni vodi in

sintetizirajo novo biomaso. V tej fazi sodeluje kot spremljajo�a združba velika raznolikost

praživali kot so migetalkarji. Zaradi velikega števila bakterij, ki so povezane v kosme in

njihove ve�je odpornosti se število praživali zmanjšuje, ker ne morejo tekmovati za hrano.

Nastalim kosmom med to fazo primanjkuje nitastih bakterij. Tako imajo problem z

ve�anjem oziroma z rastjo, saj so omejeni le na bakterije, ki se lahko povežejo skupaj.

Zaradi tega so velikosti kosmov med to fazo manjše (<150 µm).


17

V endogeni fazi je rast bakterijske populacija majhna, vendar je dosežena velika

u�inkovitost �iš�enja. Med to fazo je prisotnih v aktivnem blatu veliko število praživali

(migetalkarjev), ki omogo�ajo odstranitev suspendiranih in koloidnih delcev, ki vstopajo

v proces z aktivnim blatom. V tej fazi je prisotno tudi veliko število kota�nikov in

nematodov, ki se pri nižji vsebnosti onesnaženja in ve�ji starosti blata razmnožijo.

Kota�niki in nematodi so zelo zaželena spremljajo�a združba v procesu z aktivnim

blatom. Prisotnost spremljajo�e združbe med procesom �iš�enja z aktivnim blatom je

odvisna predvsem od substrata, ki ga dovajamo v sistem (toksi�nost), starosti blata, od

koncentracije raztopljenega kisika, pH vrednosti in temperature.

2.3.5. Problematika procesa z aktivnim blatom [[[[26]]]]

V procesu �iš�enja z aktivnim blatom je velik problem razpadanje kosmov, zaradi �esar se

poslabša usedljivost blata in prihaja do izhajanja le-tega iz sistema ter slabši u�inek

�iš�enja. Sistem mora delovati pri optimalnih razmerah, da se izognemo morebitnim

problemom. Na razpad kosmov imajo pomemben vpliv predvsem pH vrednost,

temperatura, oksidacijsko-redukcijski potencial, koncentracija raztopljenega kisika,

starost blata in nezaželena rast nitastih bakterij v prezra�evalnem reaktorju.

pH vrednost. Optimalna pH vrednost v sistemu z aktivnim blatom mora biti v obmo�ju

od 6,5 do 8,5. �e je pH vrednost prenizka ali previsoka, kosmi izgubijo na trdnosti, ker se

bakterije niso sposobne ve� mo�no vezati med seboj. Prenizka oziroma previsoka pH

vrednost lahko nastane v sistemu zaradi prisotnosti kislih ali alkalnih odpadnih vod.

Prenizek pH lahko nastane tudi zaradi nastale nitrifikacije, ki porablja alkaliteto. Z

raziskavami je bilo ugotovljeno, da pri pH vrednosti med 6,0 in 6,8 v aktivnem blatu

izgine ve�ina praživali, ostanejo le amebe. Kosmi za�nejo pri tako nizki vrednosti pH

razpadati in tako je tudi nitrifikacija zavrta. V sistemu so opazili tudi �ezmerno rast

nitastih (filamentoznih) bakterij, ki povzro�ajo napihovanje blata in s tem slabšo

usedljivost blata [49].

Temperatura (T). Temperatura ima pomemben vpliv na aktivnost bakterij in s tem na

tvorbo kosmov. Kadar je temperatura nizka (8oC ali manj) je tudi sinteza in aktivnost

bakterij nizka. Pri temperaturi nad 12oC se za�nejo hitreje tvoriti kosmi in u�inkovito


18

odstranjevati organske snovi. Tudi aktivnost prisotnih praživali se nad 4oC pove�a, vendar

pa se njihova aktivnost zniža nad 32oC. Optimalna temperatura bi naj bila v obmo�ju od

18 do 22 oC. Z raziskavami so dokazali, da povzro�a temperatura med 4 in 20 oC ve�jo

motnost v iztoku, ker imajo bakterije manjšo sposobnost tvoriti kosme, ki bi se hitro

usedali [50]. Pri višji temperaturi (nad 38 oC) je bilo dokazano, da za�nejo kosmi

razpadati zaradi nižje aktivnost bakterij in tako nastane slabša usedljivost blata [51].

Oksidacijsko-redukcijski potencial (ORP). Kadar je ORP v prezra�evalnem sistemu z

aktivnim blatom nižji od -150 mV se lahko biološko proizvedejo sulfidni ioni (HS-). V

sistemu lahko nastanejo tudi enostavne, topne kisline in alkoholi, ki povzro�ijo �ezmerno

rast nitastih bakterij in s tem izhajanje aktivnega blata iz sistema [52].

Raztopljeni kisik (RK). Prenizka koncentracija raztopljenega kisika v aktivnem blatu

lahko povzro�a �ezmerno rast nitastih bakterij, znižanje u�inka �iš�enja in razpadanje

kosmov. Kadar je koncentracija raztopljenega kisika pod 1 mg.L-1 za�nejo kosmi blata

razpadati in tako gredo suspendirani delci iz sistema z iztokom. Prav tako se zniža

vsebnost praživali, predvsem migetalkarjev, kar vodi do manjše možnosti odstranjevanja

suspendiranih in koloidnih delcev [53].

Nitaste (filamentozne) bakterije. Nezaželeno �ezmerno rast nitastih (filamentoznih)

bakterij v sistemu z aktivnim blatom povzro�ajo razli�ni dejavniki kot so prenizka

temperatura, nizka koncentracija raztopljenega kisika, premajhna obremenitev sistema s

hranili, prenizka oziroma previsoka pH vrednost in visoka starost blata. �ezmerna

prisotnost nitastih bakterij v aktivnem blatu povzro�a slabo usedljivost oziroma

napihovanje in penjenje blata [54, 55, 56].

Starost blata (SB). Na za�etku delovanja sistema z aktivnim blatom se v reaktorju nahaja

t.i. mlado blato, ki ga je treba adaptirati na nove razmere. Kadar je starost blata manjša od

4 dni se v sistemu oblikujejo šibki kosmi, ki se ne usedajo dobro in tako izhajajo iz

sistema. Tako ostaja v sistemu velika koli�ina organskih snovi, kar povzro�a, da je v

iztoku prisotna velika koli�ina organskih snovi in suspendiranih delcev [57].


19

2.4. Šaržni biološki reaktor (SBR)

2.4.1. Zna�ilnosti SBR tehnologije

Šaržni biološki reaktor (angl. Sequencing Batch Reactor) spada med napredne biološke

postopke �iš�enja. SBR se uspešno uporablja za odstranjevanje ogljikovih, dušikovih in

fosforjevih spojin iz odpadne vode [58, 59, 60]. Z raziskavami je bilo ugotovljeno, da se

uspešno uporablja za �iš�enje komunalnih [61] in industrijskih odpadnih vod kot so

mlekarne [62], papirnice [63], strojarne [64] in praši�je farme [65]. Šaržni biološki reaktor

je tako imenovani »napolni-in-izprazni« sistem z aktivnim blatom, kjer se vse faze

izvedejo v enem reaktorju. Po navadi se v enem ciklu izvede pet faz kot so polnjenje,

reakcija, usedanje, iztok in mirovanje [66]. Pri naših raziskavah so si v SBR sistemu

sledile faze zaporedno, kot je prikazano na sliki 6.

1. Faza: polnjenje

2a. Faza: anoksi�na reakcija

2b. Faza: aerobna reakcija

3. Faza: usedanje

4. Faza: iztok

5. Faza: mirovanje

1. Faza: polnjenje

2a. Faza: anoksi�na reakcija

2b. Faza: aerobna reakcija

3. Faza: usedanje

4. Faza: iztok

5. Faza: mirovanje

Slika 6: Prikaz vseh faz, ki se izvedejo v enem ciklu v SBR


20

1. Polnjenje

V fazi polnjenja se v SBR, kjer je prisotno aktivno blato, dodaja odpadna voda. Polnjenje

se izvaja ob mešanju, ki zagotovi, da se odpadna voda enakomerno porazdeli v reaktorju

in omogo�i hiter prenos oziroma stik z mikroorganizmi. Polnjenje je v našem primeru

potekalo ob stalnem mešanju brez prezra�evanja (anoksi�no/anaerobna faza).

2. Reakcija

V �asu reakcije za�nejo mikroorganizmi presnavljati organske snovi in jih pretvarjati v

anorganske snovi, novo biomaso in energijo. Reakcija lahko pote�e pri anaerobnih,

anoksi�nih (brez prisotnosti kisika) in aerobnih razmerah (prisotnost kisika). V primeru

kombinacije anoksi�ne in aerobne faze se izvedeta procesa denitrifikacije in nitrifikacije.

Med fazo reakcije se izvaja mešanje, ki zagotovi boljši stik mikroorganizmov z odpadno

vodo in sprijemanje bakterij med seboj ter tvorbo kosmov. V naših raziskavah je SBR

deloval pri anoksi�nih in aerobnih razmerah.

3. Usedanje

Po kon�ani reakciji se ustavi mešanje in sledi usedanje aktivnega blata, ki je izrednega

pomena. Tukaj se lo�i aktivno blato od �iš�ene odpadne vode. Za SBR sisteme je

pomembno, da se blato hitro useda. Zato se morajo tvoriti veliki in težki kosmi, ki imajo

sposobnost hitrega usedanja. Na ta na�in se izognemo izhajanju blata iz reaktorja.

4. Iztok

Ko se blato usede sledi iztok �iš�ene odpadne vode nad usedenim blatom iz sistema.

�iš�ena odpadna voda mora ustrezati zakonsko predpisanim vrednostim preden se vrne

nazaj v okolje oziroma se ponovno uporabi za tehnološke namene.

5. Mirovanje

Po iztoku je SBR kratek �as v mirovanju in je tako pripravljen za nadaljevanje novega

cikla, kjer se spet izvedejo vse naštete faze. Te faze si sledijo kontinuirano.

Precej raziskav je bilo narejenih v SBR, kjer je faza reakcije potekala najprej pri aerobnih

razmerah (nitrifikacija) in nato pri anoksi�nih razmerah (denitrifikacija). Raziskave kažejo

uspešno odstranjevanje ogljikovih in dušikovih spojin [67, 68, 69]. Faza reakcije se pa

lahko izvede prav tako prvo pri anoksi�nih razmerah in nato pri aerobnih prazmerah. V


21

tem primeru se polnjenje odpadne vode izvede v anoksi�ni fazi, kjer denitrifikatorji

razgrajujejo nitrat v plinasti dušik ob prisotnosti organskih snovi [70, 71]. Alkaliteta,

nastala v procesu denitrifikacije, se tako lahko porablja v nadaljnjem procesu nitrifikacije

[72]. Za boljšo kontrolo delovanja SBR je primerno kontinuirano spremljanje

koncentracije raztopljenega kisika (RK), oksidacijsko-redukcijskega potenciala (ORP) in

pH vrednosti. Ugotovljeno je bilo, da lahko z omenjeni parametri predvidimo konec

procesa nitrifikacije in denitrifikacije v aerobni in anoksi�ni fazi. S spremljanjem ORP in

pH vrednosti lahko prilagajamo �as posamezne faze in dobimo informacije o stabilnosti

procesa [73, 74].

2.4.2. Nitrifikacija [[[[10, 75]]]]

Nitrifikacija je dvostopenjska biokemijska reakcija, ki jo izvedejo avtotrofni organizmi,

imenovani nitrifikatorji oziroma nitrifikacijske bakterije. Nitrifikacija se izvede v

aerobnih razmerah, kjer se v reaktor dovaja kisik iz zraka. V procesu avtotrofne

nitrifikacije je CO2 vir ogljika, anorganski dušik (NO2-, NO3

-) pa vir energije za rast

biomase. Pri procesu nitrifikacije najpogosteje sodelujeta dva rodova bakterij,

Nitrosomonas in Nitrobacter. V prvi stopnji bakterije rodu Nitrosomonas oksidirajo

amonij v nitrit (ena�ba 2.1), v drugi stopnji pa bakterije rodu Nitrobacter oksidirajo nitrit

nadalje v nitrat (ena�ba 2.2). Proces lahko prikažemo s slede�imi reakcijami:

+−+ ++ →+ HOHNOONH asNitrosomon 25,1 2224 (2.1)

−− →+ 322 5,0 NOONO rNitrobacte (2.2)

Celotna reakcija:

OHHNOONH 2324 22 ++→+ +−+ (2.3)

V prvi stopnji biološke reakcije bakterije rodu Nitrosomonas sprostijo ve� energije pri

oksidaciji enega mola amonijevega dušika, imajo tudi ve�ji specifi�ni prirastek biomase.

Skupno reakcijo tako dolo�a hitrost rasti bakterije rodu Nitrosomonas (ena�ba 2.3).

Amonijev dušik se ne porabi v celoti kot vir energije za nitrifikacijske bakterije, ampak se

del amonijevega dušika porabi za novo celi�no biomaso (C5H7O2N). Rast novih celic v


22

aktivnem blatu se kaže kot povišanje koncentracije hlapnih suspendiranih snovi, kar

prikazuje ena�ba (2.4).

OHONOHCOHNHHCOCO 222752432 3544 ++→++ +− (2.4)

Nitrifikacijski proces v reaktorju znižuje alkaliteto. Pri pretvorbi 1 mg amonijevega

dušika porabimo 4,57 mg kisika, da dobimo 0,13 mg novih nitrifikacijskih celic. Pri tem

se v povpre�ju porabi 7,14 mg.L-1 alkalitete izražene kot CaCO3.

2.4.2.1. Kinetika nitrifikacije

Pri procesu nitrifikacije je nitrat kon�ni produkt, pri �emer se amonij in nitrit v sistemu

znižata. Prav tako je bilo raziskano, da nitrifikacija vedno ne pote�e popolnoma in prihaja

do kopi�enja nitrita. Kopi�enje nitrita se kaže kot rezultat ve�je aktivnosti bakterij rodu

Nitrosomonas od bakterij rodu Nitrobacter [76]. Literaturni podatki podajajo, da ima

amoniak zaviralni u�inek na nitrit oksidirajo�e bakterije [77, 78]. Na za�etku nitrifikacije

se za�ne koncentracija amoniaka zniževat, koncentracija nitrita in nitrata pa se pove�ujeta.

Nato za�nejo nitrit oksidirajo�e bakterije razgrajevat nitrit, pri �emer se koncentracija

nitrita znižuje, koncentracija nitrata pa se do konca nitrifikacije povišuje. Na koncu

nitrifikacije je koncentracija nitrita obi�ajno nižja od koncentracije amonija. Na sliki 7 je

prikazano spreminjanje ene oblike dušika v drugo [79].

Slika 7: Spreminjanje koncentracije dušikovih spojin pri procesu nitrifikacije

Hitrost procesa nitrifikacije lahko opišemo z ena�bo 2.6:

NO2-

t (h)

N

(mg.L-1) NO3-

NH4+


23

( )Xq

dtNNHd

Nmax4 =

−+

(2.6)

Specifi�no hitrost nitrifikacije lahko opišemo z ena�bo 2.7:

( )Xdt

NNHdq N ⋅

−=

+4

max (2.7)

2.4.3. Denitrifikacija [[[[10, 75]]]]

Denitrifikacija je biokemijski proces, ki ga izvedejo heterotrofni organizmi in poteka v

anoksi�nih razmerah. Koncentracija kisika mora biti v reaktorju nižja od 0,5 mg.L-1.

Proces denitrifikacije temelji na redukciji nitratnega dušika preko vmesnih dušikovih

spojin v elementarni dušik (N2), ki ni škodljiv za okolje. Denitrifikacijo izvajajo

heterotrofne bakterije (denitrifikatorji), ki so sposobne ob pomanjkanju raztopljenega

kisika porabljati vezani kisik iz nitrata. Kot donor elektronov potrebujejo bakterije

organski vir ogljika. Najpogostejši vir ogljika je metanol, lahko pa se uporabljajo tudi

drugi viri kot npr. etanol, glukoza, acetat, sinteti�na odpadna voda (pepton). Proces

denitrifikacije pote�e po ena�bi 2.8:

−− +++ →+ OHOHCONOHCHNO atorjiDenitrifik22233 6

765

65

(2.8)

Denitrifikacijski proces pove�uje v reaktorju alkaliteto. Pri redukciji 1 mg nitratnega

dušika v plinasti dušik nastane 3,57 mg.L-1 alkalitete izražene kot CaCO3. Pri procesu

denitrifikacije sodelujejo razli�ni rodovi heterotrofnih bakterij kot so Achromobacter,

Acetobacter, Acinetobacter, Agrobacterium, Bacillus, Chromobacter, Flavobacterium,

Halobacterium, Hypomicrobium, Neisseria, Paracoccus, Propionibacterium,

Pseudomonas. Med naštetimi prevladujejo pri procesu denitrifikacije bakterije rodu

Pseudomonas, ki reducirajo nitratni dušik [80]. Nekatere heterotrofne bakterije ne

reducirajo nitratni dušik, temve� nitritni dušik v dušikov oksid.


24

2.4.3.1. Kinetika denitrifikacije

Na za�etku procesa denitrifikacije se koncentracija nitrata znižuje vse do konca anoksi�ne

faze, pri �emer se tvori plinasti dušik, kar je prikazano na sliki 8 [79]. Hitrost rasti

heterotrofnih bakterij je ve�ja od hitrosti rasti avtotrofnih bakterij. Heterotrofne bakterije

prevladujejo v reaktorju, saj niso tako ob�utljive na zunanje vplive kot avtotrofne

bakterije. Na hitrost denitrifikacije ima pomemben vpliv koncentracija raztopljenega

kisika, ki deluje zaviralno na rast heterotrofnih denitrifikacijskih bakterij. Z raziskavami

je bilo ugotovljeno, da se nitrit med procesom denitrifikacije akumulira pri višjih pH

vrednostih od 8,5 do 9 [81]. Hitrost procesa denitrifikacije lahko opišemo z ena�bo 2.9:

( )Xq

dtNNOd

DNmax3 =

−−

(2.9)

Specifi�no hitrost denitrifikacije lahko opišemo z ena�bo 2.10:

( )Xdt

NNOdq DN ⋅

−=

−3

max (2.10)

Slika 8: Spreminjanje koncentracije dušikovih spojin pri procesu denitrifikacije

O2

t (h)

c

(mg.L-1) N2

NO3-


25

2.4.4. Dejavniki vpliva na nitrifikacijo in denitrifikacijo

Na proces nitrifikacije in denitrifikacije vplivajo predvsem koncentracija raztopljenega

kisika, temperatura, pH vrednost, oksidacijsko-redukcijski potencial, starost blata in

inhibitorji ter toksi�ne snovi.

Koncentracija raztopljenega kisika (RK). Prisotnost raztopljenega kisika pri procesu

denitrifikacije zniža aktivnost heterotrofnih bakterij. Koncentracija kisika 0,2 mg.L-1

povzro�i pri bakterijah rodu Pseudomonas nižjo aktivnost. Ugotovljeno je bilo, da mora

biti za u�inkovito izvedbo nitrifikacije koncentracija raztopljenega kisika v sistemu nad 2

mg.L-1. Kadar je v sistemu prenizka koncentracija kisika (pod 1 mg.L-1) se v sistemu

�ezmerno razmnožijo nitaste bakterije, ki posledi�no povzro�ijo napihovanje aktivnega

blata in slabše usedanje blata [82].

Temperatura (T). Temperatura ima zelo pomemben vpliv na rast nitrifikacijskih bakterij

in posledi�no tudi na stopnjo nitrifikacije. Stopnja rasti nitrifikacijskih bakterij naraš�a

sorazmerno z naraš�ajo�o temperaturo v obmo�ju od 8 oC do 30 oC. Pri zelo nizki

temperaturi (4 oC) bakterije rodu Nitrosomonas in Nitrobacter ne rastejo [80].

Nitrifikacija poteka v temperaturnem obmo�ju med 10 oC in 22 oC. Proces denitrifikacije

pote�e v temperaturnem obmo�ju od 15 oC do 25 oC. Denitrifikatorji lahko izvedejo

proces denitrifikacije tudi pri višji temperaturi nekje do 60 oC, pri temperaturi pod 5 oC pa

se proces ustavi [12].

pH vrednost. pH vrednost nam podaja informacijo, katera biološka reakcija poteka v

sistemu. Pri anoksi�nih razmerah je pH vrednost višja in nam podaja, da je proces

denitrifikacije kon�an. Pri aerobnih razmerah pa je vrednost pH nižja in nam prav tako

podaja, da je proces nitrifikacije kon�an. Optimalna pH vrednost pri kateri pote�e uspešno

proces nitrifikacije je med 8,0 in 9,0. Optimalna pH vrednost za uspešno izvedbo

denitrifikacije je med 7,0 in 9,0. Pri nižji pH vrednosti (pH pod 7), se pove�a koli�ina

dušikovih oksidov, predvsem N2O [12].

Oksidacijsko-redukcijski potencial (ORP). Oksidacijsko-redukcijski potencial je

pomemben tehnološki parameter, s katerim imamo kontrolo nad celotnim potekom

biološkega �iš�enja. Pri anoksi�nih razmerah ORP vrednost pada do konca procesa


26

denitrifikacije v negativno vrednost, kjer se proces denitrifikacije kon�a. Pri aerobnih

razmerah se vrednost ORP povišuje v pozitivno vrednost, dokler se proces nitrifikacije ne

zaklju�i [74].

Inhibitorji in toksi�ne snovi. Proces nitrifikacije inhibirajo nizka temperatura, pH

vrednost in nizka koncentracija prostega amoniaka. Prisotnost toksi�nih substanc, kot so

težke kovine, cianid, fenol, acetilen, klorit, kalijev klorid lahko ustavijo proces

nitrifikacije. Denitrifikatorji so manj ob�utljivi na inhibitorje in toksi�ne snovi kot

nitrifikatorji. Njihovo odpornost lahko pripisujemo njihovi ve�ji koncentraciji in hitrejši

rasti. Proces denitrifikacije zavira nizek pH, kakor tudi prisotnost ve�je koncentracije

nitratnega dušika v odpadnih vodah (nad 1 g.L-1). Toksi�en vpliv imajo na denitrifikatorje

predvsem žveplove spojine (sulfidi, sulfati), acetilen, cianid, petrolej, pesticidi, detergenti

in težke kovine [75].

Starost blata (SB). Starost aktivnega blata ima pomembno vlogo pri �iš�enju odpadnih

vod in vpliva na oblikovanje kosmov v reaktorju. Pri višji starosti blata (20 dni) je

zagotovljena nižja stopnja rasti in s tem tudi višja hidrofobnost na površini bakterijskih

celic, ki omogo�a boljše sprijemanje bakterij med seboj. Tako se tvorijo ve�ji in težji

kosmi, ki se hitreje usedajo. Kadar je starost blata nižja (od 4 dni do 6 dni) se tvorijo

manjši kosmi, ki se slabo usedajo [57]. Starost blata je povezana s koncentracijo blata v

sistemu in koncentracijo blata, ki gre iz sistema. Starost blata lahko izra�unamo po

formuli 2.11:

iS

R

XQXV

SB⋅⋅

= (2.11)

VR....................delovni volumen reaktorja, L

X......................koncentracija blata v reaktorju, g.L-1

Xi.....................koncentracija odpadnega blata, ki izhaja iz reaktorja, g.L-1

QS....................pretok odpadne vode, L.d-1


27

2.4.5. Primerjava konvencionalnega postopka �iš�enja in SBR [[[[83, 84, 85]]]]

Osnovni na�in biološkega �iš�enja odpadnih vod predstavlja konvencionalni biološki

postopek z aktivnim blatom, ki je lahko razli�nih izvedb. Z razvojem in namenom

izboljšave na podro�ju �iš�enja odpadnih vod je bil razvit napredni biološki postopek

�iš�enja, imenovan šaržni biološki reaktor. Oba sistema lahko delujeta pri višji

koncentraciji odpadne vode v sistem. Številni literaturni podatki navajajo, da ima SBR

sistem veliko prednosti pred konvencionalnim sistemom, zato se vse bolj uporablja za

�iš�enje komunalnih in industrijskih odpadnih vod.

Pri konvencionalnem sistemu je prisoten poleg prezra�evalnega reaktorja še usedalnik.

Konvencionalni sistem deluje kot preto�ni sistem, kjer se vodi odpadna voda v

prezra�evalni bazen in naprej v usedalnik. V usedalniku se lo�i aktivno blato od �iš�ene

odpadne vode in se vra�a nazaj v prezra�evalni reaktor. SBR pa deluje kot šaržni

postopek, kjer potrebujemo za �iš�enje samo en reaktor, v katerem se izvedejo vse faze, ki

se ponavljajo. Konvencionalni sistem potrebuje za delovanje visoke volumne, SBR pa

deluje pri nižjih volumnih. Zaradi konstrukcije in na�ina delovanja potrebujemo za

konvencionalni sistem ve� prostora kot za SBR. Obratovalni stroški so pri SBR nižji od

konvencionalnega sistema.

