Autor: Amira Valentina GOGOANȚĂ Conducător de doctorat: Prof. Em. Dr. Ing. Dan Niculae ROBESCU BUCUREȘTI 2016 COMISIA DE ÎNDRUMARE “If you don’t like… [301731]
UNIVERSITATEA „POLITEHNICA” din BUCUREȘTI
ȘCOALA DOCTORALĂ ENERGETICA
Nr. Decizie 244 din 01.07.2016
TEZĂ DE DOCTORAT
MICROBIOLOGIA APELOR UZATE
WASTEWATER MICROBIOLOGY
Autor: Amira Valentina GOGOANȚĂ
Conducător de doctorat:
Prof. Em. Dr. Ing. Dan Niculae ROBESCU
BUCUREȘTI
2016
COMISIA DE ÎNDRUMARE
“If you don't [anonimizat]'re on the wrong planet.”
― Stewart Brand
ABSTRACT: [anonimizat], and observes the influence of the interactions between them in the aeration tank on the activated sludge and oxygen concentration distribution.
The necessity to corelate all factors correlating of different nature (chemical, biological, hydraulic) stems from the condition of automatic control and optimization technology of sewage treatment plants to increase energy efficiency.
[anonimizat].
In the present thesis a [anonimizat]. [anonimizat] 3[mgO2/L] [anonimizat], bulking sludge and tubid effluent.
LISTA DE NOTAȚII 6
CUVÂNT ÎNAINTE 8
CAPITOLUL I – DESCRIEREA CULTURILOR MIXTE DE MICROORGANISME PREZENTE ÎN STAȚIILE DE EPURARE ALE APELOR UZATE 12
1.1 Introducere 12
1.2 Scop și obiective 13
1.3 Speciile de microorganisme din nămolul activ în bazinul de aerare 13
1.5 Concluzii 23
[anonimizat] 26
2.1 Introducere 26
2.2 Enzime prezente în apa uzată 31
2.3 [anonimizat] 33
2.4 Substanțele polimerice extracelulare 35
2.5 Compușii humici 36
2.6 Concluzii 37
[anonimizat] 41
3.1 Introducere 41
3.2 Factori care influențează prezența și funcționarea comunităților microbiene în bazinul de aerare 41
3.3 Concluzii 43
[anonimizat] 45
4.1 Cercetările microbiologice în domeniul apelor uzate 45
CAPITOLUL V – MODELE MATEMATICE UTILIZATE PENTRU STUDIUL PROCESELOR BIOLOGICE ÎN STAȚIILE DE EPURARE ALE APELOR UZATE 47
5.1 Introducere 47
5.2 Tipuri de modele 47
5.3 Tipuri de modele 50
5.4 Modelul ASM1 53
5.5 Modele matematice teoretice 58
5.2.1 McKinney 58
5.2.2 Eckenfelder 58
5.2.3 Lawrence și McCarty 59
5.2.4 Gaudy 59
5.6 Concluzii 61
[anonimizat] 62
6.1 [anonimizat] 62
6.2 Tehnologii de epurare 64
6.3 Recoltarea probelor de nămol activ de la stația de epurare Mioveni 75
6.4 Interpretare date și concluzii 83
[anonimizat] 84
7.1 Introducere 84
7.2 Analize respirometrice 84
7.3 Componentele sistemului BM-T 85
7.4 Etape premergătoare derulării testelor respirometrice 88
7.5 Testul pentru identificarea curbei de respirație endogenă 89
7.6 Testul pentru identificarea vitezei de consum a oxigenului în procesul biologic 93
7.7 Parametrii calculați cu ajutorul respirometrului BM-T 98
7.7.1 Coeficientul de MLVSS oxidat în timpul respirației endogene (Kd) 98
7.7.2 Rata de scădere a biomasei heterotrofice (bH) 98
7.7.3 Viteza maximă de absorbție a substratului organic solubil (qH.max) 99
7.7.4 Constanta de saturație la jumătate (Ks) 99
7.7.5 Viteza specifică maximă de creștere heterotrofă (µH, µH.max) 99
7.8 Rezultate 100
7.8.1 Teste viteza de consum a oxigenului 102
7.8.2 Test respirație endogenă 104
7.9 Analize microscopice 105
7.10 Concluzii 109
CAPITOLUL VIII – CERCETĂRI MODERNE TEORETICE ȘI EXPERIMENTALE ÎN MICROBIOLOGIA APELOR UZATE 110
8.1 Geometria bazinului de aerare 110
8.2 Dimensiuni difuzori 111
8.3 Modelarea distribuției concentrației de microorganisme din nămolul activ în bazinul de aerare 111
8.4 Modelarea profilelor de concentrație ale oxigenului dizolvat 114
8.5 Calibrarea modelului 115
8.6 Concluzii 116
CAPITOLUL IX – SIMULĂRI MATEMATICE 118
9.1 Modelare optimă – Concentrație nămol activ = 3500 mg/L, Concentrație CBO5 = 584 mg/L 118
9.2 Cazul 1 – Concentrație nămol activ = 7.5[g/L], Concentrație CBO5 = 0.184[g/L] 123
9.3 Cazul 2 – Concentrație nămol activ = 7.5[g/L], Concentrație CBO5 = 0.584[g/L] 126
9.4 Cazul 3 – Concentrație nămol activ = 1.0[g/L], Concentrație CBO5 = 0.584[g/L] 129
9.5 Cazul 4 – Concentrație nămol activ = 1.0[g/L], Concentrație CBO5 = 0.184[g/L] 132
9.6 Cazul 5 – Concentrație nămol activ = 3.5[g/L], Concentrație CBO5 = 0.184[g/L] 135
9.7 Cazul 6 – Concentrație nămol activ = 3.5[g/L], Concentrație CBO5 = 0.584[g/L] – un rând de difuzori oprit 138
9.8 Concluzii 141
CAPITOLUL X – SIMULĂRI DISTRIBUȚIE MICROORGANISME DIN NĂMOLUL ACTIV 143
10.1 Introducere 143
10.2 Ecuația de temperatură 145
10.1.1 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la temperatura de 220C (anotimp cald) 147
10.1.2 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la temperatura de 150C (anotimp răcoros) 150
10.1.3 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la temperatura de 70C (anotimp rece) 154
10.2 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la diferite concentrații de oxigen 160
10.2.1 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului= 0.001[g/l] 160
10.2.2 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului= 0.002[g/l] 164
10.2.3 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului= 0.003[g/l] 168
10.2.4 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului= 0.007[g/l] 172
10.2.5 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului= 0.009[g/l] 176
10.2.6 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului=0.01 mg/l 180
10.3. Concluzii 183
CAPITOLUL XI – CONCLUZII GENERALE, CONTRIBUȚII ORIGINALE ȘI DIRECȚII VIITOARE DE CERCETARE 184
11.1. Concluzii generale 184
11.2. Contribuții originale 194
11.3. Direcții viitoare de cercetare 196
Bibliografie: 197
LISTA DE NOTAȚII
CUVÂNT ÎNAINTE
Elaborarea și fundamentarea științifică a prezentei teze de doctorat a fost posibilă numai sub îndrumarea științifică de calitate realizată cu profesionalism și în cadrul unui mediu colegial adevat necesar desfășurării activității de cercetare specifice temei abordate, cât și cu sprijinul, încurajările, sugestiile și criticile venite din partea tuturor persoanelor către care îmi îndrept tot respectul și toate mulțumirile.
În primul doresc să aduc mulțumiri Domnului Prof. Dr. Ing. Em. Dan Niculare ROBESCU pentru sprijinul acordat pe parcusul acestor trei ani, cât și Doamnei Prof. Dr. Ing Diana Lăcrămioara ROBESCU pentru acordarea unui mediu profesional de lucru în laboratorul dânsei. Vă mulțumesc pe această cale atât pentru îndrumarea științifică cât și pentru lecțiile de viață pe care le-am învățat în această perioadă. De asemenea, îmi cer scuze pentru încăpățânarea de care am dat dovadă deseori.
Mulțumesc distinșilor referenți Prof.Dr.Ing. Cristina COSTACHE, Prof.Dr.Ing. Ion MIREL și Prof.Dr.Ing.Lucian GEORGESCU care au avut amabilitatea de a-mi citi teza și de-mi oferi sugestii și critici constructive.
Mulțumesc Ș.L. Elena MANEA, Drd. Ing. Corina BONCESCU și Drd. Al Hassan Ismail pentru sprijinul moral și discuțiile interminabile legate de subiectul tezei mele, cât și pentru ajutorul acordat în acești trei ani în momentele mele de cumpănă.
În mod special, adresez mulțumiri celor care au făcut posibilă elaborarea cercetării experimentale, și anume, dnei biolog Elena Dragomir pentru facilitarea accesului la stația de epurare, cât și în laboratorul Stației de epurare Mioveni; CS II Gina GHIȚĂ și C.S.III Mihaela ILIE pentru accesul la Respirometrul BM-T și pentru depozitarea în condiții adecvate a probelor prelevate din bioreactor; domnului ing. Costel Bumbac cu ajutorul căruia a fost posibilă realizarea analizelor microscopile ale probelor de nămol activ.
De asemenea, aduc mulțumiri Univesității Politehnica din București și programului POSDRU/159/1.5/S/132397 – Excelență în cercetare prin burse doctorale și postdoctorale pentru sprijinul financiar.
Dedic această lucrare oamenilor dragi sufletului meu, familia mea și iubitului meu prieten, fără de care nu aș fi ajuns aici. Vă multumesc pentru încurajări, pentru vorbele bune, cât și pentru vorbele care m-au adus la realitate în momente dificile. Vă mulțumesc ca mi-ați oferit punctul de sprijin pentru pornirea mea în viață și pentru faptul că am știut tot timpul că în spatele meu se află o “armată de oameni” pregătită să între în bătăliile vieții alături de mine.
INTRODUCERE
În contextul actual al epurării apelor uzate există o necesitate continuă de adaptare și perfecționare întrucât pe de-o parte, tehnologiile avansează și pe de altă parte, există noi poluanți ce ajung în stațiile de epurare. Pentru epurarea eficientă a influentului trebuie luat în considerare un număr foarte mare de factori de natură diferită, cum sunt cei hidraulici, biologici, biochimici și chimici. Acești factori intensifică sau inhibă realizarea procesului biologic de epurare al apelor uzate.
Stadiul actual al cercetărilor în acest domeniu relevă faptul că cercetătorii științifici s-au bazat pe o singură categorie de factori, ignorând faptul că aceștia sunt interconectați. De asemenea, s-au realizat studii separate cu privire la parametrii hidraulici și parametrii biologici, presupunându-se faptul că aceștia nu sunt influențați de alte mecanisme sau procese prezente în apa uzată.
Studiile microbiologice au la bază un numitor comun, și anume presupunerea că în apa uzată există culturi de micoorganisme pure. Pe baza acestei presupuneri s-au realizat cercetări de laborator ce relevă dezvoltarea și influența acestor culturi pure în bioreactorul unei stații de epuare. Însă, privitor la parametrul microbiologic, în bazinul de aerare există culturi mixte de microorganisme, o comunitate microbiană ce se dezvoltă utilizând materiile organice existente ca hrană în influent. Acest lucru este normal și logic, deoarece o singură specie nu este capabilă să îndepărteze toți poluanții prezenți în apa uzată. Din nefericire, biologul nu poate studia creșterea, înmulțirea și activitatea unui grup mai mare de specii (culturi mixte) în laborator. Activitatea bacteriilor depinde de numeroase interacțiuni interne legate de hidrodinamică, de creșterea microbiană, respirația endogenă, caracteristicile nămolului activ, factorul de conversie al biomasei, transferul de oxigen și difuzia.
Procesele biologice prezente în bazinul de aerare sunt determinate de concentrația oxigenului, concentrația nămolului activ, concentrația substratului și valori ale temperaturii. De asemenea, profilele distribuției de oxigen și nămol activ sunt rezultantele următorilor factori – coeficientul de difuzie, rata de conversie a biomasei de către microorganisme, distribuția spațială a biomasei și a substratului și de densitate. Modelul matematic de simulare și predicție, combinat cu cercetările experimentale, influențat de tehnici precum incertitudinea și sensibilitatea comunității microbiene poate furniza o fundație solidă pentru proiectarea și operarea sistemelor de epurare biologică.
Prezenta teză dorește combinarea factorilor hidraulici, biologici și termodinamici și observarea influența interacțiilor dintre aceștia.
Necesitatea și oportunitatea corelării tuturor factorilor de natură diferită (chimici, biologici, hidraulici) derivă din condiția de control automat și de optimizare a tehnologiei de epurare în vederea creșterii eficienței energetice de epurare.
Trebuie luat în considerare faptul că epurarea în treapta biologică aerobă se produce în mediul apos, iar îndepărtarea materiei organice și a poluanților se realizează de către microorganisme în prezența oxigenului și a unei condiții optime susținerii activității microbiene.
Modelarea matematică este un instrument inestimabil pentru implementarea acestui studiu în stațiile de epurare. Din literatura studiată se observă faptul că studiul epurării apelor uzate cu nămol activ din perspectiva proceselor de bioconversie fizico-chimică și biologică este fascinant pentru scopuri științifice și aplicații inginerești. Deși există multe alte modele care doresc simularea proceselor microbiologice prezente în bazinele de aerare, toate acestea au limitări din cauza complexității procesului de epurare, iar aplicarea lor va fi din ce în ce mai dificilă în viitorul apropiat deoarece prezintă dezavantaje economice și neadaptare la tehnologia computațională modernă.
Câteva dintre problemele majore ale proceselor desfășurate în stațiile de epurare ale apelor uzate sunt
lipsa cunoștințelor în domeniu (spre exemplu modificarea structurii biofilmelor, hidroliza, flocularea, caracteristicile de sedimentare);
câteva procese unitare interconectate;
modelări macroscopice ale unor reacții microscopice;
procese nestaționare în timp și spațiu;
parametrii de proces ce variază în timp (din cauza comportamentului adaptativ al organismelor vii la condițiile de mediu);
variabile de intrare necontrolate și ridicate;
tehnici de măsurare neadecvate;
imposibilitatea măsurării în timp real a unor parametri esențiali ai procesului biologic de degradare a materiilor organice, de exemplu CBO5;
Obiectivul principal al modelării proceselor de epurare biologică cu nămol activ este combinarea cunoștințelor privind dinamica procesului de epurare cu metodele matematice de estimare și identificare, pentru a obține cele mai simple modele capabile să descrie reducerea poluanților din apele uzate cu ajutorul microorganismelor din bioreactor cu acuratețe rezonabilă.
Scopul prezentei teze este studiul aprofundat al influenței factorilor biologici, hidraulici și termodinamici asupra eficienței procesului de epurare și a distribuției concentrației de nămol activ în bainul de aerare.
Studiul a avut la bază cercetări microscopice și experimentale în bioreactorul din Stația de Epurare Mioveni, România, cu ajutorul cărora s-a identificat că în bazin există o cultură mixtă de microorganisme, formată din ciliate de tipul Vorticella sp., Podophrya sp., Cinetochillum sp și Aspidisca sp., flagelate de tipul Peranema sp., dar și de rotiferi.
Modelul realizat în această teză va oferi o bază științifică adecvată pentru dezvoltarea viitoarelor modele și a ajustărilor și, de asemenea, vor îndeplini o nevoie potențială pentru diferite aplicații practice în domeniul epurării apelor uzate întrucât ia în considerare atât concentrațiile substratului, cât și a microorganismelor din nămolul activ, rata de creștere a acestora, dar și influența constantei de saturație și a factorului de conversie a biomasei de către microorganisme. Acești parametri sunt simulați în funcție de condițiile mediului apos, concentrația de oxigen și de coeficienții de dispersie. Înțelegerea factorilor ce determină prezența și funcționarea comunităților microbiene în bazinul de aerare va avea un impact major în înțelegerea stabilității procesului și în optimizarea întreținerii și adaptării bioreactorului la noi condiții sau situații.
CAPITOLUL I – DESCRIEREA CULTURILOR MIXTE DE MICROORGANISME PREZENTE ÎN STAȚIILE DE EPURARE ALE APELOR UZATE
1.1 Introducere
În stațiile de epurare cu treaptă biologică cel mai utilizat proces de epurare este cel cu nămol activ. Acesta este folosit cu scopul îndepărtării materiei organice, oxidării carbonului și a azotului. Tehnologia are în componență un bioreactor în care este introdus aerul (sau oxigenul) cu ajutorul difuzorilor poroși, și un decantor secundar care permite sedimentarea flocoanelor de nămol, realizându-se astfel separarea nămolului de apa epurată înainte de deversare.
Acest proces implică introducerea de aer sau oxigen în bazinul de aerare combinat cu existența unei populații de microorganisme sub formă de flocon ce reduc conținutul organic al influentului. Oxigenul introdus în bazinul de aerare ajută populația de microorganisme să degradeze materia organică din influent. Floconul de nămol are o culoare inchisă și este compus preponderent din protozoare, dar poate conține și amibe, spirochete și vorticele. Un alt constituent major este reprezentat de rotiferele sedentare.
O etapă deosebit de importantă în procedeul de epurare cu nămol activ este recircularea nămolului activ, doarece în acest fel se îmbunătățește calitatea nămolului activ în bazinul de aerare. Această etapă se realizează prin returnarea nămolului activ de la ieșirea din bazinul de aerare sau din decantorul secundar înapoi în treapta biologică(Fig 1.1). În acest capitol este detaliat procesul de epurare și compoziția generală a speciilor de microorganisme prezente în amestecul din bioreactor[1].
Fig. 1. 1 – Procesul biologic simplificat de epurare cu nămol activ[60]
1.2 Scop și obiective
Scopul prezentei teze este identificarea distribuției concentrațiilor microorganismelor din nămolul activ în bazinul de aerare în diferite condiții ale concentrației substratului, nămolului activ sau a temperaturii.
Obiective:
identificarea influenței temperaturii asupra distribuției concentrației nămolului activ în bazinul de aerare;
identificarea influenței concentrației de oxigen asupra distribuției concentrației de nămol activ în bazinul de aerare;
idetificarea coeficienților cinetici și stoichiometrici cu ajutorul respirometriei;
validarea rezultatelor obținute prin intermediul modelării matematice în programul FlexPDE.
1.3 Speciile de microorganisme din nămolul activ în bazinul de aerare
În procesul de epurare cu nămol activ, speciile de microorganisme sunt amestecate cu apa uzată. Microorganismele intră în contact cu materia biodegradabilă din apa uzată și o consumă.
Un proces de epurare reușit depinde de cât de eficient este procesul de consum al materiei organice de către bacterii, de abilitatea acestora de a se menține sub formă de flocon de nămol activ și de proprietățile lor de sedimentare.
Fenomenul de floculare biologică a nămolului activ permite aglomerarea celulelor microbiene și creșterea masei floconului. Acest fenomen se produce datorită existenței substanțelor polimerice extracelulare prezente în masa lichidă. De asemenea, reacțiile biochimice ale celulelor microbiene se produc doar dacă oxigenul și substratul ajung până în centrul floconului de nămol. Flocularea nămolului activ influențează în mod direct caracteristicile de sedimentare, însă producerea acestui fenomen depinde de gradul de turbulență, compoziția substratului, a nămolului activ și vârsta nămolului.
După ce iese din bazinul de aerare, amestecul de microorganisme și apă uzată ajunge într-un decator secundar unde nămolul sedimentează. În funcție de tehnologia stației de epurare, un anumit volum de nămol este recirculat în bazinul de aerare pentru a asigura prezența unei cantități adecvate de microorganisme. Aceste microorganisme sunt ulterior amestecate cu apa uzată ce intră în bazinul de aerare unde se reia procesul de consum al nutrienților organici. Altfel, procesul de epurare cu nămol activ se repetă. Această recirculare a nămolului activ îmbunătățeste calitatea nămolului activ în bazinul de aerare.
Acest proces de epurare, în condiții adecvate, este foarte eficient. Procentul de îndepărtare a materiilor solide se situează între 85 și 95% și reduce consumul biochimic de oxigen cu până la 80%. Eficiența acestui proces depinde de compoziția apei uzate. De aceea, dacă în sistemul de epurare intră ape uzate toxice, sistemul biologic va fi afectat uneori chiar întrerupându-se activitatea biologică. Apele uzate ce conțin mari cantități de detergenți și săpunuri produc multă spumă ce creează atât probleme estetice cât și inhibarea activității biologice. În zonele în care apele uzate sunt combinate și provin atât de la zone industriale cât și de la grupurile sanitare sunt adesea pretratate pentru a îndepărta componentele chimice toxice înainte de a intra în etapa biologică de epurare cu nămol activ[2].
Tratamentul microbiologic al apelor uzate este cu siguranță cel mai eficient și natural proces de îndepărtare a poluanților din apă.
În bazinul de aerare există cinci grupe majore de microorganisme:
Bacteria – specii de bacterii aerobe capabile să îndepărteze nutrienții organici.
Protozoa – bacterii dispersate care îndepărtează și consumă particulele organice în suspensie.
Metazoa – bacterii ce se regăsesc în special în sistemele ce presupun un timp de retenție mai mare, cum este exemplul lagunelor.
Bacterii filamentoase – bacterii ce se regăsesc predominant în masa apei uzate și prezintă proprietăți de sedimentare foarte scăzute, dar tulbură efluentul
Alge și Fungi – acestea apar în momentul în care există modificări semnificative ale pH-ului în apa uzată.
1.3.1 Bacteriile
Pe măsură ce concentrația de oxigen scade în bazinul de aerare, numărul de celule bacteriene aerobe scad pe măsură ce diametrul foloconului de nămol crește. În interiorul foconului de nămol pot apărea zone anoxice în funcție de concentrația de oxigen din bazin. Aceste zone apar atunci când concentrația de oxigen depășește 4[mg/L][77]. Bacteriile, în special bacteriile gram-negative reprezintă constituenți majori ai flocoanelor de nămol activ. Sute de tulpini bacteriene prosperă în nămolul activ, însă doar o fracție foarte mică poate fi detectată prin tehnici de izolate a culturilor pure.
Bacteriile sunt responsabile cu oxidarea materiei organice și cu transformarea nutrienților, cu producerea polizaharidelor sau a altor substanțe polimerice ce influențează fenomenul de floculare al biomasei microbiene[10]. Prin utilizarea tehnicii de izolare a culturilor pure din nămolul activ a rezultat faptul că floconul de nămol conține preponderent specii de Zooglea, Pseudomonas, Flavobacterium, Alcaligenes, Achromobacter, Corynebacterium, Comomonas, Brevibacterium, Acinetobacter, Bacillus sp., cât și microoganisme filamentoase. Câteva exemple de bacterii finamentoase includ Sphaerotilus sp. și Beggiatoa care sunt responsabile cu fenomenul de umflare a nămolului(bulking sludge).
1.3.2 Protozoare
Bacteriile din regnul Protozoa au un rol deosebit de important în îndepărtarea și digerarea unor alte bacterii ce se găsesc sub formă liberă în mediul apos, cât și a altor particule aflate în suspensie. Acestea ajută la limpezirea efluentului. Pentru realizarea activității celulare unele protozoare au nevoie de o cantitate mai mică de oxigen, în timp ce altele pot supraviețui și fără oxigen.
Prezența protozoarelor oferă indicații referioare la performanța sistemului de epurare după cum urmează:
1. Amoeba(Fig.1.1) – prezența acestei specii oferă o influență nesemnificativă asupra epurării, iar pe măsură ce cantitatea de hrană crește, această specie dispare;
2. Flagelatele(Fig.1.2) – aceste specii se hrănesc cu nutrienți organici solubili;
3. Ciliatele – limpezesc apa prin îndepărtarea și digestia altor bacterii aflate în suspensie;
3.1 Ciliatele aflate în stare liberă(Fig.1.3) – digeră bacteriile aflate în stare liberă în mediul apos. Acestea se regăsesc în nămolul matur și indică un mediu propice pentru formarea nămolului activ;
3.2 Ciliatele târâtoare(Fig.1.4) – se regăsesc preponderent în nămolul activ. Acestea au în structura lor cili care le permit mișcarea prin sau pe langă floconul de nămol activ.
În Tabelul 1.1 este evidențiată legătura dintre frecvența de apariție a unor specii de microorganisme în funcție de concentrația de CBO ce se găsește în apa uzată. Se poate observa că pe măsură ce concentrația de CBO crește, în apa uzată rămân preponderent flagelate. Prezența acestor specii indică ape uzate poluate.
Tabel 1.1 Relația dintre prezența unor protozoare și concentrația biochimică a oxigenului în efluentul ce iese din stațiile de epurare[57]
Fig. 1. 2 Amoeba[146] – prezența acestei specii oferă o influență nesemnificativă asupra epurării, iar pe măsură ce cantitatea de hrană crește, această specie dispare.
Fig. 1. 3 Flagelate[146] – aceste specii sunt predominante în momentul în care suspensiile solide din amestecul de apaă uzată și nămol activ și biomasa au concentrații scăzute iar încărcarea organică este mare. Pe măsură ce vârsta și densitatea nămolului activ crește, populația flagelatelor scade progresiv.
Fig. 1. 4 Ciliate formă liberă[146] – Aceste specii pot fi vizualizate la microscop în timp ce se mișcă prin floconul de nămol activ. Ciliatele în formă liberă predomină atunci când există o concentrație ridicată de bacterii dispersate ce pot fi utilizate ca hrană. Prezența și predominanța protozoarelor ciliate în fromă liberă indică atingerea condițiilor optime a procesului de epurare și rezultă în calitate biologică bună a efluentului.
Fig. 1. 5 Ciliate târâtoare[146] – aceste specii domină în etapa de stabilizare a floconului de nămol, în momentul în care acesta ia formă neregulată. Numărul ciliatelor târâtoare și a celor fixe crește pe măsură ce cresc vârsta și dimensiunea flocoanelor de nămol.
Fig. 1. 6 Ciliate fixe[146] – aceste specii sunt predominante atunci când nămolul activ crește în dimensiune și când populația de bacterii dispersate scade și nu oferă suficientă hrană pentru protozoarele ciliate libere. Aceste specii sunt atașate direct în nămolul activ și prezintă din punct de vedere morfologic cili cu ajutorul cărora creează curent pentru a mișca poziția bacteriilor libere și a particulelor de materie organică.