Konvencionalni sistem deluje v aerobnih razmerah, SBR pa lahko deluje pri anaerobnih,

anoksi�nih in aerobnih razmerah. SBR je tako bolj fleksibilen, saj lahko poljubno

izbiramo kombinacijo razmer pri katerih bo deloval. V SBR se lahko izvedeta procesa

denitrifikacije in nitrifikacije, medtem ko se v konvencionalnem sistemu izvede proces

nitrifikacije. V SBR sistemu se zaradi razli�nih dejavnikov razvije mešanica bakterij, ki

izboljša usedljivost blata in u�inek �iš�enja dušikovih in ogljikovih snovi.

SBR je lahko avtomatsko voden sistem, pri �emer se ra�unalniško zajemajo podatki o

vrednostih RK, ORP, T in pH vrednosti. Tako imamo lažji pregled nad celotnim

dogajanjem in lahko razberemo kdaj se je za�el in kon�al proces nitrifikacije in

denitrifikacije. SBR nam tako omogo�a tudi prepre�evanje �ezmerne rasti nitastih bakterij

in napihovanja blata.


28

2.5. Membranski biološki reaktor (MBR)

2.5.1. Zna�ilnosti MBR tehnologije

Membranska tehnologija temelji na filtraciji, kjer se iz odpadnih vod odstranijo

suspendirani in koloidni delci ter virusi in mikroorganizmi. Membranska tehnologija

zajema mikrofiltracijo in ultrafiltracijo. Glede na prisotnost razli�nih delcev v odpadni

vodi se dolo�i katero filtracijo bomo uporabili. Membranske sisteme uporabljamo, kadar

želimo dose�i visoko kakovost �iš�ene odpadne vode. Tako �iš�eno odpadno vodo lahko

izpustimo nazaj v okolje ali pa jo ponovno uporabimo za tehnološke namene. Za �iš�enje

odpadnih vod se uporabljajo membranski bioreaktorji, ki omogo�ajo lo�evanje

suspendiranih snovi od �iš�ene odpadne vode. Membranski bioreaktorji temeljijo na

biološkem �iš�enju odpadnih vod in so opremljeni z membranami. Poznamo membranske

bioreaktorje, pri katerih je membrana nameš�ena izven reaktorja (slika 9a) in membranske

bioreaktorje, ki imajo membrano vstavljeno v bioreaktor (slika 9b). Membranski reaktorji

z vstavljeno membrano porabijo manj energije in prostora, membranski reaktorji, ki imajo

membrano nameš�eno izven reaktorja pa omogo�ajo lažje �iš�enje membrane [86].

(a) (b)

Slika 9: Prikaz membranskega reaktorja z membrano izven reaktorja (a) in z vstavljeno

membrano (b)

Z mikrofiltracijo lahko iz odpadne vode odstranimo suspendirane snovi. Velikosti por so

od 0,05 µm do 2 µm. Z ultrafiltracijo dosežemo višjo stopnjo lo�evanja, pri kateri

odstranimo iz odpadne vode tudi bakterije in viruse. Velikosti por so od 0,005 µm do 0,1

aktivno blato

aktivno blato

prezra�evanje prezra�evanje prezra�evanje

povratno blato

odve�no blato

odve�no blato

vtok iztok

vtok iztok


29

µm. Membrane so izdelane iz organskih polimerov, kot je polietilen ali pa so iz

kerami�nih materialov. Pri �iš�enju odpadne vode z membranskim bioreaktorjem je

pomemben pretok odpadne vode skozi membrano. Raziskave kažejo, da ima pomemben

vpliv na pretok odpadne vode skozi membrano predvsem prisotnost koloidnih delcev v

odpadni vodi [87].

U�inkovitost delovanja membranskega reaktorja podaja prepustnost membrane, ki se

izraža s pretokom odpadne vode, ki prehaja skozi membrano pod dolo�enim tlakom. Prav

tako je za u�inkovito delovanje membrane pomembna temperatura odpadne vode, ki

vstopa v sistem, saj se spreminja viskoznost biomase v MBR sistemu. Temperatura

odpadne vode bi naj bila v obmo�ju od 15 do 25oC. Prepustnost membrane se zniža pri

prehodu odpadne vode z nižjo temperaturo. Pri tem je potreben dolo�en tlak, da se doseže

ustrezen pretok odpadne vode skozi membrano.

Na u�inkovito delovanje membrane vplivajo tudi višja koncentracija biomase v reaktorju,

ki zniža prenos kisika [88]. Višja koncentracija biomase in prisotnost nitastih bakterij

lahko zmanjšajo prepustnost membrane, saj se nakopi�ijo na površini membrane [89, 90].

Pore membran pa lahko zapolnijo raztopljene organske snovi, ki prav tako znižajo stopnjo

prepustnosti [91]. Zaradi tega je zelo pomembno, da se po dolo�enem �asu delovanja

membrane o�istijo. Membrane lahko o�istimo s kemikalijami kot so natrijev hipoklorid

(NaOCl), natrijev hidroksid (NaOH), citronska kislina, oksalna kislina, klorovodikova

kislina in detergenti. Katero �istilo bomo uporabili je odvisno od tipa umazanije in tipa

membrane [92].

Prednost membranske tehnologije pred konvencionalnim �iš�enjem je višja kakovost

�iš�ene odpadne vode, višja stopnja razgradnje raztopljenih organskih substanc ter

odstranitev virusov in bakterij. Doseže se nižja stopnja rasti biomase pri višji starosti

blata, delovanje sistema je bolj fleksibilno in ne potrebujemo veliko prostora [93]. Z

raziskavami je bilo dokazano, da se doseže visoka stopnja odstranjevanja ogljikovih,

dušikovih ter fosforjevih spojin pri starosti blata od 20 dni do 50 dni. Pri višji starosti

blata se doseže manjša stopnja rasti biomase, ki omogo�a mikroorganizmom, da

razgradijo tudi težje razgradljive spojine [94].


30

Literaturni podatki navajajo, da se doseže visoka stopnja �iš�enja odpadnih vod s

kombinacijo šaržnega biološkega reaktorja in membranskim sistemom [95, 96].

2.6. Slovenska zakonodaja

V Sloveniji urejajo podro�je voda Zakon o varstvu okolja [2] , Zakon o vodah [3], Zakon

o ohranjanju narave [4] in veliko število podzakonskih predpisov, ki dolo�ajo mejne

vrednosti emisij snovi in energije v vodo ter mejne emisijske vrednosti. Osnovna uredba s

podro�ja odpadnih vod je Uredba o emisiji snovi in toplote pri odvajanju odpadnih voda v

vode in javno kanalizacijo [97]. Uredba predpisuje mejne vrednosti emisije snovi v teko�e

površinske vode in obalno morje ali v kanalizacijo ter mejne vrednosti toplote v teko�e

površinske vode. Uredba dolo�a mejne vrednosti splošnih, bioloških, anorganskih in

organskih parametrov v odpadni vodi iz virov onesnaženja, za iztok v vodotok in za iztok

v kanalizacijo. Mejna vrednost za odvajanje odpadne vode iz virov onesnaženja, ki se

odvaja v vode znaša za koncentracijo amonijevega dušika 10 mg.L-1, za koncentracijo

nitritnega dušika 1 mg.L-1 in za koncentracijo KPK 120 mg.L-1.

Mejna vrednost za koncentracijo nitratnega dušika se izra�una po formuli 2.12:

QsQDKSMVK np /3,0 ⋅⋅= (2.12)

MVK............mejna vrednost nitratnega dušika, izražena v mg.L-1

DKS.............koncentracija nitratov za dobro kemijsko stanje površinske vode v skladu s

predpisom, ki ureja kemijsko stanje površinskih voda

sQ................najve�ji 6-urni povpre�ni pretok industrijske odpadne vode v vodotok,

izražen v L.s-1

Za odvajanje odpadne vode iz komunalnih �istilnih naprav je pomembna Uredba o emisiji

snovi pri odvajanju odpadne vode iz komunalnih �istilnih naprav [98]. Uredba zajema

mejne vrednosti parametrov odpadne vode, ki se odvajajo iz komunalne �istilne naprave.

Za �istilne naprave od 10.000 do 100.000 PE znaša mejna vrednost koncentracije

celotnega dušika 25 mg.L-1, za koncentracijo amonijevega dušika 10 mg.L-1 in

koncentracijo KPK 110 mg.L-1.


31

3. Eksperimentalni del

3.1. Pilotna naprava

Za raziskave smo uporabili šaržni biološki reaktor (SBR), ki temelji na �iš�enju odpadnih

vod z aktivnim blatom. SBR ima celotni volumen 70 L in je narejen iz PVC materiala ter

je opremljen z:

- membranskim difuzorjem za prezra�evanje (na dnu reaktorja),

- merilnikom nivoja teko�ine v reaktorju,

- merilnikom koncentracije raztopljenega kisika (RK),

- merilnikom oksidacijsko-redukcijskega potenciala (ORP),

- merilnikom temperature (T),

- merilnikom pH in

- mešalom.

Na sliki 10 je prikazan shematski prikaz laboratorijskega SBR modela in laboratorijske

pilotne naprave.

Kontrolni sistem RK, Temperatura

pHORPNivo

Dovod zraka

IZTOK

Odpadno blato

VTOK

NADZORNI SISTEM

Mešalo

(a) (b)

Slika 10: Shematski prikaz laboratorijskega SBR modela (a) in laboratorijske pilotne

naprave (b)


32

Faze polnjenje, reakcija, usedanje, iztok in mirovanje so potekale kontinuirano in smo jih

vodili avtomati�no. Polnjenje substrata in iztok �iš�ene odpadne vode je potekalo s

�rpalkami z avtomatskimi kontrolnimi ventili. Z ra�unalniškim programom smo

avtomatsko zajemali vrednosti koncentracije RK, ORP, pH in T. Vsi preskusi so potekali

v termostatiranem prostoru pri 20 ± 1oC in pH vrednosti med 7 in 9.

Del eksperimentalnega dela je potekal v stolpnem šaržnem reaktorju volumna 15 L (višine

120 cm in premera 13,5 cm), ki je bil opremljen z mešalom in kerami�nim difuzorjem za

prezra�evanje (slika 11). Reaktor je deloval s pomo�jo �asovnega regulatorja, s katerim

smo kontrolirali delovanje mešala, prezra�evanje, odpiranje ventila za iztok in �as �rpanja

odpadne vode v reaktor.

Slika 11: Shema laboratorijskega stolpnega šaržnega biološkega reaktorja

3.2. Odpadna voda

Za raziskave smo uporabili sinteti�no odpadno vodo, ki je bila sestavljena iz mesnega

peptona (Merck, Nem�ija) raztopljenega v vodovodni vodi. Tako smo lahko vzdrževali

stalno razmerje med organskimi in dušikovimi spojinami, hkrati pa je pepton služil kot vir

mikroelementov, ki so potrebni za biološke procese �iš�enja. Z dodajanjem komunalne

odpadne vode smo simulirali realne razmere, ker je ve�ina odpadnih vod mešanica

specifi�nih odpadnih vod (npr. tehnoloških) in komunalnih vod. Komunalna odpadna

voda vsebuje poleg organskih in dušikovih spojin tudi dodatne mikroelemente in

mikroorganizme kar omogo�a, da preverimo delovanje sistemov za biološko �iš�enje z

aktivnim blatom ob stalnem dovajanju zunanjega vira mikroorganizmov.

iztok

vtok

zrak


33

3.3. Analizne metode

Sinteti�ni odpadni vodi in �iš�eni odpadni vodi smo dolo�ali parametre onesnaženja kot

so kemijska potreba po kisiku (KPK), koncentracijo dušika po Kjeldahlu (N-Kj),

amonijevega dušika (NH4-N), nitritnega dušika (NO2-N) in nitratnega dušika (NO3-N).

Prav tako smo spremljali koncentracijo blata v reaktorju (X) in v iztoku (Xi) ter

koncentracijo hlapnih suspendiranih snovi (XV) in usedljivost blata.

3.3.1. Dolo�anje kemijske potrebe po kisiku (KPK) [[[[99]]]]

Kemijska potreba po kisiku (KPK) je merilo za organsko onesnaženje v površinskih in

odpadnih vodah. Analizo smo izvedli po standardni metodi SIST ISO 6060 (1996). To je

odprta refluksna metoda. S kemijsko potrebo po kisiku dolo�imo vse organske snovi, ne

moremo pa lo�iti med biološko razgradljivimi in biološko inertnimi organskimi snovmi.

Kemijska potreba po kisiku je koncentracija kisika, ki je ekvivalentna koli�ini dikromata,

ki se porabi za oksidacijo raztopljenih in suspendiranih snovi v vzorcu.

Organske snovi smo oksidirali s segrevanjem z mešanico K2Cr2O7 in žveplove (VI)

kisline. Vzorec smo refluktirali v mo�no kisli raztopini ob prisotnosti živosrebrovega (II)

sulfata z znano prebitno koli�ino kalijevega dikromata in srebrovim katalizatorjem:

Cr2O72- + 6e- + 14H+ � 2Cr3+ + 7H2O ( 3.1)

Med reakcijo se je del dikromata Cr2O72-, reduciral v Cr3+, preostanek smo titrimetri�no

dolo�ili z raztopino amonijevega železovega (II) sulfata (FAS):

Cr2O72- + 6Fe2+ +14H+ � 2Cr3+ + 6Fe3+ + 7H2O (3.2)

Kemijsko potrebo po kisiku smo izra�unali po ena�bi 3.3:

( )0

800021

VcVV

KPK⋅⋅−

= (3.3)


34

KPK ............ kemijska potreba po kisiku [mg.L-1]

V0 ............. volumen nerazred�enega vzorca [mL]

V1 …......... poraba FAS za slepi vzorec [mL]

V2 …......... poraba FAS za vzorec [mL]

c …….... koncentracija FAS [mol.L-1]

8000 ............ molekulska masa ½ O2 [mg.mol-1]

3.3.2. Dolo�anje amoniaka – metoda z destilacijo in titracijo [[[[100]]]]

Analizo smo izvedli po standardni metodi SIST ISO 5664 (1996). Za izvedbo analize smo

uporabili aparaturo za destilacijo, z oznako KJELTEC AUTO 2300 SYSTEM II.

Volumen vzorca smo odpipetirali v kiveto in po metodi z destilacijo in titracijo v

destilacijski aparaturi dolo�ili koncentracijo amoniaka, ki smo jo podali v mg.L-1.

3.3.3. Dolo�anje dušika po Kjeldahlu [[[[101]]]]

Dušik po Kjeldahlu smo dolo�ili z metodo destilacije in titracije SIST ISO 5663 (1996). Z

razklopom, ki je potekal v aparaturi KJELTEC DIGESTION SYSTEM 20 smo prevedli

organsko vezan dušik v amoniak. V Kjeldahlovo kiveto smo odpipetirali vzorec in dodali

žveplovo (VI) kislino in Cu katalizator v obliki pelet. Po razklopu z destilacijo in titracijo

v destilacijski aparaturi smo dolo�ili koncentracijo amoniaka v vzorcu. Dolo�ili smo

organsko vezan dušik in dušik v obliki amoniaka. Rezultate smo podali v mg.L-1.

3.3.4. Dolo�anje nitrita in nitrata z metodo ionske kromatografije [[[[102]]]]

Analizo smo izvedli po metodi SIST EN ISO 10304-2 (1996). Princip lo�evanja ionov

temelji na interakciji med ioni, mobilno fazo in stacionarno fazo. Za analizo smo uporabili

aparat DIONEX DX-120 z avtomatskim vzor�evalnikom. Anione smo kvalitativno

ovrednotili glede na retenzijski �as, to je �as, ki ga ion potrebuje da preide kolono in

kvantitativno glede na višino pika v primerjavi s standardnimi raztopinami. Površina in

višina kromatografskega vrha sta linearno odvisna od koncentracije iona. Koncentracijo

nitritnega in nitratnega iona smo podali v mg.L-1.


35

3.3.5. Dolo�anje celotnega organskega ogljika (raztopljenega) TOC [103]

Celotni organski ogljik predstavlja koncentracijo organsko vezanega ogljika v odpadni

vodi, ki je izražena v mg.L-1. TOC smo dolo�ali po ISO 8245 (DIN 38409-H-3).

Koncentracijo TOC smo merili s pomo�jo TOC analizatorja kot razliko med vsebnostjo

celotnega ogljika (TC) in vsebnostjo anorganskega ogljika (IC). Analiza celotnega ogljika

TC temelji na visokotemperaturnem katalitskem sežigu spojin, kot katalizator pa se

obi�ajno uporablja 1 ut. % Pt nanešen na γ-Al2O3. Analiza anorganskega ogljika, ki

poteka pri sobni temperaturi, pa temelji na pretvorbi karbonatov in hidrogenkarbonatov v

mo�no kislem mediju (pH < 2) v CO2. Detekcija nastalega CO2 poteka s pomo�jo IR

detektorja. Popolna oksidacija vzorcev poteka pri 680°C, kot mobilna faza in oksidant pa

služi zrak ali kisik.

3.4. Tehnološki parametri

3.4.1. Dolo�anje koncentracije aktivnega blata (X) [[[[104]]]]

Vzorec smo prefiltrirali skozi filtrirni papir z oznako �rni trak, ki smo ga predhodno

posušili na 105 °C do konstantne teže in stehtali. Filtrirni papir s suspendiranimi snovmi

smo sušili do konstantne teže (sušene ca. 3 ure) pri 105 °C. Iz razlike tež praznega filter

papirja, ter filter papirja s posušenimi suspendiranimi snovmi, smo izra�unali maso in

nato koncentracijo suspendiranih snovi. Rezultate smo podali v g.L-1 .

3.4.2. Dolo�anje koncentracije hlapnih suspendiranih snovi (XV) [[[[104]]]]

Hlapne suspendirane snovi so frakcija suspendiranih trdnih snovi, vklju�no z organskimi

snovmi in hlapnimi anorganskimi solmi. Že stehtan in posušen filtrirni papir s

suspendiranimi snovmi, smo dali v pe� pri 600 °C za ca. 3 ure, do popolne oksidacije

hlapnih suspendiranih snovi. Iz razlike mas med posušenimi suspendiranimi snovmi in

pepelom smo izra�unali maso hlapnih suspendiranih snovi in nato koncentracijo hlapnih

suspendiranih snovi. Rezultate smo podali v g.L-1 .


36

3.4.3. Dolo�anje usedljivosti blata in volumskega indeksa blata (VIB) [[[[104]]]]

Z usedljivostjo blata dolo�amo lastnosti usedanja kosmov aktivnega blata v reaktorju. Za

izvedbo usedljivosti blata smo uporabili merilni valj volumna 1 L. Premešano suspenzijo

aktivnega blata iz aerobne faze smo prenesli iz reaktorja v merilni valj in po 30 min

od�itali volumen usedenega blata. Rezultate smo podali v mL.L-1. Usedljivost smo

uporabili za dolo�anje volumskega indeksa (VIB), ki smo ga izra�unali iz razmerja med

volumnom usedenega blata in koncentracijo aktivnega blata.

XVU

VIB = (3.4)

VIB .............volumski indeks blata (mL.g-1)

VU .............usedljivost blata (mL.L-1)

X ...............koncentracija aktivnega blata (g.L-1)

3.4.4. Dolo�anje volumske obremenitve (BV) in obremenitve blata (BB) [[[[104]]]]

Volumska obremenitev �istilne naprave je razmerje med dnevno obremenitvijo

organskega onesnaženja (npr. KPK) in volumnom prezra�evalnika. Volumsko

obremenitev izra�unamo po formuli 3.5.

R

SVV V

QKPKB

⋅= (3.5)

BV………….volumska obremenitev (g.L-1.d-1)

KPKV………kemijska potreba po kisiku v vtoku (mg.L-1)

QS…………..pretok odpadne vode (L.d-1)

VR…………..delovni volumen reaktorja (L)

Obremenitev blata je razmerje med dnevno obremenitvijo organskega onesnaženja (npr.

KPK) in množino aktivnega blata v prezra�evalniku. Obremenitev blata izra�unamo po

formuli 3.6.

XVQKPK

BR

SVB ⋅

⋅= (3.6)


37

BB………….obremenitev blata (g .g-1.d-1)

KPKV………kemijska potreba po kisiku v vtoku (mg.L-1)

QS…………..pretok odpadne vode (L.d-1)

VR………….delovni volumen reaktorja (L)

X…………...koncentracija aktivnega blata (g.L-1)

3.4.5. Dolo�anje hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije iz dušikove masne bilance

Celotno hitrost denitrifikacije in nitrifikacije dolo�imo na podlagi dušikove masne

bilance. Celotno hitrost denitrifikacije izra�unamo po formuli 3.7.

( ) ( ) ( )XVt

NNONNOcVNNONNOcVNNONNOcVq

Xdtdc

RDN

iiVVZDN ⋅⋅

−+−⋅−−+−⋅+−+−⋅==

��

��

�

∗ 2323023 (3.7)

*DNq .................................hitrost denitrifikacije (mg.g-1.h-1)

dc/dt.................................hitrost spremembe koncentracije dušika (mg.L-1.h-1)

X.......................................koncentracija aktivnega blata (g.L-1)

c(NO3-N + NO2-N)0.......vsota koncentracij nitratnega in nitritnega dušika na za�etku

denitrifikacije (mg.L-1)

c(NO3-N + NO2-N)V.........vsota koncentracij nitratnega in nitritnega dušika v vtoku

(mg.L-1)

c(NO3-N + NO2-N)i..........vsota koncentracij nitratnega in nitritnega dušika na koncu

denitrifikacije (mg.L-1)

VR.....................................delovni volumen reaktorja (L)

VZ......................................za�etni volumen (L)

VV......................................volumen vtoka sveže odpadne vode v reaktorju (L)

Vi......................................volumen iztoka na koncu denitrifikacije (L)

tDN.....................................�as denitrifikacije (min)

Celotno hitrost nitrifikacije izra�unamo po formuli 3.8.

( ) ( )XVt

NNOKjNcVNNOKjNcVq

Xdtdc

RN

iiRRN ⋅⋅

−+−⋅−−+−⋅==

��

��

�

∗ 22 (3.8)


38

*Nq ...................................hitrost nitrifikacije (mg.g-1.h-1)

dc/dt..................................hitrost spremembe koncentracije dušika (mg.L-1.h-1)

X.......................................koncentracija aktivnega blata (g.L-1)

VR.....................................delovni volumen reaktorja (L)

Vi......................................volumen iztoka na koncu nitrifikacije (L)

tN......................................�as nitrifikacije (min)

c(N-Kj + NO2-N)R...........vsota koncentracij Kjeldahlovega in nitritnega dušika v reaktorju

na za�etku nitrifikacije (mg.L-1)

c(N-Kj + NO2-N)i...........vsota koncentracij Kjeldahlovega in nitritnega dušika na koncu

nitrifikacije v iztoku (mg.L-1)

3.5. Kineti�ni parametri

3.5.1. Dolo�anje specifi�ne hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije [[[[105, 106]]]]

Pilotni šaržni reaktor predstavlja odli�no raziskovalno orodje, ker omogo�a spremljanje

kinetike bioloških procesov pri realnih razmerah. Iz eksperimentalnih podatkov

pridobljenih v pilotnem SBR smo dolo�ili vrednosti dveh kineti�nih parametrov:

specifi�no hitrost denitrifikacije in specifi�no hitrost nitrifikacije.

Specifi�no hitrost denitrifikacije qDN dolo�imo na osnovi hitrosti izginevanja nitratnega

dušika v anoksi�ni fazi (pri tem upoštevamo tudi prisotni nitritni dušik, ki pomeni

nedokon�ani proces denitrifikacije). Specifi�no hitrost denitrifikacije qDN (mg.g-1.h-1) smo

izra�unali na osnovi ena�be 3.9:

Xk

q DNDN

60⋅= (3.9)

Pri �emer DNk (mg.L-1.min-1) predstavlja naklon glajene premice v najstrmejšem obmo�ju

v anoksi�ni fazi, X (g.L-1) pa koncentracijo aktivnega blata v SBR.

Specifi�no hitrost nitrifikacije qN dolo�imo na osnovi hitrosti izginevanja amonijevega

dušika ali hitrosti nastajanja nitratnega dušika v aerobni fazi. Pri izrazu na osnovi hitrosti

izginevanja amonijevega dušika moramo upoštevati, da se del amoniaka vgradi v priraslo


39

biomaso. Specifi�no hitrost nitrifikacije qN (mg.g-1.h-1) smo izra�unali na osnovi ena�be

3.10:

Xk

q NN

60⋅= (3.10)

Pri �emer DNk (mg.L-1.min-1) predstavlja naklon glajene premice nastajanja nitrata v

najstrmejšem obmo�ju v aerobni fazi, X (g.L-1) pa koncentracijo aktivnega blata v SBR.