1.3.3 Metazoare
Aceste specii sunt organisme multicelulare, mai mari decât protozoarele și au o legătură puțin semnificativă cu îndepărtarea materiei organice din apa uzată. Chiar dacă în esență aceste specii se hrănesc cu bacterii, pot digera atât alge cât și protozoare. Populații dominante de metazoare se regăsesc în sisteme de epurare ce au nevoie de un timp de retenție mai mare. Chiar dacă nu au influență în procesul de epurare, prezența lor indică starea sistemului astfel:
Rotiferi( Fig.1.6a, 1.6b, 1.6c)- aceștia sunt primii afectați în cazul încărcării unor ape reziduale toxice sau concentrații scăzute de CBO, însă mai au și un rol în limepzirea amestecului apos. Rotiferii îndepărtează bacteriile libere aflate în suspensie și contribuie la formarea floconului de nămol prin producerea unor substanțe asemănătoare mucusului;
Nematodele – se hrănesc cu bacterii, fungi și protozoare mici;
Tardigrade -sunt animale nebertebratede de foarte mici dimensiuni ce supraviețuiesc în medii toxice și extreme.
Fig. 1. 7 Rotifer[146]- aceste specii sunt forme evoluate de viață, semnificativ mai mari în dimensiune decât alte microorganisme observate în nămolul activ. Aceștia pot utiliza materie organică cât și alte microorganisme ca sursă de hrană.
Fig. 1. 8 Rotifer[146]
1.3.4 Bacterii filamentoase
Aceste bacterii sunt prezente când există schimbări operaționale drastice. Schimbări ale temperaturii, pH-ului, vârstei nămolului, sau prezența unor mici cantități de nutrienți, azot, fosfor sau alte uleiuri afectează aceste bacterii. Atunci când populația de bacterii filamentoase este dominantă există probleme de sedimentare a nămolului. Prezența unei concentrații mari de bacterii filamentoase împiedică flocularea și rezultă un nămol gros. Proprietățile de sedimentare ale acestui nămol sunt foarte scăzute și lasă amestecul apos turbid. Câteva specii de bacterii filamentoase pot cauza spumarea în bazinul de aerare și în decantoare. Predominanța acestora în apa uzată cauzează umflarea nămolului (bulking sludge)[161].
1.3.5. Algele și fungii
Aceste specii sunt organisme fotosintetizatoare și nu cauzează probleme în sistemul de epurare cu nămol activ, însă prezența acestora indică o modificare a valorii pH-ului sau a nămolului cu o vârstă mai mare.
Dacă viteza de creștere bacteriană este ridicată, speciile formatoare de flocoane se pot grupa sub forma unor flocoane dispersate sau cu capacitate scăzută de sedimentare.
Fig. 1. 9- Curba de creștere bacteriană- În această figură se poate observa corelația dintre curba de creștere bacteriană și scăderea concentrației de substrat, rezultând faptul că microorganismele au nevoie de nutrienți pentru a crește. Se poate observa că pe măsură ce microorganismele ajung în faza de creștere exponențială acestea consumă rapid nutrienții din influent.
Fenomenul de creștere dispersată a celulelor se produce rareori în cazul apelor municipale în sistemele de epurare cu nămol activ, dar se regăsește preponderent în cazul epurării apelor industriale datorită încărcărilor organice ridicate, o consecință a ratei H/M (Hrană/Microorganisme) mare.
În stațiile de epurare ale apelor industriale, flocoanele nu se dezvoltă suficient, iar procesul de sedimentare nu se realizează rezultând într-un efluent turbid. Acțiunea corectă pentru remedierea acestei probleme este reducerea ratei H/M în sistem, în general prin creșterea concentrației de suspensii solide totale din amestec.
De asemenea, o altă cauză a creșterii celulare dispersate este existența unei toxicități sau a prezenței unui debit foarte mare a influentului ce intră în bazinul de aerare atunci când biomasa are o concentrație scăzută. Speciile filamentoase flotante din bazinul de aerare pot cauza, de asemenea, creșterea bacteriană dispersată.
În afara testelor microscopice care pot determina proprietățile apelor uzate, se mai pot folosi și testele de viteză de consum a oxigenului de către microorganismele din nămolul activ în bazinul de aerare.
Nitrificarea este, de asemenea, o problemă ce trebuie controlată în sistemele de epurare cu nămol activ. Multe stații de epurare se confruntă cu probleme de creștere dispersată și filamentoasă în special primăvara atunci când cresc temperaturile.
În concluzie, majoritatea problemelor microbiologice din stațiile de epurare sunt cauzate de formarea deficitară a floconului de nămol activ.
În literatura de specialitate este sugerat că protozoarele ciliate, cât și alte grupuri de protozoane cum sunt flagelatele joacă un rol deosebit de important în îndepărtarea celulelor bacteriene în formă liberă (neatașată flocoanelor de nămol) și reducerea numărului de celule din amestecul lichid și că îmbunătățesc considerabil gradul de claritate a efluentului ce iese din stația de epurare[162].
Pe lângă fenomenul de îndepărtare a a bacteriilor aflate în suspensie, protozoarele au încă patru roluri esențiale în procesul biologic de epurare cu nămol activ:
secreția polizaharidelor în mediul lichid;
ingerarea particulelor de materie organic;
îndepărtarea bacteriei dispersate;
inducerea creșterii floconului de nămol;
1.4 Diverse probleme microbiologice ce pot apărea în bazinul de aerare
Problemele ce pot apărea în sistemul biologic de epurare a apelor uzate cu nămol activ sunt legate de componentele microbiologice ale procesului. Cel mai important aspect al epurării biologice este dezvoltarea unei comunități microbiene ce poate îndepărta în mod eficient nutrienții din apele uzate. Câteva dintre dezechilibrele microbiologice pot rezulta în formarea unor flocoane de nămol dispersate, umflarea sau spumarea nămolului din cauza speciilor filamentoase sau din cauza formării în exces a polizaharidelor, probleme de nitrificare sau denitrificare.
Formarea floconului de nămol este datorată creșterii microbiene a speciilor de microorganisme din bazinul de aerare, urmat de sedimentarea gravitațională în bazinul secundat și de recircularea nămolului activ. Însă, formarea rapidă a floconului de nămol datorată unei concentrații ridicate de CBO rezultă în formarea unui flocon dispersat. Acest fenomen se petrece foarte des în stațiile de epurare ale apelor uzate industriale, unde raportul Hrană/Microorganisme este foarte mare și rezultă în formarea unui efluent turbid. O soluție la această problemă ar fi reducerea raportului H/M prin introducerea unei cantități de microorganisme în apa uzată.
O altă problemă ce apare în sistemul de epurare al apelor uzate este formarea unui flocon de nămol cu dimensiuni sub 50µm, fenomen care se petrece în cazul unei concentrații mici de nutrienți sau un timp de retenție foarte mare.
Nitrificarea poate fi de asemenea o problemă în stațiile de epurare. Cauza acestui fenomen este creșterea dispersată a flocoanelor de nămol sau a speciilor filamentose în special în perioadele călduroase atunci când temperatura crescută favorizează fenomenul de nitrificare. Soluția la această problemă este introducerea clorului pentru inhibarea nitrificării.
De asemenea, o valoare scăzută a pH-ului cauzează formarea flocoanelor mici de nămol (pin floc) și turbiditatea efluentului. O soluție găsită de către operatorii stațiilor de epurare este micșorarea cantității de oxigen introdus. Însă trebuie avut în vedere că reducerea concentrației de oxigen până la 1[mg/L] poate favoriza creșterea speciilor de bacterii filamentoase[159].
1.5 Concluzii
În stațiile de epurare cu treaptă biologică cel mai utilizat proces de epurare este cel cu nămol activ. Acesta este folosit cu scopul îndepărtării materiei organice, oxidării carbonului și a azotului. Tehnologia are în componență un bioreactor în care este introdus aerul (sau oxigenul) cu ajutorul difuzorilor poroși, și un decantor secundar care permite sedimentarea flocoanelor de nămol, realizându-se astfel separarea nămolului de apa epurată înainte de deversare.
Acest proces implică introducerea de aer sau oxigen în bazinul de aerare combinat cu existența unei populații de microorganisme sub formă de flocon ce reduc conținutul organic al influentului. Concentrația de oxigen introdus în bazinul de aerare ajută populația de microorganisme să degradeze materia organică din influent. Floconul de nămol are o culoare inchisă și este compus preponderent din protozoare, dar poate conține și amibe, spirochete și vorticele. Un alt constituent major sunt rotiferele sedentare.
O etapă deosebit de importantă în procedeul de epurare cu nămol activ este recircularea nămolului activ, doarece în acest fel se îmbunătățește calitatea nămolului activ în bazinul de aerare. Această etapă se realizează prin returnarea nămolului activ de la ieșirea din bazinul de aerare sau din decantorul secundar înapoi în treapta biologică(Fig.1.1). În acest capitol este detaliat procesul de epurare și compoziția generală a speciilor de microorganisme prezente în amestecul din bioreactor.
În procesul de epurare cu nămol activ, speciile de microorganisme sunt amestecate cu apa uzată. Microorganismele intră în contact cu materia biodegradabilă din apa uzată și o consumă.
Un proces de epurare reușit depinde de cât de eficient este procesul de consum al materiei organice de către bacterii, de abilitatea acestora de a se menține sub formă de flocon de nămol activ și de proprietățile lor de sedimentare.
Fenomenul de floculare biologică a nămolului activ permite aglomerarea celulelor microbiene și creșterea masei floconului. Acest fenomen se produce datorită existenței substanțelor polimerice extracelulare prezente în masa lichidă. De asemenea, reacțiile biochimice ale celulelor microbiene se produc doar dacă oxigenul și substratul ajung până în centrul floconului de nămol. Flocularea nămolului activ influențează în mod direct caracteristicile de sedimentare, însă producerea acestui fenomen depinde de gradul de turbulență, compoziția substratului, a nămolului activ și vârsta nămolului.
După ce iese din bazinul de aerare, amestecul de microorganisme și apă uzată ajunge într-un decator secundar unde nămolul sedimentează. În funcție de tehnologia stației de epurare, un anumit volum de nămol este recirculat în bazinul de aerare pentru a asigura prezența unei cantități adecvate de microorganisme. Aceste microorganisme sunt ulterior amestecate cu apa uzată ce intră în bazinul de aerare unde se reia procesul de consum al nutrienților organici. Altfel, procesul de epurare cu nămol activ se repetă. Această recirculare a nămolului activ îmbunătățeste calitatea nămolului activ în bazinul de aerare.
Prin utilizarea tehnicii de izolare a culturilor pure din nămolul activ a rezultat faptul că floconul de nămol conține preponderent specii de Zooglea, Pseudomonas, Flavobacterium, Alcaligenes, Achromobacter, Corynebacterium, Comomonas, Brevibacterium, Acinetobacter, Bacillus sp., cât și microoganisme filamentoase. Câteva exemple de bacterii finamentoase includ Sphaerotilus sp. și Beggiatoa care sunt responsabile cu fenomenul de umflare a nămolului (bulking sludge).
Tratamentul microbiologic al apelor uzate este cu siguranță cel mai eficient și natural proces de îndepărtare a poluanților din apă.
În bazinul de aerare există cinci grupe majore de microorganisme:
Bacteria – specii de bacterii aerobe capabile să îndepărteze nutrienții organici.
Protozoa – bacterii dispersate care îndepărtează și consumă particulele organice în suspensie.
Metazoa – bacterii ce se regăsesc în special în sistemele ce presupun un timp de retenție mai mare, cum este exemplul lagunelor.
Bacterii filamentoase – bacterii ce se regăsesc predominant în masa apei uzate și prezintă proprietăți de sedimentare foarte scăzute, dar tulbură efluentul
Alge și Fungi – acestea apar în momentul în care există modificări semnificative ale pH-ului în apa uzată.
Pe lângă fenomenul de îndepărtare a a bacteriilor aflate în suspensie, protozoarele au încă patru roluri esențiale în procesul biologic de epurare cu nămol activ:
secreția polizaharidelor în mediul lichid;
ingerarea particulelor de materie organic ;
îndepărtarea bacteriei dispersate;
inducerea creșterii floconului de nămol;
Prezența și compoziția culturilor mixte de microorganisme influențează eficiența epurării apei uzate. De asemenea, pe lângă acestea, compoziția nămolului activ influențează activitatea și creșterea microbiană a acestora.
Procesul biologic reprezintă o treaptă importantă din tehnologia de epurare a apelor uzate. Componentele hidraulice și microbiologice ale sistemului de epurare cu nămol activ pot influența calitatea efluentului. Cea mai importantă componentă a acestui sistem este dezvoltarea și menținerea unei culturi mixte de microorganisme din nămolul activ ce epurează eficient apa uzată și ce poate fi controlată[159]. Formarea floconului de nămol activ ce se realizează în stațiile de epurare cu nămol activ se produce datorită sedimentării și a creșterii mai multor specii de bacterii în bazinul de aerare. Speciile formatoare de flocoane au ca și caracteristică un strat de polizaharide extracelulare, altfel numit glicocalix. Acest glicocalix este compus din polizaharide, proteine, celuloză și fibrile ce ajută bacteriile să se grupeze sub formă de flocoane. Acestea se formează la rate mici de creștere ale celulelor bacteriene și concentrații mai scăzute de nutrienți, dar și în cazul unor condiții de creștere celulară staționară sau lipsă de nutrienți(Fig 1.9).
CAPITOLUL II – PROCESUL ENZIMATIC ÎN MICROBIOLOGIA APELOR UZATE
2.1 Introducere
Studiul cineticii enzimatice este deosebit de important deoarece permite cunoașterea mecanismelor reacțiilor enzimatice, înțelegerea și clasificarea proceselor metabolice și importanța fiziologică a acestora pentru organism[1]. Măsurarea activității enzimatice se reduce la studiul cineticii sau vitezei reacției catalizate.
Enzimele sunt catalizatori ai celulei vii, scopul acestora fiind accelerarea vitezelor de reacție prin scăderea energiei de activare a reactanților. De altfel, la o temperatură de 220C descompunerea apei oxigenate catalizată enzimatic este de 107 ori mai rapidă decât descompunerea catalizată de săruri feroase si de 1014 ori mai rapidă decât reacția necatalizată.
Toate reacțiile enzimatice sunt reversibile, vitezele de reacție depinzând de concentrațiile reactanților. Enzimele au proprietatea de a micșora energia liberă sau de a modifica entropia de activare a reacției pe care o catalizează, până se ajunge la starea de echilibru.
Activitatea enzimatică asupra proteinelor simple se bazează pe structura moleculelor, respectiv pe anumite succesiuni ale aminoacizilor care formează ceea ce se numeste centrul activ al enizmei(Fig. 2.1).
Reacția generală catalizată de o enzimă simplă este efectuată în trei faze.
1. formarea complexului tranzitoriu între enzimă și substrat;
2. rearanjarea intermoleculară pentru a forma complexe enzimă-produși;
3. disocierea complexelor pentru a elibera enzima liberă și produșii de reacție.
Tabel 2.1 – Exemple enzime și produși prezente în apa uzată
Fig.2. 1- Formarea complexului enzimă – substrat și eliberarea produșilor – în această imagine se poateobserva aderarea substratului la enzimă și formarea complexului enzimă-substrat, urmând ca după realizarea reacțiilor enizmatice să se elibereze produșii care pot fi de mai multe feluri după cum se poate observa în Tabelul 2.1. și enzima să rămână liberă.
Cinetica enzimatică se referă la acțiunea catalizatorilor de accelerare a vitezei de reacție prin scăderea energiei de activare necesară pentru aducerea reactanților din starea energetică normală în stare activă (de tranziție).
Ecuația de bază care descrie cinetica enzimatică este ecuația stabilită de Michaelis și Menten, derivată prin abordarea stării de echilibru (faza de staționare). Conform Ognean și Vaicum[147] ,într-o reacție enzimatică în care dintr-un singur substrat se obține un singur produs, mecanismul de reacție este dat de următoarea secvență – Enzima Enz reacționează inițial cu substratul Y pentru a forma complexul activ enzimă-substrat, Enz*Y care este apoi scindat pentru a forma din nou enzima liberă și produsul[147]:
Reacțiile sunt reversibile, k1,k2,k3,k4 fiind constante de viteză specifice pentru reacțiile date. Conform acțiunii maselor, ecuațiile de viteză pentru cele două reacții secvențiale sunt scrise tinând seama de următoarele concentrații ale reactanților: [Enz] reprezintă concentrația enzimei totale (suma enzimei libere și combinate), [Enz*Y] concentrația complexului enzimă-substrat, [Enz] – [Enz*Y] concentrația enzimei libere, necombinate, [Y] concentrația substratului, care de obicei este mai mare decât [Enz], astfel încât cantitatea de [Y] legată de [Enz] poate fi neglijată. Se consideră vitezele de formare și de scindare ale lui [Enz*Y]. Viteza de formare a complexului[147][148]:
Viteza de formare a Enz*Y este foarte mică, deci poate fi neglijată.
Viteza de scindare a complexului poate fi exprimată prin relatia (2.4)[147][148]:
La echilibru, viteza de formare a complexului este egală cu viteza lui de scindare:
sau prin rearanjare:
Raportul constantelor este definită tot ca și constanta lui Michaelis, Km [149]:
Din ecuația de mai sus se obține ecuația (2.8), care reprezintă concentrația la echilibru a complexului [Enz*Y]:
Se consideră că viteza unei reacții enzimatice este proporțională cu concentrația complexului Enz*Y, se poate scrie:
Atunci când enzima este saturată, iar concentrația substratului este neglijabilă, se consideră că Vmax se poate reprezenta sub forma ecuației (2.10):
Din sistemul de ecuații se dorește obținerea lui :
Înlocuind termenul din prima ecuație a sistemului (2.11) în cea de-a doua ecuație se va obține ecuația (2.12):
Și dacă ecuația (2.12) se împarte la ecuația (2.10) rezultă ecuația (2.13):
Pentru a se obține reprezentarea vitezei de reacție, , rezultă ecuația (2.14):
Ecuația (2.14) reprezintă forma uzuală a ecuației Michaelis-Menten[149].
Constanta lui Michaelis poate fi considerată constantă de disociere a complexului Enz*Y numai pentru cazul în care k3 devine determinantă a vitezei în reacția generală, deci când este neglijabilă față de k1 și k2. În acest caz Km este constanta de disociere a complexului și se notează cu KS, devenind numeric egale, așa cum se întâmplă în majoritatea reacțiilor enzimatice și rezultă ecuația (2.15):
Multe reacții enzimatice sunt însă mai complexe, cunprinzând mai mulți reactanți, iar tratarea cineticii enzimatice conform teoriei lui Michaelis și Menten reprezintă o simplificare.
O reacție enzimatică se caracterizează, în afară de constanta lui Michaelis, de asemenea prin viteza ei maximă Vmax, această mărime variind mult în funcție de sistemul enzimă-substrat, de pH-ul sistemului și temperatura de lucru.
Determinarea experimentală a lui Km și Vmax este relativ simplă. Mărimile se obțin, în condiții constante și optime de pH și temperatură, din vitezele de reacție a diferitelor concentrații de substrat. Datele se înscriu sub forma reciprocă a ecuației Michaelis-Menten, ecuația lui Lineweaver și Burk[]:
sau
Activitatea maximă a enzimelor se desfășoară în condiții adecvate, nu numai de substrat, dar și de pH și temperatură. Majoritatea enzimelor își desfășoară activitatea specifică numai între anumite limite de pH, având o activitate maximă la un pH optim. pH-ul optim are valori diferite ce depind de tipul enzimei.
Pentru unele grupe de microorganisme nu este normală comportarea enzimatică la valori ale pH-ului extreme. În general, pH-ul optim pentru activitatea enzimelor se situează la valori slab acide sau neutre.
În cazul în care se depășesc valorile pH-ului optim pentru activitatea enzimatică, rezultă alterarea structurii proteice a enzimei, fie prin schimbări locale în strucutură, fie modificând configurația centrului activ, fie prin denaturarea proceselor care implică structura totală a proteinei.
Un alt parametru ce influențează viteza reacțiilor enzimatice este temperatura, și anume, creșterea temperaturii cu 100C mărește viteza de reacție în general de 2-4 ori. Modificarea constantelor de viteză se poate face prin creșterea numărului de molecule reactante care pot trece în stare de activare, fie prin schimbarea însăși a energiei de activare, dar în general se petrec ambele fenomene.
La fel ca în cazul pH-ului, există o gamă de valori ale temperaturii considerată optimă. Dacă valoarea temperaturii depășește 35-400C, viteza de reacție scade prin denaturarea ireversibilă a proteinelor. În cazul unor enzime, activitatea enzimatică este posibilă până la aproximativ 800C, ceea ce înseamnă că sunt termostabile.
2.2 Enzime prezente în apa uzată
Materia organică din apa uzată este în principal compusă din proteine, polizaharide și lipide [37]. Atât calitatea cât și cantitatea compușilor organici din apa uzată contribuie la creșterea și succesiunea microorganismelor dominante din nămolul activ[38-39]. Interesul deosebit se concentrează asupra următoarelor patru enzime leucină-aminopeptidază (L-AMP), β-glucozidază (β-GLC), fosfatază alcalina (APA) și lipază (LIP). Yin Li (2006) a realizat un experiment[40] în care a investigat locația și distribuția enzimelor hidrolitice din nămolul activ și a determinat parametrii cinetici (Vmax și Km) în activitățile enzimatice în timpul degradării poluanților organici cu ajutorul procedeului cu nămol activ al apelor uzate provenite de la un oraș, o fabrică de prelucrare a laptelui și o fabrică de prelucrare a petrolului. În cadrul acestui studiu, mostre de nămol activ municipale și industriale au fost analizate pentru stabilirea activităților enzimatice asociate cu celule microbiene și cu enzimele extracelulare. Pentru măsurarea activității enzimelor extracelulare au fost utilizate mostre din efluent. În acest studiu se folosesc date provenite de la stațiile de epurare referitoare la pH, cu valorile de 6.8 și 8.0, suspensii solide în nămolul recirculat (MLSS) cu valori între valorile de 1.2[mg/L]-1.8[mg/L] pentru apa uzată municipală, 2.1[mg/L]-4.3[mg/L] pentru cea de la fabrica de lapte și 2.2[mg/L]-3.3[mg/L] pentru cea provenită de la fabrica de petrol, iar numărul de celule bacteriene per ml se situează în jurul valorilor de 9.3*109 și 20.7*109. Timpul de retenție hidraulică a fost de 6 până la 8 ore.
Pentru fiecare influent provenit de la oraș, fabrica de lapte, respectiv cea de petrol, valorile inițiale pentru CCO au fost 500[mg/L], 1500[mg/L], respectiv 1500[mg/L], apoi, după epurare, valorile efluentului scad sub 100[mg/L] pentru acest parametru.
Se poate observa că în nămolul activ se regăsește o activitate enzimatică ridicată, pe când în efluent se poate observa prezența exoenzimelor. Prezența activității enzimatice se datorează asocierii enzimelor cu celulele microbiene din floconul de nămol activ. Se presupune că flocoanele de nămol activ acumulează cantități mari de enzime, ceea ce este în concordanță cu ipotezele lui Cadoret[41] și lui Goel[42]. Această imobilizare a enzimelor în floconul de nămol pare a fi convenabilă pentru activitatea microorganismelor și oferă o stabilitate operațională mai mare a sistemului de epurare[43]. Enzimele regăsite în nămol pot proveni din influent sau de la celulele bacteriene prezente în nămolul activ care le secretă ca enzime extracelulare. Însă trebuie avut în vedere faptul că activitatea enzimatică este influențată într-un mod definitoriu de compoziția influentului sau a nămolului activ, iar performanța sistemului de epurare depinde de distribuția enzimelor și a nutrienților din apa uzată.
Factorii chimici și biologici pot afecta de asemenea activitatea enzimatică în timpul epurării apei uzate. O creștere semnificativă a cantității de biomasă în nămolul activ are efect asupra concentrației enzimelor producând o îmbunătățire a activității enzimatice, concluzie la care a ajuns și Goel[42] care a comparat hidroliza enzimelor în culturi pure și în nămol activ.
Din punct de vedere enzimatic, procesele aerobe și anaerobe diferă din punct de vedere al speciilor de microorganisme și al enzimelor asociate prezente în apa uzată și nămolul activ.
Reducerea materiei organice prin oxidare biologică depinde de activitatea unei populații mixte de organisme heterotrofe care sunt capabile să utilizeze oxigenul sau azotul ca și electron acceptor în reacțiile metabolice[11].
Reacția metabolică de descompunere a poluanților trebuie să treacă prin etapa de transfer de masă a acestor substanțe în celulele bacterie prin membrana celulară[41]. Celulele bacteriene din nămolul activ degradează materia organică complexă, precum substanțele polimerice de tipul proteinelor, lipidelor și carbohidraților, în intermediari moleculari datorită acțiunii hidrolazei extracelulare[11]. Acești intermediari moleculari sunt transformați apoi de către celule în compuși asimilabili ce vor fi folosiți ca sursă de carbon și energie. Altfel hidroliza substanțelor polimerice este ultima etapă pentru mineralizarea materiei organice în nămolul activ [37,26,44,45].
Etapele de hidroliză care se realizează într-o perioadă de timp mai mare sunt esențiale pentru modelele matematice dezvoltate care explică biochimia proceselor de epurare ale apelor uzate și care ajută la proiectarea stațiilor de epurare. Aceste modele sunt cele mai bune pentru traducerea fenomenului biologic în parametrii de proces și proiectare, și folosesc parametrii cinetici bazați pe rata de descompunere a apei uzate (influent), cum este cazul hidrolizei cu ajutorul exoenzimelor. Spre exemplu, un model utilizat pentru epurarea aerobă este Activated Sludge Model No.1 (ASM1)[46]. Acest prim model a fost apoi optimizat și au rezultat ASM2 și ASM2d, care includ și reducerea fosforului, și ulterior ASM3, în care transportul substratului biologic în celulele microbiene (spre exemplu limitările de transfer prin membrana celulară a macromoleculelor) este propus ca fiind cel mai important mecanism de reducere și utilizare a carbonului și a azotului[47]. În aceste modele se presupune că parametrii cinetici sunt constanți și că depind de configurația procesului, tipul, cantitatea de substrat, de timpul de retenție și de temperatură.
2.3 Enzime extracelulare – ectoenzime și exoenzime
Exoenzimele de tipul lipazelor, glucozidazelor, proteazelor[21,37], provin din una dintre următoarele trei surse: influent, nămolul activ, sau enzimele secretate în mod natural de către celule. Astfel, se regăsesc următoarele tipuri de enzime: exoenzime care sunt legate de suprafața celulei microbiene(ectoenzime), în stare liberă(exoenzime) în apă, sau absorbite în substanțele polimerice extracelulare (SPEX) din nămolul activ. Substanțele polimerice extracelulare sunt definite ca fiind polimeri organici de origine microbiană care sunt responsabili pentru legarea celulelor și a altor materiale sub formă de particule împreună cu alte celule(coeziune) sau de substrat (adeziune)[163].