3.6. Mikroskopske metode

Za mikroskopiranje smo uporabili laserski mikroskop LEICA TCS SP5 z ra�unalniškim

programom LAS AF (Leica Application Suite Advanced Fluorescence), ki omogo�a, da

lahko objekt neposredno spremljamo na ra�unalniku. Mikroskop je opremljen z laserji, ki

omogo�ajo, da lahko objekt skeniramo. Na sliki 12 je prikazan mikroskop Leica TCS

SP5.

Število in velikost kosmov smo dolo�evali ro�no. Pri dolo�evanju velikosti kosma smo

upoštevali najve�jo dimenzijo, ki smo jo izmerili glede na položaj kosma v merilnem

polju. Realna primerjava med velikostjo kosmov aktivnega blata, ki so nastali pri

razli�nih razmerah v SBR, temelji na enaki merilni tehniki, odstopanja pri absolutnih

vrednosti so veliko ve�ja, ker so kosmi nepravilnih oblik.

Slika 12: Laserski mikroskop Leica TCS SP5


40

4. Rezultati in diskusija

Prvi sklop raziskav obsega preskuse granulacije aktivnega blata. Preskuse smo vodili v SBR v

aerobnih razmerah. Namen je bil tvorba granul, ki omogo�a višje koncentracije biomase v

sistemu (X > 10 g.L-1). Drugi sklop raziskav obsega konvencionalno �iš�enje sinteti�ne

odpadne vode pri koncentraciji aktivnega blata 3,5 g.L-1. Tretji sklop raziskav obsega

preskuse pri višji koncentraciji aktivnega blata (od 9,2 g.L-1 do 13,7 g.L-1) in starosti

aktivnega blata (od 21 dni do 57 dni) . Preskuse smo vodili v SBR reaktorju pri anoksi�nih in

aerobnih razmerah ter spremljali kinetiko denitrifikacije in nitrifikacije. �etrti sklop raziskav

obsega preskusa, kjer smo spremenili razmere delovanja SBR, z dodatno anoksi�no in

aerobno fazo. S to spremembo smo znižali koncentracijo nitratnega dušika v iztoku. Peti

sklop raziskav obsega filtracijo biološko �iš�ene odpadne vode iz SBR. S sistemom

SBR/filter smo dosegli boljšo kakovost �iš�ene odpadne vode. Iz odpadne vode smo dodatno

še odstranili suspendirane in raztopljene snovi ter bakterije. Tako �iš�eno odpadno vodo lahko

ponovno uporabimo v tehnološke namene.

4.1. Preskusi granulacije

4.1.1. Granulacija v aerobnem SBR

Prvi preskus tvorbe granul smo izvajali pri delovnem volumnu 10,4 L. Za �iš�enje smo

uporabili stolpni SBR kot je prikazano na sliki 11. V enem ciklu smo izvedli 5 faz in sicer

polnjenje, reakcija, usedanje, iztok in mirovanje. Dolžine posameznih faz delovanja SBR so

prikazane v tabeli 2.

Tabela 2: Dolžina faz enega cikla delovanja SBR

Faza �as (min) Polnjenje 120 Aerobna faza 225 Usedanje 10 Iztok 4 Mirovanje 1 Skupaj 360


41

V enem dnevu smo izvedli štiri cikle, ki so trajali 6 ur in so si sledili zaporedno. SBR je

deloval pri aerobnih razmerah, kjer se je mešanje izvajalo s pomo�jo pretoka zraka (Q) v

reaktor, ki je bil 600 L.h-1.

V reaktor smo postopoma �rpali 3 L sinteti�ne odpadne vode in na koncu cikla 3 L �iš�ene

odpadne vode izto�ili. S tem je bil pretok sinteti�ne odpadne vode 12 L.d-1. Pri naših

raziskavah smo uporabili za �iš�enje sinteti�no odpadno vodo, ki je bila mešanica mesnega

peptona, vodovodne vode in komunalne odpadne vode. Sestava sinteti�ne odpadne vode je

prikazana v tabeli 3.

Tabela 3: Sestava sinteti�ne odpadne vode

Sestavina Koli�ina Pepton (g) 40 Voda (L) 14 Komunalna odpadna voda (L) 2 Skupni volumen odpadne vode (L) 16

SBR je deloval 65 dni z obratovalnimi in tehnološkimi parametri podanimi v tabeli 4, kjer so

prikazane povpre�ne vrednosti parametrov.

Tabela 4: Obratovalni in tehnološki parametri delovanja SBR

Parameter Vrednost VR (L) 10,4 QS (L.d-1) 12 Q (L.h-1) 600 X (g.L-1) 3,1 XV (g.L-1) 2,8 BV (g.L-1.d-1) 2,8 BB (g.g-1.d-1) 1,1 KPKv (mg.L-1) 2534 VIB (mL.g-1) 155

Na sliki 13 je prikazan potek koncentracije aktivnega blata (X), koncentracije hlapnih

suspendiranih snovi (XV) in volumski indeks blata (VIB) v �asu 65 dni delovanja SBR.

Koncentracija aktivnega blata je bila v za�etku preskusa 7 g.L-1 in se je postopno nižala do 26.

dne delovanja SBR. Vrednost VIB se je v tem �asu povišala iz 70 mL.g-1 do 233 mL.g-1. �as


42

za usedanje je bil 10 min. V tem �asu so se lo�ile bakterije z dobro sposobnostjo usedanja od

bakterij s slabšo sposobnostjo usedanja. Z nižanjem koncentracije X in XV se je višala

vrednost VIB, kar predstavlja slabšo sposobnost usedanja aktivnega blata.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

t (d)

X, X

v (g

.L-1

)

0

30

60

90

120

150

180

210

240

270

300

VIB

(mL

.g-1

)

X Xv VIB

Slika 13: �asovni potek koncentracije aktivnega blata (X), koncentracije hlapnih

suspendiranih snovi (XV) in volumskega indeksa blata (VIB)

Med 26. dnevom in 40. dnevom delovanja SBR so se za�eli tvoriti kosmi aktivnega blata

velikosti od 0,6 mm do 1,1 mm, pri �emer se je povišala koncentracija aktivnega blata od 2,5

g.L-1 do 3,4 g.L-1. Posledi�no se je izboljšala tudi sposobnost usedanja aktivnega blata, kar je

razvidno iz slike 13, z znižanjem vrednosti VIB do 100 mL.g-1. Po 40. dnevu delovanja SBR

smo opazili, da so za�eli kosmi aktivnega blata razpadati. Pri tem se je poslabšala sposobnost

usedanja aktivnega blata in posledi�no smo izgubljali aktivno blato iz reaktorja, pri �emer sta

se nižali X in XV, vrednost VIB se je vse do konca preskusa poviševala. Koncentracija

aktivnega blata se je v SBR znižala do 1,8 g.L-1, VIB se je povišal na 250 mL.g-1. Ker se

granule niso tvorile, ampak je prišlo do razpadanja ve�jih kosmov blata v manjše kosme smo

preskus ustavili 65. dan delovanja SBR.

Aktivno blato smo opazovali tudi pod mikroskopom, da bi spremljali nastajanje granul. V

za�etni fazi so bili kosmi blata manjši in so se med procesom �iš�enja pove�evali. V SBR so


43

se oblikovali ve�ji kosmi, vendar ne granule. Slika 14 prikazuje velikost kosmov aktivnega

blata 38. dan delovanja SBR in na koncu preskusa.

Granule se v prvem preskusu niso tvorile. Predvidevamo, da bakterije niso oblikovale granul

zaradi prenizke obremenitve reaktorja in zaradi daljšega �asa celotnega cikla, ki je trajal 6 ur.

Prav tako ima pomemben vpliv tudi �as �rpanja odpadne vode v reaktor, ki je bil v našem

primeru 120 min.

(a) (b)

Slika 14: Kosem aktivnega blata 38. dan (100-kratna pove�ava) delovanja SBR, premera

1,007 mm (a) in na koncu preskusa, premera od 0,2 mm do 0,4 mm (b)

Med prvim preskusom smo spremljali tudi potek koncentracije KPK na vtoku in iztoku in

u�inek �iš�enja organskih snovi, kar prikazuje slika 15. Koncentracija KPK v iztoku je bila v

povpre�ju 194 mg.L-1 in je presegala zakonsko dovoljeno vrednost, ki je dovoljena za iztok

odpadne vode v naravne vode (120 mg.L-1). Glede na koncentracijo sinteti�ne odpadne vode

na vtoku, ki je bila v povpre�ju 2534 mg.L-1, smo dosegli 92 % odstranitev organskih snovi

iz odpadne vode. U�inek �iš�enja je bil kljub temu, da se niso tvorile granule, uspešen.

Preskus je potekal pri aerobnih razmerah, zato se je izvajal samo proces nitrifikacije.

Naš namen je bil, da bi nastale granule, znotraj katerih bi potekal tudi proces denitrifikacije.

Zato smo spremljali najprej samo potek �iš�enja organskih snovi, ko pa bi se tvorile granule,

bi spremljali tudi koncentracijo amonijevega dušika (NH4-N), nitritnega dušika (NO2-N) in

nitratnega dušika (NO3-N) ter celotnega dušika (TN).


44

0

350

700

1050

1400

1750

2100

2450

2800

3150

3500

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

t (d)

KPK

v, K

PKi (

mg.

L-1

)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

U�i

nek �i

š�en

ja (%

)

KPKv KPKi % �iš�enja

Slika 15: �asovni potek koncentracije KPK na vtoku (KPKV), iztoku (KPKi) in u�inek

�iš�enja

4.1.2. Granulacija v aerobnem SBR pri spremenljivih razmerah

Pri nadaljnjih raziskavah granulacije smo povišali obremenitev reaktorja, skrajšali �as za

usedanje in spremenili sestavo sinteti�ne odpadne vode. SBR je deloval pri aerobnih razmerah

pri delovnem volumnu 12,4 L. Na dan smo izvedli 6 ciklov, ki so trajali 4 ure. Delovanje SBR

smo razdelili v tri obdobja, kjer smo izvedli razli�ne spremembe. V prvem obdobju je deloval

SBR 10 dni, v drugem 30 dni in v tretjem 16 dni. V tem �asu smo spreminjali �as za usedanje

in posledi�no tudi �as aerobne faze, kar je prikazano v tabeli 5.

Tabela 5: Dolžina faz enega cikla v posameznem obdobju delovanja SBR

Faza Obdobje I Obdobje II Obdobje III Polnjenje (min) 30 30 30 Aerobna faza (min) 195 200 202 Usedanje (min) 10 5 3 Iztok (min) 4 4 4 Mirovanje (min) 1 1 1 Skupaj (min) 240 240 240


45

V tabeli 6 je prikazana sestava sinteti�ne odpadne vode, ki smo jo uporabili za �iš�enje. Pri

uporabi acetata kot substrata, je bilo dokazano, da se oblikujejo bolj �vrste in okrogle granule

z gladko površino [34, 35]. Na podlagi ugotovitev smo uporabili kot substrat mešanico

peptona in acetata, raztopljena v vodovodni vodi in dodatkom komunalne odpadne vode. V

SBR smo �rpali 5 L sinteti�ne odpadne vode, po kon�anem ciklu smo izto�ili 5 L �iš�ene

odpadne vode, kar predstavlja 30 L.d-1 pretoka sinteti�ne odpadne vode.

Tabela 6: Sestava sinteti�ne odpadne vode v posameznem obdobju delovanja SBR

Sestavina Obdobje I Obdobje II Obdobje III Pepton (g) 30 20 18 Acetat (g) 60 40 36 Voda (L) 27 27 27 Komunalna odpadna voda (L) 3 3 3 Skupni volumen odpadne vode (L) 30 30 30

V tabeli 7 so prikazane povpre�ne vrednosti obratovalnih in tehnoloških parametrov, pri

katerih je SBR deloval med preskusom v posameznem obdobju.

Tabela 7: Obratovalni in tehnološki parametri v posameznem obdobju delovanja SBR

Parameter Obdobje I Obdobje II Obdobje III VR (L) 12,4 12,4 12,4 QS (L.d-1) 30 30 30 Q (L.h-1) 600 400 400 X (g.L-1) 4,1 2,8 1,8 XV (g.L-1) 3,3 1,8 1,1 BV (g.L-1.d-1) 6,4 4,2 3,7 BB (g.g-1.d-1) 1,7 1,6 1,5 KPKv (mg.L-1) 2635 1737 1461 VIB (mL.g-1) 88 126 135


46

Med preskusom smo prav tako spremljali koncentracijo X, XV in VIB, kar je prikazano na

sliki 16.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55

t (d)

X, X

v (g

.L-1

)

0

22

44

66

88

110

132

154

176

198

220

VIB

(mL

.g-1

)

X Xv VIB

Obdobje I Obdobje IIIObdobje II

Slika 16: �asovni potek koncentracije aktivnega blata (X), koncentracije hlapnih

suspendiranih snovi (XV) in volumskega indeksa blata (VIB)

V prvem obdobju smo obremenili reaktor z volumsko organsko obremenitvijo v povpre�ju s

6,4 g.L-1.d-1. Do 4. dne delovanja SBR se je koncentracija aktivnega blata povišala iz 3,2 g.L-1

do 5 g.L-1, nato se je znižala, vrednost VIB pa se je poviševala. Zaradi tega smo znižali

volumsko organsko obremenitev v povpre�ju na 4,2 g.L-1.d-1. Znižali smo tudi �as za usedanje

iz 10 min na 5 min, da bi lo�ili bakterije s slabšo usedljivostjo od bakterij z boljšo

usedljivostjo. Prav tako smo znižali pretok zraka iz 600 L.h-1 na 400 L.h-1. Pri teh razmerah je

deloval SBR celotno drugo obdobje. Pri tem se je koncentracija aktivnega blata še nekoliko

znižala.

Po 19. dnevu delovanja SBR se je koncentracija aktivnega blata povišala od 2,2 g.L-1 do 3,8

g.L-1. S povišanjem koncentracije aktivnega blata se je za�ela nižati vrednost VIB do 86

mL.g-1, kar predstavlja boljše usedanje blata. V �asu od 15. dne in do 32. dne so se v SBR

oblikovali ve�ji kosmi aktivnega blata podobno kot pri prvem preskusu, vendar ne granule. Po

32. dnevu delovanja SBR se je koncentracija aktivnega blata za�ela zniževati, VIB se je

posledi�no za�ela poviševat. Ve�ji kosmi blata so za�eli razpadati in iz reaktorja smo


47

izgubljali aktivno blato. Zaradi tega smo še skrajšali �as za usedanje iz 5 min na 3 min, da bi

iz reaktorja spravili kosme aktivnega blata, ki so se po�asneje usedali. Ker je bila

koncentracija aktivnega blata 2,2 g.L-1 smo znižali prav tako volumsko organsko obremenitev

v povpre�ju na 3,7 g.L-1.d-1. Pretok zraka je bil 400 L.h-1. Pri teh razmerah je deloval SBR v

tretjem obdobju. Po spremembah se je koncentracija aktivnega blata v SBR povišala le do 2,7

g.L-1, VIB se je znižal na 109 mL.g-1 43. dan delovanja reaktorja. Po tem dnevu se je

koncentracija aktivnega blata še zniževala vse do 1,2 g.L-1, vrednost VIB se je povišala do

205 mL.g-1. Zaradi izgube aktivnega blata iz reaktorja in slabega usedanja blata smo preskus

ustavili 57. dan delovanja SBR. Kljub spremembam, ki smo jih izvedli v SBR granule niso

nastale.

Z raziskavami smo ugotovili, da se pri višjih volumnih delovanja SBR ne tvorijo granule.

Vzrok, da niso nastale granule lahko pripisujemo tudi manjši stopnji volumske izmenjave, ki

je bila le 40 %.

Spremljali smo tudi potek koncentracije KPK na vtoku in iztoku in u�inek �iš�enja organskih

snovi (slika 17). Iz slike 17 je razvidno, da se je koncentracija KPK v iztoku v posameznem

obdobju znižala zaradi znižanja koncentracije KPK na vtoku.

0

400

800

1200

1600

2000

2400

2800

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55

t (d)

KPK

v, K

PKi (

mg.

L-1

)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

U�i

nek �i

š�en

ja (%

)

KPKv KPKi % �iš�enja

Slika 17: �asovni potek koncentracije KPK na vtoku (KPKV), iztoku (KPKi) in u�inek

�iš�enja


48

V prvem obdobju je bila koncentracija KPK v iztoku v povpre�ju 120 mg.L-1, v drugem

obdobju 93 mg.L-1 in v tretjem obdobju 90 mg.L-1. Pri danih razmerah smo dosegli boljši

u�inek �iš�enja sinteti�ne odpadne vode kot v prvem preskusu. U�inek �iš�enja organskih

snovi je bil v prvem obdobju v povpre�ju 96 %, v drugem in tretjem obdobju pa 94 %. Ker se

granule niso tvorile nismo spremljali koncentracije dušikovih spojin v odpadni vodi. Ker je

deloval SBR samo pri aerobnih razmerah se je izvajal le proces nitrifikacije. Kadar se

oblikujejo granule poteka na zunanji strani granul nitrifikacija, v notranjosti granul se vrši

denitrifikacija.

Granulacija aktivnega blata ni uspela pri delovnem volumnu reaktorja od 10,4 L do 12,4 L,

ker nismo dosegli ugodnih razmer za tvorbo granul. Literaturni podatki kažejo, da nastanejo

granule v manjših delovnih volumnih reaktorjev od 2 L do 4 L, pri organski volumski

obremenitvi od 2,5 g.L-1.d-1 do 6 g.L-1.d-1 in �asu za usedanje od 20 min do 1 min [31-37]. S

kratkim �asom za usedanje so z raziskavami ugotovili, da postane površina bakterij bolj

hitrofobna, kar omogo�a, da se bakterije lažje sprimejo med seboj in tvorijo granule [27]. Pri

naših raziskavah smo dosegli ugodne razmere za rast biomase, ne pa za tvorbo granul, zato

smo nadaljevali raziskave z namenom tvorbe ve�jih kosmov aktivnega blata v SBR, ki ima

dobro sposobnost usedanja.


49

4.2. Konvencionalno �iš�enje v SBR

Kot osnovo za nadaljnje preskuse smo izvedli preskus pri konvencionalnih razmerah v SBR.

Konvencionalno �iš�enje v SBR poteka pri nižji koncentraciji in starosti aktivnega blata. Pri

teh razmerah dela ve�ina SBR sistemov. S tem preskusom smo želeli pridobiti podatke o

poteku bioloških procesov �iš�enja pri anoksi�nih in aerobnih razmerah, ki omogo�ajo

odstranjevanje organskih in dušikovih spojin v enem obdelovalnem ciklu. V tabeli 8 je

prikazan potek in dolžina faz enega cikla. En cikel je trajal 6 ur, na dan smo izvedli štiri cikle.


Faza �as (min) Polnjenje + anoksi�na faza 60 (8 + 52) Aerobna faza 260 Usedanje 30 Iztok 7 Mirovanje 3 Skupaj 360

V SBR smo uvajali sinteti�no odpadno vodo s sestavo podano v tabeli 9.



Za zagon SBR smo uporabili aktivno blato iz delujo�e komunalne �istilne naprave s

koncentracijo 5 g.L-1; mikrobiološka kakovost blata je bila dobra, premer kosmov je bil med

0,05 mm in 0,12 mm (slika 18). V SBR smo nato 30 dni uvajali odpadno vodo s sestavo

podano v tabeli 9. V tem �asu se je mikrobiološka združba aktivnega blata prilagodila

(adaptirala) specifi�ni odpadni vodi.


50

Slika 18: Kosmi aktivnega blata na za�etku delovanja SBR (100-kratna pove�ava), premera

od 0,05 mm do 0,12 mm

Po obdobju adaptacije aktivnega blata je SBR deloval 30 dni z obratovalnimi in tehnološkimi

parametri, podanimi v tabeli 10.

Tabela 10: Obratovalni in tehnološki parametri SBR pri starosti aktivnega blata 21 dni

Parameter Vrednost VR (L) 50 QS (L.d-1) 40 Q (L.h-1) 350 SB (d) 21 X (g.L-1) 3,5 XV (g.L-1) 2,3 VIB (mL.g-1) 37 KPKv (mg.L-1) 588 TNv (mg.L-1) 76,5 C/N razmerje 7,7 BV (g.L-1.d-1) 0,47 BB (g.g-1.d-1) 0,13 NV (g.L-1.d-1) 0,06 NB (g.g-1.d-1) 0,02

Ko se je delovanje SBR stabiliziralo, smo opravili mikroskopsko analizo aktivnega blata

(slika 19). V primerjavi z lastnostmi aktivnega blata na za�etku, je povpre�na velikost kosmov

blata v SBR narasla na 0,1 – 0,3 mm (slika 19a). Aktivno blato se je zelo dobro usedalo, iztok

pa je vseboval nizke koncentracije suspendiranih snovi. Slika 19b prikazuje del spremljajo�e

združbe, ki se je nahajala v aktivnem blatu.


51

(a) (b)

Slika 19: Kosmi aktivnega blata (100-kratna pove�ava), velikosti od 0,1 mm do 0,3 mm (a) in

del spremljajo�e združbe pri 400-kratni pove�avi (b)

Nato smo izvedli vzor�enje pri koncentraciji aktivnega blata 3,5 g.L-1 in starosti aktivnega

blata 21 dni. Pri vzor�enju smo iz reaktorja jemali v dolo�enih �asovnih intervalih vzorce,

katerim smo dolo�ili KPK, N-Kj, NH4-N, NO2-N in NO3-N. Isto�asno smo spremljali tudi

potek spreminjanja koncentracije raztopljenega kisika in vrednosti ORP v enem ciklu. Slika

20 prikazuje potek spreminjanja koncentracij NH4-N, NO2-N in NO3-N med enim ciklom.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360t (min)

N (m

g.L

-1)

NH4-N NO2-N NO3-N

aerobna faza anoksi�nafaza

Slika 20: �asovni potek spreminjanja koncentracij dušikovih spojin pri koncentraciji

aktivnega blata 3,5 g.L-1 in starosti aktivnega blata 21 dni


52

Ugotavljamo, da so se v SBR vzpostavile razmere, ki omogo�ajo potek procesa denitrifikacije

in nitrifikacije z mešano mikrobiološko združbo aktivnega blata (avtotrofne in heterotrofne

bakterije) v enem reaktorju.

V fazi polnjenja SBR (od 0 min do 8 min), ki je del anoksi�ne faze, se je ob intenzivnem

mešanju suspenzije aktivnega blata in dovajanju organskega substrata z odpadno vodo takoj

pri�ela denitrifikacija. V anoksi�nih razmerah prevladujejo heterotrofne bakterije, ki

reducirajo nitratni dušik v plinasti dušik (denitrifikacija). Hitrost denitrifikacije je odvisna od

hitrosti dovajanja odpadne vode v reaktor. Pri našem preskusu je bila hitrost dovajanja

odpadne vode 1,25 L.min-1. Kinetiko bioloških procesov je težje spremljati pri razmerah

hkratne spremembe koncentracije substratov in volumna vode v reaktorju.

Kon�ana faza polnjenja (8 min) predstavlja izhodiš�no to�ko za spremljanje kinetike procesa

denitrifikacije pri konstantnem volumnu vode v reaktorju. Proces denitrifikacije se v

anoksi�ni fazi (od 8 min do 60 min) nadaljuje. Ko je dosegla hitrost denitrifikacije najvišjo

vrednost 5,78 mg.g-1.h-1, je pri�el nastajati nitrit, ki pa se reducira do plinasti dušik ob koncu

anoksi�ne faze. Pri tem se porabi ves biološko organsko razgradljivi substrat (izražen kot

KPK). V anoksi�ni fazi prihaja do pretvorbe dela organsko vezanega dušika v amoniak

(hidroliza), hkrati pa se del amoniaka neposredno uporabi za sintezo nove biomase, ki nastaja

v procesu denitrifikacije.

Po vklopu prezra�evanja se je pri�ela aerobna faza (od 60 min do 320 min), kjer smo dovajali

v reaktor kisik iz zraka. V aerobni fazi prevladujejo avtotrofne bakterije, ki oksidirajo

amonijev dušik v nitritni dušik in nadalje v nitratni dušik. Pri�el se je proces nitrifikacije,

najve�ja hitrost nastanka nitrata je bila 2,14 mg.g-1.h-1 in smo jo izmerili med 80 min in 100

min. Minimalna koncentracija nitrita kaže, da je proces nitrifikacije potekal nemoteno. Iz

poteka krivulj koncentracij NO3-N in NH4-N lahko sklepamo, da je proces nitrifikacije

zaklju�en že pred zaklju�kom aerobne faze; po 200 min je hitrost nitrifikacije minimalna,

koncentracija NH4-N pade pod 0,5 mg.L-1.

Na sliki 21 je prikazan potek spreminjanja koncentracije RK in vrednosti ORP. Na za�etku

anoksi�ne faze je koncentracija RK visoka zaradi preostalega kisika iz aerobne faze

predhodnega cikla. Ko ste�e proces denitrifikacije, koncentracija RK v kratkem �asu doseže

vrednost 0 mg.L-1, ki se ohrani do konca anoksi�ne faze (od 8 min do 60 min). Vrednost ORP


53

preide v anoksi�ni fazi iz pozitivnega (+ 16 mV) v negativno obmo�je (- 171 mV), kar

predstavlja redukcijo nitratnega dušika v plinasti dušik. Vrednost ORP se v anoksi�nih

razmerah zniža do -200 mV.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

t (min)

RK

(mg.

L-1

)

-200

-175

-150

-125

-100

-75

-50

-25

0

25

50

OR

P (m

V)

RK ORP

anoksi�nafaza

aerobna faza

Slika 21: �asovni potek spreminjanja koncentracije RK in vrednosti ORP pri koncentraciji


Po vklopu prezra�evanja (60 min) je koncentracija RK zelo hitro dosegla vrednost 4,4 mg.L-1

in nato naraš�ala do koncentracije nasi�enja, med 8 mg.L-1 in 9 mg.L-1 (snovni tok kisika iz

zraka je bil 39 mg.L-1.h-1). Krivulja vrednosti ORP se v aerobni fazi povišuje iz negativne v

pozitivno vrednost, kar predstavlja oksidacijo amonijevega dušika do nitritnega dušika in

nitratnega dušika. Na krivuljah koncentracije RK in vrednosti ORP se pojavljajo tipi�ne to�ke

(kolena, prevoji), ki so zna�ilne za potek anoksi�no/aerobnih bioloških procesov v SBR [107].

4.2.1. U�inek �iš�enja organskih in dušikovih spojin

V tabeli 11 je prikazan u�inek �iš�enja organskih in dušikovih spojin. Organske snovi

izražamo kot KPK in dušikove spojine kot celotni dušik (TN). Na podlagi povpre�nih

vrednostih KPK in TN na vtoku in iztoku smo dolo�ili u�inek �iš�enja v SBR. Celotni dušik

je vsota N-Kj (organsko vezan dušik in amonijev dušik) in NO2-N ter NO3-N.


54

Tabela 11: U�inek �iš�enja KPK in celotnega dušika v SBR

Parameter Vrednost KPKv (mg.L-1) 588 KPKi (mg.L-1) 17 % �iš�enja na KPK 97,1 TNv (mg.L-1) 76,5 TNi (mg.L-1) 16,4 % �iš�enja na TN 78,6

4.2.2. Specifi�na hitrost denitrifikacije in nitrifikacije

V nadaljevanju je prikazan postopek dolo�itve vrednosti kineti�nih parametrov, ki je bil enak

pri vseh preskusih.

Za dolo�itev specifi�ne hitrosti denitrifikacije smo upoštevali razliko v koncentraciji vsote

NO3-N in NO2-N v anoksi�ni fazi (NOX-N). Pri redukciji NO3-N se kot vmesni produkt tvori

tudi NO2-N pred dokon�no redukcijo v elementarni dušik. Za dolo�itev specifi�ne hitrosti

nitrifikacije smo upoštevali razliko v koncentraciji NO3-N v aerobni fazi (NOX-N), ki je

kon�en produkt nitrifikacije. V tabeli 12 so podane vrednosti NOX-N med ciklom v SBR.

Tabela 12: Vrednosti NOX-N

�as (min) NOX-N (mg.L-1) 0 13,0

15 7,36 30 4,66 45 2,03 60 0,49 90 4,12

120 7,81 180 9,20 240 11,8 320 12,4 360 13,0

Na sliki 22 je prikazan potek krivulje NOX-N. V za�etku anoksi�ne faze smo izvedli 8 min

polnjenje sinteti�ne odpadne vode v SBR. Dejanski potek denitrifikacije predstavlja krivulja


55

NOX-N po 8 min �rpanja odpadne vode. V najstrmejšem delu krivulje, kjer je hitrost

spreminjanja koncentracije NOX-N najhitrejša, smo z linearno regresijo izra�unali naklon

premice. Naklon predstavlja hitrost spreminjanja koncentracije NOX-N s �asom. Pri tem smo

upoštevali splošno ena�bo premice (4.1):

nxky +⋅= (4.1)

y = -0,3369x + 9,011R2 = 0,9991

y = 0,1247x - 7,061R2 = 0,996

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

t (min)

NO

x-N

(mg.

L-1

)


Slika 22: �asovni potek spreminjanja koncentracije NOX-N

Specifi�no hitrost denitrifikacije smo izra�unali po formuli 3.9:

5,3603369,060 ⋅=

⋅=

Xk

q DNDN

DNq = 5,78 mg.g-1.h-1

Specifi�no hitrost nitrifikacije smo izra�unali po formuli 3.10:

5,3601247,060 ⋅=

⋅=

Xk

q NN

Nq = 2,14 mg.g-1.h-1


56

Delovanje SBR pri konvencionalnih razmerah smo ocenili na osnovi primerjave z

literaturnimi podatki.

Specifi�na hitrost denitrifikacije. Literaturni podatki kažejo, da so izmerjene vrednosti za

qDN v obmo�ju od 0,34 mg.g-1.h-1 [106] do 11,7 mg.g-1.h-1 [108]. Vrednosti qDN so odvisne od

za�etne koncentracije NO3-N in organskega substrata ter od tipa organskega substrata.

Naju�inkovitejši organski substrat za denitrifikacijo so alkoholi (etanol, metanol) in organske

kisline (acetat); Eckenfelder [109] je pri preskusih z dodatkom metanola dolo�il vrednost qDN

7,5 mg.g-1.h-1, ko pa je za�el dodajati acetat je vrednost qDN narasla na 15,0 mg.g-1.h-1.

Vrednost qDN v SBR se še najbolj ujema z obmo�jem vrednosti, ki so bile izmerjene na

delujo�ih komunalnih �istilnih napravah (od 0,97 mg.g-1.h-1 do 1,18 mg.g-1.h-1) [105]. Z

dodatkom zunanjega vira lahko razgradljivega organskega substrata bi lahko izboljšali potek

denitrifikacije pri konvencionalnem �iš�enju v SBR. Z laboratorijskimi preskusi smo se želeli

�im bolj približati realnim razmeram delovanja �istilnih naprav, kjer je potrebno v �im ve�ji

meri izkoristiti organski substrat, ki je prisoten v odpadni vodi.

Specifi�na hitrost nitrifikacije. Pri procesu nitrifikacije je qN odvisen od koncentracijskega

obmo�ja NH4-N in O2. Proces nitrifikacije lahko zavirajo snovi, ki delujejo inhibitorno; v

primeru postopka s preddenitrifikacijo lahko inhibitorno deluje tudi organski del onesnaženja,

ki se ni porabil pri denitrifikaciji. V literaturi izmerjene vrednosti za qN se nahajajo v obmo�ju

od 0,69 mg.g-1.h-1 [106] do 20,0 mg.g-1.h-1 [108]. Tudi v tem primeru se vrednost qN v SBR,

še najbolje ujema z obmo�jem vrednosti, ki so bile izmerjene na delujo�ih komunalnih

�istilnih napravah (od 1,47 mg.g-1.h-1 do 2,16 mg.g-1.h-1) [105]. Zelo visoke vrednosti qN so

bile izmerjene v pilotnem SBR pri za�etni koncentraciji amonijevega dušika 300 mg.L-1,

prezra�evalni sistem pa je omogo�al izjemno visoke vnose kisika (700 mg.L-1.min-1) [108].

4.2.3. Hitrost denitrifikacije in nitrifikacije iz dušikove masne bilance

Na podlagi dušikove masne bilance smo dolo�ili hitrost denitrifikacije in nitrifikacije skozi

celotni cikel delovanja SBR. V tabeli 13 so zbrani podatki za izra�un hitrosti denitrifikacije in

nitrifikacije.


57

Tabela 13: Parametri za izra�un hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije

Parameter Denitrifikacija Nitrifikacija VR (L) 50 50 X (g.L-1) 3,5 3,5 t (min) 60 260 Vz (L) 40 - Vv (L) 10 - Vi (L) 50 50 c (NO3-N)0 (mg.L-1) 12,8 - c (NO2-N)0 (mg.L-1) 0,15 - c (NO3-N)v (mg.L-1) 2,84 - c (NO2-N)v (mg.L-1) 0,15 - c (N-Kj)R, t = 60 min (mg.L-1) - 10,0 c (NO2-N)R, t = 60 min (mg.L-1) - 0,41 c (NO3-N)i, t = 60 min (mg.L-1) 0,08 - c (NO2-N)i, t = 60 min (mg.L-1) 0,41 - c (NO2-N)i, t = 320 min (mg.L-1) - 0,15 c (N-Kj)i, t = 320 min (mg.L-1) - 3,82

Hitrost denitrifikacije smo izra�unali po formuli 3.7:

( ) ( ) ( )XVt

NNONNOcVNNONNOcVNNONNOcVq

RDN

iiVVZDN ⋅⋅

−+−⋅−−+−⋅+−+−⋅=∗ 2323023

( ) ( ) ( )5,35060

41,008,05015,048,21015,08,1240

⋅⋅+⋅−+⋅++⋅

=∗DNq

=∗DNq 0,0495 mg.g-1.min-1 = 2,97 mg.g-1.h-1

Hitrost nitrifikacije smo izra�unali po formuli 3.8:

( ) ( )XVt

NNOKjNcVNNOKjNcVq

RN

iiRRN ⋅⋅

−+−⋅−−+−⋅=∗ 22

( ) ( )5,350260

15,082,35041,01050⋅⋅

+⋅−+⋅=∗Nq

=∗Nq 0,0071 mg.g-1.min-1 = 0,43 mg .g-1.h-1

Hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije sta nižji od specifi�ne hitrosti, saj zajemata hitrost

denitrifikacije in nitrifikacije v celotni anoksi�ni in aerobni fazi.


58

4.2.4. Ocena delovanja SBR

Vzpostavili smo eksperimentalni SBR z aktivnim blatom, ki omogo�a študij kinetike

bioloških procesov denitrifikacije in nitrifikacije. Ker je osnovna sestava odpadne vode enaka

za vse preskuse lahko sklepamo, da bo vpliv sestave odpadne vode pri tem zanemarljiv.

Sestava odpadne vode nam hkrati omogo�a, da lahko dosežemo neko stacionarno stanje v

delovanju SBR pri dolo�enih razmerah, kar omogo�a pridobitev relevantnih raziskovalnih

rezultatov, hkrati pa se vsaj delno približamo razmeram, ki vladajo na �istilnih napravah.

4.2.5. Potek nadaljnjih preskusov

Nadaljnje preskuse biološkega �iš�enja sinteti�ne odpadne vode smo vodili v SBR pri visoki

koncentraciji in starosti aktivnega blata. Pri danih razmerah so se tvorili ve�ji kosmi aktivnega

blata z dobro sposobnostjo usedanja. Tvorba ve�jih kosmov aktivnega blata je zelo

pomembna pri bioloških postopkih �iš�enja odpadnih vod, zaradi dobrega usedanja aktivnega

blata in manjše izgube blata iz reaktorja.


59

4.3. Preskusi pri visoki koncentraciji in starosti aktivnega blata

�iš�enje sinteti�ne odpadne vode smo pri nadaljnjih raziskavah izvajali pri koncentracijah

aktivnega blata med 9 g.L-1 in 14 g.L-1 in starosti aktivnega blata med 21 dni in 57 dni. V

SBR so se oblikovali ve�ji kosmi blata, ki so imeli dobro sposobnost usedanja.

�iš�enje odpadne vode smo izvajali v SBR, ki je deloval pri anoksi�nih in aerobnih razmerah,

kjer sta potekla procesa denitrifikacije in nitrifikacije. V enem ciklu se je izvedlo pet faz in

sicer polnjenje, reakcija, usedanje, iztok in mirovanje. En cikel je trajal 6 ur, na dan smo

izvedli štiri cikle. Polnjenje sinteti�ne odpadne vode smo izvedli na za�etku anoksi�ne faze,

ker je za uspešno izvedbo denitrifikacije potreben dodatek organskih snovi. V �asu reakcije

(denitrifikacija in nitrifikacija) smo izvedli stalno mešanje, ki je omogo�ilo boljši prenos

odpadne vode in kisika v aerobni fazi ter boljši stik med bakterijami.

SBR smo napolnili z aktivnim blatom iz komunalne �istilne naprave s koncentracijo 3 g.L-1;

mikrobiološka kakovost blata je bila dobra, kosmi so bili majhni, neenakomerni, velikosti

med 0,1 mm in 0,2 mm (slik 23).

Slika 23: Kosmi aktivnega blata na za�etku delovanja SBR (100-kratna pove�ava), premera

od 0,1mm do 0,2 mm

Sposobnost usedanja blata je zaradi manjših kosmov prisotnih v za�etku delovanja SBR slaba.

Zaradi tega je v za�etku delovanja izhajala iz reaktorja ve�ja koli�ina blata, kar pa je

omogo�ilo lo�evanje bakterij z boljšim usedanjem od bakterij s slabšim usedanjem. Bakterije,

ki ostanejo v reaktorju imajo sposobnost tvoriti kosme.


60

V SBR smo nato 40 dni uvajali sinteti�no odpadno vodo, s sestavo, prikazano v tabeli 15. V

tem �asu se je mikrobiološka združba aktivnega blata prilagodila (adaptirala) specifi�ni

odpadni vodi. Po adaptaciji aktivnega blata smo izvajali preskuse pri razli�nih koncentracijah

in starostih aktivnega blata. Omenjena parametra imata pomembno vlogo pri biološkem

�iš�enju odpadnih vod. Ugotavljali smo vpliv teh dveh parametrov na kinetiko denitrifikacije

in nitrifikacije. V SBR smo postopno poviševali koncentracijo aktivnega blata, s tem pa se je

spreminjala tudi starost aktivnega blata.

4.3.1. Prvi preskus

Pri nižji koncentraciji aktivnega blata (3,5 g.L-1) smo dosegli dober u�inek �iš�enja organskih

in dušikovih spojin in hitro specifi�no hitrost denitrifikacije in nitrifikacije. Na podlagi teh

rezultatov smo izvedli nadaljnji preskus pri koncentraciji aktivnega blata 9,2 g.L-1. V

primerjavi s preskusom pri nižji koncentraciji aktivnega blata smo skrajšali �as za usedanje na

10 min. S tem smo želeli dose�i boljše usedanje aktivnega blata. Faze v SBR so si sledile po

vrstnem redu, prikazanem v tabeli 14. Polnjenje sinteti�ne odpadne vode smo izvedli na

za�etku anoksi�ne faze.



SBR je deloval pri delovnem volumnu 50 L. V �asu polnjenja smo �rpali 5 L sinteti�ne

odpadne vode, ki je predstavljal 10 % dodatek na cikel. Po kon�anem ciklu smo izto�ili 5 L

�iš�ene odpadne vode. Pretok sinteti�ne odpadne vode je bil 20 L.d-1. Sinteti�na odpadna

voda, ki smo jo dovajali v SBR je bila sestavljena iz mešanice mesnega peptona, komunalne

odpadne vode in vodovodne vode. V tabeli 15 je prikazana sestava sinteti�ne odpadne vode,

ki smo jo uporabili za �iš�enje v SBR.


61



SBR je deloval 100 dni z obratovalnimi in tehnološkimi parametri podanimi v tabeli 16.


Parameter Vrednost VR (L) 50 QS (L.d-1) 20 Q (L.h-1) 325 SB (d) 28 X (g.L-1) 9,2 XV (g.L-1) 6,9 VIB (mL.g-1) 99 KPKv (mg.L-1) 2495 TNv (mg.L-1) 306 C/N razmerje 8,2 BV (g.L-1.d-1) 1,0 BB (g.g-1.d-1) 0,12 NV (g.L-1.d-1) 0,12 NB (g.g-1.d-1) 0,02

V SBR so se v aktivnem blatu tvorili kosmi, premera od 0,1 mm in 0,4 mm (slika 24a).

(a) (b)

Slika 24: Kosmi aktivnega blata (100-kratna pove�ava), premera od 0,1 mm do 0,4 mm (a) in



62

V aktivnem blatu so bile opazne tudi nitaste bakterije in veliko število prosto plavajo�ih

bakterij (slika 24b). Sposobnost usedanja blata je bila, zaradi majhnih kosmov blata in

prisotnosti nitastih bakterij, slabša. Slika 24b prikazuje del spremljajo�e združbe, ki se je

nahajala v aktivnem blatu.

Ko se je reaktor stabiliziral v �asu 100 dni pri koncentraciji aktivnega blata 9,2 g.L-1, smo

izvedli vzor�enje. Pri vzor�enju smo iz reaktorja v dolo�enih �asovnih intervalih odvzemali

vzorce, katerim smo dolo�ili parametre onesnaženja. Na sliki 25 je prikazan �asovni potek

spreminjanja koncentracij NH4-N, NO2-N in NO3-N med enim ciklom.

0

4

8

12

16

20

24

28

32

36

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

t (min)

N (m

g.L

-1)

NH4-N NO2-N NO3-N




SBR je deloval prvih 60 min pri anoksi�nih razmerah, kjer je proces denitrifikacije uspešno

potekel. Koncentracija NO3-N se je v za�etku anoksi�ne faze hitro znižala zaradi ve�je

organske volumske obremenitve, s pomo�jo katere so denitrifikatorji (heterotrofne bakterije)

hitreje reducirali nitratni dušik do plinastega dušika. Potek koncentracije NH4-N in NO2-N je

podoben kot pri preskusu z nižjo koncentracijo aktivnega blata. Na koncu anoksi�ne faze sta

koncentraciji NO3-N in NO2-N znašali 0,11 mg.L-1in 0,15 mg.L-1. Koncentracija NH4-N se je

za�etku anoksi�ne faze povišala zaradi dodatka sinteti�ne odpadne vode.


63

Po 60 min je deloval SBR pri aerobnih razmerah, kjer smo v reaktor dovajali kisik iz zraka.

Koncentracija NH4-N se je nižala skozi celotno aerobno fazo zaradi oksidacije v NO2-N in

NO3-N. Koncentracija NO2-N se je do 80 min aerobne faze pove�ala na 10,20 mg.L-1. Po tem

�asu je potekla nadaljnja oksidacija NO2-N v NO3-N. Koncentracija NO3-N se je med celotno

aerobno fazo poviševala, ker je kon�ni produkt nitrifikacije. Koncentracija NO3-N je bila v

iztoku 28,50 mg.L-1.

Slika 26 prikazuje �asovni potek spreminjanja koncentracije RK in vrednosti ORP.

Koncentracija RK je bila v anoksi�ni fazi 0 mg.L-1 in se je v za�etku aerobne faze povišala do

2,1 mg.L-1. Koncentracija RK se poviša do maksimalnega nasi�enja, med 7 mg.L-1 in 9 g.L-1

(snovni tok kisika iz zraka je bil 39 mg.L-1.h-1) šele po 140 min celotnega delovanja SBR, ko

se za�ne oksidacija nitritnega dušika v nitratni dušik.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

t (min)

RK

(mg.

L-1

)

-500

-450

-400

-350

-300

-250

-200

-150

-100

-50

0

OR

P (m

V)

RK ORP




Vrednost ORP se je v anoksi�ni fazi, kot posledica redukcije nitratnega dušika v plinasti

dušik, znižala do -327 mV. Tako nizka vrednost ORP nam pove, da je SBR deloval pri

anaerobnih razmerah. V aerobni fazi se je ORP vrednost poviša, kar prikazuje oksidacijo

amonijevega dušika v nitritni dušik in v nitratni dušik. Vrednost ORP je bila skozi celoten


64

cikel negativna, kar razlagamo s povišano koncentracijo aktivnega blata in slabšim prenosom

kisika.

4.3.1.1. U�inek �iš�enja organskih in dušikovih spojin

Na podlagi povpre�nih vrednosti KPK in celotnega dušika (TN) na vtoku in iztoku smo

dolo�ili u�inek �iš�enja v SBR. V tabeli 17 so prikazane vrednosti KPK in celotnega dušika v

vtoku in iztoku ter u�inek �iš�enja.



U�inek �iš�enja organskih in dušikovih spojin je bil boljši v primerjavi s konvencionalnim

�iš�enjem, kjer je bila koncentracija aktivnega blata 3,5 g.L-1. Pri višji koncentraciji aktivnega

blata in višji organski obremenitvi smo iz odpadne vode odstranili ve� organskih in dušikovih

spojin.

4.3.1.2. Specifi�na hitrost denitrifikacije in nitrifikacije

Specifi�no hitrost denitrifikacije in nitrifikacije smo izra�unali po enakem postopku kot pri

konvencionalnem �iš�enju. Specifi�na hitrost denitrifikacije je bila 4,36 mg.g-1.h-1,

nitrifikacije pa 1,78 mg.g-1.h-1. Proces denitrifikacije je potekal najhitreje v �asu od 5 min do

15 min delovanja SBR pri anoksi�nih razmerah. Proces nitrifikacije je potekal najhitreje med

140 min in 160 min.

4.3.1.3. Hitrost denitrifikacije in nitrifikacije iz dušikove masne bilance

Celotno hitrost denitrifikacije in nitrifikacije smo izra�unali enako kot pri konvencionalnem

�iš�enju in znašata 2,67 mg.g-1.h-1 in 0,31 mg.g-1.h-1. Celotni hitrosti procesa denitrifikacije in

nitrifikacije sta nižji od specifi�nih hitrostih, saj se hitrost pretvorbe nitratnega dušika proti


65

koncu procesa denitrifikacije in pretvorbe iz amonijevega dušika v nitratni dušik proti koncu

procesa nitrifikacije upo�asni.

4.3.2. Drugi preskus

Pri drugem preskusu smo obremenili SBR z višjo organsko in dušikovo volumsko

obremenitvijo, s �imer smo povišali koncentracijo aktivnega blata do 11,6 g.L-1. Pri povišani

koncentraciji aktivnega blata smo želeli spremljati kinetiko denitrifikacije in nitrifikacije.

SBR je deloval v zaporedju faz, prikazanih v tabeli 18. En cikel je trajal 6 ur, na dan smo

izvedli štiri cikle.



SBR je deloval pri delovnem volumnu 50 L. V SBR smo v za�etku anoksi�ne faze �rpali 5 L

sinteti�ne odpadne vode, ki predstavlja 10 % dodatek na cikel. Po kon�anem ciklu smo

izto�ili prav tako 5 L �iš�ene odpadne vode. Pretok sinteti�ne odpadne vode je bil 20 L.d-1. V

tabeli 19 je prikazana sestava sinteti�ne odpadne vode, ki smo jo uporabili za �iš�enje.



SBR je deloval 83 dni z obratovalnimi in tehnološkimi parametri, podanimi v tabeli 20. V tem

�asu je bila povpre�na starost aktivnega blata 57 dni.


66


Parameter Vrednost VR (L) 50 QS (L.d-1) 20 Q (L.h-1) 380 SB (d) 57 X (g.L-1) 11,6 XV (g.L-1) 9,5 VIB (mL.g-1) 58 KPKv (mg.L-1) 2592 TNv (mg.L-1) 333 C/N razmerje 7,8 BV (g.L-1.d-1) 1,07 BB (g.g-1.d-1) 0,10 NV (g.L-1.d-1) 0,13 NB (g.g-1.d-1) 0,01

V tem obdobju so se v SBR oblikovali kosmi premera od 0,2 mm do 0,6 mm, kar prikazuje

slika 27a. Nismo opazili prostih nitastih bakterij, ker so se povezale v kosme in smo jih

opazili le na površini kosmov. V tem obdobju so imele bakterije dobre razmere za sprijemanje

in tvorjenje kosmov in v aktivnem blatu nismo opazili ve�jega števila prostih oziroma

dispergiranih bakterij. Slika 27b prikazuje del spremljajo�e združbe, ki se nahaja v aktivnem

blatu med postopkom �iš�enja.

(a) (b)



Ko se je SBR stabiliziral pri koncentraciji aktivnega blata 11,6 g.L-1, smo izvedli vzor�enje.