Activitatea exoenzimelor este restricționată de enzimele implicate în hidroliză (lipazele, fosfatazele, glucozidazele și proteazele). De fapt, este posibil ca adăugarea de enzime în etapa de tratare primară (mecanică) să fie benefică. Cu excepția apelor uzate provenite de la restaurante, care au un conținut de lipide diferit, majoritatea au în componența materiei organice proteine și carbohidrați[48]. Proteazele și glucozidazele sunt cunoscute ca având un rol deosebit de important în degradarea nămolului provenit de la apele uzate.
În timpul procesului de epurare cu nămol activ o fracție mare din particulele organice sunt degradate cu ajutorul proceselor microbiologice. Influentul conține în principal proteine, polizaharide și lipide, cele mai multe dintre ele regăsindu-se sub formă de particule. Însă, doar o mică parte dintre aceste particule este absorbită de celule, aceasta fiind constituită din moleculele foarte mici capabile să străbată membrana celulară.
Pentru a putea fi disponibile metabolismului baterian, aceste molecule trec prin depolimerizare și hidroliză[2]. De altfel, procesele care includ exoenzimele limitează rata de mineralizare a materiei organice în procesul de epurare cu nămol activ.
În nămolul activ sunt prezente câteva tipuri de activitate enzimatică incluzând activitatea aminopeptidelor, dehidrogenazelor, glucozidazelor, lipazelor si a fosfatazelor[3].
Exoenzimele sunt asociate suprafeței celulei care le produce. Acestea sunt fie in stare liberă, dizolvate în apă sau sunt absorbite de alte suprafețe diferite de cele ale celulei care le-a produs[2].
Activitatea enzimatică din nămolul activ este investigată cu ajutorul localizării enzimelor în matricea floconului de nămol activ.
Activitatea enzimatică poate fi estimată cu ajutorul hidrolizei diacetatului de fluoresceină(FDA). FDA este hidrolizat atât intracelular cât și extracelular[5] de către lipaze, fosfataze, carbohidrați și enzime care degradează proteinele[6]. De altfel, hidroliza FDA a fost utilizată pentru măsurarea activității microbiene[7-11], cât și pentru măsurarea biomasei microbiene[11-13].
2.4 Substanțele polimerice extracelulare
Matricea floconului de nămol este constituită din SPEX (proteine, compuși humici(Fig. 2.3), polizaharide, lipide și acizi nucleici)[15-18]. Acizii nucleici sunt cei mai importanți constituenți ai floconului de nămol conform cercetătorilor Li și Ganzarcyk[19]. Un rol deosebit de important în imobilizarea enzimelor îl joacă compușii humici întrucât aceștia formează legături între enzimele libere și enzimele imobilizate/fixe[14].
Fig.2. 2 – Exemplu tipic acid humic ce conține fenol, fragmente de zaharuri, catechol, un derivat din compus aromatic[150]
De asemenea Jorgensen(1992)[70] a descoperit că acivitatea esterazelor în apa uzată per gram suspensie solidă este aproximativ 20%-30% din activitatea observată în nămolul activ.
Enzimele regăsite în matricea substanțelor extracelulare polimerice sugerează că acestea au, în afară de contribuția la combinarea componentelor floconului de nămol activ, și un rol adițional, acela de a deteriora exoenzimele imobilizate. Acest proces de degradare a exoenzimelor imobilizate conduce la biodegradarea nămolului activ mult mai rapid decât ar deteriora în mod normal bacteriile prezente în nămol.
O serie de experimente realizate la stația de epurare Aalborg East au relevat faptul că monitorizând activitățile esterazelor pe o perioadă de trei luni au rezultat variații semnificative pe termen scurt în ceea ce priveste activitatea enzimatică. Aceste variații pot fi determinate de enzimele prezente în apa uzată, de răspunsul și activitatea microorganismelor în timpul unui șoc hidrodinamic temporar, autoliza celulor sau acțiunea compușilor toxici
2.5 Compușii humici
Prezența compușilor humici în nămolul activ inhibă acțiunea exoenzimelor, deoarece s-a arătat că acești compuși acționează asupra exoenzimelor aducându-le într-o formă fixă, imobilizată și stabilă din punct de vedere chimic[14], însă activitatea lor este suprimată. Pe de altă parte, compușii humici reprezintă o parte importantă a nămolului activ.
Conform lui Rifaldi (1982)[20] compușii humici constituie o fracție de 15%-20% din solidele volatile prezente în nămolul activ, similar cu fracția carbohidraților. Însă pentru determinarea acitivității enzimatice ar trebui luați în considerare toți parametrii, deoarece compușii humici nu reprezintă fracția singulară din componența nămolului activ. Iar în cazul carbohidraților și al proteinelor nu s-a arătat nicio variație semnificativă în timp în nămolul activ, acești parametri fiind constanți în comparație cu exoenzimele și compușii humici.
În ultimii ani interesul asupra activităților enzimatice din cadrul procesului de epurare a apei uzate a crescut[30-32], punându-se accentul pe faptul că abordarea enzimatică este esențială pentru înțelegerea factorilor biochimici care contribuie la epurarea apei uzate cu procedeul de nămol activ și pentru optimizarea proceselor de hidroliză și mineralizare a poluanților organici. De asemenea, informațiile privind producția exoenzimelor se pot concretiza în îmbunătățirea sistemelor de depoluare[33-36].
Construirea unui model de epurare biologică a apei uzate cu modelări și simulări, fără a lua în considerare activitățile enzimatice poate avea ca rezultat un model ce deviază de la rezultatele reale și astfel se pot observa rezultate diferite de realitate. Pentru a contracara acest efect, modele biochimice au fost construite astfel încât să incorporeze inducția și inhibiția enzimatică și schimbările metabolice. Zhang (2002)[50] a propus un model în care sistemul de creștere și degradare a proteinelor este dependent de accesibilitatea substratului. Viteza de creștere a nămolului este dependentă de rata de sinteză a celulelor determinată de generațiile de proteine și de sistemul acestora de sinteză.
Producția materialului genetic nou (sinteza ribozomală) controlează viteza de creștere a bacteriilor în nămol, și este asociată cu accesibilitatea (noțiune diferită față de concentrația) substratului. Parametrii cinetici luați în ansamblul lor formează deteriorarea endogenă și se referă la reacțiile biochimice din celulă precum respirația endogenă, liza și distrugerea celulelor și efectul unor toxine asupra activității enzimatice sau alte aspecte fizico-chimice cu capacitate de deteriorare[51].
2.6 Concluzii
Materia organică din apa uzată este în principal compusă din proteine, polizaharide și lipide. Se poate observa că în nămolul activ se regăsește o activitate enzimatică ridicată, pe când în efluent se poate observa prezența exoenzimelor. Prezența activității enzimatice se datorează asocierii enzimelor cu celulele microbiene din floconul de nămol activ.
Enzimele regăsite în nămol pot proveni din influent sau de la celulele bacteriene prezente în nămolul activ care le secretă ca enzime extracelulare. Însă trebuie avut în vedere faptul că activitatea enzimatică este influențată într-un mod definitoriu de compoziția influentului sau a nămolului activ, iar performanța sistemului de epurare depinde de distribuția enzimelor și a nutrienților din apa uzată.
Factorii chimici și biologici pot afecta de asemenea activitatea enzimatică în timpul epurării apei uzate. O creștere semnificativă a cantității de biomasă în nămolul activ are efect asupra concentrației enzimelor producând o îmbunătățire a activității enzimatice.
În timpul procesului de epurare cu nămol activ o fracție mare din particulele organice sunt degradate cu ajutorul proceselor microbiologice. Influentul conține în principal proteine, polizaharide și lipide, cele mai multe dintre ele regăsindu-se sub formă de particule. Însă, doar o mică parte dintre aceste particule este absorbită de celule, aceasta fiind constituită din moleculele foarte mici capabile să străbată membrana celulară.
În nămolul activ sunt prezente câteva tipuri de activitate enzimatică incluzând activitatea aminopeptidelor, dehidrogenazelor, glucozidazelor, lipazelor si a fosfatazelor.
Reacția generală catalizată de o enzimă simplă este efectuată în trei faze.
1. formarea complexului tranzitoriu între enzimă și substrat;
2. rearanjarea intermoleculară pentru a forma complexe enzimă-produși;
3. disocierea complexelor pentru a elibera enzima liberă și produșii de reacție.
Ecuația de bază care descrie cinetica enzimatică este ecuația stabilită de Michaelis și Menten, derivată prin abordarea stării de echilibru (faza de staționare). Conform Ognean și Vaicum[150] ,într-o reacție enzimatică în care dintr-un singur substrat se obține un singur produs, mecanismul de reacție este dat de următoarea secvență – Enzima Enz reacționează inițial cu substratul Y pentru a forma complexul activ enzimă-substrat, Enz*Y care este apoi scindat pentru a forma din nou enzima liberă și produsul.
Multe reacții enzimatice sunt însă mai complexe, cunprinzând mai mulți reactanți, iar tratarea cineticii enzimatice conform teoriei lui Michaelis și Menten[152] reprezintă o simplificare.
O reacție enzimatică se caracterizează, în afară de constanta lui Michaelis, de asemenea prin viteza ei maximă Vmax, această mărime variind mult în funcție de sistemul enzimă-substrat, de pH-ul sistemului și temperatura de lucru.
Cinetica enzimatică se referă la acțiunea catalizatorilor de accelerare a vitezei de reacție prin scăderea energiei de activare necesară pentru aducerea reactanților din starea energetică normală în stare activă (de tranziție).
Activitatea maximă a enzimelor se desfășoară în condiții adecvate, nu numai de substrat, dar și de pH și temperatură. Majoritatea enzimelor își desfășoară activitatea specifică numai între anumite limite de pH, având o activitate maximă la un pH optim. pH-ul optim are valori diferite ce depind de tipul enzimei.
Pentru unele grupe de microorganisme nu este normală comportarea enzimatică la valori ale pH-ului extreme. În general, pH-ul optim pentru activitatea enzimelor se situează la valori slab acide sau neutre.
În cazul în care se depășesc valorile pH-ului optim pentru activitatea enzimatică, rezultă alterarea structurii proteice a enzimei, fie prin schimbări locale în strucutură, fie modificând configurația centrului activ, fie prin denaturarea proceselor care implică structura totală a proteinei.
Un alt parametru ce influențează viteza reacțiilor enzimatice este temperatura, și anume, creșterea temperaturii cu 10oC mărește viteza de reacție în general de 2-4 ori. Modificarea constantelor de viteză se poate face fie prin creșterea numărului de molecule reactante care pot trece în stare de activare, fie prin schimbarea însăși a energiei de activare, dar în general se petrec ambele fenomene.
Exoenzimele sunt asociate suprafeței celulei care le produce. Acestea sunt fie în stare liberă, dizolvate în apă sau sunt absorbite de alte suprafețe diferite de cele ale celulei care le-a produs.
Exoenzimele de tipul lipazelor, glucozidazelor, proteazelor, provin din una dintre următoarele trei surse: influent, nămolul activ, sau enzimele secretate în mod natural de către celule. Astfel, se regăsesc următoarele tipuri de enzime: exoenzime care sunt legate de suprafața celulei microbiene (ectoenzime), în stare liberă (exoenzime) în apă, sau absorbite în substanțele polimerice extracelulare (SPEX) din nămolul activ. Substanțele polimerice extracelulare sunt definite ca fiind polimeri organici de origine microbiană care sunt responsabili pentru legarea celulelor și a altor materiale sub formă de particule împreună cu alte celule (coeziune) sau de substrat (adeziune). Activitatea enzimatică din nămolul activ este investigată cu ajutorul localizării enzimelor în matricea floconului de nămol activ.
Prezența compușilor humici în nămolul activ inhibă acțiunea exoenzimelor, deoarece s-a arătat că acești compuși acționează asupra exoenzimelor aducându-le într-o formă fixă, imobilizată și stabilă din punct de vedere chimic, însă activitatea lor este suprimată. Pe de altă parte, compușii humici reprezintă o parte importantă a nămolului activ.
Producția materialului genetic nou (sinteza ribozomală) controlează viteza de creștere a bacteriilor în nămol, și este asociată cu accesibilitatea (noțiune diferită față de concentrația) substratului.
Polizaharidele extracelulare sunt produse de către toate bacteriile prezente în nămolul activ. Acestea sunt responsabile pentru formarea floconului de nămol activ. Producerea în exces a acestor polizaharide poate conduce la deficiențe de nutrienți (și de asemenea deficiență de oxigen sau raport H/M mare) rezultând într-un nămol cu proprietăți slabe de sedimentare. Semne ale deficitului de nutrienți includ – creștere accentuată a microorganismelor filamentoase și spumarea în bazinul de aerare. Procesele moderne de epurare cu nămol activ sunt foarte fiabile, în urma lor rezultând un efluent eficient epurat și sunt considerate a fi cele mai bune metode de degradare a materiilor organice având în vedere raportul cost-eficiență.
Eficiența procesului biologic de epurare cu nămol activ depinde de identificarea unei comunități mixte de microorganisme ce va elimina materiile organice. De asemenea, aceste comunități vor agrega și vor adera printr-un proces de biofloculație la un flocon de nămol rezultând astfel o cantitate concentrată de nămol activ pentru recirculare. O problemă ce apare în procesul de epurare în ceea ce privește separarea suspensiilor solidelor de apa uzată este un rezultat al dezechilibrului componentelor biologice din proces.
Materia organică din influent este compusă din proteine, polizaharide și lipide cu greutate moleculară mare. Compușii organici sunt de obicei hidrolizați de către enzimele extracelulare pentru a putea fi asimilați de bacterii. Aceste enzime extracelulare sunt fie legate de suprafața celulelor (ectoenzime) fie sunt eliberate în mediu (exoenzime) în formă liberă înainte de a forma complexe cu greutate moleculară mare.
Enzimele de tipul proteazei, α-amilazei, α – glucozidazei și fosfatazei alcaline joacă roluri esențiale în tratamentul biologic al apelor uzate. Cantitatea de enzime extracelulare în formă liberă din nămolul activ din bazinul de aerare este neglijabilă[158], ceea ce conduce la concluzia că acestea sunt imobilizate în floconul de nămol.
Celulele bacteriene produc de altfel, substanțe polimerice extracelulare (SPEX) ce conduc la fenomenul de aglomerare al celulelor și la floculare. În concluzie, SPEX creează punți de legături între celulele bacteriene ajutând la formarea floconului de nămol activ.
Activitatea enzimatică și distribuția enzimelor în flocoanele de nămol activ pot fi dectectate și analizate, însă trebuie aprofundată cercetarea pentru extragerea acestora din flocoane fără a fi afectate componentele intracelulare. De asemenea studiile ar trebui să ia în considerare caracteristicile fizice și chimice ale flocoanelor, fenomenul de difuzie a oxigenului și factorii termodinamici și hidrodinamici din bazinul de aerare.
Înțelegerea activității enzimatice și a distribuției enzimelor în floconul de nămol activ este un factor deosebit de important în studiul proceselor biologice de degradare ale materiilor organice deoarece acestea reflectă cel mai bine activitățile microbiene ce au loc în baziele de aerare în prezența oxigenului. De asemenea, studiul enzimelor din diferite fracțiuni ale nămolului activ ajută la înțelegerea mai bună a procesului biologic pe componente, deoarece fiecare enzimă îndeplinește un rol precis în funcționarea flocoanelor de nămol, și ar conduce la eficiențe mai ridicare ale degradării materiei organice, un control mai bun al procesului de epurare și costuri mai scăzute ale operării stațiilor de epurare[158].
CAPITOLUL III – COMPOZIȚIA NĂMOLULUI ACTIV
3.1 Introducere
În anul 1993, Urbain et al.[18] a descoperit că în compoziția nămolului activ există compuși polimerici extracelulari ce provin fie din liza celulelor, fie din influent. Trei ani mai târziu, în anul 1996, Frolund et al.[19] a cuantificat substanțele polimerice extracelulare folosind tehnica de extracție cu schimbul de ioni de rășină. Această tehnică presupune introducerea unor substanțe polimerice insolubile(rășină, polimer obținut din polistiren) în mediul apos, apoi realizând schimbul de ioni între electrolit și soluția apoasă. Autorul a evidențiat prezența proteinelor în procent de 46-52%, a acizilor humici în procent de 18-23% și a carbohidraților în procent de 17%. De altfel, s-a descoperit și prezența ADN-ului și a unor acizi uronici (compuși derivați din zahăr prin oxidare) în substanțele polimerice extracelulare.
Aceste descoperiri sunt importante deoarece este esențială cunoașterea compoziției nămolului activ înainte de a alege o tehnologie optimă și fezabilă pentru realizarea procesului de epurare a apelor uzate.
3.2 Factori care influențează prezența și funcționarea comunităților microbiene în bazinul de aerare
Înțelegerea factorilor ce determină prezența și funcționarea comunităților microbiene în bazinul de aerare are un impact major în evaluarea stabilității procesului și în optimizarea și operarea bioreactorului la noi condiții sau scopuri.
Aerarea are o funcție triplă, cea de furnizare de oxigen către microorgnismele aerobe în reactor pentru respirație, cea de menținere a flocoanelor microbiene într-o stare continuă de suspensie, ceea ce asigură contactul maxim dintre suprafața floconului de nămol și apa uzată și de amestecarea care este continu, nu doar pentru a asigura distribuția uniformă a hranei, dar și pentru menținerea unei concentrații de oxigen adecvate pentru asigurarea transferului de masă și pentru dispersarea produșilor finali metabolici din floconul de nămol. Arden și Lockett(1923)[13] au dezvoltat un proces de epurare în serie denumit metoda umple și extrage (fill and draw), iar aerarea și sedimentarea au loc în același bazin. Apoi, a fost dezvoltat un sistem continuu ce nu admite sedimentarea în bazinul de aerare.
Pe măsură ce apa uzată intră în bazinul de aerare, se distribuie amestecul de apă uzată și de biomasă microbiană în bioreactor. Aici, biomasa floculată iese rapid din starea de suspensie pentru a forma un strat de nămol care este compus din solide în formă liberă, ce este apoi evacuat o dată cu efluentul.
În procesul convențional de epurare cu nămol activ, sunt produși între 0.5 și 0.8[kg] nămol uscat pentru fiecare kg de CBO5 îndepărtat. Nămolul are forma unei suspensii slabe ce conține între 0.5 și 2.0% solide uscate, și este pompat afară foarte ușor. Pe măsură ce conținutul de solide crește, viscozitatea se mărește, iar sedimentarea nămolului activ la peste 4% solide uscate este mai greu de realizat doar cu ajutorul gravitației.
Totuși, majoritatea nămolului activ se întoarce în bazinul de aerare ca un inocul de microorganisme, ce asigură o populație microbiană adecvată pentru oxidarea totală a apei uzate pe toată perioada de retenție în bazinul de aerare. Nămolul în exces, însă, are nevoie de alte tratamente pentru a putea fi apoi înlăturat.
Cea mai importantă caracteristică în procesul de epurare cu nămol activ este natura floculentă a biomasei bacteriene. Flocoanele de nămol nu doar ca trebuie sa fie eficiente în adsorbția fracției de particule organice din apa uzată, dar trebuie să și separe rapid și eficient efluentul tratat în decantor.
La modul ideal, procesul de epurare cu nămol activ ar trebui operat cat mai aproape de condiția de hrană limitată pentru a încuraja respirația endogenă atunci cand microorganismele își utilizează propriul lor material celular, astfel încât se reduce cantitatea de biomasă produsă.
În timpul fazei de respirație endogenă, rata de respirație va scădea la minimul necesar doar pentru menținerea activității celulelor. Totuși, în condițiile normale de operare, creșterea populației microbiene și acumularea de solide nebiodegradabile rezultă în creșterea cantității de nămol activ produs.
Mecanismul de îndepărtare, asimilare sau mineralizare a nutrienților poate fi selectat utilizând condiții de operare specifice, însă există câteva avantaje și dezavantaje. Spre exemplu, cea mai rapidă metodă de îndepărtare a nutrienților este îndepărtarea materiei organice doar prin asimilare. Acest procedeu însă produce un surplus de nămol, ceea ce conduce la costuri operaționale mai mari pentru tratarea, separarea și îndepărtarea nămolului. Oxidarea completă (mineralizarea) apei uzate este o metodă mai lentă și are nevoie de perioade de aerare mai lungi. În acest caz, chiar dacă este produsă o cantitate mai mică de nămol, costurile pentru aerare vor fi mult mai mari[14]. Selectarea unui sistem pentru stația de epurare ce foloseste procedeul de epurare cu nămol activ depinde doar de numărul de locuitori la care această stație deservește. Acest proces este mai intens decât în cazul epurării biologice cu biofilme, și are o capacitate de epurare de 10 ori mai eficientă în bioreactor. Concentratiile de azot și fosfor pot reprezenta factori limitativi dacă nu sunt prezenți în cantități suficiente în influent.
Concluzii
În anul 1993, Urbain et al.[18] a descoperit că în compoziția nămolului activ există compuși polimerici extracelulari ce provin fie din liza celulelor, fie din influent. Trei ani mai târziu, în anul 1996, Frolund et al.[19] a cuantificat substanțele polimerice extracelulare folosind tehnica de extracție cu schimbul de ioni de rășină. Această tehnică presupune introducerea unor substanțe polimerice insolubile(rășină, polimer obținut din polistiren) în mediul apos, apoi realizând schimbul de ioni între electrolit și soluția apoasă. Autorul a evidențiat prezența proteinelor în procent de 46-52%, a acizilor humici în procent de 18-23% și a carbohidraților în procent de 17%. De altfel, s-a descoperit și prezența ADN-ului și a unor acizi uronici(compuși derivați din zahăr prin oxidare) în substanțele polimerice extracelulare.
Aceste descoperiri sunt importante deoarece este esențială cunoașterea compoziției nămolului activ înainte de a alege o tehnologie optimă și fezabilă pentru realizarea procesului de epurare a apelor uzate.
O parte din nămolul activ sedimentat în bazinul secundar se întoarce în bazinul de aerare ca un inocul de microorganisme, ce asigură o populație microbiană adecvată pentru oxidarea totală a apei uzate pe toată perioada de retenție în bazinul de aerare. Nămolul în exces, însă, are nevoie de alte tratamente pentru a putea fi apoi înlăturat.
Cea mai importantă caracteristică în procesul de epurare cu nămol activ este natura floculentă a biomasei bacteriene. Flocoanele de nămol nu doar ca trebuie sa fie eficiente în adsorbția fracției de particule organice din apa uzată, dar trebuie să și separe rapid și eficient efluentul tratat în decantor.
În timpul fazei de respirație endogenă, rata de respirație va scădea la minimul necesar doar pentru menținerea activității celulelor. Totuși, în condițiile normale de operare, creșterea populației microbiene și acumularea de solide nebiodegradabile rezultă în creșterea cantității de nămol activ produs.
Mecanismul de îndepărtare, asimilare sau mineralizare a nutrienților poate fi selectat utilizând condiții de operare specifice, însă există câteva avantaje și dezavantaje. Spre exemplu, cea mai rapidă metodă de îndepărtare a nutrienților este îndepărtarea materiei organice doar prin asimilare. Acest procedeu însă produce un surplus de nămol, ceea ce conduce la costuri operaționale mai mari pentru tratarea, separarea și îndepărtarea nămolului. Oxidarea completă (mineralizarea) apei uzate este o metodă mai lentă și are nevoie de perioade de aerare mai lungi.
CAPITOLUL IV – STADIUL ACTUAL AL CERCETĂRILOR IN DOMENIUL MICROBIOLOGIEI APELOR UZATE
4.1 Cercetările microbiologice în domeniul apelor uzate
Procesul hidrodinamic (amestecare, omogenizare) de epurare biologică este deosebit de complex și presupune existența fenomenelor fizice – transferul de masă al oxigenului și substratului la nivelul celuleor, chimice – reacții de hidroliză , hidratare, oxido-reducere, precipitare, coagulare, biochimice – reacții de oxidare a substratului, respirație endogenă, inhibarea reațiilor enzimatice și hidraulice – regim de curgere, timp hidraulic de retenție, viteze de sedimentare (Robescu – modelare 2009). Obiectivul principal al acestei trepte de epurare biologică este îndepărtarea substanțelor solide organice nesedimentabile și stabilizarea materiilor organice din nămoluri. Unul dintre cele mai utilizare procedee de epurare biologică este cel cu nămol activ. Acesta utilizează activitatea metabolică a unor grupe mixte de microorganisme capabile să degradeze substanțele organice până la dioxid de carbon și apă. Aceste grupe de microorganisme reprezintă biomasa ce include specii de protozoare, metazoare și ciuperci, ce își desfășoară activitatea metabolică în bioreactor. Substanțele organice prezente în apa uzată poartă numele de substrat. Acesta este compus preponderent din elemente principale (hidrogen, oxigen, azot), fosfor, potasiu, magneziu, cât și vitamine și oligoelemente. Rezultatul final al epurării biologice este reprezentat de degradarea substanței organice în procent de 40-60%, depinzând de tehnologia și echipamentele din stația de epurare, sub forma materialului celular insolubil, sedimentabil, precum și alți produși metabolici mai ușor de îndepărtat. Deși procesul de epurare biologică poate presupune activitatea unor grupe de microorganisme atât aerobe cât și anaerobe, prezenta teză se axează pe speciile aerobe prezente în bazinul de aerare al stației de epurare Mioveni.
Optimizarea procesului biologic de epurare cu nămol activ are în vedere scăderea costurilor energetice prin ajustarea factorilor biologici precum cantitatea de nămol activ și de substrat. Robescu[151] susține că optimizarea se realizează în două etape. Prima etapă constă în alegerea sistemului optim din mai multe variante, iar în cea de-a doua etapă se realizează dimensionarea optimă a unităților din sistemul adoptat. Aceste două etape au fost deja realizate în cadrul stației de epurare Mioveni, iar elementul de noutate adus de acestă teză este caracterizarea diversității microbiologice din bazinul de aerare.
Procesul de epurare cu nămol activ a fost descoperit de către Arden și Lockett[15] în anul 1914 în Anglia. În esență, influentul, prin compoziția sa, asigură hrana microorganismelor din bazinul de aerare. Materia organică biodegradabilă este transformată în bacterii noi și în produși finali (CO2, NO3 și SO4).
În anul 1992, Eckenfelder și Grau[16] au descoperit câteva caracteristici tipice ale nămolului activ:
particulele de materie organică diferă din punct de vedere al mărimii și compoziției chimice;
există o cultură multi-speciată de bacterii, iar acestea formează floconul de nămol activ;
debitul, temperatura, concentrația și compoziția apei uzate fluctuează în timp;
microorganismele prezente sunt capabile sa metabolizeze un numar foarte mare de compuși organici și să oxidere/reducă compuși ce conțin azot, fosfor, sulf;
există o mare varietate de posibilități în ceea ce proveste configurația reactorului.