Slika 28 prikazuje potek spreminjanja koncentracij NH4-N, NO2-N in NO3-N med enim


67

ciklom. V anoksi�ni fazi je bil potek koncentracij NH4-N, NO2-N in NO3-N podoben kot pri

prvem preskusu. Proces denitrifikacije je hitro potekel v za�etku anoksi�ne faze, kjer se je

koncentracija NO3-N hitro znižala in bila na koncu anoksi�ne faze 0,11 mg.L-1.

0

4

8

12

16

20

24

28

32

36

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

t (min)

N (m

g.L

-1)

NH4-N NO2-N NO3-N




Iz slike 28 je razvidno, da je bil na za�etku aerobne faze proces nitrifikacije nekoliko zavrt.

Proces nitrifikacije se je pri�el po 30 min delovanja SBR v aerobni fazi, kar prikazuje nižanje

koncentracije NH4-N in naraš�anje koncentraciji NO2-N in NO3-N. Pri prvi stopnji oksidacije

se je amonijev dušik oksidiral v nitritni dušik. Pri nadaljnji stopnji oksidacije se je nitritni

dušik oksidiral v nitratni dušik. Zaradi tega se je koncentracija NO3-N med aerobno fazo

poviševala in bila v iztoku 30 mg.L-1. Med aerobno fazo sta ostajala amonijev dušik in nitritni

dušik, koncentracija v iztoku je bila 2,2 mg.L-1 in 0,15 mg.L-1.

Slika 29 prikazuje potek spreminjanja koncentracije RK in vrednost ORP, ki je bil podoben

kot pri prvem preskusu. Koncentracija RK je bila pri vrednosti 0 mg.L-1 med anoksi�no fazo.

Zavrt proces nitrifikacije v aerobni fazi lahko potrdimo z omejenim snovnim tokom kisika iz

zraka (slika 29). V za�etku aerobne faze je bila koncentracija RK 80 min pri vrednosti 0,8

mg.L-1 in se je šele po tem �asu povišala do maksimalnega nasi�enja, ki je bilo med 6 mg.L-1


68

in 7 mg.L-1. Snovni tok kisika iz zraka je bil 48 mg.L-1.h-1. Koncentracija RK se v aerobni fazi

poviša v trenutku, ko se za�ne oksidacija nitritnega dušika v nitratni dušik.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

t (min)

RK

(mg.

L-1

)

-445

-400

-355

-310

-265

-220

-175

-130

-85

-40

5

OR

P (m

V)

RK ORP




Vrednost ORP se je zaradi redukcije nitratnega dušika v plinasti dušik znižala do -374 mV. V

aerobni fazi se je vrednost ORP poviševala vse do konca aerobne faze, kar predstavlja

oksidacijo amonijevega dušika do nitritnega in nitratnega dušika. Po 140 min celotnega

delovanja SBR opazimo ponovno povišanje vrednosti ORP, kar predstavlja oksidacijo

nitritnega dušika nadalje v nitratni dušik. Vrednost ORP je dosegla na koncu aerobne faze

vrednost -38 mV. Tudi pri tem preskusu je bila vrednost ORP skozi celoten cikel negativna.


Na podlagi povpre�nih vrednostih KPK in celotnega dušika (TN) na vtoku in iztoku smo

dolo�ili u�inek �iš�enja v SBR. V tabeli 21 so prikazane vrednosti KPK in celotnega dušika v

vtoku in iztoku ter u�inek �iš�enja.


69




Specifi�no hitrost denitrifikacije in nitrifikacije smo dolo�ili enako kot je prikazano pri

konvencionalnem �iš�enju. Specifi�ni hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije pri tem preskusu

znašata 3,10 mg.g-1.h-1 in 2,01 mg.g-1.h-1. V primerjavi s konvencionalnim �iš�enjem

opazimo, da je specifi�na hitrost pri višji koncentraciji aktivnega blata nižja kot pri nižji

koncentraciji aktivnega blata.


Celotno hitrost denitrifikacije in nitrifikacije smo dolo�ili enako kot pri konvencionalnem

�iš�enju in znašata 2,03 mg.g-1.h-1 in 0,1 mg.g-1.h-1.

4.3.3. Tretji preskus

Da bi prou�ili kinetiko denitrifikacije in nitrifikacije pri višji koncentraciji aktivnega blata,

smo le-to pri tretjem preskusu povišali do 11,8 g.L-1. Posamezne faze delovanja SBR so si

sledile kot je prikazano v tabeli 22.


Faza �as ( min) Polnjenje + anoksi�na faza 60 (5 + 55) Aerobna faza 284 Usedanje 10 Iztok 5 Mirovanje 1 Skupaj 360


70

SBR je deloval pri delovnem volumnu 50 L. V SBR smo na za�etku anoksi�ne faze �rpali 5 L

sinteti�ne odpadne vode, ki predstavlja 10 % dodatek na cikel. Po kon�anem ciklu smo

izto�ili 5 L �iš�ene odpadne vode. Pretok sinteti�ne odpadne vode je bil 20 L.d-1. V tabeli 23

je prikazana sestava sinteti�ne odpadne vode, ki smo jo uporabili za �iš�enje.



SBR je deloval 40 dni z obratovalnimi in tehnološkimi parametri, prikazanimi v tabeli 24. V

tem �asu je bila povpre�na starost aktivnega blata 21 dni. Starost aktivnega blata se je znižala

zaradi ve�je izgube aktivnega blata iz reaktorja.



Premer kosmov je bil v tem obdobju v obmo�ju od 0,2 mm do 0,7 mm, kar prikazuje slika

30a. Slika 30b prikazuje del spremljajo�e združbe, ki se je nahajala v aktivnem blatu.


71

(a) (b)

Slika 30: Kosmi aktivnega blata (100-kratna pove�ava), premera od 0,2 m do 0,7 mm (a) in



Slika 31 prikazuje �asovni potek spreminjanja koncentracij NH4-N, NO2-N in NO3-N med

enim ciklom, ki je podoben kot pri prvem in drugem preskusu. Denitrifikacija je bila tudi pri

tem preskusu uspešna.

0

4

8

12

16

20

24

28

32

36

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

t (min)

N (m

g.L

-1)

NH4-N NO2-N NO3-N





72

Koncentracija NH4-N se je v aerobni fazi nižala zaradi oksidacije v nitritni dušik in nadalje v

nitratni dušik. Podobno kot pri drugem preskusu se tudi pri tem preskusu po 80 min delovanja

SBR v aerobni fazi nitritni dušik za�ne oksidirati v nitratni dušik. Koncentracija NO3-N se je

med aerobno fazo poviševala, ker je kon�ni produkt nitrifikacije. Koncentracija NO3-N v

iztoku je bila 33,30 mg.L-1.

Na sliki 32 je prikazan potek spreminjanja koncentracije RK in vrednosti ORP, ki je podoben

kot pri drugem preskusu. Koncentracija RK je bila med anoksi�no fazo 0 mg.L-1. V aerobni

fazi je SBR deloval 80 min pri koncentraciji RK 1 mg.L-1. Po tem �asu se je koncentracija RK

povišala do maksimalnega nasi�enja in je bila med 7 mg.L-1 in 8 mg.L-1 (snovni tok kisika iz

zraka je bil 42 mg.L-1.h-1). Pri višji koncentraciji aktivnega blata je prišlo do omejenega

snovnega toka kisika iz zraka, kar lahko pripišemo tudi povišani rasti nitastih bakterij.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

�as (min)

RK

(mg.

L-1

)

-500

-450

-400

-350

-300

-250

-200

-150

-100

-50

0

OR

P (m

V)

RK ORP




Potek vrednosti ORP je podoben poteku pri predhodnem preskusu. Po 80 min delovanja SBR

pri aerobnih razmerah opazimo ponovno povišanje vrednosti ORP, ki prikazuje oksidacijo

nitritnega dušika nadalje v nitratni dušik. Isto�asno se poviša tudi koncentracija RK. Vrednost

ORP je bila tekom celotnega cikla negativna.


73


V tabeli 25 so prikazane vrednosti KPK in celotnega dušika v vtoku in iztoku ter u�inek

�iš�enja.


Parameter Vrednost KPKv (mg.L-1) 2547 KPKi (mg.L-1) 52 % �iš�enja na KPK 98 TNv (mg.L-1) 324,6 TNi (mg.L-1) 40,1 % �iš�enja na TN 87,6


Specifi�no hitrost denitrifikacije in nitrifikacije smo izra�unali enako kot pri

konvencionalnem �iš�enju in znašata 3,96 mg.g-1.h-1 in 1,99 mg.g-1.h-1. Proces denitrifikacije

je potekel najhitreje med 5 min in 15 min v anoksi�ni fazi. Proces nitrifikacije je potekel

najhitreje med 90 min in 130 min v aerobni fazi.

4.3.3.3. Hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije iz dušikove masne bilance

Hitrosti denitrifikacije med celotno anoksi�no fazo in nitrifikacije med celotno aerobno fazo

smo izra�unali enako kot pri konvencionalnem �iš�enju in znašata 2,34 mg.g-1.h-1 in 0,45

mg.g-1.h-1.


74

4.3.4. �etrti preskus

V SBR smo koncentracijo aktivnega blata še povišali na 12 g.L-1. V tem primeru smo SBR

obremenili z nižjo organsko in dušikovo volumsko obremenitvijo. Pri danih razmerah smo

ugotavljali kinetiko denitrifikacije in nitrifikacije. SBR je deloval pri zaporedju in dolžinah

faz kot je prikazano v tabeli 26.



SBR je deloval pri delovnem volumnu 34 L. V SBR smo �rpali 3 L sinteti�ne odpadne vode,

ki predstavlja 8,8 % dodatek na cikel. Po kon�anem ciklu smo izto�ili 3 L �iš�ene odpadne

vode. Pretok odpadne vode je bil 12 L.d-1. S tem smo znižali organsko in dušikovo

obremenitev. V tabeli 27 je prikazana sestava sinteti�ne odpadne vode, ki smo jo uporabili za

�iš�enje.


Sestavina Koli�ina Pepton (g) 30 Voda (L) 10,8 Komunalna odpadna voda (L) 1,2 Skupni volumen odpadne vode (L) 12


tem �asu je bila povpre�na starost aktivnega blata 52 dni.


75



V tem obdobju so se oblikovali kosmi premera od 0,3 mm do 0,7 mm, kot prikazuje slika 33a.

Slika 33b prikazuje del spremljajo�e združbe, ki je bila prisotna v aktivnem blatu.

(a) (b)

Slika 33: Kosmi aktivnega blata (100-kratna pove�ava), premera 0,3 mm do 0,7 mm (a) in del

spremljajo�e združbe pri 630-kratni pove�avi (b)

Ko se je SBR stabiliziral pri koncentraciji blata 12,0 g.L-1 smo izvedli vzor�enje. Proces

denitrifikacije se je tudi v tem preskusu uspešno zaklju�il v 60 min, kar je prikazano na sliki

34. Koncentracija NO3-N se na za�etku anoksi�en faze hitro zniža, zaradi hitrega vnosa

sinteti�ne odpaden vode (1 L.min-1). Koncentracija NO2-N se je v za�etku anoksi�ne faze

povišala, ker je nastajala kot vmesni produkt pri redukciji dušikovega nitrata v plinasti dušik.


76

Koncentracija NH4-N se zaradi dovajanja sinteti�ne odpadne vode v SBR pove�uje v za�etku

anoksi�ne faze.

0

4

8

12

16

20

24

28

32

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

t (min)

N (m

g.L

-1)

NH4-N NO2-N NO3-N




V primerjavi s predhodnimi preskusi je proces nitrifikacije potekel takoj na za�etku aerobne

faze, koncentracija NH4-N se je znižala, koncentraciji NO2-N in NO3-N sta se povišali.

Koncentracija NH4-N se je oksidirala do NO2-N in dalje do NO3-N.

Slika 35 prikazuje potek spreminjanja koncentracije RK in vrednosti ORP med enim ciklom.

Koncentracija RK je v anoksi�ni fazi 0 mg.L-1, vrednost ORP se zniža do – 365 mV. Nižanje

ORP prikazuje redukcijo nitratnega dušika v plinasti dušik. V aerobni fazi se je koncentracija

RK po 40 min povišala in je bila do konca aerobne faze med 7 mg.L-1 in 8 mg.L-1 (snovni tok

kisika iz zraka je bil 48 mg.L-1.h-1).

Vrednost ORP se med aerobno fazo povišuje, kar prikazuje oksidacijo amonijevega dušika v

nitritni dušik in v nitratni dušik. Dane razmere so omogo�ile lažji snovni tok kisika iz zraka.

Tako se je lahko hitreje izvršil proces nitrifikacije. Avtotrofne bakterije so imele dovolj �asa,

da so izvedle nitrifikacijo. Vrednost ORP je bila med procesom denitrifikacije in nitrifikacije

negativna.


77

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

t (min)

RK

(mg.

L-1

)

-445

-400

-355

-310

-265

-220

-175

-130

-85

-40

5

OR

P (m

V)

RK ORP





V tabeli 29 so prikazane povpre�ne vrednosti KPK in celotnega dušika v vtoku in iztoku ter

u�inek �iš�enja.

Tabela 29: U�inek �iš�enja KPK in celotnega dušika



78


Specifi�ni hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije smo izra�unali enako kot pri

konvencionalnem �iš�enju in znašata 2,28 mg.g -1.h-1 ter 2,33 mg.g -1.h-1. Tudi pri tem

preskusu je proces denitrifikacije potekal najhitreje med 5 min in 15 min v anoksi�ni fazi.

Proces nitrifikacije je potekel najhitreje med 90 min in 110 min v aerobni fazi, kar potrjuje, da

se je nitrifikacija zaradi boljšega snovnega toka kisika iz zraka v SBR pri�ela prej.


Hitrost denitrifikacije med celotno anoksi�no fazo in nitrifikacije med celotno aerobno fazo

smo izra�unali enako kot pri konvencionalnem �iš�enju in znašata 2,18 mg.g-1.h-1 ter 0,22

mg.g-1.h-1. Celotna hitrost denitrifikacije je le nekoliko nižja od specifi�ne hitrosti

denitrifikacije, kar prikazuje, da se je koncentracija nitratnega dušika reducirala z približno

enako hitrostjo tekom celotne anoksi�ne faze. Celotna hitrost nitrifikacije je skoraj 10-krat

nižja od specifi�ne hitrosti, saj se izginevanje amonijevega dušika in nastajanje nitratnega

dušika proti koncu procesa nitrifikacije upo�asni.

4.3.5. Peti preskus

V SBR smo koncentracijo aktivnega blata še povišali do 13,7 g.L-1. Tako smo dosegli mejno

koncentracijo aktivnega blata, pri kateri SBR še deluje u�inkovito. V SBR so se izvajale faze

kot je prikazano v tabeli 30. Pri tem preskusu je bil �as za usedanje zaradi višje koncentracije

aktivnega blata v SBR 20 min.


Faza �as (min) Polnjenje + anoksi�na faza 5 + 55 Aerobna faza 274 Usedanje 20 Iztok 5 Mirovanje 1 Skupaj 360

SBR je deloval pri delovnem volumnu 34 L. V SBR smo �rpali 5 L sinteti�ne odpadne vode,

kar predstavlja 14,7 % dodatek na cikel. Na koncu cikla smo izto�ili 5 L �iš�ene odpadne


79

vode. Pretok sinteti�ne odpadne vode je bil 20 L.d-1. V tabeli 31 je prikazana sestava

sinteti�ne odpadne vode, ki smo jo uporabili za �iš�enje.



SBR je deloval 100 dni z obratovalnimi in tehnološkimi parametri, ki so prikazani v tabeli 32.

V tem �asu je bila povpre�na starost aktivnega blata 31 dni.



V SBR so se pri danih razmerah tvorili ve�ji kosmi aktivnega blata, premera od 0,4 mm do

1,1 mm, kar prikazuje slika 36a. Kosmi so bili bolj enakomerne, okrogle oblike. Pri povišani

starosti blata imajo bakterije bolj hidrofobno površino, zaradi �esar se lažje sprimejo med

seboj. Ve�ji kosmi imajo boljšo sposobnost usedanja, kar je za biološke postopke �iš�enje

izrednega pomena. Slika 36b prikazuje del spremljajo�e združbe, ki se je nahajala v aktivnem

blatu.


80

(a) (b)



Ko se je SBR stabiliziral pri koncentraciji aktivnega blata 13,7 g.L-1 smo izvedli vzor�enje.

Na sliki 37 je prikazan potek spreminjanja koncentracij NH4-N, NO2-N in NO3-N med enim

ciklom.

0

4

8

12

16

20

24

28

32

36

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

t (min)

N (m

g.L

-1)

NH4-N NO2-N NO3-N




Iz slike 37 je razvidno, da se je proces denitrifikacije uspešno zaklju�il kot pri predhodnih

preskusih. Koncentracija NO3-N se je v �asu 15 min zniža iz 35,10 mg.L-1 na 0,29 mg.L-1 in


81

je bila na koncu denitrifikacije 0,23 mg.L-1. V za�etku anoksi�ne faze se je koncentracija

NO2-N pove�ala, ker nastaja kot vmesni produkt pri redukciji nitratnega dušika v plinasti

dušik. Na koncu anoksi�ne faze je bila koncentracija NO2-N 0,15 mg.L-1.

Koncentracija NH4-N se je za�ela nižati šele po 30 min delovanja SBR v aerobni fazi (slika

37). Ker je bila koncentracija aktivnega blata v reaktorju precej visoka (13,7 g.L-1), je bil

omejen snovni tok kisika iz zraka (slika 38). Z oksidacijo NH4-N (nižanje koncentracije

amonijevega dušika) sta se posledi�no povišali koncentraciji NO2-N in NO3-N, saj sta

produkta nitrifikacije. Med procesom nitrifikacije je ostajala v reaktorju koncentracija NO2-N

med 4,60 mg.L-1 in 5,75 mg.L-1. V fazi usedanja je koncentracija NO3-N še naraš�ala, s tem

sta se nižali koncentracij NH4-N in NO2-N, kar pripisujemo nadaljevanju nitrifikacije v fazi

usedanja.

V SBR smo isto�asno spremljali tudi �asovni potek spreminjanja koncentracije RK in

vrednosti ORP, kar prikazuje slika 38.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

t (min)

RK

(mg.

L-1

)

-450

-405

-360

-315

-270

-225

-180

-135

-90

-45

0

OR

P (m

V)

RK ORP




Potek spreminjanja koncentracije RK in vrednosti ORP sta bila v anoksi�ni fazi podobna kot

pri predhodnih preskusih. V aerobni fazi je bil omejen snovni tok kisika iz zraka, saj je bila


82

koncentracija RK 120 min med 1,1 mg.L-1 in 1,3 mg.L-1. Šele nato se je koncentracija RK

povišala in bila do konca aerobne faze med 6 in 7 mg.L-1 (snovni tok kisika iz zraka je bil 48

mg.L-1.h-1). Nitrifikacija ni bila popolna, ker avtotrofne bakterije niso imele dovolj �asa za

popolno oksidacijo amonijevega dušika v nitritni dušik in nitratni dušik. Vrednost ORP je bila

skozi celoten cikel negativna. To razlagamo na podlagi višje koncentracije aktivnega blata. V

aktivnem blatu so prisotni ve�ji kosmi, v katere težje preide kisik in se v notranjosti

vzpostavijo anaerobne razmere, za katere je zna�ilno, da je vrednost ORP okrog -400 mV.


Na podlagi povpre�nih vrednostih KPK in celotnega dušika (TN) na vtoku in iztoku smo

dolo�ili u�inek �iš�enja SBR. V tabeli 33 so prikazane povpre�ne vrednosti KPK in celotnega

dušika v vtoku in iztoku ter u�inek �iš�enja.




Specifi�ni hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije smo izra�unali enako kot pri

konvencionalnem �iš�enju in znašata 3,84 mg.g-1.h-1 ter 0,91 mg.g-1.h-1. Proces denitrifikacije

je potekel najhitreje med 5 min in 15 min delovanja SBR pri anoksi�nih razmerah. Proces

nitrifikacije je potekel najhitreje med 120 min in 160 min delovanja SBR pri aerobnih

razmerah.



�iš�enju in znašata 2,15 mg.g-1.h-1 ter 0,20 mg.g-1.h-1.


83

4.4. Preskusa z dodatno anoksi�no in aerobno fazo

Konvencionalno �iš�enje smo izvedli pri koncentraciji aktivnega blata 3,5 g.L-1, kjer smo

dosegli hiter potek denitrifikacije s specifi�no hitrostjo 5,78 mg.g-1.h-1 in nitrifikacije s

specifi�no hitrostjo 2,14 mg.g-1.h-1. Pri organski volumski obremenitvi 0,47 g.L-1.d-1 in

dušikovi volumski obremenitvi 0,06 g.L-1.d-1 je bil u�inek �iš�enja organskih snovi 97,1 % in

dušikovih spojin 78,6 %.

S povišanjem organske volumske obremenitve od 0,9 g.L-1.d-1 do 1,5 g.L-1.d-1 in dušikove

volumske obremenitve od 0,11 g.L-1.d-1 do 0,19 g.L-1.d-1, C/N razmerjem 8 ter koncentracijo

raztoplenega kisika od 6 mg.L-1 do 9 mg.L-1 (snovni tok kisika iz zraka med 39 mg.L-1.h-1 48

mg.L-1.h-1) smo dosegli v SBR visoko koncentracijo aktivnega blata od 9 g.L-1 do 14 g.L-1.

Specifi�na hitrost denitrifikacije se je pri povišani koncentraciji aktivnega balta znižala in je

bila med 2,28 mg.g-1.h-1 in 4,36 mg.g-1.h-1. Specifi�na hitrost nitrifikacije se je prav tako

znižala in je bila med 0,91 mg.g-1.h-1 in 2,33 mg.g-1.h-1. U�inek �iš�enja organskih in

dušikovih spojin je bil v povpre�ju 98 % in 87 %. Kljub dobremu u�inku �iš�enja je v iztoku

ostajala visoka koncentracija nitratnega dušika, med 27,7 mg.L-1 in 35,8 mg.L-1. Zaradi tega

smo pri nadaljnjih raziskavah pri enaki dolžini cikla, ki je trajal 6 ur, dodali še eno anoksi�no

in eno aerobno fazo. Pri tem smo prav tako v dodatni anoksi�ni fazi izvedli �rpanje sinteti�ne

odpadne vode. Na ta na�in smo SBR še bolj obremenili.

SBR smo napolnili s svežim aktivnim blatom, kjer so bili prisotni majhni in neenakomerni

kosmi, premera med 0,07 mm in 0,2 mm kot je prikazano na sliki 39. Na površini kosmov so

bile opazne nitaste bakterije, ki prav tako doprinesejo k velikosti in teži kosmov. V �asu 40

dni se je aktivno blato adaptiralo oziroma prilagodilo na sinteti�no odpadno vodo.

Slika 39: Kosmi v za�etnem aktivnem blatu (100-kratna pove�ava), premera od 0,07 mm do

0,2 mm


84

4.4.1. Prvi preskus

Pri spremenjenih razmerah delovanja SBR smo želeli znižati v iztoku koncentracijo NO3-N.

Pri tem preskusu smo pri enaki dolžini cikla dodali še eno anoksi�no in aerobno fazo,

zaporedje in dolžine faz prikazuje tabela 34. Na za�etku obeh anoksi�nih faz smo �rpali

sinteti�no odpadno vodo.


Faza �as (min) Polnjenje + anoksi�na faza 60 (5 + 55) Aerobna faza 74 Polnjenje + anoksi�na faza 50 (3 + 47) Aerobna faza 160 Usedanje 10 Iztok 5 Mirovanje 1 Skupaj 360

SBR je deloval pri delovnem volumnu 52,5 L. V SBR smo �rpali na za�etku prve anoksi�ne

faze 5 L, na za�etku druge anoksi�ne faze pa še 2,5 L sinteti�ne odpadne vode. Dodatek

sinteti�ne odpadne vode na cikel je bil 14,3 %, pretok pa je bil 30 L.d-1. V tabeli 35 je

prikazana sestava sinteti�ne odpadne vode, ki smo jo uporabili za �iš�enje v SBR.




tem �asu je bila povpre�na starost aktivnega blata 30 dni.


85


Parameter Vrednost VR (L) 52,5 QS (L.d-1) 30 Q (L.h-1) 375 SB (d) 30 X (g.L-1) 12,9 XV (g.L-1) 10,7 VIB (mL.g-1) 51 KPKv (mg.L-1) 2547 TNv (mg.L-1) 318,5 C/N razmerje 8,0 BV (g.L-1.d-1) 1,5 BB (g.g-1.d-1) 0,13 NV (g.L-1.d-1) 0,19 NB (g.g-1.d-1) 0,02

V SBR so se oblikovali ve�ji kosmi premera od 0,2 mm do 0,7 mm, kot je prikazano na sliki

40a. Na površini kosmov so bile opazne nitaste bakterije, ki omogo�ajo boljšo povezanost

bakterij v kosmu. S tem je kosem bolj odporen na zunanje vplive in ne razpade tako hitro. S

tvorbo ve�jih kosmov se je izboljšala tudi sposobnost usedanja aktivnega blata. Slika 40b

prikazuje del spremljajo�e združbe, ki se je nahajala v aktivnem blatu.

(a) (b)




86


Na sliki 41 je prikazan potek spreminjanja koncentracij NH4-N, NO2-N in NO3-N med enim

ciklom.

0

4

8

12

16

20

24

28

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360t (min)

N (m

g.L

-1)

NH4-N NO2-N NO3-N

aerobna faza aerobna fazaanoks.faza

anoks.faza



Potek spreminjanja koncentracij NH4-N, NO2-N in NO3-N v prvi anoksi�ni fazi je podoben

kot pri predhodnih preskusih. Na koncu prve aerobne faze je ostala v SBR precejšnja

koncentracija NH4-N in NO2-N. Iz tega je razvidno, da ni bilo dovolj �asa za potek popolne

oksidacije amonijevega dušika v nitritni dušik in naprej v nitratni dušik. Koncentracija NO2-N

se je med aerobno fazo povišala do 5,78 mg.L-1, medtem ko se je koncentracija NO3-N

povišala le do 1,61 mg.L-1. Koncentracija NH4-N je bila na koncu prve aerobne faze 7,54

mg.L-1. V prvi aerobni fazi ni bilo dovolj �asa, da bi potekla oksidacija NO2-N v NO3-N.

Tudi v drugi anoksi�ni fazi se koncentracija NH4-N pove�a zaradi dodatka sinteti�ne odpadne

vode, koncentraciji NO2-N in NO3-N se znižata zaradi redukcije nitratnega dušika v plinasti

dušik. Na za�etku druge aerobne faze se je koncentracija NH4-N nižala (oksidacija),

koncentraciji NO2-N in NO3-N se višata zaradi oksidacije amonijevega dušika. Oksidacija

nitritnega dušika se pri�ne po 260 min delovanja SBR (nižanje koncentracije NO2-N).

Koncentracija NO3-N se je kot kon�ni produkt nitrifikacije poviševala vse do konca druge


87

aerobne faze. Iz slike 41 je razvidno, da se je nitrifikacija nadaljevala v fazi usedanja,

koncentracija NO3-N se je povišala, koncentraciji NH4-N in NO2-N sta se znižali. Tudi v

drugi aerobni fazi nitrifikacija ni bila popolna, v SBR sta ostajala amonijev dušik in nitritni

dušik. Pri danih razmerah smo dosegli pri višji obremenitvi nižjo vrednosti nitratnega dušika

v iztoku, ki je bila 20,80 mg.L-1.

Slika 42 prikazuje �asovni potek spreminjanja koncentracije RK in vrednosti ORP.

Koncentracija RK je bila v obeh anoksi�nih fazah ni�, kar je pomembno za uspešno delovanje

procesa denitrifikacije.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360t (min)

RK

(mg.

L-1

)

-450

-400

-350

-300

-250

-200

-150

-100

-50

0

OR

P (m

V)

RK ORP

anoks.faza

anoks. fazaaerobna faza aerobna faza



V prvi aerobni fazi je bila koncentracija RK nizka med 0,7 mg.L-1 in 1 mg.L-1, kar je za

uspešno izvedbo nitrifikacije prenizko. V drugi aerobni fazi, ki je trajala 160 min je bila

koncentracija RK za�etnih 60 min 1 mg.L-1 in se je šele nato poviševala do konca faze, kjer je

bila 6,2 mg.L-1. Koncentracija RK se je povišala v trenutku, ko se je pri�ela oksidacija

nitritnega dušika v nitratni dušik.

Vrednost ORP se je v obeh anoksi�nih fazah nižala, kar prikazuje redukcijo nitratnega dušika

v plinasti dušik. V obeh aerobnih fazah se vrednost ORP povišuje, kar prikazuje oksidacijo


88

amonijevega dušika v nitritni dušik in nitratni dušik. V drugi aerobni fazi opazimo po �asu

260 min delovanja SBR ponovno povišanje vrednosti ORP, ker se za�ne oksidacija nitritnega

dušika v nitratni dušik. V prvi aerobni fazi tega ne opazimo, ker ne pride od oksidacije

nitritnega dušika do nitratnega dušika. Posledi�no se tudi koncentracija RK ne poviša.

Vrednost ORP je bila skozi celoten cikel negativna.


V tabeli 37 je prikazan u�inek �iš�enja organskih in dušikovih spojin, ki smo jih dolo�ili iz

vrednostih KPK in celotnega dušika na za�etku in koncu �iš�enja.





konvencionalnem �iš�enju in sicer v obeh procesih denitrifikacije in nitrifikacije. Specifi�na

hitrost denitrifikacije je bila v prvi anoksi�ni fazi 0,72 mg.g-1.h-1 in v drugi anoksi�ni fazi 0,81

mg.g-1.h-1. Specifi�na hitrost nitrifikacije je bila v prvi aerobni fazi 0,93 mg.g-1.h-1 in v drugi

aerobni fazi 0,63 mg.g-1.h-1. Specifi�na hitrost denitrifikacije je bila precej nizka v prvi in

drugi anoksi�ni fazi, kar pomeni, da se je koncentracija nitratnega dušika reducirala po�asi v

plinasti dušik. Specifi�na hitrost nitrifikacije je bila tudi v obeh aerobnih fazah nizka, kar

pomeni po�asno pretvorbo amonijevega dušika v nitritni dušik in nitratni dušik.


89



�iš�enju za oba procesa denitrifikacije in nitrifikacije. Celotna hitrost denitrifikacije v prvi

anoksi�ni faz je bila 1,47 mg.g-1.h-1 in v drugi anoksi�ni fazi 0,64 mg.g-1.h-1. Celotna hitrost

nitrifikacije je bila v prvi aerobni fazi 0,15 mg.g-1.h-1 in v drugi aerobni fazi 0,33 mg.g-1.h-1.

4.4.2. Drugi preskus

Pri tem preskusu smo na podlagi dobljenih rezultatov predhodnega preskusa spremenili

dolžine anoksi�ne in aerobne faze. Ker se je v vseh preskusih koncentracija nitratnega dušika

v anoksi�ni fazi hitro zniža proti vrednosti ni�, smo jo skrajšali iz 60 min na 40 min, kar je

prikazano v tabeli 38. Ker je v prvi aerobni fazi pri predhodnem preskusu ostala v SBR

precejšnja koncentracija NH4-N in NO2-N smo to fazo podaljšali iz 74 min na 164 min. S tem

smo želeli dose�i boljšo izvedbo nitrifikacije, nižje vrednosti koncentracij NH4-N in NO2-N

na koncu prve aerobne faze in v iztoku. Drugo aerobno fazo smo skrajšali iz 160 min na 100

min, ker smo predvidevali, da se bo koncentracija NH4-N in NO2-N v prvi aerobni fazi bolj

znižala kot v predhodnem preskusu in bo manj amonijevega dušika v za�etku druge aerobne

faze.


Faza �as (min) Polnjenje + anoksi�na faza 40 (5 + 35) Aerobna faza 164 Polnjenje + anoksi�na faza 40 (3 + 37) Aerobna faza 100 Usedanje 10 Iztok 5 Mirovanje 1 Skupaj 360

SBR je deloval pri delovnem volumnu 52,5 L. V SBR smo �rpali na za�etku prve anoksi�ne

faze 5 L, na za�etku druge anoksi�ne faze pa še 2,5 L sinteti�ne odpadne vode. Dodatek

sinteti�ne odpadne vode na cikel je bil 14,3 %, pretok je bil 30 L.d-1. V tabeli 39 je prikazana

sestava sinteti�ne odpadne vode.


90



SBR je deloval 20 dni z obratovalnimi in tehnološkimi parametri, podanimi v tabeli 40. V tem

�asu je bila povpre�na starost aktivnega blata v SBR 38 dni.


Parameter Vrednost VR (L) 52,5 QS (L.d-1) 30 Q (L.h-1) 375 X (g.L-1) 11,8 XV (g.L-1) 11,5 SB (d) 38 VIB (mL.g-1) 46 KPKv (mg.L-1) 2613 TNv (mg.L-1) 311,2 C/N razmerje 8,4 BV (g.L-1.d-1) 1,6 BB (g.g-1.d-1) 0,12 NV (g.L-1.d-1) 0,19 NB (g.g-1.d-1) 0,01

V SBR so se pri danih razmerah tvorili kosmi aktivnega blata, premera od 0,2 mm do 0,5 mm,

kot prikazuje slika 43a. Prav tako smo opazili nitaste bakterije na površini kosmov, ki

sodelujejo pri tvorbi kosma. Slika 43b prikazuje del spremljajo�e združbe v aktivnem blatu.


91

(a) (b)



Ko se je stanje v SBR stabiliziralo pri koncentraciji aktivnega blata 11,8 g.L-1, smo izvedli

vzor�enje. Slika 44 prikazuje potek spreminjanja koncentracij NH4-N, NO2-N in NO3-N med

enim ciklom.

0

4

8

12

16

20

24

28

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360t (min)

N (m

g.L

-1)

NH4-N NO2-N NO3-N

anoks.faza

anoks.fazaaerobna faza aerobna faza




92

Tudi pri tem preskusu se je proces denitrifikacije uspešno zaklju�il v obeh anoksi�nih fazah.

Potek koncentracij NH4-N, NO2-N in NO3-N je podoben kot pri predhodnem preskusu. Na

za�etku prve aerobne faze je bil proces nitrifikacije 30 min zavrt. Po tem �asu se je

koncentracija NH4-N za�ela nižati, koncentraciji NO2-N in NO3-N pa višati, kar prikazuje

oksidacijo amonijevega dušika v nitritni dušik in nitratni dušik. V drugi aerobni fazi se je

proces nitrifikacije za�el prej. Koncentracija NO3-N se je višala tudi v fazi usedanja, kar

pomeni, da se je proces nitrifikacije nadaljeval. S podaljšanjem prve aerobne faze smo dosegli

znižanje koncentracije amonijevega dušika. Prav tako smo dosegli nižjo koncentracijo

nitratnega dušika v iztoku, ki je bila 17,10 mg.L-1.

Na sliki 45 je prikazan potek spreminjanja koncentracije RK in vrednost ORP. Koncentracija

RK je bila v anoksi�ni fazi 0 mg.L-1. V prvi aerobni fazi je SBR deloval 120 min pri

koncentraciji RK pod 1 mg.L-1 in se je šele po tem �asu povišala ter bila med 4 mg.L-1 in 5

mg.L-1. V drugi aerobni fazi je SBR deloval le 46 min pri koncentraciji RK pod 1 mg.L-1.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360t (min)

RK

(mg.

L-1

)

-450

-400

-350

-300

-250

-200

-150

-100

-50

0

OR

P (m

V)

RK ORP

anoks.faza

anoks. fazaaerobna faza aerobna faza



Vrednost ORP je bila ves �as delovanja SBR negativna. V anoksi�ni fazi se je znižala zaradi

redukcije nitratnega dušika v plinasti dušik, v aerobni fazi se je povišala zaradi oksidacije

amonijevega dušika v nitritni dušik in nitratni dušik.


93


V tabeli 41 je prikazan u�inek �iš�enja organskih in dušikovih spojin, ki smo jih dolo�ili iz

vrednostih KPK in celotnega dušika na za�etku in koncu �iš�enja.





konvencionalnem �iš�enju v obeh procesih denitrifikacije in nitrifikacije. Specifi�na hitrost

denitrifikacije je bila v prvi anoksi�ni fazi 0,71 mg.g-1.h-1, v drugi anoksi�ni fazi pa je bila

3,97 mg.g-1.h-1. Specifi�na hitrost nitrifikacije je bila v prvi aerobni fazi 0,47 mg.g-1.h-1 in v

drugi aerobni fazi 0,81 mg.g-1.h-1.


Hitrost denitrifikacije in nitrifikacije smo izra�unali enako kot pri konvencionalnem �iš�enju

za oba procesa denitrifikacije in nitrifikacije. Celotna hitrost denitrifikacije v prvi anoksi�ni

fazi je bila 1,62 mg.g-1.h-1 in v drugi anoksi�ni fazi 2,19 mg.g-1.h-1. Celotna hitrost

nitrifikacije je bila v prvi aerobni fazi 0,34 mg.g-1.h-1 in v drugi aerobni fazi 0,11 mg.g-1.h-1.


94

4.5. Sistem SBR/filter

Z dodatno anoksi�no in aerobno fazo smo v SBR pri enaki dolžini cikla, 6 ur, dosegli

koncentracijo aktivnega blata 11,8 g.L-1, pri organski in dušikovi volumski obremenitvi 1,6

g.L-1.d-1 in 0,19 g.L-1.d-1. Z dodatno anoksi�no in aerobno fazo smo znižali koncentracijo

nitratnega dušika v iztoku do 17,10 mg.L-1. U�inek �iš�enja organskih in dušikovih spojin je

bil 98 % in 90 %. Ker so iz SRBa z iztokom izhajale suspendirane snovi s koncentracijo 33,5

mg.L-1 in mikrorganizmi, smo za SBR uvedli filtracijo. Na ta na�in smo želeli iz odpadne

vode odstranili suspendirane snovi in bakterije in tako izboljšati kvaliteto �iš�ene odpadne

vode.

Zaradi naraš�ajo�ih potreb po tehnološki vodi, ki je v ve�ini primerov iz sistemov za preskrbo

s pitno vodo, se pove�uje tudi potreba po ve�anju deleža �iš�ene odpadne vode, ki jo lahko

ponovno uporabimo v proizvodnem procesu. Pri tem predstavljajo glavni problem

suspendirane snovi, predvsem mikroorganizmi, ki ostajajo v vodi po fazi biološkega �iš�enja.

Najbolj ob�utljivi tehnološki procesi so ravno v industrijskih panogah, ki so velike potrošnice

tehnološke/pitne vode (npr. živilska, farmacevtska, papirna). Zaradi pomanjkanja in

naraš�anja porabe pitne vode v nekaterih obmo�jih »napajajo« zaloge podtalnice preko

vodotokov ali peš�enih brežin (kjer se voda dokon�no o�isti z naravnimi procesi) v katere se

stekajo iztoki iz bioloških �istilnih naprav. Tudi v tem primeru je potrebno �im bolj zmanjšati

vnos mikroorganizmov iz bioloških �istilnih naprav v naravne ekosisteme.

Novejša tehnologija biološkega �iš�enja z uporabo membranske separacije (MBR –

membranski bioreaktorji) omogo�a, da vsebuje �iš�ena voda nizke koncentracije

suspendiranih snovi. Pri tem se namesto usedalnika za proces lo�evanja aktivno blato/voda

uporabljajo membrane, proces lo�evanja pa temelji na fizikalnem principu zadrževanja

delcev, ki so manjši od velikosti por v membrani (filtru). Tehnologija nano delcev pa je

prinesla napredek tudi na podro�ju filtrnih materialov. V Znanstveno-Raziskovalnem Centru

Tomsk, ki je del Ruske Akademije Znanosti, so razvili filtrirni material na osnovi anorganskih

nano vlaken, ki ima elektropozitivne lastnosti. S tem materialom lahko iz vode odstranimo

bakterije (gram negativne) in viruse katerih velikost je mnogo manjša od velikosti por v filtru,

kar omogo�a visoko preto�nost ob hkratni visoki u�inkovitosti odstranjevanja

mikroorganizmov (99,99999 – 100 %). Filtrirni material se uporablja v kartušah, ki se

namestijo na vodovodne cevi in služijo za �iš�enje pitne vode v gospodinjstvih.


95

Zaradi specifi�nega mehanizma odstranjevanja mikroorganizmov, filter ni namenjen za

delovanje v sistemih z visoko koncentracijo aktivnega blata kot je MBR. S filtrom smo želeli

nadgraditi SBR z visoko starostjo blata in kratko fazo usedanja, kjer iztok vsebuje nizke

koncentracije mikrobioloških snovi, ki bi jih lahko popolnoma odstranili.

4.5.1. Meritve fluksa

Da bi preverili lastnosti filtrirnega materiala, ki jih podaja proizvajalec, smo najprej opravili

meritve fluksa. Fluks je izražen kot razmerje med koli�ino vode, ki je stekla skozi filter v

dolo�eni �asovni enoti in površino filtra. Meritve fluksa smo izvedli za material v obliki

standardnega filtra (φ 47 mm) in material, ki se uporablja v kartušah. Za izvajanje meritev

smo uporabili tla�no posodo z manometrom (firma Millipore), ki omogo�a konstanten pretok

vode pri stalnem izbranem tlaku. Pri meritvah s filtrnim materialom je nameš�en filter (φ 47

mm) v kovinskem ohišju, pri meritvah s kartušo pa se voda uvaja v ohišje s kartušo tako, da je

sistem enak, kot se uporablja pri obdelavi pitne vode v gospodinjstvu.

Meritve fluksa smo izvedli prvih 10 min filtracije in za vsako meritev smo uporabili nov filter

oziroma kartušo. Meritve fluksa za filtre smo izvedli z demineralizirano vodo pri 0,2 in 0,5

bara, preskuse s kartušo pa z vodovodno vodo pri 0,5, 1,0 in 1,5 bara. Aktivna površina filtra,

ki smo jo upoštevali pri izra�unih je 11,9 cm2, aktivna površina kartuše (5˝) pa 189 cm2.

Rezultati meritev fluksa so podani v tabeli 42.

Tabela 42: Rezultati preskusov preto�nosti

Sistem Tlak (bar)

Preto�nost (cm/s)

Fluks (L.cm-2.h-1)

Filter 0,2 0,07 0,24

Filter 0,5 0,27 0,97

Kartuša 0,5 0,23 0,83

Kartuša 1,0 0,35 1,26

Kartuša 1,5 0,52 1,87


96

Rezultati se zelo dobro ujemajo z rezultati, ki so jih dobili v ZC Tomsk, vidimo, da je dobro

ujemanje tudi med filtrom in kartušo pri 0,5 bar, �e upoštevamo, da je zaradi dodatnega

mehanskega filtra upor v sistemu s kartušo nekoliko ve�ji.

4.5.2. Mikrobiološki preskusi

Z mikrobiološkimi testi smo preverili u�inkovitost odstranjevanja bakterij iz kontaminirane

vode. Mikrobiološke analize vzorcev pred in po filtraciji so izvedli na IVZ Ljubljana, po

postopku, ki ga uporabljajo pri svojih rutinskih preiskavah in testih.

Za pretok vode smo uporabili isto tla�no posodo kot pri merjenju fluksa s tem, da smo vodo v

tla�ni posodi kontaminirali z znano množino mikroorganizmov, ki so jih pripravili na IVZ

Ljubljana. Tudi v tem primeru smo uporabili filter (φ 47 mm) v kovinskem ohišju.

V tabeli 43 so podani rezultati štetja kolonij po inkubaciji 24 ur v šestih vzorcih filtrata (po

prehodu preko filtracijskega materiala). Na prvem filtru smo testirali vzorec vode brez

mikrobiološkega materiala in vzorec vode z Escherichia coli z 2,4x104 CFU. Na drugem filtru

vzorec vode z E. coli z 1,8x104 CFU in vzorec vode z E. coli z 5,0x104 CFU. Na tretjem filtru

pa vzorec vode z mešanico E. coli z 1,6x104 CFU in Enterokoki z 1,0x103 – 1,0x104 CFU ter

vzorec vode z E. coli z 1,0x103 – 1,0x104 CFU.

Pri prvih šestih testih nismo dosegli željenega u�inka odstranjevanja mikroorganizmov. Ko

smo analizirali možne vzroke za odstopanja, smo ugotovili, da je del napak mehanske narave,

del pa posledica nesterilnih razmer. Do mehanskih napak je prihajalo zaradi konstrukcije

držala filtra, ki je prilagojeno tanjšim standardnim filtrom, ki so dostopni na tržiš�u. Filtri na

osnovi nano materialov pa sestojijo iz ve� plasti aktivnega materiala in so precej debelejši od

standardnih filtrov. Pri vstavljanju filtra v držalo je prihajalo do slabega tesnenja, del teko�ine

je prehajal mimo filtra in prinašal kontaminant v filtrat. To pomanjkljivost smo odpravili tako,

da smo filter pred vstavljanjem omo�ili z vodo kar je omogo�ilo lepše nalaganje v držalo in

posledi�no tesnenje po celotnem obodu tesnilke. Sterilizacija filtra mora potekati v vlažnih

razmerah (avtoklav), v nasprotnem primeru lahko pride do deformacije osnovne nosilne

membrane filtracijskega materiala. Vsa destilirana voda, ki se uporablja v procesu priprave


97

filtracijskega postopka (tudi izpiralna) mora biti sterilizirana. Ko smo pri testu 7 vse te pogoje

upoštevali, smo dobili filtrat brez E. coli (CFU = 0).

Tabela 43: Rezultati mikrobioloških testov

Št. testa Pred filtracijo (CFU)

Po filtraciji (CFU)

Odstranjeno (%)

1 filter

E. coli 0

E. coli 0

/

2 filter

E. coli 2,4x104

E. coli 1,0x100

99,996

3 filter

E. coli 1,8x104

E. coli 1,0x101

99,944

4 filter

E. coli 5,0x104

E. coli 1,0x102

99,800

5 filter

E. coli 1,6x104

Enterokoki 1,0x103 – 1,0x104

E. coli 8,0x100

Enterokoki 2,0x100

99,950

99,960

6 filter

E. coli 1,0x103 - 1,0x104

E. coli 4,0x100

99,920

7 filter

E. coli 1,0x103 - 1,0x104

E. coli 0

100

8 kartuša

E. coli 0,25x104

E. coli 0

100

9 filter

Clostridium perfringens 0,25x104

Clostridium perfringens 0

100

10 kartuša

Clostridium perfringens 0,25x104

Clostridium perfringens 1

99,960

Tudi pri testu s kartušo (test 8) smo uporabili isti sistem kot za merjenje fluksa; kartuša je

nameš�ena v plasti�nem ohišju tako, da je sistem enak, kot se uporablja pri obdelavi pitne

vode v gospodinjstvu. Glede razmer sterilnosti smo pri nameš�anju kartuše uporabili

postopek, kot je predpisan za uporabnike v gospodinjstvu. Odprli smo neprodušni plasti�ni

ovoj v katerem je nameš�ena kartuša, kartušo prijeli na plasti�nih robovih (ne na filtrni


98

površini) in jo namestili v ohišje. Pri teh razmerah nam je uspelo iz kontaminirane vodovodne

vode, ki je poleg E. coli vsebovala še aluminij in železo, popolnoma odstraniti

mikroorganizme (CFU = 0).

V testu 9 in 10 smo uporabili kulturo bakterij Clostridium perfringens, ki v mikrobioloških

testih služi kot referen�ni pokazatelj za prisotnost virusov. V filtracijskih testih pa smo jo

uporabili, ker so bakterije C. perfringens precej manjše kot bakterije E. coli. Pri testu s

filtrom v nesterilnih razmerah smo popolnoma odstranili mikroorganizme iz kontaminirane

vode, pri testu v sistemu s kartušo pa se je v filtratu pojavil 1 CFU C. perfringens, kar je

verjetno posledica posredne okužbe pri preklopu tla�ne posode iz filtrnega sistema na sistem s

kartušo. Testi so pokazali, da filtracijski material u�inkovito odstranjuje tudi bakterije, ki so

manjše od E. coli.

4.5.3. Pilotni sistem SBR/filter

V zadnji fazi preskusov smo pilotni SBR nadgradili s sistemom za filtracijo. Osnovnemu SBR

sistemu (slika 10) smo na izto�ni ventil priklopili kartušo s filtrom na osnovi nano materiala,

iztok iz kartuše pa priklju�ili na vakuumsko �rpalko, kar prikazuje slika 46.

Slika 46: Pilotni sistem SBR/filter


99

Dvopotni ventil na iztoku iz SBR omogo�a, da lahko kontroliramo koli�ino biološko �iš�ene

vode, ki jo nato obdelamo na filtru. Kombinirani sistem SBR/filter smo testirali v zaklju�nem

obdobju drugega preskusa z dodano anoksi�no in aerobno fazo (poglavje 4.4.2), zato so vsi

parametri delovanja SBR enaki kot pri tem preskusu (sestava odpadne vode, obremenitev,

potek cikla in lastnosti biološko obdelane vode (iztok iz SBR)).