Kiely[17] în anul 1997 a descris procedeul de îndepărtare a materiei organice din bazinul de aerare. Cercetătorul a evidențiat faptul că, dacă organismele heterotrofe sunt aprovizionate cu hrană (materie organică biodegradabilă) într-un mediu bine aerat, se petrec următoarele fenomene:
materia solubilă rapid biodegradabilă străbate pereții celulari ai microorganismelor și este rapid metabolizată;
materia particulată greu biodegradabilă este adsorbită și stocată de microorganisme. Această acțiune îndepărtează materia particulată și coloidală.
o parte din consumul chimic de oxigen este metabolizat și transformat în celule noi, iar ceea ce rămâne este implicat în procesul de transformare a energiei în sinteza celulelor noi.
în același timp există o pierdere netă de biomasă denumită pierdere endogenă de biomasă, unde microorganismele utilizează drept hrană materia deja stocată dar și alte celule moarte.
Ecuația biochimică de utilizare a materiei organice pentru respirația și sinteza celulelor ca substrat în procesul de epurare cu nămol activ este:
materie organică +O2 +nutrienți CO2 +NH3 +biomasă nouă +produși finali
Fig. 4. 1 Ecuația biochimică de utilizare a materiei organice de către bacterii
CAPITOLUL V – MODELE MATEMATICE UTILIZATE PENTRU STUDIUL PROCESELOR BIOLOGICE ÎN STAȚIILE DE EPURARE ALE APELOR UZATE
5.1 Introducere
Performanțele de oxigenare și eficiența procesului biologic depind de geometria bazinului de aerare. Problema principală în transferul de masă și în susținerea în stare de suspensie a flocoanelor de nămol activ este cea a repartiției de viteze cu identificarea zonelor de viteză mică și eventual maximă. În zonele cu viteză mică apar depozite de nămol prin sedimentarea flocoanelor, iar în cele cu viteze mari apare turbulența accentuată- flocoanele de nămol activ pot fi fragmentate. Sunt foarte multe cazuri în sistemul de aerare nu este proiectat conform formei și dimensiunii bazinului de aerare aferent.
Simularea sistemului de epurare cu nămol activ ce include fenomene ca oxidarea carbonului, nitrificare și denitrificare trebuie să țină cont de un număr mare de reacții între componentele acestuia. Pentru a putea fi fezabil, modelul trebuie să ia in considerare predicții realiste iar reacțiile trebuie să fie reprezentative pentru procesele fundamentale care se petrec în sistem. În acest context, termenul "proces" este folosit pentru a descrie un fenoment distinct ce are influență asupra unuia sau mai multe componente din sistem[1]. Modelul ar trebui să cunatifice coeficienții cinetici, atât cei ce sunt dependenți de concentrație cât și cei stoechiometrici (influența unei componente a sistemului asupra alteia într-o reacție). Identificarea proceselor importante și selectarea corectă a coeficienților cinetici și stoechiometrici este etapa cea mai importantă pentru realizarea unui model corect și fiabil.
5.2 Tipuri de modele
Modelele prezentate în această teză oferă o bază necesară dezvoltării viitoarelor modele și a ajustărilor îndeplinind o nevoie potențială pentru diferite aplicații practice în domeniul epurării apelor uzate.
Obiectivul principal al modelării proceselor de epurare biologică cu nămol activ este combinarea cunoștințelor privind dinamica procesului de epurare cu metodele matematice de estimare și identificare, pentru a obține cele mai simple modele capabile să descrie reducerea poluanților din apele uzate cu ajutorul microorganismelor din bioreactor.
Modelele matematice reprezintă o metodă excelentă de conceptualizare a cunoștințelor legate de un proces. Modelele sunt de asemenea utile in formularea ipotezelor și pentru introducerea unor idei noi, care ulterior vor fi validate sau revocate în realitate. Un model corect al unui proces permite predicția comportamentului procesului în diferite condiții și poate optimiza și controla un proces pentru un scop precis. De altfel, modelele sunt instrumente excelente pentru îndeplinirea diferitelor scopuri educaționale.
Modelul matematic este un instrument ce permite investigarea comportamentului static și dinamic al unui sistem fără a reduce numărul de experimente practice. În practică, o abordare experimentală are deseori limitări serioase ce rezultă în imposibilitatea folosirii modelelor matematice. Dintre limitările metodelor se menționează:
sunt foarte scumpe;
sunt foarte periculoase;
se desfășoară pe o perioadă de timp îndelungată.
5.2.1 Obiectivele modelării
Orice proces poate avea diferite modele adecvate, dar alegerea unuia dintre acestea trebuie să se facă luând în considerare obiectivele. Aceste decizii în legătură cu modelul ales trebuiesc făcute înaintea construirii modelului. Cele mai relevante obiective privesc – scopul, limitele sistemului, constângerile de timp și acuratețea modelului.
5.2.2 Scopul modelului
Există o varietate mare în ceea ce privește modelele, fiecare fiind potrivit pentru câte o aplicație diferită. Spre exemplu, modelele simple care pot fi bazate pe algoritmi de control pot fi complet inadecvate pentru simularea si predicția întregului comportament al procesului de siguranță și analiză operațională. O exprimare clară a intenției modelului este necesară ca un prim pas în stabilirea obiectivelor modelului. Aceasta presupune listarea tuturor variabilelor relevante ale procesului și precizia cu care acestea pot fi modelate.
Spre exemplu, în domeniul epurării apelor uzate se pot defini câteva scopuri generale pentru modelele matematice(Tabel 5.1).
Tabel 5.1. – Scopuri generale ale realizării modelelor matematice
5.2.3 Condițiile la limită ale sistemului
O alegere corectă a condițiilor la limită este necesară pentru ca toți parametrii dinamici ai procesului să fie modelați. Alegerea condițiilor la limită ce includ detalii nesemnificative vor duce la realizarea unui model cu prea mulți parametri. Acest fenoment poate devia de la înțelegerea dinamicii sistemului, iar modelele de calcul vor avea un cost mai ridicat. De cealaltă parte, definirea unor condiții la limită ce exclud caracteristicile importante ale procesului real pot conduce la răspunsuri inexacte ale dinamicității procesului, și la pierderea încrederii în precizia modelului final.
Dacă există o incertitudine a alegerii corecte a condițiilor la limită, un criteriu important este verificarea dacă alegerea unui flux ce trece prin condițiile la limită este ușor de caracterizat (contante, impulsuri). Dacă fluxurile sunt bine caracterizate atunci alegerea condițiilor la limită ale sistemului a fost efectuat corect.
5.2.4 Constrângeri temporale
Constrângerile temporale sunt termeni restrictivi importanți ce pot fi aleși înaintea construirii modelului dinamic. Cel mai frecvent, procesul va conține o plajă largă de activități dinamice cu timpi diferiți de răspuns. Caracterizarea constantelor de timp în proces poate varia din punct de vedere al ordinelor de mărime. Invariabilitatea modelării este corelată cu simularea pe o perioadă de timp definită. Spre exemplu, într-un proces de epurare cu nămol activ, dinamica concentrației oxigenului dizolvat are o constantă de timp cuantificată la ordin de minute iar dinamica populației biomasei este cuantificată la ordin de zile-săptămâni.
Pentru producerea unui model adecvat, persoana care realizează modelarea ar trebui să identifice acestă scară de timp și să nu modeleze un sistem latent din punct de vedere al dinamicii în afara plajei de valori temporale. Selecția unei scale de timp adecvată are avantajul evitării posibilității ca sistemul să fie ultra-stabil sau prea rigid[1].
5.2.5 Acuratețea
Realizarea unui model adecvat depinde de abilitatea de a prezice performanța sistemului într-o acuratețe prescrisă. Acuratețea va influența gradul de simplificare ce poate fi obținut în realizarea unui model. Este important să se specifice acuratețea dorită a modelului înainte ca acesta să fie construit, pentru a putea reflecta scopul modelului în cauză, și de asemenea aceasta trebuie confirmată în timpul validării modelului.
5.3 Tipuri de modele
Pentru aceste modele au fost făcute mai multe clasificări. Murthy și Jorgensen 1992[73] au realizat clasificări în funcție de filosofia de abordare:
5.3.1 Modelul reducționist vs modelul holistic
Modelele reducționiste sunt bazate pe tentative de includere a cât mai multe detalii posibile în model și pentru descrierea comportamentului unui sistem ca un efect net al tuturor proceselor. În contrast cu această abordare, modelele holistice sunt bazate pe câțiva parametri globali importanți și pe câteva principii generale.
5.3.2 Modele interne(mecanistice) vs modele externe(empirice)
Modelele interne sau mecanistice descriu un raspuns al sistemului ca o consecință a parametrilor de intrare folosind structura mecanistică a sistemului, pe când modelele externe (empirice) sunt bazate pe relații empirice între parametrii de intrare și de ieșire. Modelele externe tipice sunt modele de tip staționar. Un model mecanistic este un model bazat pe inginerie fundamentală și cunoștințe științifice legate de mecanismele fizice, chimice și biologice care afectează un sistem. Un model bazat pe principii elementare tinde să producă rezultate de încredere atunci când este folosit pentru extrapolare[3]. În sistemele complexe poate fi dificil de obținut relația fundamentală necesară pentru proces și, deci, modelul trebuie bazat pe relații empirice. În practică, modelele oferă o combinație între modelele empirice și mecanice, folosind diferite concepte la diferite nivele de rezoluție. Ca exemplu, rata de creștere microbiană este în cele mai multe cazuri un parametru empiric, dar debitul de apă și masa de substanță sunt tratate ca fiind parametrii fizici. Modelele externe pot fi folosite pentru obținerea descrierilor simplificate a situațiilor în care validitatea modelelor interne este acceptată la scară largă. Spre exemplu, parametrii empirici ai corelației turbulente sunt folosiți în ecuații ce descriu valori ale curgerii tubulente, deoarece soluția ecuației Navier-Stokes este prea dificilă de folosit[4].
Procesul de epurare cu nămol activ este unul dintre cele mai importante exemple de biotehnologie de mediu ce se bazează pe comunități microbiene dinamice, diverse și complexe pentru îmbunătățirea calității apei uzate[1,2]. Aceste comunități microbiene trăiesc în bazine de aerare și pot forma fie flocoane de nămol fie biofilme încorporate în substanța intercelulară a substanțelor polimerice extracelulare[3]. Procesul de epurare cu nămol activ este utilizat la scară largă datorită caracteristicii sale de a fi o biotehnologie robustă pentru epurarea și îmbunătățirea calității apelor uzate cu considerație față de degradarea materiei organice cu ajutorul oxigenului, distrugerea substanțelor toxice și îndepărtarea nutrienților[4].
Proiectarea și funcționarea actuală a bazinelor de aerare sunt bazate pe relații empirice observate între performanța bioreactorului și a parametrilor operaționali[6,7]. Însă, în ceea ce privește partea microbiană, în mod uzual, dinamica și complexitatea populației de microorganisme, cât și rata metabolică sunt ignorate atunci când se realizează proiectarea bazinului[8].
În anul 2000, Hashsham și Fernandez[10] au investigat structura comunității microbiene în raport cu performanța reactorului, și au modificat diferiți parametrii pentru a face aceste comunități mai robuste și mai rezistente la schimbările din mediul apos.
Natura complexă și variată a materiei organice asigură oxidarea acesteia la diferite viteze. Spre exemplu, o rata de respirație mare este măsurată la intrarea în bazin și ajunge la 500 mg [mgO2/g*h], cu un declin gradual al ratei de respirație la sub 50[mgO2/g*h] la ieșire. O parte din materia organică este oxidată până la mineralizare, în timp ce restul este convertit în material celular nou, prin asimilație.
Procesul de epurare biologică cu nămol activ constă în două faze, aerare și sedimentarea nămolului. Cele mai importante componente ale procesului sunt arătate în Tabelul 5.2. În prima fază, apa uzată cu nămolul activ este introdusă în bazinul de aerare ce conține populația microbiană mixtă, si aerul este adăugat fie prin agitarea suprafeței, fie cu ajutorul difuzorilor ce conțin aer comprimat situați la baza reactorului.
Tabel 5.2 Descrierea echipamentelor și proceselor din stația de epurare în etapa de epurare biologică
5.4 Modelul ASM1
În anul 1983, International Water Association (IWA) a format un grup de cercetători cu scopul de a dezvolta și facilita metodele practice de proiectare și operare a sistemelor biologice de epurare ale apelor uzate.
Rezultatul acesui studiu a fost realizarea ASM1 (Activated Sludge Model 1)[4]. Acest model utilizează 13 varibile și descrie procesul de îndepărtare a azotului și a carbonului din apa uzată.
Dezavantajul acestui model este complexitatea acestuia, ceea ce îl face dificil de utilizat într-un sistem controlat. Totuși, a fost realizată o variantă simplificată a acestui model luând în considerare influența parametrilor semnificativi pe o perioadă mai scurtă de timp, începând de la câteva ore până la câteva zile. Datorită modificării scării de timp, s-a considerat că anumiți parametri ce au o evoluție lentă sunt constanți, iar cei cu evoluție rapidă sunt neglijați[5].
Sistemele biologice de epurare ale apelor uzate sunt procese complexe, nelineare, multivariabile, ce pot furniza informații despre caracteristicile influentului, structura și parametrii modelului. Pot fi distinse două abordări pentru controlul unui asemenea proces. Prima abordare ia în considerare etapele procesului de epurare fără nicio influență externă și controlează separat cele mai importante variabile; cea de-a doua ia în considerare modelul teoretic ce a fost îmbunătățit periodic de către cercetători, iar îmbunătățirile sunt legate de tipul de model matematic utilizat și de variabilele estimate.
Controlul concentrației de oxigen dizolvat în bazinul de aerare este una dintre cele mai mari probleme în operarea unei stații de epurare deoarece un nivel optim de oxigen dizolvat permite dezvoltarea microorganismelor implicate în procesul de epurare[6]. Ultimele studii ale cercetătorilor s-au bazat și pe îndepărtarea azotului și fosforului[7]. Utilizarea modelelor teoretice simplificate permit aplicarea unor tehnici de control avansat al proceselor de epurare biologică[8]. În utilizarea modelului complex ASM1 problema controlului automat a devenit foarte complicată.
Modelul ASM1 este un model clasic în care tehnicile de control folosite sunt aranjate ierarhic, pe o structură cu trei nivele[8](Tabel 5.3) . Pe cel mai înalt nivel este calculată o traiectorie stabilă a procesului pentru o anumită perioadă de timp. Pe nivelul de mijloc se dezvoltă o traiectorie optimizată pentru oxigenul dizolvat și debitul nămolului activ recirculat. Pe ultimul nivel se realizează controlul concentrației de oxigen dizolvat bazat pe referințe și valori prestabilite. O abordare adecvată pentru acest tip de proces este bazată pe controlul strategiilor de inteligență artificială[10-12].
Tabel 5.3 – Nivelele ierarhice ale modelului ASM1[169]
ASM1[13] se prezintă sub forma unei matrici ce utilizează formule existente și acceptate pentru epurarea apelor uzate (Tabel 5.4). Aceste formule derivă din analize microbiologice ale apelor uzate. Cultura bacteriană din stația de epurare a apelor uzate se divide în două categorii – biomasă heterotrofică și biomasă autotrofică. Aceste două culturi sunt modelate în funcție de timpul în care degradează substratul și îndepărtează azotul din sistemul de epurare.
ASM1 utilizează valori ale parametrilor și coeficienților cinetici obținute din studii efectuate de către cercetători pe un bioreactor standard[15-17].
Conform Metcalf et al[15] parametrii importanți considerați de către ASM1 sunt:
Xi = materie organică particulată inertă (mg/L)
Acest parametru cuantifică materia organică din influent ce nu reacționează în bazinul de aerare. Aceasta este dependentă de sursa apei uzate. De obicei aceasta este cantitatea cea mai mare care sedimentează în decantorul secundar.
XS= substrat lent biodegradabil (mgCCO/L)
XS este reprezentat de cantitatea de materie organică considerabil mai mică decât Xi, dar care nu poate fi dizolvată în influent. Acestă materie organică va fi degradată în bioreactor dacă timpul de retenție este suficient de mare. Dacă nu va putea fi dizolvată, va sedimenta în decantorul secundar.
XBH= biomasa heterotrofă (mgCCO/L)
Biomasa heterotrofă reprezintă concentrația de bacterii prezente în bioreactor ce folosesc carbon organic pentru crearea unei noi biomase. Aceste tipuri de bacterii utilizează ca sursă de hrană substratul din bioreactor.
XBA= biomasa autotrofă (mgCCO/L)
Biomasa autotrofă reprezintă concentrația de bacterii din bioreactor ce folosesc surse de carbon, exceptând carbonul organic ca sursă de hrană și pentru creșterea celulară. Aceste bacterii sunt populații nitrificatoare.
XD= biomasă rezultată din liza celulelor (mgCCO/L)
Si= materie organică inertă solubilă (mgCCO/L)
Acesta este concentrația de materie organică prezentă în influent ce nu va fi degradată în bioreactor și depinde de asemenea de sursa de apă uzată.
SS= substrat ușor biodegradabil (mgCCO/L)
Tabel 5.4 – Matricea procesului ASM[14]
SS reprezintă sursa de carbon utilizată de către biomasa heterotrofă.
OD= oxigen dizolvat (mgO2/L)
SNO= concentrația de azot și nitriți (mgN/L)
SNH= concentrația de azot amoniacal (mgN/L)
SND= concentrația de azot organic biodregradabil solubil (mgN/L)
XND= azot organic particulat degrababil (mgN/L)
SALK= alcalinitate (moli)
Alcalinitatea depinde de cantitatea de carbonați, bicarbonați și hidroxizi prezenți în apa uzată.
De asemenea, pentru simplificarea modelului se vor lua în considerare un număr de variabile din ecuații ca fiind constante. Aceste valori sunt exemplificate în Tabelul 5.5.
Tabel 5.5 Valori tipice ale parametrilor din modelul ASM1[14]
5.5 Modele matematice teoretice
În anul 2011, Olosutean a realizat un studiu asupra modelării și optimizării procesului de epurare biologică cu nămol activ a apelor uzate urbane[148]. Acesta a centralizat modelele matematice folosite până în prezent pentru simularea acestui procedeu de epurare.
Conform acestuia, cele mai importante modele aparțin:
5.2.1 McKinney
McKinney a formulat următoarele ipoteze:
unde Y – concentrația de substrat din bazinul de aerare, Y0 – concentrația de substrat din bazinul de aerare la timpul T=0, k – constantă de viteză, TRH – timpul de retenție hidraulic iar M- masa bacteriană.
5.2.2 Eckenfelder
Eckenfelder a formulat următoarele ipoteze:
unde X – concentrația de nămol activ din bioreactor, y – coeficientul de productivitate al nămolului activ, iar b -rata de respirație endogenă.
5.2.3 Lawrence și McCarty
Lawrence și McCarty au formulat următoarea ipoteză:
5.2.4 Gaudy
Gaudy a formulat următoarea ipoteză:
Prezenta teză pornește de la modelele cercetătorilor McKinney, Lawrence și Mccarty, Eckenfelder și Gaudy deoarece sunt cele mai relevante pentru modelările și simulările matematice ale proceselor biologice.
Fiecare dintre cercetători au avut căi diferite de dezvoltare a modelului matematic final, însă se poate observa faptul că modelele propuse de McKinney și Eckenfelder sunt aproape identice.
Pentru dezvoltarea modelului matematic original s-a pornit de la formula lui Gaudy deoarece aceasta este cea mai relevantă pentru cazul studiat.
Desigur, pentru definirea componentelor și calibrarea acestora s-a pornit de la modelul ASM1.
Starea sistemului de tratare a apelor reziduale control, modelele dinamice și aplicațiile au fost revizuite de către Andrews[8] și Olson[9]. Comportamentul dinamic al procesului cu nămol activ a fost studiat folosind simularea pe calculator propusă de Busby[10] . Modelul include ecuațiile de masă a diferiților constituenți din influent și consideră nămolul ca fiind structură compusă din masa activă, masa inertă, și masa stocată. Attir[11] a descris rezultatele unui studiu de simulare a dinamicii și controlul procesului de nămol activ , folosind un model de sedimentare continuă care reprezintă mai multe modele distincte de operare. Interacțiunile dinamice dintre bioreactor și decantor sunt considerate deosebit de importante. Modelul dinamic de nitrificare în procesul cu nămol activ a fost dezvoltat experimental și studiul de simulare a fost prezentat de către Poduška[12]. Cliff[13] a prezentat un model de estimare a dinamicii cu utilizarea oxigenului în procesul de namol activ.
Toate modelele menționate sunt modele dinamice complexe, care descriu procesul biologic de epurare cu nămol activ cu ecuații deterministe. Ecuațiile cinetice de tip Michaelis-Menten pentru oxidarea biologică a unui substrat și ecuații cinetice de tipul Monod pentru creșteri microbiologice au fost luate în considerare în această lucrare.
Modelele structurate conțin un set de ecuații diferențiale , în care constantele cinetice apar într-un mod neliniar. Valorile acestor parametrii cinetici sunt uneori dificil de determinat cu precizie.
Specchia[14] a propus un model matematic simplificat pentru predicția comportamentului dinamic al unei stații de epurare ce utilizează nămol activ compact bazat pe ecuațiă cinetică de tipul Monod. Vârsta nămolului (timp de retenție al solidelor-TRH) afectează în mod semnificativ calitatea tratamentului biologic.
Există diferite concluzii ce încurajează utilizarea ecuației de tip Monod pentru descrierea comportamentului dinamic în literatura de specialitate[14][17] . O abordare diferită a fost urmată de formularea unui model al doilea pentru procesul de epurare de nămol activ[18][19], pe baza utilizării teoriei pradă-prădător (predator-prey). O altă abordare reprezintă utilizarea modelării statistice a procesului de nămol activ de Hansen[20] .
Rata de utilizare a substratului rs este legată atât de concentrația biomasei cât și de concentrația de substrat conform relației Michaelis-Menten:
unde X- concentrația microorganismelor din nămolul activ, Y – concentrația substratului, Ks- constanta de saturație la jumătate.
Relatia dintre creșterea microbiologică și utilizarea substratului a fost formulată de către Monod[21].
5.6 Concluzii
Obiectivul principal al modelării proceselor de epurare biologică cu nămol activ este combinarea cunoștințelor privind dinamica procesului de epurare cu metodele matematice de estimare și identificare, pentru a obține cele mai simple modele capabile să descrie reducerea poluanților din apele uzate cu ajutorul microorganismelor din bioreactor.
ASM1(Activated Sludge Model 1) a fost dezvoltat de IWA. Acest model utilizează 13 varibile și descrie procesul de îndepărtare a azotului și a carbonului din apa uzată. Dezavantajul acestui model este complexitatea acestuia, ceea ce îl face dificil de utilizat într-un sistem controlat. Totuși, a fost realizată o variantă simplificată a acestui model luând în considerare influența parametrilor semnificativi pe o perioadă mai scurtă de timp, începând de la câteva ore până la câteva zile. Datorită modificării scării de timp, s-a considerat că anumiți parametri ce au o evoluție lentă sunt constanți, iar cei cu evoluție rapidă sunt neglijați.
Sistemele biologice de epurare ale apelor uzate sunt procese complexe, nelineare, multivariabile, ce pot furniza informații despre caracteristicile influentului, structura și parametrii modelului. Pot fi distinse două abordări pentru controlul unui asemenea proces. Prima abordare ia în considerare etapele procesului de epurare fără nicio influență externă și controlează separat cele mai importante variabile; cea de-a doua ia în considerare modelul teoretic ce a fost îmbunătățit periodic de către cercetători, iar îmbunătățirile sunt legate de tipul de model matematic utilizat și de variabilele estimate.
Controlul concentrației de oxigen dizolvat în bazinul de aerare este una dintre cele mai mari probleme în operarea unei stații de epurare deoarece un nivel optim de oxigen dizolvat permite dezvoltarea microorganismelor implicate în procesul de epurare. Ultimele studii ale cercetătorilor s-au bazat și pe îndepărtarea azotului și fosforului. Utilizarea modelelor teoretice simplificate permit aplicarea unor tehnici de control avansat al proceselor de epurare biologică. În utilizarea modelului complex ASM1 problema controlului automat a devenit foarte complicată.
Modelul ASM1 este un model clasic în care tehnicile de control folosite sunt aranjate ierarhic, pe o structură cu trei nivele(Tabel 5.3). Pe cel mai înalt nivel este calculată o traiectorie stabilă a procesului pentru o anumită perioadă de timp. Pe nivelul de mijloc se dezvoltă o traiectorie optimizată pentru oxigenul dizolvat și debitul nămolului activ recirculat. Pe ultimul nivel se realizează controlul concentrației de oxigen dizolvat bazat pe referințe și valori prestabilite.
CAPITOLUL VI – CERCETĂRI EXPERIMENTALE ÎN STAȚIA DE EPURARE MIOVENI
6.1 Stația de epurare Mioveni – Localizare
Stația de epurare Mioveni este amplasată în Mioveni, județul Argeș, pe raza cartierului Colibași, la 300 m de șoseaua Pitești-Câmpulung, în bazinul hidrografic Râul Doamnei ce constituie emisarul. A fost pusă în funcțiune în anul 1985 și a fost proiectată pentru un debit maxim de epurat de 166[L/s] cu un randament de 89% pentru CBO5 si 78% pentru suspensii[155].
6.1.1 Norme în vigoare privind condițiile decărcării apelor uzate epurate în emisar
O stație de epurare, poate fi conformă cu legislația în vigoare pentru deversarea apelor reziduale epurate în emisar dacă respectă valorile limită pentru indicatori și poluanți. Aceste valori sunt prezentate în Tabelul 6.1.
Condițiile de descărcare în mediul acvatic a apelor epurate sunt prevăzute în HG 188/2002 , care cuprinde normativele:
– NTPA 001/2002, care reglementează limitele de încărcare cu poluanți a apelor industriale și orășenești, la evacuarea în receptorii naturali;
Tabelul 6.1. – NTPA-001/2002, din 28.02.2002 [157]
6.2 Tehnologii de epurare
Noua Stație de Epurare este proiectată la un debit de 242[L/s].
Fluxul tehnologic cuprinde:
1.Treapta de epurare mecanică;
2.Treapta de epurare biologică;
3.Treapta de tratare a nămolului.
În treapta de epurare mecanică are loc eliminarea din apele uzate a corpurilor mari(Fig.6.1), a impurităților care se depun și a celor care plutesc. În această treaptă se rețin suspensiile grosiere și cele fine. Pentru reținerea lor se utilizează grătarele rare, sitele, separatorul de grăsimi, deznisipatorul(Fig.6.5) și decantoarele. Tot aici se găsește o instalație de preluat ape uzate fecaloide și un bazin pentru desfosforizare chimică (adăugare de clorură ferică sau sulfat feros).
Fig. 6. 1 Grătare dispuse la intrarea în stația de epurare – Gratarele deservesc la reținerea corpurilor mari, reducerea dimensiunilor materialelor și protecția echipamentelor din aval. În acestă etapă se rețin 3 până la 5% din corpuri.
Fig. 6. 2 – Prelevare probă intrare în stația de epurare- la intrarea apei uzate în stația de epurare Mioveni s-a prelevat o probă pentru compararea acesteia cu o probă de la ieșirea din stația de epurare.
Fig. 6. 3 – Probă apa uzată intrare
Fig. 6. 4 – Senzor monitorizare concentrație de oxigen din influent
Fig. 6. 5 Deznisispator si separator de grăsimi – Aceste camere sunt dedicate îndepărtării pietrișului, nisipului și grăsimilor, prin separarea gravitațională, decantarea în bazin de sedimentare specializat – cuplarea separatorului de grăsimi cu deznisipator – și realizarea flotației în decantoarele flotatoare.
Epurarea biologică este procesul tehnologic prin care impuritățile organice din apele uzate sunt transformate de către o cultură de microorganisme în produși de degradare mai ușor de îndepărtat(CO2,H2O). Rolul principal în epurarea biologică este deținut de către bacterii. Acestea consumă substanțele organice din apele uzate și pot trăi în prezența sau în absența oxigenului.
Această treaptă de epurare este compusă din:
-bazin de nitrificare-denitrificare (Fig.6.3);
-echipament de aerare cu bule fine;
-stație de suflante;
-decantor secundar longitudinal(Fig.6.6, 6.7, 6.8);
-decantor secundar radial(Fig.6.9);
-stație automată de pompare nămol recirculat și în exces;
-dezinfecție cu ultraviolete(Fig.6.10).
Fig. 6. 6 Bazin de nitrificare-denitrificare – în aceste bazine se realizează etapa de epurare biologică. Stația de epurare Mioveni folosește procedeul de epurare cu nămol activ. Astfel, se realizează îndepărtarea substanțelor organice solubile, în stare colidală sau fine ce nu au putut fi reținute în etapa fizică. Acest proces se bazează pe activitatea microorganismelor ce realizează degradarea materiei organice în prezența oxigenului, deoarece pe fundul bazinului se regăsesc difuzori pe unde se introduce aerul.
Fig. 6. 7 – Bazin de aerare
Fig. 6. 8 Decantor secundar longitudinal – În decantor se realizează procesul de sedimentare. Procesul de sedimentare se referă la procesul fizic de separare din apele uzate a particulelor solide organice sau anorganice prin depunere gravitațională în bazine cu regim hidraulic cotrolat.
Fig. 6. 9 Decantor secundar radial – Diferența dintre decantorul secundar longitudinal și cel radial este reprezentată de formă, de existența unui pod raclor și de faptul că apa uzată se introduce prin mijlocul bazinului, iar evacuarea se realizează prin colectarea apei de pe întreaga circumferință exterioară.
Treapta de tratare a nămolului este compusă din:
– bazin de acumulare nămol în exces(6.12);
– instalație de îngroșare a nămolului în exces stabilizat;
– instalație de deshidratare nămol în exces îngroșat;
Fig. 6. 10 Cămin dezinfecție cu ultraviolete – Dezinfecția cu ultraviolete se realizează cu ajutorul unei instalații care dezinfectează apa epurată, prin distrugerea microorganismelor dăunatoare din și de la suprafața apei precum și a celor din aer, radiația UV distrugând în interval de ordinul secundelor germenii patogeni fără a produce efecte secundare[152].
Statia de Epurare cuprinde și un sistem care asigură comanda, automatizarea și transmiterea datelor la distanță – sistem tip SCADA cu transmiterea datelor de la senzori la calculatorul central prin GSM[152].
Stația de Epurare are laborator un propriu de analize fizico-chimice dotat cu aparatură de ultimă generație. Analizele fizico-chimice din cadrul laboratorului se desfășoară pentru analizarea indicatorilor de calitate pe fluxul tehnologic de epurare a apei, pentru monitorizarea agenților economici potențiali-poluatori care deversează în rețeaua de canalizare cât și pentru terți. Toată gama de încercări fizico-chimice se efectuează conform :,,Autorizației de Mediu’’, ,,Autorizației de gospodărire a apelor’’ și prin legislația aplicabilă în domeniu[152].
Fig. 6. 11 Bazin de acumulare namol în exces nămolul în exces este îngroșat într-o instalație cu presă melc și sită specială. Înainte de îngroșare nămolul este tratat cu o soluție de polielectrolit pentru floculare și îmbunătațirea îngroșării. Nămolul pătrunde apoi în presă de nămol unde datorită creșterii continue a presiunii în melc are loc deshidratarea acestuia. Nămolul deshidratat se evacuează în container prin intermediul unui transportor elicoidal.
Recoltarea probelor (Fig. 6.8) și efectuarea analizelor (Fig.6.9) se face în mai multe secțiuni din fluxul tehnologic pentru a obține informațiile necesare operării procesului de epurare în condiții optime și reintroducerea în emisar a unei ape epurate care sa corespunda cerințelor legale în vigoare.
Proba din partea dreaptă a fost recoltată din influent pentru o vizualizare mai accentuată a turbidității față de proba recoltată din efluent. Diferențele dintre aceste două probe nu sunt reprezentate doar de aspect ci și de proprietățile biochimice diferite.
Fig. 6. 12 Probe recoltate (stanga- ieșire, dreapta- intrare) – Probele de apă au fost prelevate de la intrarea în stația de epurare și de la ieșirea din stația de epurare. Se poate observa că există o turbiditate mai scăzută la proba prelevată de la ieșire. Desigur, este și epurată din punct de vedede biologic, nu doar fizic.
Fig. 6. 13 Kit-uri anlize în laborator – Kit-urile de analize prezente în laborator sunt utilizate pentru determinarea parametrilor CBO5, CCO-Cr, azotați și azotiți.
Fig. 6. 14 Analizarea probelor – Spectrofotometru și balanță electronică
Fig. 6. 15 – Analizarea probelor la spectrofotometru
Fig. 6. 16 – Din probele recoltate de la intrare și de la ieșire se realizează analize în ceea ce privește concentrația de CBO, azotați, azotiți, nitrați.
Fig. 6. 17 – Fiola prezentată în această imagine conține o mostră din influent și o cantitate standard de activator pentru realizarea analizelor la spectrofotometru
Fig. 6. 18 – Măsurarea indicelui volumetric de nămol din bazinul de aerare – Este parametrul utilizat pentru a caracteriza sedimentarea nămolului activ și reprezintă volumul ocupat de 1 g de suspensii solide din lichidul mixt decantat în 30 de minute.
6.3 Recoltarea probelor de nămol activ de la stația de epurare Mioveni
Prelevarea probelor de nămol activ pentru realizarea analizelor microbiologice s-au realizat la Stația de epurare Mioveni, în luna Iulie 2015.
Din bazinul de aerare, de deasupra unui difuzor, au fost luate probe de nămol activ cu ajutorul unui prelevator special. Amestecul lichid de apă uzată și nămol activ a fost apoi depozitat în recipiente de plastic (sticle de plastic de 0.5L) (fig 6.22).
Au fost realizate patru prelevări:
Două prelevări de la suprafața liberă amestecului lichid din bazinul de aerare, fiecare de câte 0.5L (Fig 6.19);
Două prelevări de la 10 cm sub suprafața liberă a amestecului lichid din bazinul de aerare, fiecare de câte 0.5L (Fig 6.23);
Toate probele au fost ținute la o temperatură scăzută în frigider pentru a menține floconul de nămol activ în suspensie, urmând apoi să fie analizate la microscop la Institutul Național de Cercetare Dezvoltare pentru Protecția Mediului.
Probele au fost recoltate din bazinul de aerare, zona de nitrificare. Din această zonă au fost prelevate 4 probe de câte 0.5 L fiecare. Probele au fost depozitate în sticle de plastic și ținute la rece până când au ajuns la laboratorul microbiologic.
Fig. 6. 20 Prelevare probe cu prelevator special – două prelevări de la suprafața liberă a amestecului lichid din bazinul de aerare, fiecare de câte 0.5L
Fig. 6. 23 Prelevare probe cu prelevator special din bazinul de nitrificare – două prelevări de la 10 cm sub suprafața liberă a amestecului lichid din bazin, fiecare de câte 0.5L.
Fig. 6. 22 Containere plastic folosite pentru depozitarea probelor de nămol activ
S-au realizat patru prelevări, două de la suprafața bazinului de aerare, iar celelalte două de la o adâncime de aproximativ 10 cm de la suprafața liberă a bazinului. Această metodologie de prelevare a fost necesară pentru a se putea observa ce grupe de microorganisme există pe fiecare strat din bioreactor.
Al doilea set de prelevări s-a realizat în luna septembrie a anului 2015. Aceste probe au fost analizate la respirometru în vederea obținerii valorilor ratei de respirație endogenă și a vitezei de consum a oxigenului, precum și pentru calcularea coeficienților cinetici folosiți în modelul matematic elaborat.
Probele pentru analiza respirometrică au fost prelevate din nămolul recirculat (Fig.6.14) întrucât metodologia prevede că această metodă este relevantă pentru obținerea datelor cu o eroare foarte mică.
Fig. 6. 23 Prelevare nămol activ recirculat
Pobele prelevate au fost ținute în suspensie într-un bazin de aerare de laborator cu ajutorul unei instalații de suflante de aer. Analizele respirometrice au avut loc pe o perioadă de circa o lună de la prelevarea probelor.
In situ s-au realizat pe perioada anului 2014 analize lunare pentru obținerea valorilor următorilor parametri – CBO5, CCO-Cr, Oxigen Dizolvat (OD) și materii totale în suspensie (MTS). Variația valorilor lunare ale acestor parametri sunt evidențiate în graficele din Figurile 6.25, 6.27, 6.29 și 6.31. Eficiența de îndepărtare a CBO5, CCO-Cr și MTS este evidențiată în graficele din Fig. 6.26, 6.28 și 6.30.
Fig. 6. 24 Valorile CBO5intrare (albastru) și CBO5ieșire (portocaliu) pe parcursul celor 12 luni din 2014
Fig. 6. 25 Eficiența de îndepărtare a CBO5 se situează în jurul valorilor de 85 – 95% ceea ce indică faptul că în bazinul de aerare se realizează o epurare eficientă.
Fig. 6. 26 Valorile CCO-Crintrare (albastru) și CCO-Crieșire (portocaliu) pe parcursul celor 12 luni din 2014
Fig. 6. 27 – Eficiența de îndepărtare a CCO-Cr se situează în jurul valorilor de 85 – 95% ceea ce indică faptul că în bazinul de aerare se realizează o epurare eficientă.
Fig. 6. 28 Valorile MTSintrare (albastru) și MTSieșire (portocaliu) pe parcursul celor 12 luni din 2014
Fig. 6. 29 – Eficiența de îndepărtare a MTS
Fig. 6. 30 Valorile Oxigenului dizolvat măsurat de senzori în bioreactor pentru cele 12 luni ale anului 2014
6.4 Interpretare date și concluzii
În urma analizei diagramei 6.26 se poate observa faptul că valoarea eficienței de îndepărtare CBO5 se situează în jurul valorilor de 93-97%, ceea ce reprezintă faptul că se realizează o epurare biologică eficientă, din analiza diagramei 6.28 rezultă faptul că eficiența de îndepărtare a CCO-Cr se situează în jurul valorilor de 85 – 96% iar eficiența de îndepărtare MTS (Fig.6.30) este de aproape 95%. În figura 6.31 este evidențiată distribuția lunară valorilor oxigenului dizolvat pe perioada anului. Se poate observa faptul că în luna aprilie este cea mai mare valoare de oxigen dizolvat, atât la intrarea cât și la ieșirea din bazin.
CAPITOLUL VII – CERCETĂRI EXPERIMENTALE ÎN LABORATOR
7.1 Introducere
Rata de absorbție a oxigenului este un parametru ce poate fi folosit pentru evaluarea vitezei activităților metabolice ce au loc în procesele de epurare ale apelor uzate cu nămol activ. Scopurile acestor teste sunt:
estimarea valorilor parametrilor cinetici și stoichiometrici
obținerea datelor necesare pentru evaluarea activității nămolului utilizând termenul de rată de respirație endogenă a substratului
determinarea gradului de stabilizare a substratului după digestia aerobă
7.2 Analize respirometrice
BM-T este un analizator respirometric de laborator. Acesta poate fi un sistem complex pentru proiectarea, modelarea, controlul și protecția proceselor biologice ce se desfăsoară în stațiile de tratare a apelor reziduale. Poate fi utilizat de asemenea ca un echipament de testare pentru reziduurile industriale.
Echipamentul are la bază un sistem deschis ce permite utilizarea acestuia într-un număr nelimitat de aplicații, iar operatorul poate efectuă testele cu o flexibilitate absolută.
Principiul respirometriei are la bază aportul de oxigen al microorganismelor ce se găsesc în nămolul activ din reactorul biologic al stației de epurare.
Utilizarea acestuia are la bază o metodă cu circuit închis, prin efectuarea de măsurători în mod continuu al oxigenului dizolvat din nămolul activ precum și din alte amestecuri ce se formează în reactor. Oxigenul dizolvat devine în această situație, rezultatul respirației microorganismelor, în nămolul activ din substrat (materie organică și amoniac), precum și a consumului necesar propriei supraviețuiri (respirație endogenă). La utilizarea acestui echipament într-o stație de epurare (SEAU), se va instala automat o fereastră ce va permite vizualizarea, analiza și diagnosticarea preceselor ce au loc sau ce pot avea loc în nămol în timpul tratării apelor reziduale.
7.3 Componentele sistemului BM-T
Fig. 7. 1 Componentele sistemului BM-T
1. Conectorul senzorului de oxigen
2. Conectorul sursei de aer
3. Conectorul motorului agitatorului
4. Controller de oxigen
5. Tub siliconic flexibil pentru sursa de aer
7. Sistemul de agitare
7. Ansamblul capacelor vasului de reacție
8. Supapa de ventilație
9. Tubulatura pentru transportul fluidelor
10. Senzor pentru oxigenul dizolvat
11. Axul motorului de agitare
12. Tuburile de intrare și de evacuare ale vasului de reacție
13. Protecție împotriva spumării
14. Pompa peristaltică
15. Vas de reacție format din camera de conditionare (A) și camera de reacție (R)
17. Protecție termostat
17. Valve hidraulice manuale pentru conectarea la termostat
18. Tuburi de silicon pentru apă
19. Difuzor de aer
20. Elementul de agitare din zona de condiționare (A)
21. Valva monosens
22. Platan separare între A si R
23. Elementul de agitare din camera de reacție
24. Comutator
25. Panoul de comanda
27. Cablu RS232 pentru conectare la PC
27. PC
28. CD cu soft BM-T
29. Difuzor de rezervă
30. Baie termostatată
31. Vas din plastic pt stocarea apei
32. Piese de conectare a furtunurilor
Fig. 7. 2 Componente sistemului BM-T
Fig. 7. 3 Panoul de comandă
Panoul de comandă
1. Martor luminos al funcționarii agitatorului
2. Comutator agitator
3. Martor luminos al sistemului de aerare
4. Comutator sistem de aerare
5. Sistem de reglare al debitului de aer (%)
7. Martor luminos funcționare pompă
7. Martor luminos alimentare curent
8. Comutator reglare viteză pompă
9. Comutator de selectare al modului de lucru: normal (N) sau vitezăciclică de consum a oxigenului (C)
7.4 Etape premergătoare derulării testelor respirometrice
Înaintea inițierii unui nou test este necesară pregărirea probelor conform următoarelor condiții:
Nămolul activ trebuiesă fie colectat dintr-un reactor biologic al unei stații de epurare (bazin de aerare), din etapa finală sau cea de început a procesului (în funcție de aplicație). Pentru testele corespunzătoare efluentului final se recomandă utilizarea nămolului recirculat. În cazul în care se solicită prepararea unui amestec de nămol activ și solide în suspensie, se va utiliza nămol recirculat și influentul din reactorul biologic.
Pentru a preveni contaminarea cu impurități solide de dimensiuni mari este recomandată filtrarea nămolului.
În mod normal la derularea modului de lucru R precum și în aplicațiile aferente testului pentru respirație endogenă, consum de oxigen si CCObiodegradabil (fracția biodegradabilă a CCO) se va utiliza nămol activ aflat în faza de respirație endogenă. Această stare poate fi atinsă prin colectarea acestuia din zona de recirculare a nămolului și apoi aerat timp de 24 de ore. În cazul în care nămolul va fi utilizat în determinarea CCObiodegradabil este absolut necesară adăgarea unui inhibitor de nitrificare (Allylthiourea).
Pentru teste și aplicatii de viteza de consum a oxigenului și viteza specifică de consum a oxigenului nămolul trebuie colectat dintr-o mostră reprezentativă de amestec de nămol activ și solide în suspensie sau din nămol recirculat, pentru a putea fi amestecat cu volume proporționale de apa uzată[153].
Pentru a efectua o analiză se recomandă utilizarea unei probe cu volumul de 1 litru. De aceea se vor efectua prelevări de probe cu volumul minim de 2 litri.
Trebuie luat in considerare faptul că, în cazul efectuării unui test de respirație endogenă în vederea determinării consumului de oxigen [mg/L], nămolul se poate reutiliza.
În cazul în care nămolul colectat nu este utilizat imediat, se recomandă depozitarea acestuia într-un vas cu difuzori de aerare pentru a fi menținut în stare activă.
7.5 Testul pentru identificarea curbei de respirație endogenă
Pentru realizarea testului respirație endogenă, s-a accesat din fereastra de configurație opțiunea R Test. În urma acestui test se pot obține valori referitoare la respirația endogenă , respirația endogenă specifică, consumul de oxigen și fracția de CCObiodegradabil.
S-a utilizat nămol colectat de la ieșirea din bazinul de aerare, aerat timp de 24 de ore pentru a putea trece în faza de respirație endogenă.
În cazul proceselor de aerare extinse există posibilitatea ca nămolul colectat sa se afle deja în starea de respiratie endogenă, situație în care nu mai este necesară aerarea probelor timp de 24 de ore.
În fereastra de configurație(Fig.7.4) se observă următoarele câmpuri care trebuiesc completate de către utilizator:
Fig. 7. 4 – Fereastra de configurație – La pornirea softului BM-T de pe calculatorul conectat la respirometru apare această fereastră ce trebuie completată cu volumele de analizat și trebuie selectat tipul testului ce urmează a fi efectuat.
Test type: se selectează testul pentru respirația endogenă;
Name: numele testului distribuit de către utilizator;
Operator: numele operatorului;
Temp: temperatura la care urmează să se efectueze testul;
Act.int: Intervalul de timp în care datele masurate sunt actualizate în graficul analizei respirometrice;
Vf: volumul (mL) de nămol activ din vasul de reacție (1000 mL);
Vm: volumul de probă (mL) ce se va adauga peste nămol;
Solids: concentrația MLSS (suspensiile volatile solide din amestecul de apă uzată și nămolul activ. Această valoare va influența doar determinarea curbei de respirație endogenă specifică;
fd: factorul de dilutie. I se poate atribui valoarea 1 în cazul în care se dorește determinarea consumului de oxigen a volumului de probă introdusă peste nămol;
s: selectarea vitezei pompei peristaltice.
YH: acesta este indicele de creștere a biomasei și se utilizează la calcularea CCObiodegradabil. În mod normal valoarea sa este 0.67. Pentru fiecare tip de nămol activ valoarea YH este specifică și se recomandă calcularea sa conform recomandărilor din manualul respirometrului BM-T. De asemenea, pentru acest test, trebuie calibrată valoarea cb.
Fig. 7. 5 Calibrarea valorii inițiale a concentrației de oxigen în testul pentru respirația endogenă
Această fereastră (Fig.7.5) indică faptul că determinarea valorii cb este incheiată. În acest proces programul verifică dacă valoarea oxigenului dizolvat din nămolul activ este suficient de stabilă pentru a putea fi fixată. Utilizând acest criteriu, dupa o anumită perioadă de timp, dacă se va considera că valoarea este suficient de stabilă, va fi reținută în memorie ca și linie standard(Fig.7.6).
Fig. 7. 6 – Memorarea concentrației oxigenului pentru începerea testului
Fig. 7. 7 Adăugarea inhibitorului dacă este cazul unei nitrificări excesive
Figura 7.7 detaliază componentele respirometrului și indică locul în care ar trebui adăugată proba de ATU (Allylthiourea) în cazul în care nu se dorește realizarea nitrificării. ATU este un inhibitor. Rezultatele din tabelul de valori sunt următoarele: Time (oră/minut/secundă), concentrație oxigen dizolvat[ppm], respirație endogenă[mg/l*h], respirație endogenă specifică [mg/g*h], și fracția de CCO biodegradabil[mg/l].
Fig. 7. 8 Reprezentarea grafică standard a valorilor parțiale conform manualului – Această fereastră grafică reprezintă curba valorilor de respirație endogenă. Este o curbă standard ce reprezintă aerarea timp de 30 minute, apoi oprirea aerării și măsurarea valorilor. Valorile sunt afișate conform figurii 7.9 și a Anexei 1 sub formă tabelară.
Fig. 7. 9 Baza de date pentru testul de respirație endogenă
Cu ajutorul acestui tabel se vor obține și identifica valorile parțiale ce corespund fiecărui segment de timp. Această fereastră oferă acces la ecranul ce permite vizualizarea valorilor și a calculelor obținute din test, în timpul rulării acestuia sau la finalul său.
Fig. 7. 10 Vizualizarea valorilor la finalul testului de respirație endogenă
7.6 Testul pentru identificarea vitezei de consum a oxigenului în procesul biologic
Pentru configurare se vor urmări aceiași pași ca și în cazul testului de respirație endogenă.
Fig. 7. 11 Fereastră standard pentru începerea testului de viteză de consum a oxigenului
Prin urmare, s-a pornit cu un test nou de viteză de consum a oxigenului, conform fig.7.11, și s-au completat câmpurile după cum urmează:
Test type: se selectează Testul pentru viteza de consum a oxigenului;
Title: denumirea testului stabilită de utilizator;
Operator: numele persoanei care va rula testul;
Act. int.: Intervalul actual (actual interval) face referire la intervalul de timp în care datele obținute sunt reprezentate grafic. Se recomandă setarea acestei valori la 2 secunde;
Data interval: intervalul de timp în care programul va colecta valori. Primul interval din stânga indică minutele iar al doilea secundele. Se recomandă setarea la 2 secunde;
Vf: volumul de nămol activ din vasul de reacție (1000 mL);
Vm: volumul probei. Deoarece se analizează doar amestecul de apă uzată și nămol activ, această opțiune va rămâne inactivă;
S: indică viteza pompei;
Nămolul activ din vasul de reacție este aerat și recirculat până când oxigenul dizolvat
atinge un nivel corespunzător (>4 ppm).
Fig. 7. 12 Pornire test curent
Fig. 7. 13 Calibrarea concentrației inițiale a oxigenului(cb) în testul de viteză de consum a oxigenului
Dupa memorarea valorii inițiale a oxigenului, ciclul continuă afișând o nouă fereastră ce indică solicitarea de a opri aerarea și pompa, pentru a putea continua testul:
Fig. 7. 14 Mesaj afișat pentru atenționare și pentru oprirea aerării
Fig. 7. 15 Curba de valori standard O2 ppm pentru viteza de consum a oxigenului și viteza specifică de consum a oxigenului
Se pot vizualiza valori parțiale ale vitezei de consum a oxigenului și a vitezei parțiale de consum a oxigenului, prin selectarea cu ajutorul cursorului a unui punct de plecare și a unui punct de finalizare din reprezentarea grafică.
Valorile din fereastra Data Base sunt – Time[s], [ppm] O2, viteza de consum a oxigenului, viteza specifică de consum a oxigenului și Temp.
Fig. 7. 16- Baza de date standard pentru testul vitezei de consum a oxigenului
Fig. 7. 17 –Fereastra standard de rezultate pentru testul vitezei de consum a oxigenului
Fig. 7. 18 – Grafic de referință pentru viteza de consum a oxigenului prezentat în manualul repirometrului
Fig. 7. 19 – Curba de referință pentru respirația endogenă prezentată în manualul respirometrului
Valorile rezultate din testul vitezei de consum a oxigenului sunt importante deoarece:
1. permit evaluarea timpului necesar atingerii respirației endogene;
2. sunt un punct de plecare pentru calcularea parametrului cinetic Kd;
Dacă în sistem se identifică un proces de nitrificare, trebuie adăugat un inhibitor (Allylthiourea), în proporție de 3[mg/gVSS].
7.7 Parametrii calculați cu ajutorul respirometrului BM-T
7.7.1 Coeficientul de MLVSS oxidat în timpul respirației endogene (Kd)
7.7.2 Rata de scădere a biomasei heterotrofice (bH)
Unde fp – fracția de biomasă = 0.08, iar YH – factor de conversie a biomasei heterotrofe.
După finalizarea testului de respirație endogenă, se calculează qH (rata de absorbție a substratului organic solubil) utilizând următoarea relație:
unde Vm (ml): volumul probei de apa reziduală, Vf (ml): volumul probei de nămol activ, T (h): timpul de substituire al CCOrapid biodegradabil.
7.7.3 Viteza maximă de absorbție a substratului organic solubil (qH.max)
Această valoare reprezintă cantitatea maximă de substrat organic solubil, la o anumită temperatură, în condiții de încărcare maximă (Fig.7.20).
7.7.4 Constanta de saturație la jumătate (Ks)
KS se poate defini ca și cantitatea de CCObiodegradabil eliminat, ce corespunde jumătății cantității maxime de CCO solubil, din nămolul activ. De aceea, este necesară determinarea câtorva valori qH din diferite concentrații de CCO, incluzând nivelul maxim de saturatie, ce corespunde qH.max.
Dupa care se va realiza curba corespondentă de valori, pentru a determina jumătatea gradului de saturație conform figurii 7.20.
Fig. 7. 20 Ks in functie de qHmax (din manualul respirometrului)
KS reprezintă cantitatea de CCO-ul eliminat ce corespunde jumătății valorii qH.max.
7.7.5 Viteza specifică maximă de creștere heterotrofă (µH, µH.max)
Acești doi parametri se calculează cu ajutorul formulelor 7.6 și 7.7.
7.8 Rezultate
Fig. 7. 21 – Aerare nămol activ – În această imagine se poate observa că amestecul este aerarat la nivel maxim timp de 30 de minute iar controllerul de temperatură este pornit pentru a menține o temperatură constantă. Teste au fost efectuate la 200C.