V tabeli 44 so prikazane povpre�ne vrednosti parametrov v iztoku iz SBR in v permeatu po

filtraciji. Odstranili smo ve�ji del suspendiranih snovi, ki so ostale v iztoku iz SBR. Glede na

predhodne teste lahko sklepamo, da smo pri tem v celoti odstranili mikroorganizme. V

suspendirani obliki smo odstranili tudi del organsko vezanega dušika (N-Kj), koncentracija

topnih dušikovih komponent pa se ni bistveno spremenila. Razlika v vrednosti TOC (topne

organske ogljikove spojine) kaže na zmožnost odstranjevanja organskih spojin.

Tabela 44: Povpre�ne vrednosti parametrov pred in po filtraciji

Parameter Pred filtracijo (iztok iz SBR)

Po filtraciji

SS (mg.L-1) 33,5 7,4 KPK (mg.L-1) 51 46 TOC (mg.L-1) 11,8 6,7 N-Kj (mg.L-1) 13,6 2,1 NH4-N (mg.L-1) 0,62 0,42 NO2-N (mg.L-1) 0,14 0,14 NO3-N (mg.L-1) 17,1 13,5

Kombinacija SBR/filter predstavlja izredno u�inkovit in fleksibilen sistem, katerega produkt

je kakovostna �iš�ena voda z minimalno vrednostjo suspendiranih snovi. V tem primeru bi

lahko prilagodili delovanje SBR, da bi iztok vseboval to�no dolo�ena razmerja dušikovih

spojin, po filtraciji pa bi dobili mikrobiološko neopore�no vodo za zalivanje vrtov ali zelenic

z visoko vsebnostjo hranilnih snovi.

Zaradi specifi�nega mehanizma filtracije bi bile potrebne nadaljnje raziskave, ki bi

ovrednotile kapaciteto filtrov ter možnosti �iš�enja in regeneracije. Prav tako bi bilo zanimivo

raziskati katere topne organske snovi je filtrni material zmožen odstraniti.


100

4.6. Diskusija rezultatov

Za�etne raziskave smo izvedli v stolpnem reaktorju z namenom tvorbe granul. Reaktor je

deloval pri aerobnih razmerah in pri delovnem volumnu od 10,4 L do 12,4 L. Pri visoki

volumski organski obremenitvi od 2,8 g.L-1.d-1 do 6,4 g.L-1.d-1, visokem pretoku kisika od 400

do 600 L.h-1 in kratkem �asu za usedanje od 10 min do 3 min, smo dosegli tvorbo ve�jih

kosmov, premera do 1,1 mm. U�inek �iš�enja organskih snovi je bil v obmo�ju med 92 % in

96 %. Granulacija ni uspela, ker nismo dosegli ugodnih razmer za tvorbo granul. Literaturni

podatki kažejo, da nastanejo granule v manjših delovnih volumnih reaktorjev od 2 L do 4 L,

pri organski volumski obremenitvi od 2,5 g.L-1.d-1 do 6 g.L-1.d-1 in �asu usedanja od 20 min

do 1 min [31-37]. S kratkim �asom usedanja so z raziskavami ugotovili, da postane površina

bakterij bolj hitrofobna, kar omogo�a, da se bakterije lažje sprijemajo med seboj in tvorijo

granule [27]. Pri naših raziskavah smo dosegli ugodne razmere za rast biomase, ne pa za

tvorbo granul, zato smo nadaljevali raziskave z namenom tvorbe ve�jih kosmov aktivnega

blata v SBR, ki ima dobro sposobnost usedanja.

Kot osnova za raziskave nam je služil preskus konvencionalnega �iš�enja odpadne vode v

SBR pri koncentraciji aktivnega blata 3,5 g.L-1 in starosti aktivnega blata 21 dni. SBR je

deloval pri anoksi�nih razmerah s pomo�jo heterotrofnih bakterij in pri aerobnih razmerah s

pomo�jo avtotrofnih bakterij [17, 78]. Aktivnost bakterij smo uravnavali s spreminjanjem

razmer obratovanja SBR. Pri konvencionalnem �iš�enju so se tvorili kosmi aktivnega blata,

premera od 0,1 mm do 0,3 mm, pri organski in dušikovi volumski obremenitvi 0,47 g.L-1.d-1

in 0,06 g.L-1.d-1. Pri danih razmerah smo dosegli hiter potek denitrifikacije s specifi�no

hitrostjo 5,78 mg.g-1.h-1 in nitrifikacije s specifi�no hitrostjo 2,14 mg.g-1.h-1. U�inek �iš�enja

na KPK je bil 97,1 % in na celotni dušik 78,6 %. Koncentracija RK je je bila pri anoksi�nih

razmerah 0 mg.L-1, v 80 min delovanja SBR pri aerobnih razmerah je dosegla maksimalno

nasi�enje, med 8 mg.L-1 in 9 mg.L-1. Vrednost ORP se je v anoksi�ni fazi znižala iz vrednosti

16 mV na -171 mV, kar prikazuje redukcijo nitratnega dušika v plinasti dušik. V aerobni fazi

se je vrednost ORP poviša do 10 mV. Takšen potek koncentracije RK in vrednosti ORP je

zna�ilen za procese biološkega �iš�enja v SBR. Pri koncentraciji aktivnega blata 3,5 g.L-1,

smo dokazali, da se doseže hitra redukcija nitratnega dušika v plinasti dušik (5,78 mg.g-1.h-1)

v anoksi�nih razmerah (vrednost ORP okrog -170 mV), kjer je bila koncentracija

raztopljenega kisika 0 mg.L-1. Prav tako smo dokazali hitro oksidacijo amonijevaga dušika v

nitritni dušik in nadalje v nitratni dušik (2,14 mg.g-1.h-1) v aerobnih razmerah, kjer je bil


101

snovni tok kisika iz zraka 39 mg.L-1.h-1. Na podlagi dobljenih rezultatov smo želeli dose�i v

SBR visoko koncentracijo aktivnega blata (X > 10 g.L-1), pri kateri smo želeli ugotoviti

hitrost poteka procesa denitrifikacije in nitrifikacije.

Pri nadaljnjih raziskavah smo izvedli pet preskusov pri visoki koncentraciji aktivnega blata,

od 9,2 g.L-1 do 13,7 g.L-1 in starosti aktivnega blata od 21 dni do 57 dni. SBR je deloval pri

anoksi�nih in aerobnih razmerah. Pri teh preskusih so se v SBR oblikovali kosmi aktivnega

blata, premera od 0,2 mm do 1,1 mm, ki so se usedli v �asu od 5 min do 10 min s hitrostjo od

2 cm.min-1.do 3,6 cm.min-1. Kljub poviševanju koncentracije aktivnega blata je bil u�inek

�iš�enja organskih in dušikovih spojin pri vseh preskusih podoben, kar prikazuje tabela 45.

Tabela 45: Primerjava preskusov pri visoki koncentraciji in starosti aktivnega blata

Parameter Preskus 1 Preskus 2 Preskus 3 Preskus 4 Preskus 5 X (g.L-1) 9,2 11,6 11,8 12,0 13,7 BV (g.L-1.d-1) 1,0 1,07 1,04 0,9 1,5 BB (g.g-1.d-1) 0,12 0,10 0,09 0,08 0,12 NV (g.L-1.d-1) 0,12 0,13 0,19 0,11 0,19 NB (g.g-1.d-1) 0,02 0,01 0,01 0,01 0,01 VIB (mL.g-1) 99 58 50 27 33 SB (d) 28 57 21 52 31 KPKv (mg.L-1) 2484 2675 2547 2554 2624 KPKi (mg.L-1) 48 52 52 54 64 % �iš�enja na KPK 98,1 98,1 98,0 97,9 97,6 TNv (mg.L-1) 306,1 337,7 324,6 313,7 318,8 TNi (mg.L-1) 38,7 45,4 40,1 42,1 43,3 % �iš�enja na TN 87,4 86,6 87,6 86,6 86,4 NH4-Nv (mg.L-1) 20,5 24,3 19,9 19,2 19,1 NH4-Ni (mg.L-1) 0,45 2,20 0,42 0,24 0,83 % �iš�enja NH4-N 97,8 97,0 97,9 98,7 95,7 NO2-Ni (mg.L-1) 0,25 0,15 0,15 0,30 2,86 NO3-Ni (mg.L-1) 28,5 30,0 33,3 27,7 35,8 qDN (mg.g-1.h-1) 4,36 3,10 3,96 2,28 3,84 qN (mg.g-1.h-1) 1,78 2,01 1,99 2,33 0,91

Pri preskusih s koncentracijo aktivnega blata od 9,2 g.L-1 do 12 g.L-1 je bil snovni tok kisika

iz zraka v aerobnih razmerah podoben (med 39 mg.L-1.h-1 in 48 mg.L-1.h-1). Proces

denitrifikacije je potekel pri vseh preskusih najhitreje v �asu od 5 min do 15 min delovanja

SBR v anoksi�ni fazi. Denitrifikacija je bila najhitrejša v omenjenem �asu, ker smo na


102

za�etku anoksi�ne faze (kjer ni bilo prisotnega kisika) dovajali odpadno vodo obogateno z

organskimi snovmi. Heterotrofne bakterije reducirajo nitrat ob prisotnosti organskih spojin v

plinasti dušik. Pri prvem preskusu, ki je potekal pri koncentraciji aktivnega blata 9,2 g.L-1,

smo dosegli najvišjo specifi�no hitrost denitrifikacije (4,36 mg.g-1.h-1), ker smo obremenili

SBR s primerno organsko in dušikovo volumsko obremenitvijo (1,0 g.L-1.d-1 in 0,12 g.L-1.d-1)

in smo dovajali odpadno vodo s primerno hitrostjo v SBR (1 L.min-1).

Proces nitrifikacije je potekel pri vseh preskusih najhitreje v �asu od 90 min do 130 min, ker

je bil snovni tok kisika iz zraka v tem �asu med 39 mg.L-1.h-1 in 48 mg.L-1.h-1. Proces

nitrifikacije je odvisen od koncentracije aktivnega blata in koncentracije raztopljenega kisika,

ki vplivata na porabo kisika. Iz tabele 45 je razvidno, da je potekel proces nitrifikacije

najhitreje pri �etrtem preskusu (2,33 mg.g-1.h-1), kjer je bila koncentracija aktivnega blata 12,0

g.L-1. SBR smo obremenili z organsko (0,9 g.L-1.d-1) in dušikovo (0,11 g.-1.d-1) volumsko

obremenitvijo, pri �emer so se oblikovali kosmi premera v povpre�ju 0,47 mm. Proces

nitrifikacije je potekel hitro zaradi primernega snovnega toka kisika iz zraka v aerobnih

razmerah, ki je bil 48 g.L-1.h-1. Najnižjo specifi�no hitrost procesa nitrifikacije smo dosegli v

petem preskusu (0,91 mg.g-1.h-1), kjer je bila koncentracija aktivnega blata 13,7 g.L-1. SBR

smo obremenili z organsko (1,5 g.L-1.d-1) in dušikovo (0,19 g.L-1.d-1) volumsko

obremenitvijo, pri �emer so se oblikovali kosmi aktivnega blata premera med 0,4 mm in 1,1

mm. Snovni tok kisika iz zraka je bil v aerobnih razmerah prav tako 48 mg.L-1.h-1. Zaradi

povišane koncentracije aktivnega blata in s tem ve�jega premera kosmov, snovni tok kisika iz

zraka v SBR ni zadoš�al hitrosti porabe kisika kar se je pokazalo v znižanju koncentracije

raztopljenega kisika na 1 mg.L-1. S tem je bila aktivnost aerobnih bakterij nižja, kar je

vplivalo tudi na nižjo hitrost nitrifikacije.

Koncentracija aktivnega blata ni bistveno vplivala na specifi�no hitrost nitrifikacije (okrog 2

mg.g-1.h-1) do �etrtega preskusa (slika 47), ker je bila koncentracija aktivnega blata v prvih

štirih preskusih 9,2 g.L-1, 11,6 g.L-1, 11,8 g.L-1 in 12 g.L-1. Pri petem preskusu, ki je potekel

pri višji koncentraciji aktivnega blata (13,7 g.L-1) se je znižala specifi�na hitrost nitrifikacije

(0,91 mg.g-1.h-1), ker so bili v SBR prisotni ve�ji kosmi aktivnega blata (med 0,4 mm in 1,1

mm). Snovni tok kisika iz zraka je bil v aerobnih razmerah 48 g.L-1.h-1, vendar je bila zaradi

povišane koncentracije aktivnega blata koncentracija RK 120 min le 1 mg.L-1. To je

povzro�ilo nižjo aktivnost avtotrofnih bakterij, ki vpliva na nižjo hitrost procesa nitrifikacije.


103

0

2

4

6

8

10

12

14

16

K 1 2 3 4 5

Preskus

X (g

.L-1

)

0

2

4

6

8

10

12

14

16

qDN

, qN

(mg.

g-1.h

-1)

X qDN qN

Slika 47: Vpliv koncentracije aktivnega blata (X) na specifi�no hitrost denitrifikacije (qDN) in

nitrifikacije (qN)

Specifi�na hitrost denitrifikacije je bila pri postopku konvencionalnega �iš�enja

(koncentracija aktivnega blata 3,5 g.L-1) najhitrejša (slika 47) zaradi hitrega vnosa odpadne

vode v SBR (1,25 L.min-1). Pri preskusih s povišano koncentracijo aktivnega blata (med 9,2

g.L-1 in 13,7 g.L-1) je bila specifi�na hitrost denitrifikacije podobna (okrog 4 mg.g-1.h-1), ker je

bila hitrosti vnosa odpadne vode v SBR pri vseh petih preskusih 1 L.min-1.

Slika 48 prikazuje potek koncentracije aktivnega blata in trend ve�anja premera kosmov.

Premeri kosmov so bili pri konvencionalnem �iš�enju v obmo�ju 0,1 mm, pri ostalih petih

preskusih pa od 0,2 mm do 0,8 mm. Koncentracija aktivnega blata v SBR je naraš�ala z

naraš�ajo�o organsko in dušikovo obremenitvijo, pri �emer so se ve�ali kosmi aktivnega

blata. Literaturni podatki kažejo, da se velikost kosmov aktivnega blata pove�uje z

naraš�ajo�o organsko volumsko obremenitvijo [18]. Pri preskusih smo dosegli ugodne

razmere za rast biomase oziroma tvorbo kosmov. Kosmi aktivnega blata se ve�ajo tudi s

povišano starostjo aktivnega blata, ker se poviša hidrobobnost bakterij. Na ta na�in se

bakterije lažje sprimejo med seboj in tvorijo ve�je kosme, kar prikazujejo tudi literaturni

podatki [19-26].


104

0

2

4

6

8

10

12

14

16

K 1 2 3 4 5

Preskus

X (g

.L-1

)

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

d (m

m)

X d

Slika 48: Pove�anje premera kosmov (d) pri povišani koncentraciji aktivnega blata (X)

ORP vrednost je pri aerobnih razmerah pozitivna (ve�ja od ni�), pri anoksi�nih razmerah je

negativna (od 0 mV do -200 mV) in pri anaerobnih razmerah je negativna (manjša od -200

mV). Povišana koncentracija aktivnega blata in s tem ve�ji premer kosmov v SBR

povzro�ajo, da je rednost ORP v obmo�ju anaerobnih razmer v anoksi�ni fazi (med -300 mV

in -400 mV). V aerobni fazi je bila vrednost ORP v obmo�ju, ki je zna�ilna za anoksi�ne

razmere (med -30 mV in -120 mV). Vrednost ORP je bila ves �as delovanja SBR pri visoki

koncentraciji aktivnega blata negativna. Pri konvencionalnem �iš�enju je bila vrednost OPR v

anoksi�ni fazi -171 mV in aerobni fazi +16 mV, kar je normalno za biološke postopke

�iš�enja odpadnih vod.

S preskusi pri povišani koncentraciji aktivnega blata, od 9,2 g.L-1 do 13,7 g.L-1 in starosti

aktivnega blata od 21 dni do 57 dni, smo dokazali, da lahko dosežemo visoko koncentracijo

aktivnega blata s povišanjem organske volumske obremenitve od 0,9 g.L-1.d-1 do 1,5 g.L-1.d-1

in dušikove volumske obremenitve od 0,11 g.L-1.d-1 do 0,19 g.L-1.d-1, C/N razmerjem 8 ter

koncentracijo raztopljenega kisika od 6 mg.L-1 do 9 mg.L-1 pri aerobnih razmerah (snovni tok

kisika med 39 mg.L-1.h-1 in 48 mg.L-1.h-1). Specifi�na hitrost denitrifikacije je bila pri


105

povišani koncentraciji aktivnega blata med 2,28 mg.g-1.h-1 in 4,36 mg.g-1.h-1. Specifi�na

hitrost nitrifikacije je bila med 0,91 mg.g-1.h-1 in 2,33 mg.g-1.h-1. U�inek �iš�enja organskih in

dušikovih spojin je bil v povpre�ju 98 % in 87 %. Kljub dobremu u�inku �iš�enja je v iztoku

ostajala visoka koncentracija nitratnega dušika, med 27,7 mg.L-1 in 35,8 mg.L-1.

Nadaljnje raziskave smo vodili v smeri znižanja koncentracije nitratnega dušika v iztoku.

Literaturni podatki kažejo, da se pri nižji koncentraciji aktivnega blata (med 2 g.L-1 in 3 g.L-1)

vzpostavijo ugodne razmere za �iš�enje organskih in dušikovih spojin, ko deluje SBR z

ve�kratno anoksi�no in aerobno fazo. S pomo�jo ve�kratnega dodatka sinteti�ne odpadne

vode v anoksi�ni fazi so dosegli u�inek �iš�enja organskih snovi med 92% in 98 % ter

dušikovih spojin med 87 % in 92 % [110]. Zato smo spremenili razmere delovanja SBR z

dodatno anoksi�no in aerobno fazo, pri enaki dolžini cikla (6 ur). V drugi anoksi�ni fazi smo

reaktor obremenili še z dodatkom sinteti�ne odpadne vode. Na ta na�in smo dosegli pri

povišani organski in dušikovi volumski obremenitvi (1,6 g.L-1.d-1 in 0,19 g.L-1.d-1) nižjo

koncentracijo nitratnega dušika v iztoku (20,8 mg.L-1), pri koncentraciji aktivnega blata 12,9

g.L-1 in starosti aktivnega blata 30 dni. V anoksi�nih razmerah (koncentracija RK 0 mg.L-1)

prevladujejo heterotrofne bakterije, ki reducirajo nitratni dušik v plinasti dušik. V aerobnih

razmerah (koncentracija RK > 1 mg.L-1) se aktivnost heterotrofnih bakterij zniža in

prevladujejo avtotrofne bakterije, ki potrebujejo za svoje delovanje raztopljeni kisik. Z

dodatno anoksi�no fazo smo obremenili sistem s sinteti�no odpadno vodo za pol manj (2,5 L)

glede na obremenitev v prvi anoksi�ni fazi (5 L). Na ta na�in je bila koncentracija amonija v

drugi anoksi�ni fazi nižja, kar je omogo�ilo, da so avtotrofne bakterije v drugi aerobni fazi

znižale koncentracijo nitrata v iztoku. S podaljšanjem prve aerobne faze iz 100 min na 164

min smo omogo�ili, da so avtotrofne bakterije bile bolj aktivne in so oksidirale ve�

amonijevega dušika v nitratni dušik. V drugi anoksi�ni fazi so heterotrofne bakterije

reducirale nitratni dušik ob dodatku sinteti�ne odpadne vode v plinasti dušik. S tem smo

dosegli v drugi aerobni fazi še dodatno znižanje nitratnega dušika do 17,10 mg.L-1 pri

koncentraciji aktivnega blata v SBR 11,8 g.L-1 in starosti aktivnega blata 38 dni. U�inek

�iš�enja organskih in dušikovih spojin je bil 98 % in 90 %.

Zato ker so v iztoku ostajale suspendirane snovi, koncentracije 33,5 mg.L-1 in bakterije smo

uvedli še filtracijo, s katero smo izboljšali �iš�ene odpadne vode iz SBR. S filtracijo smo iz

odpadne vode odstranili bakterije in 78 % suspendiranih snovi. Po filtraciji je bila

koncentracija suspendiranih snovi 7,4 mg.L-1. Na podlagi mikrobioloških raziskav smo


106

dokazali, da se iz odpadne vode odstranijo bakterije. Tako �iš�ena odpadna voda se lahko

uporabi ponovno za tehnološke namene ali pa jo lahko uporabimo za napajanje podtalnice.


107

5. Zaklju�ek

Namen dela je bil, dose�i intenzivnejše biološko �iš�enje sinteti�ne odpadne vode v šaržnem

biološkem reaktorju (SBR).

V SBR smo raziskovali granulacijo pri aerobnih razmerah. Ugotovili smo, da v ve�jih

pilotnih sistemih (delovni volumen reaktorja med 10,4 L in 12,4 L) s specifi�no odpadno

vodo ni uspešna, ker nismo dosegli ugodnih razmer za tvorbo granul.

Raziskave smo zato usmerili v razmere za nastajanje visoke koncentracije aktivnega blata z

mešano populacijo heterortofnih in avtotrofnih bakterij v SBR, ki je delovala pri anoksi�nih

in aerobnih razmerah. Delovanje SBR smo razdelili na ve� delov. Prvi del predstavlja

dovajanje sinteti�ne odpadne vode pri anoksi�nih razmerah (ORP med 0 mV in -200 mV),

drugi del predstavlja prezra�evanje pri aerobnih razmerah, tretji del predstavlja usedanje

aktivnega blata in �etrti del izpust �iš�ene odpadne vode. Dosegli smo visoko koncentracijo

aktivnega blata, od 9,2 g.L-1 do 13,7 g.L-1 pri starosti aktivnega blata od 21 dni do 57 dni. V

SBR so se s povišanjem starosti aktivnega blata tvorili kosmi, premera od 0,2 mm do 1,1

mm. Visoko koncentracijo aktivnega blata smo dosegli s primernim povišanjem organske

volumske obremenitve od 0,9 g.L-1.d-1 do 1,5 g.L-1.d-1 in dušikove volumske obremenitve od

0,11 g.L-1.d-1 do 0,19 g.L-1.d-1, ob primernem C/N razmerju od 8,1 do 8,3 ter primerni

koncentraciji raztopljenega kisika od 6 mg.L-1 do 9 mg.L-1 (snovni tok kisika iz zraka med

39 mg.L-1.h-1 in 48 mg.L-1.h-1). Tak sistem prenese visoke obremenitve z organskimi in

dušikovimi spojinami, kar ob hkratni visoki u�inkovitosti odstranjevanja pomeni, da lahko

pri enakem volumnu reaktorja dnevno odstranimo ve�jo koli�ino organskih in dušikovih

spojin.

S spreminjanjem �asa anoksi�ne in aerobne faze v ciklu smo študirali kineti�ne parametre

kot sta specifi�na hitrosti denitrifikacije in nitrifikacije. Pri koncentraciji in starosti aktivnega

blata, 12,0 g.L-1 in 52 dni, smo dosegli optimalno �iš�enje. U�inek �iš�enja organskih snovi

je bil 97,9 % in dušikovih spojin 86,6 %, kar ob organski in dušikovi volumski obremenitvi

0,9 g.L-1.d-1 in 0,11 g.L-1.d-1 pomeni, da smo odstranili 0,88 g.L-1.d-1 organskih snovi in 0,09

g.L-1.d-1 dušikovih spojin. Pri konvencionalnem �iš�enju (X = 3,5 g.L-1), smo pri organski


108

0,47 g.L-1.d-1 in dušikovi 0,06 g.L-1.d-1 volumski obremenitvi dosegli u�inek �iš�enja

organskih snovi 97,1 % in dušikovih spojin 78,6 %. To pomeni, da smo iz odpadne vode

odstranili 0,46 g.L-1.d-1 organskih snovi in 0,05 g.L-1.d-1 dušikovih spojin. Pri optimalnih

razmerah lahko odstranimo dvakrat ve�jo koli�ino organskih in dušikovih spojin v enakem

volumnu reaktorja.

V iztoku je ostajala visoka koncentracija nitratnega dušika, med 27,7 mg.L-1 in 35,8 mg.L-1.

Z optimizacijo cikla z dodatno anoksi�no in aerobno fazo smo koncentracijo nitratnega

dušika znižali, pri koncentraciji in starosti aktivnega blata 11,8 g.L-1 in 38 dni ter organski

(1,6 g.L-1.d-1) in dušikovi (0,19 g.L-1.d-1) volumski obremenitvi, do 17,10 mg.L-1. U�inek

�iš�enja organskih in dušikovih spojin je bil 98 % in 90 %. Z dodatno anoksi�no fazo smo

obremenili SBR s sinteti�no odpadno vodo za pol manj glede na obremenitev v prvi

anoksi�ni fazi. S tem je bila koncentracija amonijevega dušika v drugi aerobni fazi nižja, kar

je omogo�ilo nižjo koncentracijo nitratnega dušika v iztoku. Z dvokratnim dodatkom

sinteti�ne odpadne vode v enem ciklu smo sistem bolj obremenili, pri tem pa smo z

optimizacijo dolžine anoksi�ne in aerobne faze odstranili 1,57 g.L-1.d-1 organskih snovi in

0,17 g.L-1.d-1 dušikovih spojin.