Fig. 7. 22 – Pornire soft BM-T de pe calculator pentru a începe testul
Fig. 7. 23 – Oprire aerare și pornirea testului – În acest moment se oprește aerarea și se pornește testul.
Fig. 7. 24 – În această imagine se poate observa că deja concentrația oxigenului scade
Fig. 7. 25 – Imagine concentrație oxigen în scădere față de imaginile precedente
7.8.1 Teste viteza de consum a oxigenului
Proba a fost aerată conform Fig. 7.22 timp de 30 de minute, apoi aerarea a fost oprită. Pentru o imagine corectă vitezei de consum a oxigenului, softul BM-T de pe calculatorul atașat respirometrului a fost pornit în timpul aerării, și au rezultat Fig. 7.27 și Fig. 7.28.
Fig. 7. 26- Grafic test viteza de consum a oxigenului
Fig. 7. 27- Grafic test viteza de consum a oxigenului – Această figură reprezintă un segment din același test, preluat din figura anterioară pentru o vizualizare mai amănunțită a valorilor. Valorile tabelare sunt atașate prezentei teze la Anexa 2.
Fig. 7. 28 – Rezultate test viteza de consum a oxigenului în fereastra din softul BM-T
7.8.2 Test respirație endogenă
După efectuarea testului de respirație endogenă au rezultat următoarele curbe:
Fig. 7. 29 – Curba de respirație endogenă. Se poate observa că testul s-a pornit în momentul pornirii aerării, apoi la T=300[s] s-a oprit aerarea.
Fig. 7. 30- Rezultate test respirație endogenă în fereastra softului BM-T. Informații suplimentare sunt oferite în Anexa 1 a prezentei teze unde valorile curbei de respirație endogenă sunt afișate tabelar.
7.9 Analize microscopice
Nămolul activ este constituit din flocoane formate din “sub-flocoane” având formă neregulată și structură deschisă, prorpietățile identificate fiind guvernate de către rețeaua dezvoltată de bacterii filamentoase. În Figura 7.38 și Fig. 7.39 este prezentată imaginea microscopică a nămolului activ, cu particularizarea structurii flocoanelor.
Indicele bacteriilor filamentoase este 2 pentru un nivel cuprins între 0 (fără evidențierea prezenței bacteriilor filamentoase la exteriorul flocoanelor) ceea ce indică un nămol cu caracteristici optime de sedimentare și 5 (rețea abundentă de bacterii filamentoase) (Figura 7.40). De asemenea, au fost observate colonii de spirochete și spirili cu o frecvență de nivel 3 (gradul de variație fiind situat între 0 – absente și 3 – multiple).
Prezența spirochetelor poate fi considerată un indicator al proceselor de denitrificare, iar dezvoltarea spirililor poate reprezenta un indicator al unui nivel situat sub concentrația de 3[mg/L] de oxigen în faza aerobă de epurare.
Fig. 7. 31 Imaginile microscopice ale nămolului activ – imagine generală (40x)
Fig. 7. 32 – Imaginile microscopice ale nămolului activ – flocoane (100x)
Fig. 7. 33 Imaginile microscopice ale nămolului activ – evidențierea prezenței bacteriilor filamentoase (200x).
Din categoria bio-indicatorilor au fost observați următorii reprezentanți:
ciliate fixe solitare: Vorticella sp. (Figura 7.34) (frecvență moderată), Podophrya sp. (frecvență redusă),
ciliate libere mici: Cinetochilum sp. (frecvență redusă),
ciliate târâtoare: Aspidisca sp. (frecvență redusă),
flagelate: Peranema sp. și (Figura 7.35) (frecvență moderată),
metazoare reprezentate de către rotiferi (frecvență moderată) (Figura 7.36).
Structura trofică identificată reflectă un nămol activ dezvoltat.
Rezultatele obținute în cadrul investigației microscopice indică o calitate moderată a nămolului activ.
Fig. 7. 34 – Imaginile microscopice ale bio-indicatorilor nămolului activ: Vorticella sp- prezența acestei specii indică o cantitate optima de nutrienți în bazinul de aerare și faptul că se realizează o epurare eficientă a apei uzate.
Fig. 7. 35 Imaginile microscopice ale bio-indicatorilor nămolului activ – Peranema sp. (200x)
Fig. 7. 36 – Imaginile microscopice ale bio-indicatorilor nămolului activ rotifer (100x)
Fig. 7. 37 – Imaginile microscopice ale bio-indicatorilor nămolului activ rotifer (100x)
7.10 Concluzii
Nămolul activ de la stația de epurare Mioveni este constituit din flocoane formate din “sub-flocoane” având formă neregulată și structură deschisă, prorpietățile identificate fiind guvernate de către rețeaua dezvoltată de bacterii filamentoase.
Indicele bacteriilor filamentoase este 2 pentru un nivel cuprins între 0 (fără evidențierea prezenței bacteriilor filamentoase la exteriorul flocoanelor) ceea ce indică un nămol cu caracteristici optime de sedimentare și 5 (rețea abundentă de bacterii filamentoase). De asemenea, au fost observate colonii de spirochete și spirili cu o frecvență de nivel 3 (gradul de variație fiind situat între 0 – absente și 3 – multiple).
Prezența spirochetelor poate fi considerată un indicator al proceselor de denitrificare, iar dezvoltarea spirililor poate reprezenta un indicator al unui nivel situat sub concentrația de 3[mg/L] de oxigen în faza aerobă de epurare.
CAPITOLUL VIII – CERCETĂRI MODERNE TEORETICE ȘI EXPERIMENTALE ÎN MICROBIOLOGIA APELOR UZATE
8.1 Geometria bazinului de aerare
Modelul matematic ASM1 a fost utilizat drept referință pentru realizarea modelului matematic original în prezenta teză. Pentru aceasta, primul pas a fost realizarea geometriei în progamul de modelare conform geometriei bioreactorului de la stația de epurare Mioveni.
Bazinul de aerare are o formă dreptunghiulară cu următoarele dimensiuni:
Lungime = 86[m];
Lățime = 16[m];
Înălțime bazin = 4.5[m];
Înălțime apa în bazin = 3.3[m];
8.2 Dimensiuni difuzori
Dimensiunile standard pentru difuzori sunt[136]: b=0.076{înălțime difuzor}, d=0.34{distanța între difuzoare}, iD=0.34{diametru difuzor}, HI=0.05{disțanta de la radier la care se montează difuzorul}[21];
8.3 Modelarea distribuției concentrației de microorganisme din nămolul activ în bazinul de aerare
Se pornește de la modelul matematic general al lui Gaudy[141]:
Însă, deoarecere interesul prezentei teze este predicția evoluției și a distribuției microorganismelor din nămolul activ care participă la procesul de epurare, creșterea bacteriană este primul mecanism al celulelor viabile responsabil pentru îndepărtarea nutrienților.
Astfel, rata specifică de creștere a celulelor se notează cu , se măsoară în h-1 și este reprezentată în ecuația (8.2)[21]:
unde X este concentrația celulelor din nămolul activ exprimată în [g/L], iar t=timpul[h]. Numărul celulelor cresc exponențial, ceea ce înseamnă că ecuația (8.2) poate fi scrisă sub forma:
unde X=X0 și t=0.
Similar cu ecuația cinetică a lui Michaelis Menten (8.4) unde Km este constanta lui Michaelis, se poate presupune că un singur sistem de enzime este responsabil cu asimilarea substratului, iar substratul este limitat, fiind o variabilă dependentă de creșterea celulelor.
Cel mai comun model cinetic pentru creșterea celulelor este ecuația lui Monod(8.5)[21]:
unde este rata specifică de creștere a celulelor microbiene exprimată în [h-1], este rata maximă de creștere a celulelor exprimată tot în [h-1], Y este concentrația substratului [g/L],
Ks este constanta de saturație. Însă se presupune că valoarea lui Ks=Y atunci când .
Modelul de creștere bacteriană poate fi reprezentat sub forma ecuației (8.6):
Un termen important la care se pot raporta schimbări ale concentrațiilor substratului și ale microorganismelor este YH.
Factorul de conversie YH, în cazul microorganismelor heterotrofe, este cantitatea de biomasă heterotrofă produsă prin degradarea unei cantități de materie organică biodegradabilă și este un parametru determinant în procesul de creștere a biomasei respectiv producerea nămolului în stațiile de epurare. O parte din materia organică biodegradabilă, se consumă pentru formarea biomasei, iar restul (1-YH) este utilizată pentru respirație.
Coeficientul YH poate fi de asemenea asociat cu consumul de oxigen dizolvat, DO, de către organismele heterotrofe, consum ce poate fi măsurat prin respirometrie [31,66,157,166]. În testele respirometrice, cantitatea de oxigen dizolvat consumat este măsurată pentru fiecare cantitate de substrat adăugată la proba de nămol[156].
X0, Y0 = concentrații inițiale ale celulelor respectiv ale substratului.
Astfel, rearanjând termenii din ecuația (8.1) substituind termenii corespunzători pentru concentrația de microorganisme și pentru cea de substrat din ecuațiile (8.7) și (8.8) în ecuația (8.6) rezultă ecuația (8.9):
Pentru realizarea distribuției profilelor concentrației de oxigen dizolvat și microorganisme din nămol activ în bazinul de aerare s-au luat în considerare următoarele ipoteze:
geometria bazinului;
127 de difuzori circulari;
concentrația oxigenului dizolvat;
concentrația microorganismelor din nămolul activ;
8.4 Modelarea profilelor de concentrație ale oxigenului dizolvat
Pentru modelarea profilelor de concentrație ale oxigenului dizolvat din bazinul de aerare se pronește de la ecuația generală de dispersie[154]:
unde C este concentrația de oxigen (mg/l), εx,εy,εz sunt coeficienții de dispersie longitudinală, transversală respectiv verticala curentului fluid, iar mărimile se consideră mediate deorarece mișcarea se realizează în regim de curgere turbulent, u,v,w reprezintă vitezele pe cele trei direcții, x,y,z sunt cele trei axe in tridimensional, Dm este coeficientul de difuzie moleculară a apei, iar S este sursa de substanță care intră sau iese din sistem.
Deoarece este aproape imposibil de prezis toți parametrii din ecuația generală de dispersie, se recomandă câteva simplificări.
Se pornește de la ecuația generală de dispersie. Se ia in considerare faptul că bazinul de aerare are formă paralelipipedică, cu curgere longitudinală[20]. Aerul este dispersat în apă cu ajutorul membranelor de aerare situate pe fundul bazinului, conectate la o suflantă.
Prin urmare, se vor lua în considerare următoarele ipoteze:
în bazin se realizează o mișcare permanentă din punct de vedere hidraulic;
mișcarea este orizontală unidirecțională;
sistemul este nestaționar din punct de vedere al transferului de masă;
sistemul este staționar din punct de vedere biologic;
în bazinul de aerare se realizează amestecarea perfectă și completă a fazelor;
se realizează mișcare plană, ceea ce presupune faptul că apa curge în direcția axei Ox, cu viteză constantă, iar bulele de aer se ridică în lungul axei Oy;
termenul Dm poate fi neglijat deoarece se consideră că difuzia moleculară este neglijabilă în raport cu difuzia convectiv turbulentă;
termenul corespunzător dispersiei transversale poate fi neglizat deoarece se consideră că fenomenele petrecute în plan 2D se realizează pe toate planurile;
deplasarea ascendentă a bulelor de aer va forma un fenomen de tip gaz-lift, ceea ce va intensifica amestecarea și transferul oxigenului în apă;
dispersia axială apare datorită miscării fluidului polifazic în lungul axei Ox și cea a deplasării ascendente a bulelor de gaz[20];
se consideră că < deoarece aerul este introdus în partea inferioară a bazinului;
este introdus coeficientul k care reprezintă reducerea concentrației de oxigen datorată reacțiilor de consum biochimic al materiei organice de către microorganisme.
Având în vedere ipotezele luate în considerare se poate simplifica ecuația generală de dispersie a oxigenului și astfel se obține ecuația (8.11):
8.5 Calibrarea modelului
8.5.1 Condiții inițiale și condiții la limită
aerul intră numai pe la suprafața difuzorilor;
pe pereții laterali ai bazinului există o concentrație constantă de microorganisme în corelație cu valorile inițiale;
în partea superioară a bazinului este condiția ca valoarea concentrației oxigenului dizolvat să nu scadă sub 1[mg/L];
în partea inferioară a bazinului există condiția ca microorganismele sa sedimenteze, deci să existe o concentrație mai mare în acestă zonă.
8.5.2 Valorile calibrate pentru modelul matematic:
pentru vitezele pe direcția Ox, Oy valorile sunt 0.08 pentru direcția longitudinală, respectiv 0.6 pentru verticală;
pentru coeficienții de dispersie în lungul axelor Ox, Oy sunt valorile 2, respectiv 95;
Lungimea bazinului = 16[m];
Înălțimea bazinului = 3.3[m];
Geometrie difuzor – b=0.076(înălțime difuzor), d=0.34(distanța între difuzoare), iD=0.34(diametru difuzor), HI=0.05(disțanta de la radier la care se montează difuzorul)[139];
Ks=20, =0.8, YH=0.67[22][23];
8.6 Concluzii
Dezavantajul unui model de tip ASM este complexitatea acestuia, ceea ce îl face dificil de utilizat într-un sistem controlat. Totuși, s-a realizat o variantă simplificată a acestui model luând în considerare influența parametrilor semnificativi pe o perioadă mai scurtă de timp, începând de la câteva ore până la câteva zile. Datorită modificării scării de timp, s-a considerat că anumiți parametri ce au o evoluție lentă sunt constanți, iar cei cu evoluție rapidă sunt neglijați.
Sistemele biologice de epurare ale apelor uzate sunt procese complexe, nelineare, multivariabile, ce pot furniza informații despre caracteristicile influentului, structura și parametri modelului. Controlul concentrației de oxigen dizolvat în bazinul de aerare este una dintre cele mai mari probleme în operarea unei stații de epurare deoarece un nivel optim de oxigen dizolvat permite dezvoltarea microorganismelor implicate în procesul de epurare.
Ipotezele luate în considerare pentru acest model matematic sunt:
în bazin se realizează o mișcare permanentă din punct de vedere hidraulic;
mișcarea este orizontală unidirecțională;
sistemul este nestaționar din punct de vedere al transferului de masă;
sistemul este staționar din punct de vedere biologic;
în bazinul de aerare se realizează amestecarea perfectă și completă a fazelor;
se realizează mișcare plană, ceea ce presupune faptul că apa curge în direcția axei Ox, cu viteză constantă, iar bulele de aer se ridică în lungul axei Oy;
termenul Dm poate fi neglijat deoarece se consideră că difuzia moleculară este neglijabilă în raport cu difuzia convectiv turbulentă;
termenul corespunzător dispersiei transversale poate fi neglizat deoarece se consideră că fenomenele petrecute în plan 2D se realizează pe toate planurile;
Un termen important la care se pot raporta schimbări ale concentrațiilor substratului și ale microorganismelor este YH.
Factorul de conversie YH, în cazul microorganismelor heterotrofe, este cantitatea de biomasă heterotrofă produsă prin degradarea unei cantități de materie organică biodegradabilă și este un parametru determinant în procesul de creștere a biomasei respectiv producerea nămolului în stațiile de epurare. O parte din materia organică biodegradabilă, se consumă pentru formarea biomasei, iar restul (1-YH) este utilizată pentru respirație.
Coeficientul YH poate fi de asemenea asociat cu consumul de oxigen dizolvat, DO, de către organismele heterotrofe, consum ce poate fi măsurat prin respirometrie [31,66,157,166]. În testele respirometrice, cantitatea de oxigen dizolvat consumat este măsurată pentru fiecare cantitate de substrat adăugată la proba de nămol.
CAPITOLUL IX – SIMULĂRI MATEMATICE
9.1 Modelare optimă – Concentrație nămol activ = 3.5 [g/L], Concentrație CBO5 = 0.584 [g/L]
Pentru modelarea matematică a bazinului de aerare s-au folosit următoarele formule:
Pentru modelarea distribuției de oxigen dizolvat:
Pentru modelarea distribuției de microorganisme:
Ecuațiile (9.1) și (9.2) au rezultat în urma aplicării ipotezelor de calcul asupra ecuațiilor generale conform capitolului VIII pentru bazinul de aerare analizat. Cele două relații au fost alese pentru prezentarea relației dintre concentrația microorganismelor și concentrația oxigenului dizolvat și pentru analiza distribuției nămolului activ în bioreactor.
Coeficienții k și k1 sunt termenii corespunzători coeficienților de reducere a concentrației de oxigen datorată reacțiilor de consum biochimic al materiei organice de către microorganisme. Aceste valori au fost determinate prin calibrarea modelului cu ajutorul respirometriei. Pentru modelul dezvoltat s-au folosit următoarele valori Ks=20, =0.8, YH=0.67[22][23], calculate în urma testelor OUR și Rs și a comparării acestora cu valorile standard din modelul ASM1.
Bazinul de aerare are următoarele dimensiuni:
L=16;
H=3.3;
23 difuzori.
Variabilele au fost concentrația de oxigen dizolvat (notat C) și concentrația de microoorganisme din nămolul activ (notat micro).
În FlexPDE au fost introduse următoarele ecuații și condiții la limită în fișierul script:
TITLE 'Difuzori' { the problem identification }
COORDINATES cartesian2 { coordinate system, 1D,2D,3D, etc }
VARIABLES { system variables }
C { choose your own names }
micro
! SELECT { method controls }
DEFINITIONS
u=0.08
w=0.6
epsx=2
epsy=95
L=16{lungimea bazinului de aerare}
k=0.001{concentratia de saturatie}
k1=1
H=3.3{inaltime bazin}
{A=8 adancime}
d=0.34{distanta intre difuzoare}
b=0.076{inaltime difuzor}
iD=0.34{diametru difuzor}
HI=0.05 {distanta de la radier la care se monteaza difuzorul}
Ks=20 {constanta de saturatie
niu=0.8 {viteza de crestere bacteriana}
V=9081{volumul bazinului}
S0=584{concentratia substratului la timpul T0}
Q=41{m/s}{debit}
YH=0.67
X0=4.0 {concentratia de substrat la timpul T=T0}
INITIAL VALUES
C=0.004
micro=3.5
EQUATIONS
C: dt(C)+dx(u*C)+ dy(w*C)=dx(epsx*dx(C))+ dy(epsy*dy(C)) – k
micro: dt(micro)=micro*((niu*(S0*YH+X0-micro)))/(Ks*YH+S0*YH+X0-micro) -k1
! CONSTRAINTS { Integral constraints }
BOUNDARIES { The domain definition }
REGION 1
START (0,0)
value(C)=0
value(micro)=2.5
LINE TO (0,H)
value (c)=0.001
value(micro)=6
LINE TO (L,H)
value(C)=0
value(micro)=2.5
LINE TO(L,0)
value(micro)=2.7
value(C)=0
LINE TO CLOSE
Deoarece o imagine a întregului bazin ar fi fost mai dificil de urmărit, modelările au fost realizate pe lățimea bazinului de aerare.
Evaluând figura 9.1. se poate observa o legătură între profilul concentrației de oxigen dizolvat a., și profilul concentrației de nămol activ b. Aerul iese din difuzor cu concentrația de 0.0042[gO2/L], și pe măsură ce este consumat de către microorganismele din nămolul activ ajunge să se unifrormizeze la valoarea de 0.0009[gO2/L] către suprafața bazinului. Acest fenomen este direct proporțional cu consumul de hrană al microorganismelor.
Deoarece există o valoare ridicată de oxigen la ieșirea din difuzor, concentrația de microorganisme este de 2.6[mg/L] crescând apoi, pe măsură ce consumă din oxigen până la 3.3 [mg/L] în mijlocul bazinului. Apoi se petrece un fenomen de suspensie între faze, stabilizându-se la valoarea de 3.5[mg/L] aproape de suprafața bazinului, însă, acestea intră în faza de sedimentare, o dată cu liza celulelor și prin curentul ascendent al bulelor de aer, acestea sunt împinse către partea inferioară a bazinului.
Faptul că microorganismele intră în faza de sedimentare explică existența unei concentrații foarte mari în partea inferioară a bazinului rezultând, conform modelului matematic, o concentrație de aproximativ 3.7[mg/L] nămol activ. Către suprafață, deoarece și concentrația de oxigen scade dramatic, celulele nu mai au suport pentru îndepărtarea carbonului din apa uzată și rezultă în scăderea concentrației de microorganisme din nămolul activ către 1.9[mg/L].
9.2 Cazul 1 – Concentrație nămol activ = 7.5[g/L], Concentrație CBO5 = 0.184[g/L]
TITLE 'Difuzori' { the problem identification }
COORDINATES cartesian2 { coordinate system, 1D,2D,3D, etc }
VARIABLES { system variables }
C { choose your own names }
micro
! SELECT { method controls }
DEFINITIONS
u=0.08
w=0.6
epsx=2
epsy=95
L=16{lungimea bazinului de aerare}
k=0.001{concentratia de saturatie}
k1=1
H=3.3{inaltime bazin}
{A=8 adancime}
d=0.34{distanța dintre difuzoare}
b=0.076{inaltime difuzor}
iD=0.34{diametru difuzor}
HI=0.05 {distanta de la radier la care se monteaza difuzorul}
Ks=20 {constanta de saturatie
niu=0.8 {viteza de crestere bacteriana}
V=9081{volumul bazinului}
S0=184{concentratia substratului la timpul T0}
Q=41{m/s}{debit}
YH=0.67
X0=8.0 {concentratia de substrat la timpul T=T0}
INITIAL VALUES
C=0.004
micro=7.5
EQUATIONS
C: dt(C)+dx(u*C)+ dy(w*C)=dx(epsx*dx(C))+ dy(epsy*dy(C)) – k
micro: dt(micro)=micro*((niu*(S0*YH+X0-micro)))/(Ks*YH+S0*YH+X0-micro) -k1
! CONSTRAINTS { Integral constraints }
BOUNDARIES { The domain definition }
REGION 1
START (0,0)
value(C)=0
value(micro)=2.5
LINE TO (0,H)
value (c)=0.001
value(micro)=6
LINE TO (L,H)
value(C)=0
value(micro)=2.5
LINE TO(L,0)
value(micro)=2.7
value(C)=0
LINE TO CLOSE
În figurile 9.6. a. și 9.6. b. sunt reprezentate profilele concentrațiilor oxigenului dizolvat, respectiv al nămolului activ. În acest caz, concentrația de nămol activ crește până la valoarea de 9.8[g/L]. Au fost introduse condițiile pentru nămolul activ de 7.5[mg/L], iar pentru substrat de 0.184[g/L]. Aceste condiții reflectă existența unei populații mari de microorganisme, dar puțină hrană.
Deoarece nu au fost modificate condițiile pentru distribuția concentrației oxigenului dizolvat, acesta a rămas neschimbat în comparație cu modelul optim cu care se face comparația.
Concentrația nămolului activ crește considerabil în acest caz, dar neavând cu ce să se hrănească pentru a produce material celular nou acesta va ajunge în decantorul secundar producând disfuncții în operarea întregului sistem de epurare. În bazinul de aerare concentrația nămolului activ se stabilizează în centrul acestuia între valorile de 7.8[mg/L] și 8.8[mg/L]. Se produce același fenomen de sedimentare, însă la concentrații de nămol activ mult mai mari, putând cauza obturarea difuzorilor și a curentului de oxigen introdus prin aceștia.
9.3 Cazul 2 – Concentrație nămol activ = 7.5[g/L], Concentrație CBO5 = 0.584[g/L]
TITLE 'Difuzori' { the problem identification }
COORDINATES cartesian2 { coordinate system, 1D,2D,3D, etc }
VARIABLES { system variables }
C { choose your own names }
micro
! SELECT { method controls }
DEFINITIONS
u=0.08
w=0.6
epsx=2
epsy=95
L=16{lungimea bazinului de aerare}
k=0.001{concentratia de saturatie}
k1=1
H=3.3{inaltime bazin}
{A=8 adancime}
d=0.34{distanta intre difuzoare}
b=0.076{inaltime difuzor}
iD=0.34{diametru difuzor}
HI=0.05 {distanta de la radier la care se monteaza difuzorul}
Ks=20 {constanta de saturatie
niu=0.8 {viteza de crestere bacteriana}
V=9081{volumul bazinului}
S0=584{concentratia substratului la timpul T0}
Q=41{m/s}{debit}
YH=0.67
X0=8.0 {concentratia de substrat la timpul T=T0}
INITIAL VALUES
C=0.004
micro=7.5
EQUATIONS
C: dt(C)+dx(u*C)+ dy(w*C)=dx(epsx*dx(C))+ dy(epsy*dy(C)) – k
micro: dt(micro)=micro*((niu*(S0*YH+X0-micro)))/(Ks*YH+S0*YH+X0-micro) -k1
! CONSTRAINTS { Integral constraints }
BOUNDARIES { The domain definition }
REGION 1
START (0,0)
value(C)=0
value(micro)=6.5
LINE TO(0,H)
value (c)=0.001
value(micro)=6
LINE TO (L,H)
value(C)=0
value(micro)=6.5
LINE TO(L,0)
value(micro)=6.7
value(C)=0
LINE TO CLOSE
În acest caz s-a păstrat concentrația mare de microorganisme din nămolul activ, modificandu-se valoarea concentrației substratului la 0.586[g/L], valoare normală existentă în bazinul de aerare. În comparație cu cazul 1, se poate observa faptul că distribuția concentrației microorganismelor s-a modificat.
Totuși, valoarea acestui parametru este in continuare mare, fapt ce poate modifica funcționarea normală a bazinului de aerare. Se observă concentrația de 7.4[g/L] deasupra difuzorilor, în locul în care intră aerul în bazin, apoi aceasta crește până la 8.2[g/L] către centrul bazinului. Acest fenomen este corect, urmând ca apoi concentrația să mai crească până la 8.5[g/L] pentru ca în următoarea fază să sedimenteze și să ajungă, după consumul hranei, în partea inferioară a bazinului cu aceeași concentrație. La suprafața bazinului se ajunge la valoarea de 6.0[g/L], o valoare mai mare decât cea accepată în literatură ca valoare optimă.
Concentrația de microorganisme este mai mică cu 1000[mg] față de cazul anterior, datorită faptului că există o concentrație mai mare de hrană în bazinul de aerare.
9.4 Cazul 3 – Concentrație nămol activ = 1.0[g/L], Concentrație CBO5 = 0.584[g/L]
TITLE 'Difuzori' { the problem identification }
COORDINATES cartesian2 { coordinate system, 1D,2D,3D, etc }
VARIABLES { system variables }
C { choose your own names }
micro
! SELECT { method controls }
DEFINITIONS
u=0.08
w=0.6
epsx=2
epsy=95
L=16{lungimea bazinului de aerare}
k=0.001{concentrația de saturație}
k1=1
H=3.3{înălțime bazin}
{A=8 adâncime}
d=0.34{distanța dintre difuzoare}
b=0.076{înălțime difuzor}
iD=0.34{diametru difuzor}
HI=0.05{distanța de la radier la care se montează difuzorul}
Ks=20 {constanta de saturație}
niu=0.8 {viteza de creștere bacteriană}
V=9081{volumul bazinului}
S0=584{concentrația substratului la timpul T0}
Q=41{m/s}{debit}
YH=0.67
X0=1.5 {concentratia de substrat la timpul T=T0}
INITIAL VALUES
C=0.004
micro=1
EQUATIONS
C: dt(C)+dx(u*C)+ dy(w*C)=dx(epsx*dx(C))+ dy(epsy*dy(C)) – k
micro: dt(micro)=micro*((niu*(S0*YH+X0-micro)))/(Ks*YH+S0*YH+X0-micro) -k1
! CONSTRAINTS { Integral constraints }
BOUNDARIES { The domain definition }
REGION 1
START (0,0)
value(C)=0
value(micro)=0.5
LINE TO(0,H)
value (c)=0.001
value(micro)=0.1
LINE TO (L,H)
value(C)=0
value(micro)=0.5
LINE TO(L,0)
value(micro)=0.7
value(C)=0
LINE TO CLOSE
Pentru evidențierea relației dintre concentrațiile de microorganisme din nămolul activ și de substrat, în acest caz se menține valoarea optimă a concentrației substratului, însă se modifică valoarea concentrației nămolului activ la 1.0[g/L]. Analizând imaginile anterioare se poate observa faptul că nămolul activ atinge o valoare de aproximativ 0.850[g/L] în centrul bazinului.
Valoarea concentrației microorganismelor din nămolul activ pornește de la 0.1[g/L] deasupra difuzorilor, ajungând la aceeași valoare la suprafața bazinului după ce consumă oxigenul.
Acest caz evidențiază faptul că o populație mică de microorganisme poate epura apa uzată din bazinul de aerare în aceleași condiții ca o populație optimă, doar dacă există o concentrație optimă de hrană. Diferența este dată de concentrația nămolului sedimentat, care atinge o valoare de 1.3[g/L], o valoare inferioară plajei de valori optime.
9.5 Cazul 4 – Concentrație nămol activ = 1.0[g/L], Concentrație CBO5 = 0.184[g/L]
TITLE 'Difuzori' { the problem identification }
COORDINATES cartesian2 { coordinate system, 1D,2D,3D, etc }
VARIABLES { system variables }
C { choose your own names }
micro
! SELECT { method controls }
DEFINITIONS
u=0.08
w=0.6
epsx=2
epsy=95
L=16{lungimea bazinului de aerare}
k=0.001{concentratia de saturatie}
k1=1
H=3.3{inaltime bazin}
{A=8 adancime}
d=0.34{distanta intre difuzoare}
b=0.076{inaltime difuzor}
iD=0.34{diametru difuzor}
HI=0.05 {distanta de la radier la care se monteaza difuzorul}
Ks=20 {constanta de saturatie
niu=0.8 {viteza de crestere bacteriana}
V=9081{volumul bazinului}
S0=184{concentratia substratului la timpul T0}
Q=41{m/s}{debit}
YH=0.67
X0=1.5 {concentratia de substrat la timpul T=T0}
INITIAL VALUES
C=0.004
micro=1
EQUATIONS
C: dt(C)+dx(u*C)+ dy(w*C)=dx(epsx*dx(C))+ dy(epsy*dy(C)) – k
micro: dt(micro)=micro*((niu*(S0*YH+X0-micro)))/(Ks*YH+S0*YH+X0-micro) -k1
! CONSTRAINTS { Integral constraints }
BOUNDARIES { The domain definition }
REGION 1
START (0,0)
value(C)=0
value(micro)=0.5
LINE TO(0,H)
value (c)=0.001
value(micro)=0.1
LINE TO (L,H)
value(C)=0
value(micro)=0.5
LINE TO(L,0)
value(micro)=0.7
value(C)=0
LINE TO CLOSE
Cazul 4 are ca modificări valoarea concentrației substratului, de la 0.584[g/L], cum era în cazul anterior la 0.184[g/L]. Valoarea concentrației microorganismelor din nămol activ s-a păstrat la valoarea de 1.0[g/L]. În acest caz se poate observa că valorile ambilor parametrii sunt scăzute. Din modelul matematic rulat în programul FlexPDE au rezultat imaginile 9.15 a si b. Se poate observa faptul că rezultatele acestui caz sunt foarte asemănătoare cu cazul numărul 3, deși există o concentrație mult mai scăzută de substrat.
9.6 Cazul 5 – Concentrație nămol activ = 3.5[g/L], Concentrație CBO5 = 0.184[g/L]
TITLE 'Difuzori' { the problem identification }
COORDINATES cartesian2 { coordinate system, 1D,2D,3D, etc }
VARIABLES { system variables }
C { choose your own names }
micro
! SELECT { method controls }
DEFINITIONS
u=0.08
w=0.6
epsx=2
epsy=95
L=16{lungimea bazinului de aerare}
k=0.001{concentratia de saturatie}
k1=1
H=3.3{inaltime bazin}
{A=8 adancime}
d=0.34{distanta intre difuzoare}
b=0.076{inaltime difuzor}
iD=0.34{diametru difuzor}
HI=0.05 {distanta de la radier la care se monteaza difuzorul}
Ks=20 {constanta de saturatie
niu=0.8 {viteza de crestere bacteriana}
V=9081{volumul bazinului}
S0=184{concentratia substratului la timpul T0}
Q=41{m/s}{debit}
YH=0.67
X0=4.0 {concentratia de substrat la timpul T=T0}
INITIAL VALUES
C=0.004
micro=3.5
EQUATIONS
C: dt(C)+dx(u*C)+ dy(w*C)=dx(epsx*dx(C))+ dy(epsy*dy(C)) – k
micro: dt(micro)=micro*((niu*(S0*YH+X0-micro)))/(Ks*YH+S0*YH+X0-micro) -k1
! CONSTRAINTS { Integral constraints }
BOUNDARIES { The domain definition }
REGION 1
START (0,0)
value(C)=0
value(micro)=2.5
LINE TO(0,H)
value (c)=0.001
value(micro)=2
LINE TO (L,H)
value(C)=0
value(micro)=2.5
LINE TO(L,0)
value(micro)=2.7
value(C)=0
LINE TO CLOSE
Pentru acest caz s-au luat în considerare următoarele valori ale parametrilor. Pentru concentrația de nămol activ s-a menținut valoarea optimă de 3.5[g/L], iar pentru concentrația substratului s-a introdus în modelul matematic valoarea de 0.184[g/L].
Acest caz poate fi comparat cu cazul optim deoarece în bazinul de aerare există același profil al concentrațiilor nămolului activ. Există o mică diferență față de cazul optim deoarece la mijlocul bazinului se uniformizează concentrația nămolului activ la valoarea de 3.1[g/L]. Acest caz evidențiază faptul că o concentrație optimă a microorganismelor din nămolul activ poate epura eficient și o cantitate mai mică de substrat, ajungând la aceleași condiții ca și în cazul optim.
9.7 Cazul 6 – Concentrație nămol activ = 3.5[g/L], Concentrație CBO5 = 0.584[g/L] – un rând de difuzori oprit
TITLE 'Difuzori' { the problem identification }
COORDINATES cartesian2 { coordinate system, 1D,2D,3D, etc }
VARIABLES { system variables }
C { choose your own names }
micro
! SELECT { method controls }
DEFINITIONS
u=0.08
w=0.6
epsx=2
epsy=95
L=16{lungimea bazinului de aerare}
k=0.001{concentratia de saturatie}
k1=1
H=3.3{inaltime bazin}
{A=8 adancime}
d=0.34{distanta intre difuzoare}
b=0.076{inaltime difuzor}
iD=0.34{diametru difuzor}
HI=0.05 {distanta de la radier la care se monteaza difuzorul}
Ks=20 {constanta de saturatie}
niu=0.8 {viteza de crestere bacteriana}
V=9081{volumul bazinului}
S0=584{concentratia substratului la timpul T0}
Q=41{m/s}{debit}
YH=0.67
X0=4.0 {concentratia de substrat la timpul T=T0}
INITIAL VALUES
C=0.004
micro=3.5
EQUATIONS
C: dt(C)+dx(u*C)+ dy(w*C)=dx(epsx*dx(C))+ dy(epsy*dy(C)) – k
micro: dt(micro)=micro*((niu*(S0*YH+X0-micro)))/(Ks*YH+S0*YH+X0-micro) -k1
! CONSTRAINTS { Integral constraints }
BOUNDARIES { The domain definition }
REGION 1
START (0,0)
value(C)=0
value(micro)=2.5
LINE TO(0,H)
value (c)=0.001
value(micro)=2
LINE TO (L,H)
value(C)=0
value(micro)=2.5
LINE TO(L,0)
value(micro)=2.7
value(C)=0
LINE TO CLOSE
Pentru ultimul caz s-a presupus că există o defecțiune la un difuzor. Observând figura se constată că deasupra difuzorului defect se acumulează nămol activ sub formă de sediment. Concentrația nămolului atinge valoarea de 3.7[g/L]. În comparație cu figurile rezultate din rularea modeului optim se observă că microorganismele epureaza eficient apa uzată deasupra difuzorilor activi, ceea ce evidențiază legătura dintre concentrația de nămol activ și cea de oxigen dizolvat. În imaginile a. și b., cu zoom, se poate observa detaliat profilul concentrațiilor ale oxigenului dizolvat și al nămolului activ.
9.8 Concluzii
Făcând o comparație a cazurilor anterioare cu cazul optim de epurare se poate ajunge la următoarele concluzii:
Distribuția concentrațiilor de oxigen în toate cele 6 cazuri este identică. Concluzia este că o concentrație diferită de substrat sau de nămol activ nu produce nicio modificare în distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare.
În cazurile 1 și 2 se observă faptul că o concentrație foarte mare de nămol activ în bazinul de aerare, nedepinzând de concentrația substratului, poate epura apa uzată, dar nu în mod eficient. Aceste două cazuri sunt cele deficitare, deoarece o stație de epurare ar trebui construită specific pentru un oraș/metropolă cu o anumită populație predefinită, cunăscând anterior planului de dimensionare și concentrația, sursa, compoziția apei uzate ce urmează a fi epurată. Chiar dacă procesul de epurare se realizează, în bazinul de aerare rămâne o concentrație foarte mare de nămol activ care va consuma tot oxigenul, apoi este posibil să intre într-o stare anoxică și să modifice sistemul, în cazul în care nu este introdusă o concentrație optimă de aer. O altă variantă deficitară sistemului ar fi transportul unei mari concentrații de nămol sedimentat în decantorul secundar. De asemenea, dacă acest decantor nu este proiectat pentru acest volum de sediment, se va produce un șoc întregului sistem.
Cazurile 3 și 4 sunt foarte asemănătoare din punct de vedere al rezultatelor. În ambele situații concentrația de nămol activ a fost menținută la 1.0[g/L]. Singura diferență de valori fiind modificarea condiției inițiale, unde valoarea concentrației în cazul 3 pentru substrat este de 0.584[g/L], iar pentru cazul 4 este de 0.184[g/L]. Concluzia după analiza acestor două cazuri este că la acestă concentrație minimă de microorganisme epurare poate fi eficientă și în cazul în care există o valoare a concentrației substratului mai mică, dar și în cazul în care există excepții și apa uzată aduce o concentrație a materiilor organice mai ridicată.
Cazul numărul 5 este cel mai apropiat de cazul optim de modelare matematică teoretică. În această situație, concentrația nămolului activ a fost menținută la 3.5[g/L], iar concentrația substratului a fost scăzută la 0.184[g/L].
Pentru cazul 6, în care un difuzor nu funcționează, modelul matematic evidențiază faptul că, în momentul în care ceilalți difuzori funcționează epurarea în bazinul de aerare se realizează eficient. Însă apare întrebarea ce se va întâmpla în momentul în care se repară defecțiunea la difuzorul care nu funcționează. Teoretic, acesta fiind acoperit de nămol sedimentat ar trebui curătat înainte de pornire, însă practic este imposibil de realizat acest fenoment deoarece ar tulbura sistemul de epurare. În momentul în care se repornește difuzorul oprit acesta va spulbera tot nămolul acumulat și va produce pentru o scurtă perioadă de timp un șoc sistemului de epurare biologic. Acest fenomen poate fi evitat prin operarea și managementul efectiv al stației de epurare cât și prin atenta supraveghere a echipamentelor.
Concluzia finală după analiza celor șase cazuri este că epurarea eficientă depinde de existența în bazinul de aerare a unei populații de microorganisme situată între 1.0 și 3.5[g/L], caz în care se va realiza îndepărtarea materiilor organice indiferent dacă acestea au o concentrație cuprinsă între 0.184 și 0.584[g/L]. O concentrație foarte crescută de microorganisme provoacă dezechilibre în sistemul de epurare.
Se recomandă verificarea periodică a concentrației nămolului activ în bazinul de aerare.
CAPITOLUL X – SIMULĂRI DISTRIBUȚIE MICROORGANISME DIN NĂMOLUL ACTIV
10.1 Introducere
Variația temperaturii în sistemele de epurare biologice afectează toate procesele. Speciile de microorganisme regăsite în bazinele de aerare au o plaja de valori optimă pentru menținerea activităților microbiene după cum urmează
speciile mezofile – 40C până la 390C;
speciile termofile – pot funcționa până la valori ale temperaturii de 550C;
specii psihrotrofe – pot funcționa la 70C;
Pentru îndeplinirea unor scopuri economice și geografie cele mai multe procese biologice de epurare ale apelor uzate funcționează în plaja de valori mezofilică(Fig.10.1)
Fig.10. 1- Efectul temperaturii asupra ratei de oxidare a materiilor organice în apa uzată – se poate vizualiza că o data cu creșterea temperaturii în mediul apos se produce fenomenul de dispersare a floconului de nămol. Peste temperatura de 400C floconul de nămol nu mai este în stare activă pentru realizarea epurării apei uzate[160]
unde Conc- concentrația reactantului la orice timp t, K- constanta reacției, Conc/t- rata de modificare a concentrației unei substanțe în amestec.
Din Figura 10.1 se poate trage concluzia că variația sezonieră a temperaturii afectează în mod semnificativ comunitățile microbiene[160].
Metcalf și Eddy[164] au ajuns la concluzia că temperatura optimă pentru activitatea microbiană se situează între valorile 25-350C. Procesele de digestie aerobă și nitrificare se opresc la valori ale temperaturii de peste 500C. Însă, daca temperatura scade dramatic sub valoarea de 150C, bacteriile metanogene devin inactive, iar la 50C bacteriile autotrofe opresc activitatea metabolică. Sub temperatura de 20C, orice alte bacterii devin inactive.
Grady[165] susține că temperatura afectează performanța sistemelor de epurare cu nămol activ deoarece influențează în mod direct rata reacțiilor biologice. Însă, Grady accentuează faptul că pe lângă temperatur mediului ambiant, trebuie să se țină cont și de temperatura optimă pentru operarea procesului în stațiile de epurare și de alți factori care afectează schimburile de căldură între mediul apos și mediul ambiant.
De asemenea, studiile sale au releva faptul că temperatura optimă pentru funcționarea sistemelor biologice de epurare ale apelor uzate se situează între valorile de 35 și 400C, ceea ce corespunde cu temperatura maximă pentru creșterea microorganismelor mezofilice. Desigur, trebuiesc evitate până și modificări bruște și de scurtă durată a temperaturii din cauza inactivării rapide ale acestor microorganisme. Acesta mai susține și faptul că între 40 și 450C nu se poate obține o performanță a sistemului de operare deoarece sunt puține specii care pot crește la aceste temperaturi. Aceste observații sunt importante în cazul epurării apelor industriale la temperaturi foarte mari. Unul dintre factorii care afectează schimburile de căldură este producerea de energie în timpul proceselor biologice. Creșterea celulei bacteriene este o rezultantă producției de energie în urma oxidării unui electron donor pentru sinteza biomasei. De asemenea, această energie este necesară pentru menținerea activității bacteriene. Cantitatea de căldură eliberară în urma procesului de oxidate a carbonului sau a azotului este direct proporțională cu cantitatea de oxigen utilizat pentru acest proces. Pentru fiecare gram de oxigen utilizat se produce e energie egală cu 3.5 kcal. Din moment ce 1 kcal reprezintă suficientă energie pentru a crește temperatura unui litru de apă cu 10C, impactul acestei modificări de căldură în mediul apos depinde de caracteristicile apei uzate.
Jenkins[166] susține că temperatura în bazinul de aerare peste 35 – 400C poate cauza formarea flocoanelor dispersate și poate accelera creșterea microorganismelor. Aceste fenomene se observă prin apariția unor episoade de creștere dispersată a bacteriilor filamentoase, turbiditate crescută în efluent și dispersarea flocoanelor de nămol activ atunci cand temperatura depășește valoare de 350C.
Henze[167] susține faptul că temperatura are un impact deosebit de important asupra vitezei de creștere a microorganismelor. Acesta spune că microorganismele care funcționează la temperaturi mai mari au o rată de creștere mai rapidă decât cele care funcționează la temperaturi mai mici.
De asemenea, IWA[168] a publicat un studiu ce relevă faptul că la o temperatură mai mare în bazinul de aerare, activitatea microbiană este mai ridicată până când se atinge valoarea optimă a temperaturii. O depășire a temperaturii optime rezultă în scăderea activității microbiene.
Modelarea influenței variației de temperatură din bazinul de aerare asupra distribuției nămolului activ în bazinul de aerare de la Stația de Epurare Mioveni are în vedere următoarele:
componentele sistemului de epurare cu nămol activ;
variația temperaturii influentului;
condițiile atmosferice;
alte condiții ce pot influența sistemul biologic de epurare cu nămol activ.
Aceste simulări sunt în concordanță cu temperaturile maxime sezoniere atmosferice din anul 2015 și cu volumul bazinului de aerare.
Temperatura este un factor fizic care influențează direct atât fenomenul de transfer de masă cât și cinetica procesului biologic.
În prezenta lucrare, pentru prima dată, s-a corelat influența factorului temperatură asupra concentrației de nămol activ și a concentrației de oxigen dizolvat prin modelare și simulare.
Pe lângă ecuația de dispersie a oxigenului și ecuația de transfer de masă (capitol modelare) se introduce în prezentele modelări și ecuația de temperatură(10.1)[156].
Pentru modelarea matematică a bazinului de aerare s-au folosit următoarele formule:
Pentru modelarea distribuției de oxigen dizolvat:
Pentru modelarea distribuției de microorganisme:
Pentru ecuația de temperatură se pornește de la ecuația generală:
unde ∇ – gradientul temperaturii.
Unde Div este gradientul iar k2- conductivitatea standard pentru temperatură(k2=1)(manual flex).
unde termenul 1* t(Temp) este considerat ca fiind un termen sursă în procesul termodinamic.
Cu ajutorul ecuațiilor (10.2),(10.3) și (10.5) s-au putut realiza simulări pe verticală a valorilor temperaturii amestecului din bazinul de aerare.
Se presupune că:
aerul comprimat intră pe suprafața difuzorului cu o temperatură de aproximativ 300C;
la suprafața bazinului este introdusă valoarea temperaturii mediului ambiant pentru a se observa fenomenul de transfer de căldură;
condiția la limită de pe pereții bazinului este ca temperatura sa fie egală cu 120C, întrucât bazinele de aerare sunt proiectate pentru valori ale temperaturii de 10-120C[171].
Se urmărește temperatura amestecului din bazinul de aerare. Curbele de temperatură sunt modelate pe verticala bazinului deasupra difuzorilor. În condițiile inițiale s-a adăugat că temperatura este egală cu temperatura mediului variind în funcție de fiecare caz, de exemplu vreme caniculară, caldă, răcoroasă, rece.
10.1.1 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la temperatura de 220C (anotimp cald)
TITLE 'Difuzori' { the problem identification }
COORDINATES cartesian2 { coordinate system, 1D,2D,3D, etc }
VARIABLES { system variables }
C { choose your own names }
micro
temp
! SELECT { method controls }
DEFINITIONS
u=0.8
w=0.06
epsx=2
epsy=95
L=16{lungimea bazinului de aerare}
k=0.001{concentratia de saturatie}
k1=100
H=3.3{inaltime bazin}
{A=8 adancime}
d=0.34{distanta intre difuzoare}
b=0.076{inaltime difuzor}
iD=0.34{diametru difuzor}
HI=0.05 {distanta de la radier la care se monteaza difuzorul}
Ks=20
niu=0.8
V=9081{volumul bazinului}
S0=584{concentratia substratului la timpul T0}
Q=41{m/s}
YH=0.67
X0=3.5
K2=1
a=0.004 {concentratia de oxigen la suprafata difuzorilor}
{ parameter definitions }
INITIAL VALUES
C=a
micro=3.0
temp=15
EQUATIONS
C: dt(C)+dx(u*C)+ dy(w*C)=dx(epsx*dx(C))+ dy(epsy*dy(C)) – k
micro: dt(micro)=micro*((niu*(S0*YH+X0-micro)))/(Ks*YH+S0*YH+X0-micro) -k1*temp
Temp: Div(-K2*grad(Temp)) + 1*dt(Temp) = 0
! CONSTRAINTS { Integral constraints }
BOUNDARIES { The domain definition }
REGION 1
START (0,0)
value(C)=0
value(micro)=2.5
value(temp)=12
LINE TO(0,H)
value (c)=0.001
value(micro)=2
value(temp)=22
LINE TO (L,H)
value(C)=0
value(micro)=2.5
value(temp)=12
LINE TO(L,0)
value(micro)=3
value(C)=0
value(temp)=12
LINE TO CLOSE
Fig.10.1 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Se poate observa o concentrație de oxigen deasupra difuzorilor de 0.004[g/L]. Această concentrație scade pe măsură de este consumată de microorganismele din nămolul activ până la 0.0012[g/L] la suprafața bazinului. Între difuzori, concentrația de oxigen este de 0.0003[g/L] deoarece acolo sedimentează nămolul activ, iar sub difuzori, după cum arată modelul matematic, OD=0[g/L].
Fig.10.2 – Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Microorganismele din nămolul activ se regăsesc sub formă de flocoane în bazinul de aerare. Aceste flocoane consumă materia organică cu ajutorul oxigenului, ajungând astfel, în momentul în se ajunge la liza celulei să sedimenteze pe fundul bazinului de aerare. În cazul prezenței unei temperaturi de 22 grade Celsius, activitatea microbiană este la capacitate maximă, deoarece majoritate speciilor aerobe funcționează optim la temperaturi cuprinse între 18 și 250C. Se poate observa sensul ascendent al oxigenului deasupra difuzorilor ce împinge celulele din nămolul activ către suprafată. De aceea, concentrația de microorganisme de deasupra difuzorilor este mai scăzută decât la suprafață. La mijlocul bazinului se poate observa o concentrație a nămolului activ de 3[g/L]. Această concentrație este optimă pentru funcționarea corectă a stației de epurare. Între difuzori, acolo unde nu există bule ascendente, concentrația de nămol activ crește până la 3.6[g/L] doarece se petrece fenomenul de sedimentare a celulelor microbiene.
Fig.10.3 – Distribuția temperaturii în bazinul de aerare – Condițiile la limită pentru temperatura din bazinul de aerare au fost identificate depinzând de STAS-ul de proiectare. Astfel, bazinul de aerare este proiectat pentru temperatura de 12 grade, însă la suprafața bazinului există un schimb de căldură între apa din bazin si aerul ambiental. Pentru o temperatură a mediului de 220C s-a conturat o curbă de distribuție a temperaturii conform modelului matematic.
10.1.2 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la temperatura de 150C (anotimp răcoros)
TITLE 'Difuzori' { the problem identification }
COORDINATES cartesian2 { coordinate system, 1D,2D,3D, etc }
VARIABLES { system variables }
C { choose your own names }
micro
temp
! SELECT { method controls }
DEFINITIONS
u=0.8
w=0.06
epsx=2
epsy=95
L=16{lungimea bazinului de aerare}
k=0.001{concentratia de saturatie}
k1=100
H=3.3{inaltime bazin}
{A=8 adancime}
d=0.34{distanta intre difuzoare}
b=0.076{inaltime difuzor}
iD=0.34{diametru difuzor}
HI=0.05 {distanta de la radier la care se monteaza difuzorul}
Ks=20
niu=0.8
V=9081{volumul bazinului}
S0=584{concentratia substratului la timpul T0}
Q=41{m/s}
YH=0.67
X0=3.5
K2=1
a=0.004 {concentratia de oxigen la suprafata difuzorilor}
{ parameter definitions }
INITIAL VALUES
C=a
micro=3.0
temp=15
EQUATIONS
C: dt(C)+dx(u*C)+ dy(w*C)=dx(epsx*dx(C))+ dy(epsy*dy(C)) – k
micro: dt(micro)=micro*((niu*(S0*YH+X0-micro)))/(Ks*YH+S0*YH+X0-micro) -k1*temp
Temp: Div(-K2*grad(Temp)) + 1*dt(Temp) = 0
! CONSTRAINTS { Integral constraints }
BOUNDARIES { The domain definition }
REGION 1
START (0,0)
value(C)=0
value(micro)=2.5
value(temp)=12
LINE TO(0,H)
value (c)=0.001
value(micro)=2
value(temp)=15
LINE TO (L,H)
value(C)=0
value(micro)=2.5
value(temp)=12
LINE TO(L,0)
value(micro)=3
value(C)=0
value(temp)=12
LINE TO CLOSE
Fig.10.1 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Se poate observa o concentrație de oxigen deasupra difuzorilor de 0.004[g/L]. Această concentrație scade pe măsură de este consumată de microorganismele din nămolul activ până la 0.0012[g/L] la suprafața bazinului. Între difuzori, concentrația de oxigen este de 0.0003[g/L] deoarece acolo sedimentează nămolul activ, iar sub difuzori, după cum arată modelul matematic, OD=0 g/L. Aceste condiții nu se modifică cu nimic față de distribuția concentrației de oxigen la o temperatură de 220C.
Fig.10.5 – Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Pentru temperatura atmosferică de 150C, microorganismele încă se regăsesc în plaja de valori optime pentru a suține activitățile microbiene. Se poate observa sensul ascendent al oxigenului deasupra difuzorilor ce împinge celulele microbiene din nămolul activ către suprafată. De aceea, concentrația de microorganisme de deasupra difuzorilor este mai scăzută decât la suprafață. Deasupra difuzorilor se regăsește concentrația de 2.45[g/L]. La mijlocul bazinului se poate observa o concentrație a nămolului activ de 3.05[g/L]. Această concentrație este optimă pentru funcționarea corectă a stației de epurare. Între difuzori, acolo unde nu există bule ascendente, concentrația de nămol activ crește până la 3.35[g/L] doarece se petrece fenomenul de sedimentare a celulelor microbiene.