Zaradi ve�jega pomanjkanja vode se industrije poslužujejo ponovne uporabe �iš�ene vode.

Zato smo po �iš�enju odpadne vode v SBR uvedli še filtracijo, s katero smo odstranili

bakterije in 78 % suspendiranih snovi. S sistemom SBR/filter smo izboljšali kakovost

�iš�ene odpadne vode, predvsem mikrobiološko, ki jo lahko ponovno uporabimo za

tehnološke namene ali pa za napajanje podtalnice.

Prispevek k znanosti je povezava in razlaga vpliva razmer gojenja in sestave odpadne vode

na aktivnost mešane populacije heterotrofnih in avtotrofnih bakterij za pridobitev visoke

koncentracije aktivnega blata v SBR. Rezultat je intenzivnejše �iš�enje odpadnih vod v SBR,

kjer smo dosegli visoko koncentracijo aktivnega blata, med 9 g.L-1 in 14 g.L-1 pri visoki

starosti aktivnega blata med 21 dni in 57 dni. Povišano koncentracijo biomase smo dosegli z

ugodnimi razmerami za rast kot so primerna obremenitev SBR z organskimi snovmi (od 0,9

g.L-1.d-1 do 1,5 g.L-1.d-1) in dušikovimi spojinami (od 0,11 g.L-1.d-1 do 0,19 g.L-1.d-1), s

primernim razmerjem organskih in dušikovih spojin (okrog 8) in primerni koncentraciji RK

med 6 mg.L-1 in 9 mg.L-1 (snovni tok kisika iz zraka med 39 mg.L-1.h-1 in 48 mg.L-1.h-1). V

enakem �asu delovanja SBR lahko odstranimo dvakrat ve� organskega in dušikovega


109

onesnaženja kot pri nižji koncentraciji aktivnega blata. Za �iš�enje odpadnih vod se lahko

uporabljajo manjši reaktorji, pri �emer se znižajo investicijski in obratovalni stroški.

Smiselno bi bilo, da bi se nadaljnje raziskave usmerile v optimizacijo dolžine aerobne faze

oziroma v optimizacijo dolžine celotnega cikla in ve�kratnega dodajanja odpadne vode. S

podaljšanjem aerobne faze in s tem celotnega cikla, bi lahko dosegli še dodatno znižanje

nitratnega dušika v iztoku. Prav tako bi se moralo optimizirati prezra�evanje v aerobni fazi,

da se doseže optimalen vnos kisika glede na zmogljivost prezra�evalnega sistema. Potrebno

je prou�iti dolgotrajen vpliv negativnih vrednosti ORP na kinetiko bioloških procesov v SBR

in združbo mikroorganizmov v aktivnem blatu.


110

6. Literatura

1. Follett, R.F., Hatfield, J.L.: Nitrogen in environment: Sources, Problems, and

Management, Elsevier Science B.V., Amsterdam, 2001.

2. Zakon o varstvu okolja (Uradni list RS, št. 32/93 in 41/2004)

3. Zakon o vodah (Uradni list RS, št. 67/2002)

4. Zakon o ohranjanju narave (Uradni list RS, št. 31/2000).

5. Roš, M.: Biološko �iš�enje odpadne vode, GV Založba, Ljubljana, 2001.

6. Wiesmann, U., Choi, I.S., Dombrowski, E.M.: Fundamentals of Biological Wastewater

Treatment, Wiley-VCH Verlag GmbH & Co. KgaA, 2007.

7. Barnard, J.L., Steichen, M.T.: Where is biological nutrient removal going now?, Water

Sci. Technol., 2006, 53, 155-164.

8. Bitton, G.: Wastewater Microbiology, Wiley-Liss, Inc., New York, 77-145, 1994.

9. Arundel, J.: Sewage and Industrial Effluent Treatment, Blackwell Science Ltd, 2000.

10. Metcalf and Eddy, Inc.: Wastewater Engineering: Treatment and Reuse, 4th Edition,

McGraw-Hill, Inc., New York, 2003.

11. Gray, N.F.: Biology of Wastewater Treatment, 2nd Edition, Imperial College Press, 2004.

12. Henze, M., Harremoës, P., Jansen, J.C., Arvin, E.: Wastewater Treatment, 2nd Edition,

Springer-Verlag Berlin Heidelberg, 1997.

13. Seats, K, Alleman J.E., Barnard, J.L., Oleszkiewicz: Density and Aativity

Characterization of Activated Sludge Flocs, J. Environ. Eng., 2006, 132, 1235-1242.

14. Schuler, A.J., Jenkins, D., Ronen, P.: Microbial storage products, biomass density, and

settling properties of enhenced biological phosphorus removal activated sludge. Water

Sci. Technol., 2001, 43, 173-180.

15. Wilen, B.M., Onuki, M., Hermansson, M., Lumley, D., Mino, T.: Influence of flocculation

and settling proprties of activated sludge in relation to secondary settler performance.

Water Sci. Technol., 2006, 54, 147-155.

16. Li, X., Yuan, Y.: Settling velocities and permeabilities of microbial aggregates, Water

Res., 2002, 36,3110-3120.

17. Foglar, L., Briški, F., Sipos, L., Vukovi�, M.: High nitrate removal from synthetic

wastewater with the mixed bacterial culture. Bioresource Tecbnol., 2005, 96, 879-888.


111

18. Barbusinski, K, Koscielniak, H.: Influence of substrate loading intensity on floc size in

activated sludge process. Water Res., 1995, 29, 1703-1710.

19. Liss, S.N., Liao, B.Q., Droppo, I.G., Allen, D.G., Leppard, G.G.: Effect of solids retention

time on floc structure. Water Sci. Technol., 2002, 46, 431-438.

20. Jorand, F., Guicherd, P., Urdain, V., Manemm, J., Block, J.C.: Hydrophobicity of

activated sludge flocs and laboratory-grown bacteria. Water Sci. Technol., 1994, 30, 211-

218.

21. Liao, B.Q., Allen, D.G., Droppo, I.G., Leppard, Liss, S.N.: Surfrace properties of sludge

and their role in bioflocculation and settleability. Water Res., 2001, 35, 339-350.

22. Li, X.Y, Yang, S.F.: Influence of loosely bound extracellular polymeric substances (EPS)

on the flocculation, sedimentation and dewaterability of activated sludge. Water Res.,

2007, 41, 1022-1030.

23. Sponza, D.T.: Extracellular polymer substances and physicochemical properties of flocs in

steady- and unsteady-state activated sludge system. Process Biochem., 2002, 37, 983-998.

24. Scuras, S., Dagger, G.T., Leslie Grady, C.P.: Modeling the activated sludge floc

microenvironment. Water Sci. Technol., 1998, 37, 243-250.

25. Li, D., Ganczarczyk, J.J.: Structure of Activated Sludge Flocs, Biotechnol. Bioeng., 1990,

35, 57-65.

26. Gerardi, M.H.: Settleability Problems and Loss of Solids in the Activated Sludge Process.

John Wiley & Sons, Inc., 2002.

27. Liu, Y., Yang, S.F., Liu Q.S., Tay, J.H.: The role of Cell Hydrophobicity in the Formation

of Aerobic Granules. Curr. Microbiol., 2003, 46, 270-274.

28. Liu, Y.Q., Liu, Y., Tay, J.H.: The effects of extracellular polimeric substances on the

formation and stability of biogranules. Appl. Mictobiol. Biot., 2004, 65, 143-148.

29. Wang, Z., Liu, L., Aao, J., Cai, W.: Effects of extracellular polymeric substances on

aerobic granulation in sequencing batch reactor. Chemosphere, 2006, 63, 1728-1735.

30. Tay, J.H., Liu, Q.S., Liu, Y.: The role of cellular polysaccharides in the formation and

stability of aerobic granules. Lett. Appl. Microbiol., 2001, 33, 222-226.

31. Beun, J.J., Van Loosdrecht, M.C.M., Heijnen, J.J.: Aerobic granulation in a sequencing

batch airlift reactor. Water Res., 2002, 36, 702-712.

32. Yang, S.F., Tay, J.H., Liu, Y.: A novel granular sludge sequencing batch reactor for

removal of organic and nitrogen from wastewater, J. Biotechnol., 2003, 106, 77-86.


112

33. Jiang, H.L., Tay, J.H., Tay, S.T.L.: Aggregation of immobilized activated sludge cells into

aerobically grown microbial granules for the biodegradation of phenol, Lett. Appl.

Microbiol., 2002, 35, 439-445.

34. Tay, J.H., Liu, Q.S., Liu, Y.: Charachteristic of aerobic granules grown on glucose and

acetate in sequencing baerobic sludge blanket reactors, Environ. Technol., 2002, 23, 931-

936,.

35. Tay, J.H. Liu, Q.S., Liu, Y.: Microscopic observation of aerobic granulation in sequential

aerobic sludge blanket reactor, J. Appl. Microbiol., 2001, 91, 168-175.

36. Tay, J.H., Pan, S., He, Yanxin, Tay, S. T. L.: Effect of Organic Loading Rate on Aerobic

Granulation I: Reactor Performance, J. Environ. Eng., 2004, 130, 1094-1101.

37. Tay, J.H., Pan, S., He, Yanxin, Tay, S. T. L.: Effect of Organic Loading Rate on Aerobic

Granulation II: Characteristics of Aerobic Granules, J. Environ. Eng., 2004, 130, 1102-

1109.

38. Tay, J.H., Liu, Q.S., Liu, Y.: The effects of shear force on the formation, structure and

metabilism of aerobic granules, Appl. Microbiol. Biot., 2001, 57, 227-233.

39. Tay, J.H., Liu, Q.S., Liu, Y.: The effect of upflow air velocity on the structure of aerobic

granules cultivated in a sequencing batch reactor, Water Sci. Technol., 2004, 49, 35-40.

40. Arrojo, B., Mosquera-Corral, A., Garrido, J.M., Mendez, R.: Aerobic granulation with

industrial wastewater in sequencing batch reactor, Water Res., 2004, 38, 3389-3399.

41. Qin, L., Liu, Y., Tay, J.H.: Effect of settling time on aerobic granulation in sequencing

batch reactor, Biochem. Eng. J., 2004, 21, 47-52.

42. Pan, S., Tay, J.H., He, Y.X., Tay, S.T.L.: The effect of hydraulic retention time on the

stability of aerobically grown microbial granules, Lett. Appl. Microbiol., 2004, 38, 158-

163.

43. Wang, Z.w., Liu, Y., Tay, J.H.: The role of SBR mixed liquor volume exchange ratio in

aerobic granulation, Chemosphere, 2006, 62, 767-771.

44. Li, J., Chen, Y., Li, J., Zhang, D., Wang, S., Wang, L., Jiang, D., Sun, F., Zhang Q.:

Morphological and structural characteristics of aerobic granulation, J. Chem. Technol.

Biot., 2006, 81, 823-830.

45. Toh, S.K., Tay, J.H., Moy, B.Y.P., Ivanov, V., Tay, S.T.L.: Size-effect on the physical

characteristics of the aerobic granule in a SBR, Appl. Microbiol. Biot., 2003, 60, 687-695.

46. Grady, C.P.L., Daigger, G.T., Lim, H.C.: Biological Wastewater Treatment, Marcel

Dekkre, Inc., New York, 1999.


113

47. Kovarova- Kovar, K., Egli, T.: Growth Kinetics of Suspended Microbial Cells: From

Single-Substance-Controlled Growth to Mixed-Substrate Kinetics, Mocrobiol. Mol. Biol.

R., 1998, 62, 646-666.

48. Stroot, P.G., Saikaly, P.E., Oerther, D.B.: Dynamic Growth Rates of Microbial

Populations in Activated Sludge Systems, J. Environ. Eng., 2005, 131, 1698-1705.

49. Hoffmann, H., Barbosa da Costa, T., Wolff, D.B., Platzer, C., Riberio da Costa, R.H.: The

Potential of Denitrification for the Stabilization of Activated Sludge Processes Affected

by Low Alkalinity Problems, Braz. Arch. Biol. Technol., 2007, 50, 329-337.

50. Morgan-Sagastume, F., Allen D.G.: Effect of temperature transient conditions on aerobic

biological treatment of wastewater, Water Res., 2003, 37, 3590-3601.

51. Morgan-Sagastume, F., Allen D.G.: Activated sludge deflocculation under temperature

upshifts from 30 to 45 oC, Water Res., 2005, 39, 1061-1074.

52. Zipper, T., Fleischmann, Haberl, R.: Development of a new system for control and

optimization of small wastewater treatment plants using oxidatio-reduction potential

(ORP), Water Sci. Technol., 1998, 38, 307-314.

53. Wilen, B.M., Balmer, P.: The effect of dissolved oxygen concentration on the structur,

size and size distribution of activated sludge flocs, Water Res., 1999, 33, 391-400.

54. Scruggs, C.E., Randall, C.W.: Evaluation of filamentous microorganism growth factors in

an industrial wastewater activated sludge, Water Sci. Technol., 1998, 37, 263-270.

55. Martins, A.M.P., Heijnen, J.J., Von Loosdrecht, M.C.M.: Effect of dissolved oxygen

concentration on sludge settleability, Appl. Mictobiol. Biot., 2003, 62, 586-593.

56. Martins, A.M.P., Heijnen, J.J., Von Loosdrecht, M.C.M.: Effect of feeding pattern and

storage on the sludge settleability under aerobic conditions, Water Res., 2003, 37, 2555-

2570.

57. Liao, B.Q., Droppo, I.G., Leppard, G.G., Liss, S.N.: Effect of solids retention time on

sructure and characteristics of sludge flocs in sequencing batch reactor, Water Res., 2006,

40, 2583-2591.

58. Keller, J.,Watts, S., Battye-Smith, W., Chong, R.: Full-scale demonstration of biological

nutrient removal in a single thank process, Water Sci. Technol., 2001, 43, 355-362.

59. Furumai, H., Kazmi, A.A., Fujita, M., Furuya, Y., Sasaki, K.: Modelling long-term

nutrient removal in a sequencing batch reactor, Water Res., 1999, 33, 2708-2714.

60. Wilderer, P.A., Irvine, R.L., Goronszy, M.C.: Sequencing Batch Reactor Technology,

IWA Publishing, 2001.


114

61. Hu, J.Y., Ong, S.L., Ng, W.J., Liu, W.: Use of a Sequencing Batch Reactor for Nitrogen

and Phosphorus Removal from Municipal Wastewater, J. Environ. Eng., 2005, 131, 734–

744.

62. Li, X., Zhang, R.: Aerobic treatment of dairy wastewater with sequencing batch reactor,

Bioprocess Biosystems Eng., 2002, 25, 103–109.

63. Franta, J.R., Wilderer, P.A.: Biological treatment of papermill wastewater by sequencing

batch reactor technology to reduce residual organics, Water Sci. Technol., 1997, 35, 129–

136.

64. Carucci, A., Chiavola, A., Majone, M., Rolle, E.: Treatment of tannery wastewater in a

sequencing batch reactor, Water Sci. Technol., 1999, 40, 253–259.

65. Obaja, D., Mace, S., Mata-Alvarez, J.: Biological nutrient removal by a sequencing batch

reactor (SBR) using an internal organic carbon source in digested piggery wastewater,

Biorecource Technol., 2005, 96, 7–14.

66. Roš, M., Vrtovšek J.: The study of nutrient bilance in Sequencing Batch Reactor

Wastewater Treatment, Acta Chem. Slov., 2004, 51, 779-785.

67. Demuynck, C., Vanrolleghem, P., Mingneau, C., Liessens, J., Verstraete, W.: NDBEPR

Proces optimization in SBR: reduction of external carbon-source and oxygen supply,

Water Sci. Technol., 1994, 30, 169-179.

68. Demoulin, G., Goronszy M.C., Wutscher, K., Forsthuber, E.: Co-current

nitrification/denitrification and biological P-removal in cycle activated sludge plans by

redox controlled cycle operation, Water Sci. Technol., 1997, 35, 215-224.

69. Artan, N., Wilderer, P., Orhon, D., Tasli, R., Morgenroth, E.: Model evaluation and

optimisation of nutrient removal potential for sequencing batch reactor, Water SA, 2002,

28, 423-432.

70. Keller, J., Subramaniam, K., Gösswein, K., Greenfield, P.F.: Nutrient removal from

industrial wastewater using single tank sequencing batch reactor, Water Sci. Technol.,

1997, 35, 137-144.

71. Johansen, N.H., Andersen, J.S., Cour Jansen, J.: Optimum operation pf a small sequencing

batch reactor for BOD nad nitrogen removal based on on-line OUR-calculation, Water

Sci. Technol., 1997, 35, 29-36.

72. Lin, Y.F., Jing, S.R.: Characterisation of Denitrification and Nitrification in a Step-Feed

Alternating Anoxic-Oxic sequencing batch Reactor, Water Environ. Res., 2001, 73, 526-

533.


115

73. Chang, C.H., Hao, O.J.: Sequencing Batch Reactor System for Nutrient Removal: ORP

and pH Profiles, J. Chem. Technol. Biot., 1996, 67, 27-38.

74. Akin, B.S., Ugurlu, A.: Monitoring and comtrol of biological nutrient removal in a

Sequencing Batch Reactor, Process Biochem., 2005, 40, 2873-2878.

75. Gerardi, M.H.: Nitrification and denitrification in the Activated Sludge Process. John

Wiley & Sons, Inc., New York, 2002.

76. Smith, R.V., Doyle, R.M., Burns, L.C., Stevens, R.J.: A model for nitrite accumulation in

soils, Soil Biol. Biochem., 1997, 29, 1241-1247.

77. Philips, S., Laanbroek, H.J., Verstraete, W.: Origin, causes and effects of increased nitrite

noncentration in aquatic environments, R. Environ. Sci Biot., 2002, 1, 115-141.

78. Vadivelu, V.M., Keller, J., Yuan, Z.: Effect of free ammonia on the respiration and growth

processes of an enriched Nitrobacter culture, Water Res., 2007, 41, 826-834.

79. Roš, M.: Sodobni postopki za odstranjevanje dušikovih spojin iz odpadnih voda. Društvo

za zaš�ito voda Slovenije, Kemijski inštitut Ljubljana, 1994.

80. Drysdale, G.D., Kasan, H.C., Bux, F.: Denitrification by heterotrophic bacteria during

activated sludge treatment, Water SA, 1999, 25, 357-362.

81. Glass, C., Silverstein, J.: Denitrification kinetics of high nitrate concentration water: pH

effect on inhibition and nitrite accumulation, Water Res., 1998, 32, 831-839.

82. Martins, A.M.P., Heijnen, J.J., Van Loosdrecht, M.C.M.: Effect of dissolved oxygen

concentration on skudge settleability, Appl. Mictobiol. Biot., 2003, 62, 586-593.

83. Surampalli, R.Y., Tyagi, R.D., Scheible, O.K.: Sequencing batch reactors – technology

and performance evaluation, J. Environ. Syst., 2000, 28, 25-42.

84. Mazumder D.: Applicability of the sequencing batch reactor for wastewater treatment, Int.

J. Environ. Pollut., 2002, 17, 255-265.

85. Artan, N., Wilderer, P., Orhon, D., Morgenroth, E., Özgür, N.: The mechanism and design

of sequencing batch reactor systems for nutrient removal – the state of the art, Water Sci.

Technol., 2001, 43, 53-60.

86. Oever, R.: MBR focus: is sumerged best?, Filtration and Seperation, 2005, 24-27.

87. Fan, F., Zhou, H., Husain, H.: Identification of wastewater sludge charachteristic to

predict critical flux for membrane bioreactor processes, Water Res., 2006, 40, 205-212.

88. Germain, E., Nalles, F., Drews, A., Pearce, P., Kraume, M., Reid, E., Judd, S.J.,

Stephenson, T.: Biomass effects on oxygen transfer in membrane bioreactors, Water Res.,

2007, 41, 1038-1044.


116

89. Trussell, R.S., Merlo, R.P., Hermanowicz, S.W., Jenkins, D.: Influence of mixed liquor

properties and aeration intensity on membrane fouling in a sumerged membrane

bioreactor at high mixed liquor suspended solids concentration, Water Res., 2007, 41,

947-958.

90. Meng, F., Zhang, H., Yang, F., Li, Y., Xiao, J., Zhang, X.: Effect of filamentous bacteria

on membrane fouling in sumerged membrane bioreactor, J. Membrane Sci., 2006, 272,

161-168.

91. Rosenberger, S., Laabs, C., Lesjean, B., Gnirss, R., Amy, G., Jekel, M., Schrotter, J.C.:

Inpact of collodial and soluble organic material on membrane performance in membrane

bioreactors for municipal wastewater treatment, Water Res., 2006, 40, 710-720.

92. Van der Roest, H.F., Lawrence, D.P., Van Bentem, A.G.N.: Membrane Bioreactors for

Municipal Wastewater Treatment. IWA Publishing, London, UK, 2002.

93. Visvanathan, C., Aim R.B., Parameshwaran, K.: Membrane Separation Bioreactors for

Wastewater Treatment, Crit. Rev. Env. Sci. Tec., 2000, 30, 1-48.

94. Mouthon-Bello, J., Zhou, H.: Performance of a Sumerged Membrane Bioreactor System

for biological Nutrient Removal, Water Environ. Res., 2006, 78, 538-547.

95. Krampe, J., Krauth, K.: Sequencing batch reactor with sumerged hollow fibre membranes

for the biomass separation, Water Sci. Technol., 2001, 43, 195-199.

96. Choo, K.H., Stensel, H.D.: Sequencing Batch Membrane Reactor Treatment: Nitrogen

Removal and Membrane Fouling Evaluation, Water Environ. Res., 2000, 72, 490-498.

97. Uredba o emisiji snovi in toplote pri odvajanju odpadnih vod v vode in javno kanalizacijo,

Uradni list RS št. 47, 13.5.2005.

98. Uredba o emisiji snovi pri odvajanju odpadne vode iz komunalnih �istilnih naprav, Uradni

list RS št. 45, 25.5.2007.

99. SIST ISO 6060 (1989). Water Quality – Determination of the chemical oxygen demand,

privzet 1996.

100. SIST ISO 5664 (1984). Water Quality – Determination of ammonium – Destillation and

titration method, privzet 1996.

101. SIST ISO 5663 (1984). Water Quality – Determination of Kjeldahl nitrogen - Method

after mineralization with selenium, privzet 1996.

102. SIST ISO 10304-2 (1995). Water Quality – Determination of dissolved anions by liquid

chomatography of ions, privzet 1996.

103. ISO 8245 (1987). Water quality – Guidenes for the determination of total organic carbon

(TOC).


117

104. Zagorc-Kon�an, J., Žgajnar Gotvajn, A., Roš, M., Drolc, A.: Vaje iz ekološkega

inženirstva, 3. razširjena izdaja, Univerza v Ljubljani, Fakulteta za kemijo in kemijsko

tehnologijo, Katedra za kemijsko, biokemijsko in ekološko inženirstvo, Ljubljana, 2004.

105. Carstensen, J., Harremoës, P., Madsen, H. Statistical identification of monod-kinetic

parameters from on-line measurements, Water Sci. Technol., 1995, 31, 125-133.

106. Pala, A., Bölükbas, Ö. Evaluation of kinetic parameters for biological CNP removal

from a municipal wastewater through batch tests, Process Biochem., 2005, 40, 629-635.

107. Paul, E., Plisson-Saune, S., Mauret, M. and Cantet J. Process state evaluation of altering

Oxic-Anoxic Activated Sludge using ORP, pH and DO, Water Sci. Technol., 1998, 38,

299-306.

108. Doyle, J., Watts, S., Solley, D. and Keller J. Exceptionally high-rate nitrification in

sequencing batch reactors treating high ammonia landfill leachate, Water Sci. Technol.,

2001, 43, 315-322.

109. Eckenfelder, W. W. Industrial Water Pollution Control, Second Edition, McGraw-Hill

Singapore, 1989.

110. Puig, S., Vives, M.T., Corominas, L.I., Balaguer, M.D. and Colprim, J. Wastewater

nitrogen removal in SBRs, applaying a step-feed sterategy: from lab-scale to pilot-plant

operation, Water Sci. Technol., 2004, 50, 89-96.

Documents

RAZVOJ VISOKO U INKOVITEGA POSTOPKA IŠ ENJA ODPADNIH … · VIB volumski indeks blata (mL.g-1) VU volumen usedenega blata (mL.L-1) X koncentracija aktivnega blata v reaktorju (g.L-1)