Fig.10.6 – Distribuția temperaturii în bazinul de aerare – Pentru o temperatură a mediului de 150C se conturează o curbă a distribuției temperaturii ce reprezintă o creștere de 1.50C de la fundul bazinului până la suprafața acestuia.
10.1.3 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la temperatura de 70C (anotimp rece)
TITLE 'Difuzori' { the problem identification }
COORDINATES cartesian2 { coordinate system, 1D,2D,3D, etc }
VARIABLES { system variables }
C { choose your own names }
micro
temp
! SELECT { method controls }
DEFINITIONS
u=0.8
w=0.06
epsx=2
epsy=95
L=16{lungimea bazinului de aerare}
k=0.001{concentratia de saturatie}
k1=100
H=3.3{inaltime bazin}
{A=8 adancime}
d=0.34{distanta intre difuzoare}
b=0.076{inaltime difuzor}
iD=0.34{diametru difuzor}
HI=0.05 {distanta de la radier la care se monteaza difuzorul}
Ks=20
niu=0.8
V=9081{volumul bazinului}
S0=584{concentratia substratului la timpul T0}
Q=41{m/s}
YH=0.67
X0=3.5
K2=1
a=0.004 {concentratia de oxigen la suprafata difuzorilor}
{ parameter definitions }
INITIAL VALUES
C=a
micro=3.0
temp=7
EQUATIONS
C: dt(C)+dx(u*C)+ dy(w*C)=dx(epsx*dx(C))+ dy(epsy*dy(C)) – k
micro: dt(micro)=micro*((niu*(S0*YH+X0-micro)))/(Ks*YH+S0*YH+X0-micro) -k1*temp
Temp: Div(-K2*grad(Temp)) + 1*dt(Temp) = 0
! CONSTRAINTS { Integral constraints }
BOUNDARIES { The domain definition }
REGION 1
START (0,0)
value(C)=0
value(micro)=2.5
value(temp)=12
LINE TO(0,H)
value (c)=0.001
value(micro)=2
value(temp)=15
LINE TO (L,H)
value(C)=0
value(micro)=2.5
value(temp)=12
LINE TO(L,0)
value(micro)=3
value(C)=0
value(temp)=12
LINE TO CLOSE
Fig. 10.7 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Se poate observa o concentrație de oxigen deasupra difuzorilor de 0.004[g/L]. Această concentrație scade pe măsură de este consumată de microorganismele din nămolul activ până la 0.0006[g/L] la suprafața bazinului. Între difuzori, concentrația de oxigen este de 0.0003[g/L] deoarece acolo sedimentează nămolul activ, iar sub difuzori, după cum arată modelul matematic, OD=0 [g/L]. Se poate observa faptul că între difuzori concentrația de oxigen scade până la 0.0003[g/L] fată de 0.0012[g/L] cât era în simulările anterioare.
Fig. 10.8 – Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Ajungând deja la temperatura de 70C, se poate evidenția faptul că numai anumite specii de microorganisme din nămolul activ sunt capabile să trăiască, iar această condiție influențează în mod definitoriu eficiența procesului de epurare. Se poate observa sensul ascendent al oxigenului deasupra difuzorilor ce împinge celulele microbiene din nămolul activ către suprafată. De aceea, concentrația de microorganisme de deasupra difuzorilor este mai scăzută decât la suprafață. Deasupra difuzorilor se regăsește concentrația de 2.30[g/L]. La mijlocul bazinului se poate observa o concentrație a nămolului activ de 3.60[g/L]. Această concentrație este optimă pentru funcționarea corectă a stației de epurare. Între difuzori, acolo unde nu există bule ascendente, concentrația de nămol activ crește până la 4[g/L] doarece se petrece fenomenul de sedimentare a celulelor mirobiene.
Fig.10.9 – Distribuția temperaturii în bazinul de aerare – Conform modelului matematic dezvoltat, se poate observa că datorită schimbului de căldură de la suprafața bazinului, se ajunge la temperatura de 70C, iar la fundul bazinului, temperatura a scăzut până la 10.50C.
10.1.4 Concluzii
J Carley[172] a studiat efectul temperaturii asupra performanțelor sistemului de epurare cu nămol activ. Acesta a făcut simulări la diferite temperaturi, incluzând și temperaturile de 7, 12 și 220C pentru un sistem de epurare cu nămol activ ce include și un decantor secundar. Concluziile acestuia au fost următoarele:
Procesul de nitrificare a fost viabil la temperaturile de 12 și 22 de grade, însă aproape nesemnificativ la 70C;
Procesul de oxidare a carbonului a fost mai eficient la 120C decât la 22 de grade;
Performanța de îndepărtare a CCO a fost scăzută la temperatura de 70C;
A existat o diferență semnificativă în ceea ce privește activitatea biomasei între 120C și 220C.
Analizând rezultatele oferite de modelul matematic utilizat și rezultatele cercetării științifice expusă anterior se ajunge la concluzia că, pe parcursul zilelor răcoroase se recomandă un control amănunțit al eficienței sistemului de operare cu nămol activ cât și introducerea unor cantități mai mare de suspensii solide în bazinul de aerare pentru menținerea activității microbiene a nămolului activ.
După analiza distribuției dn bazinul de aerare a nămolul activ și a oxigenului se poate observa că
Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Microorganismele din nămolul activ se regăsesc sub formă de flocoane în bazinul de aerare. Aceste flocoane consumă materia organică cu ajutorul oxigenului, ajungând astfel, în momentul în se ajunge la liza celulei să sedimenteze pe fundul bazinului de aerare. În cazul prezenței unei temperaturi de 40, 35 și 22 grade Celsius, activitatea microbiană este la capacitate maximă, deoarece majoritatea speciilor aerobe funcționează optim la temperaturi cuprinse între 20 și 400C. Se poate observa sensul ascendent al oxigenului deasupra difuzorilor ce împinge celulele din nămolul activ către suprafată. De aceea, concentrația de microorganisme de deasupra difuzorilor este mai scăzută decât la suprafață. În schimb la temperaturile de 15 și 7 grade Celsius celulele microbiene nu funcționează la capacitate maximă și se pot observa dezechilibre.
Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Se poate observa o concentrație de oxigen deasupra difuzorilor de 0.004[g/L]. Această concentrație scade pe măsură de este consumată de microorganismele din nămolul activ spre suprafața bazinului.
Distribuția temperaturii în bazinul de aerare – Condițiile la limită pentru temperatura din bazinul de aerare au fost identificate depinzând de STAS-ul de proiectare. Astfel, bazinul de aerare este proiectat pentru temperatura de 12 grade, însă la suprafața bazinului există un schimb de căldură între apa din bazin si aerul ambiental.
Concluzia este că această temperatură este optimă pentru activitatea microbiană întrucât se poate observa că această curbă a temperaturii corelată cu distribuția concentrației de nămol activ nu produce modificări semnificative în ceea ce priveste activitatea sau concentrația microorganismelor din nămolul activ.
Concentrația de oxigen are o modificare semnificativă la simularea pentru 7 grade Celsius, întrucât între difuzori scade de 4 ori față de celelalte simulări, însă nu afectează în mod semnificativ concentrația de oxigen ce întră pe suprafața difuzorilor în bazinul de aerare.
10.2 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la diferite concentrații de oxigen
10.2.1 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului= 0.001[g/l]
Fig. 10.10 – Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Pentru o concentrație de 0.001[g/L] oxigen dizolvat se poate observa distribuția nămolului activ deasupra difuzorilor și la mijlocul bazinului cu o concentrație de 3.4[g/L]. Corelarea acestei concentrații cu valoarea de 0.0008[g/L] conduce la concluzia că nămolul activ nu are suficient oxigen pentru realizarea activităților metabolice.
Fig.10.11 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Profilul concentrației de oxigen dizolvat pornește de la valoarea de 0[g/L], regăsită sub difuzori, pe unde nu intră oxigenul și ajunge la valoarea de 0.00095[g/L] deasupra difuzorilor pe unde intră aerul. Deși microorganismele consumă oxigenul pentru întreținerea activităților metabolice, și în mod natural ar trebui să se observe că în bazin concentrația de OD scade treptat pe măsură ce este consumat, se poate observa că la suprafața bazinului se regăsește valoarea de 0.00095[g/L]. Acest neconcordanță cu realitatea rezultă din introducerea condiției la limită în modelul matematic ca la suprafața bazinului concentrația de oxigen să nu scadă sub 0.001[g/L].
Fig. 10.12 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Această figură reprezintă distribuția profilelor concentrațiilor de oxigen în bazinul de aerare. Se poate observa că pe pereți valoare oxigenului este de 0[g/L] doarece pe acolo nu intră oxigen. Valoarea de 0.001[g/L] se regăsește deasupra difuzorilor, urmând ca apoi să scadă treptat pe măsură ce este consumat de microorganismele din nămolul activ. La suprafața bazinului se poate observa valoarea de 0.001[g/L].
Fig. 10.13 – Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Microorganismele din nămolul activ se regăsesc la o concentrație de 3.30[g/L] în bazinul de aerare, corelat cu concentrația de 0.001[g/L] oxigen dizolvat ceea ce duce la concluzia că nămolul activ nu realizează o epurare eficientă în treapta biologică a stației de epurare.
10.2.2 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului= 0.002[g/l]
Fig. 10.14 – Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Microorganismele din nămolul activ sunt distribuite în nămolul activ în corelație cu oxigenul. Legătura dintre aceste două componente este stransă deoarece microorganismele nu își pot susține activitățile microbiene fără o sursă de oxigen. Deasupra difuzorilor pe unde este introdus aerul se poate observa că există o concentrație de 3.0[g/L], urmând ca această concentrație să crească până la valoarea de 3.5[g/L] la mijlocul bazinului. Deoarece microorganismele consumă nutrienții din apa uzată și apoi intră în procesul de sedimentare, se poate observa că la suprafața bazinului cantitatea de nămol activ scade până la valoare de 2.10[g/L].
Fig.10.15 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Profilul concentrației de oxigen dizolvat pornește de la valoarea de 0[g/L], regăsită sub difuzori, pe unde nu intră oxigenul și ajunge la valoarea de 0.0018[g/L] deasupra difuzorilor pe unde intră aerul. Se poate observa faptul că microorganismele din nămolul activ consumă oxigenul, iar la suprafața bazinului, concentrația de oxigen dizolvat atinge valoarea de 0.001[g/L]. Aceste valori sunt în concordanță cu realitatea.
Fig. 10.16- Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Pe întreg bazinul de aerare se poate observa distribuția profilelor de concentrație pentru nămolul activ. Este vizibil faptul că pe pereții laterali și între difuzori se regăsesc valori ale concentrației de 3.90[g/L], datorită procesului de sedimentare. La suprafața bazinului nămolul activ se regăsește în concentrație de 2.1[g/L].
Fig. 10.17- Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Profilul concentrației de oxigen dizolvat pornește de la valoarea de 0[g/L], regăsită sub difuzori, pe unde nu intră oxigenul și ajunge la valoarea de 0.0018[g/L] deasupra difuzorilor pe unde intră aerul. Se poate observa faptul că microorganismele din nămolul activ consumă oxigenul, iar la suprafața bazinului, concentrația de oxigen dizolvat atinge valoarea de 0.001[g/L].
10.2.3 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului= 0.003[g/l]
Fig.10.18 – Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Concentrația de nămol activ din bazinul de aerare are la suprafața bazinului valoarea de 2[g/L]. De asemenea, deasupra difuzorilor, concentrația de nămol activ este mai scăzută din cauza vitezei ascendente a aerului ce intră prin difuzori și produce amestecarea. Distribuția profilelor concentrației de nămol activ din bazinul de aerare arată faptul că între difuzori se regăsește valoarea de 3.5[g/L].
Fig. 10.19- Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Profilul concentrației de oxigen dizolvat pornește de la valoarea de 0[g/L], regăsită sub difuzori, pe unde nu intră oxigenul și ajunge la valoarea de 0.0029[g/L] deasupra difuzorilor pe unde intră aerul. Se poate observa faptul că microorganismele din nămolul activ consumă oxigenul, iar la suprafața bazinului, concentrația de oxigen dizolvat atinge valoarea de 0.001[g/L].
Fig.10.20 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Profilul concentrației de oxigen dizolvat pornește de la valoarea de 0[g/L], regăsită sub difuzori, pe unde nu intră oxigenul și ajunge la valoarea de 0.0029[g/L] deasupra difuzorilor pe unde intră aerul. Se poate observa faptul că microorganismele din nămolul activ consumă oxigenul, iar la suprafața bazinului, concentrația de oxigen dizolvat atinge valoarea de 0.001[g/L].
Fig. 10.21- Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Concentrația de nămol activ din bazinul de aerare are la suprafața bazinului valoarea de 2[g/L]. De asemenea, deasupra difuzorilor, concentrația de nămol activ este mai scăzută din cauza vitezei ascendente a aerului ce intră prin difuzori și produce amestecarea. Distribuția profilelor concentrației de nămol activ din bazinul de aerare arată faptul că între difuzori se regăsește valoarea de 3.5[g/L]. Aproape de suprafața bazinului se produce fenomenul de floculare, reprezentat în imaginea realizată cu ajutorul modelului matematic ca fiind linia de culoare galbenă cu o valoare a concentrației de 3.3[g/L].
10.2.4 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului= 0.007[g/l]
Fig. 10.22 – Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Distribuția nămolului activ în bazinul de aerare este strâns legată de concentrația de oxigen care intră în bazin. Astfel, microorganismele prezente își pot susține activitățile microbiene și reușesc să îndepărteze poluații prezenți în apa uzată. În acest caz, se poate vorbi de o concentrație de oxigen mai mare decât necesarul de 3[g/L]. Se poate observa că deasupra difuzorilor se regăsește valoarea de 1[g/L], crescând apoi până la valoarea de 3.2[g/L]. La suprafața bazinului se poate observa o valoare de 2.2[g/L].
Fig.10.23 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Profilul concentrației de oxigen dizolvat pornește de la valoarea de 0[g/L], regăsită sub difuzori, pe unde nu intră oxigenul și ajunge la valoarea de 0.0065[g/L] deasupra difuzorilor pe unde intră aerul. Se poate observa faptul că microorganismele din nămolul activ consumă oxigenul, iar la suprafața bazinului, concentrația de oxigen dizolvat atinge valoarea de 0.001[g/L]. Aceste valori sunt în concordanță cu realitatea.
Fig.10.24 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Profilul concentrației de oxigen dizolvat pornește de la valoarea de 0[g/L], regăsită sub difuzori, pe unde nu intră oxigenul și ajunge la valoarea de 0.0065[g/L] deasupra difuzorilor pe unde intră aerul. Se poate observa faptul că microorganismele din nămolul activ consumă oxigenul, iar la suprafața bazinului, concentrația de oxigen dizolvat atinge valoarea de 0.001[g/L]. De asemenea, se poate vizualiza faptul că pe pereții laterali ai bazinul de aerare concentrația de oxigen este de 0[g/L] rezultând că modelul matematic propriu este în concordantă cu realitatea, reușind să simuleze un caz real.
Fig. 10.25 – Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Distribuția nămolului activ în bazinul de aerare este strâns legată de concentrația de oxigen care intră în bazin. Astfel, microorganismele prezente își pot susține activitățile microbiene și reușesc să îndepărteze poluații prezenți în apa uzată. În acest caz, se poate vorbi de o concentrație de oxigen mai mare decât necesarul de 3[g/L]. Se poate observa că deasupra difuzorilor se regăsește valoarea de 1[g/L], crescând apoi până la valoarea de 3.2[g/L]. La suprafața bazinului se poate observa o valoare de 2.2[g/L].
10.2.5 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului= 0.009[g/l]
Fig. 10.26 – Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Microorganismele din nămolul activ degradează materiile organice din apa uzată cu ajutorul oxigenului. În această situație simulată se observă faptul că deasupra difuzorilor concentrația de nămol activ atinge valoarea de -1.5[g/L]. Această valoare negativă se traduce prin faptul că microorganismele din nămolul activ sunt dispersate deasupra difuzorilor si nu se petrece nici un fenomen de degradare a materiei organice. Abia la 0.7 m înălțime microorganismele încep să se activeze din punct de vedere metabolic.
Fig.10.27 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Profilul concentrației de oxigen dizolvat pornește de la valoarea de 0[g/L], regăsită sub difuzori, pe unde nu intră oxigenul și ajunge la valoarea de 0.0085[g/L] deasupra difuzorilor pe unde intră aerul. Se poate observa faptul că microorganismele din nămolul activ consumă oxigenul, iar la suprafața bazinului, concentrația de oxigen dizolvat atinge valoarea de 0.001[g/L].
Fig. 10.28 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Profilul concentrației de oxigen dizolvat pornește de la valoarea de 0[g/L], regăsită sub difuzori, pe unde nu intră oxigenul și ajunge la valoarea de 0.0085[g/L] deasupra difuzorilor pe unde intră aerul. Se poate observa faptul că microorganismele din nămolul activ consumă oxigenul, iar la suprafața bazinului, concentrația de oxigen dizolvat atinge valoarea de 0.001[g/L]. De asemenea, se poate vizualiza faptul că pe pereții laterali ai bazinul de aerare concentrația de oxigen este de 0[g/L] rezultând că modelul matematic propriu este în concordantă cu realitatea, reușind să simuleze un caz real.
Fig.10.29 – Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Microorganismele din nămolul activ degradează materiile organice din apa uzată cu ajutorul oxigenului. În această situație simulată se observă faptul că deasupra difuzorilor concentrația de nămol activ atinge valoarea de -1.5[g/L]. Această valoare negativă se traduce prin faptul că microorganismele din nămolul activ sunt dispersate deasupra difuzorilor si nu se petrece nici un fenomen de degradare a materiei organice. Abia la 0.7 [m] pe înălțimea bazinului microorganismele încep să se activeze din punct de vedere metabolic.
10.2.6 Rezultate distribuție concentrație nămol activ în bazinul de aerare la concentrația Oxigenului=0.01[mg/L]
Fig. 10.30- Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Pentru o valoare a concentrației de oxigen de 0.01[g/L], microorganismele din nămolul activ ating o valoare maximă a concentrației de 3.9[g/L]. Această concentrație se regăsește la fundul bazinului unde se petrece fenomenul de sedimentare. La suprafața bazinului se poate observa o concentrație de 2.1[g/L].
Fig.10.31 – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Profilul concentrației de oxigen dizolvat pornește de la valoarea de 0[g/L], regăsită sub difuzori, pe unde nu intră oxigenul și ajunge la valoarea de 0.0095[g/L] deasupra difuzorilor pe unde intră aerul. Se poate observa faptul că microorganismele din nămolul activ consumă oxigenul, iar la suprafața bazinului, concentrația de oxigen dizolvat atinge valoarea de 0.001[g/L].
Fig. 10.32- Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare – Profilul concentrației de oxigen dizolvat pornește de la valoarea de 0[g/L], regăsită sub difuzori, pe unde nu intră oxigenul și ajunge la valoarea de 0.0095[g/L] deasupra difuzorilor pe unde intră aerul. Se poate observa faptul că microorganismele din nămolul activ consumă oxigenul, iar la suprafața bazinului, concentrația de oxigen dizolvat atinge valoarea de 0.001[g/L]. De asemenea, se poate vizualiza faptul că pe pereții laterali ai bazinul de aerare concentrația de oxigen este de 0[g/L] rezultând că modelul matematic propriu este în concordanță cu realitatea, reușind să simuleze un caz real.
Fig. 10.33- Distribuția concentrației de nămol activ în bazinul de aerare – Pentru o valoare a concentrației de oxigen de 0.01[g/L], microorganismele din nămolul activ ating o valoare maximă a concentrației de 3.9[g/L]. Această concentrație se regăsește la fundul bazinului unde se petrece fenomenul de sedimentare. La suprafața bazinului se poate observa o concentrație de 2.1[g/L].
10.3. Concluzii
După analiza simulărilor cu diferite concentrații de oxigen, s-a ajuns la concluzia ca o concentrație de oxigen mai mică decât 3[mO2/L] împiedică formarea corectă a flocoanelor de nămol, și prin urmare afectează și eficiența procesului.
CAPITOLUL XI – CONCLUZII GENERALE, CONTRIBUȚII ORIGINALE ȘI DIRECȚII VIITOARE DE CERCETARE
11.1. Concluzii generale
În stațiile de epurare cu treaptă biologică cel mai utilizat proces de epurare este cel cu nămol activ. Acesta este folosit cu scopul îndepărtării materiei organice, oxidării carbonului și a azotului. Tehnologia are în componență un bioreactor în care este introdus aerul(sau oxigenul) cu ajutorul difuzorilor poroși, și un decantor secundar care permite sedimentarea flocoanelor de nămol, realizându-se astfel separarea nămolului de apa epurată înainte de deversare.
Acest proces implică introducerea de aer sau oxigen în bazinul de aerare combinat cu existența unei populații de microorganisme sub formă de flocon ce reduc conținutul organic al influentului. Concentrația de oxigen introdus în bazinul de aerare ajută populația de microorganisme să degradeze materia organică din influent. Floconul de nămol are o culoare inchisă și este compus preponderent din protozoare, dar poate conține și amibe, spirochete și vorticele. Un alt constituent major sunt rotiferele sedentare.
O etapă deosebit de importantă în procedeul de epurare cu nămol activ este recircularea nămolului activ, doarece în acest fel se îmbunătățește calitatea nămolului activ în bazinul de aerare. Această etapă se realizează prin returnarea nămolului activ de la ieșirea din bazinul de aerare sau din decantorul secundar înapoi în treapta biologică(Fig 1.1). În acest capitol este detaliat procesul de epurare și compoziția generală a speciilor de microorganisme prezente în amestecul din bioreactor.
În procesul de epurare cu nămol activ, speciile de microorganisme sunt amestecate cu apa uzată. Microorganismele intră în contact cu materia biodegradabilă din apa uzată și o consumă.
Un proces de epurare reușit depinde de cât de eficient este procesul de consum al materiei organice de către bacterii, de abilitatea acestora de a se menține sub formă de flocon de nămol activ și de proprietățile lor de sedimentare.
Fenomenul de floculare biologică a nămolului activ permite aglomerarea celulelor microbiene și creșterea masei floconului. Acest fenomen se produce datorită existenței substanțelor polimerice extracelulare prezente în masa lichidă. De asemenea, reacțiile biochimice ale celulelor microbiene se produc doar dacă oxigenul și substratul ajung până în centrul floconului de nămol. Flocularea nămolului activ influențează în mod direct caracteristicile de sedimentare, însă producerea acestui fenomen depinde de gradul de turbulență, compoziția substratului, a nămolului activ și vârsta nămolului.
După ce iese din bazinul de aerare, amestecul de microorganisme și apă uzată ajunge într-un decator secundar unde nămolul sedimentează. În funcție de tehnologia stației de epurare, un anumit volum de nămol este recirculat în bazinul de aerare pentru a asigura prezența unei cantități adecvate de microorganisme. Aceste microorganisme sunt ulterior amestecate cu apa uzată ce intră în bazinul de aerare unde se reia procesul de consum al nutrienților organici. Altfel, procesul de epurare cu nămol activ se repetă. Această recirculare a nămolului activ îmbunătățeste calitatea nămolului activ în bazinul de aerare.
Prin utilizarea tehnicii de izolare a culturilor pure din nămolul activ a rezultat faptul că floconul de nămol conține preponderent specii de Zooglea, Pseudomonas, Flavobacterium, Alcaligenes, Achromobacter, Corynebacterium, Comomonas, Brevibacterium, Acinetobacter, Bacillus sp., cât și microoganisme filamentoase. Câteva exemple de bacterii finamentoase includ Sphaerotilus sp. și Beggiatoa care sunt responsabile cu fenomenul de umflare a nămolului (bulking sludge).
Tratamentul microbiologic al apelor uzate este cu siguranță cel mai eficient și natural proces de îndepărtare a poluanților din apă.
În bazinul de aerare există cinci grupe majore de microorganisme:
Bacteria – specii de bacterii aerobe capabile să îndepărteze nutrienții organici.
Protozoa – bacterii dispersate care îndepărtează și consumă particulele organice în suspensie.
Metazoa – bacterii ce se regăsesc în special în sistemele ce presupun un timp de retenție mai mare, cum este exemplul lagunelor.
Bacterii filamentoase – bacterii ce se regăsesc predominant în masa apei uzate și prezintă proprietăți de sedimentare foarte scăzute, dar tulbură efluentul
Alge și Fungi – acestea apar în momentul în care există modificări semnificative ale pH-ului în apa uzată.
Pe lângă fenomenul de îndepărtare a a bacteriilor aflate în suspensie, protozoarele au încă patru roluri esențiale în procesul biologic de epurare cu nămol activ:
secreția polizaharidelor în mediul lichid;
ingerarea particulelor de materie organic ;
îndepărtarea bacteriei dispersate;
inducerea creșterii floconului de nămol;
Prezența și compoziția culturilor mixte de microorganisme influențează eficiența epurării apei uzate. De asemenea, pe lângă acestea, compoziția nămolului activ influențează activitatea și creșterea microbiană a acestora.
Procesul biologic reprezintă o treaptă importantă din tehnologia de epurare a apelor uzate. Componentele hidraulice și microbiologice ale sistemului de epurare cu nămol activ pot influența calitatea efluentului. Cea mai importantă componentă a acestui sistem este dezvoltarea și menținerea unei culturi mixte de microorganisme din nămolul activ ce epurează eficient apa uzată și ce poate fi controlată[159]. Formarea floconului de nămol activ ce se realizează în stațiile de epurare cu nămol activ se produce datorită sedimentării și a creșterii mai multor specii de bacterii în bazinul de aerare. Speciile formatoare de flocoane au ca și caracteristică un strat de polizaharide extracelulare, altfel numit glicocalix. Acest glicocalix este compus din polizaharide, proteine, celuloză și fibrile ce ajută bacteriile să se grupeze sub formă de flocoane. Acestea se formează la rate mici de creștere ale celulelor bacteriene și concentrații mai scăzute de nutrienți, dar și în cazul unor condiții de creștere celulară staționară sau lipsă de nutrienți(Fig 1.9).
Materia organică din apa uzată este în principal compusă din proteine, polizaharide și lipide. Se poate observa că în nămolul activ se regăsește o activitate enzimatică ridicată, pe când în efluent se poate observa prezența exoenzimelor. Prezența activității enzimatice se datorează asocierii enzimelor cu celulele microbiene din floconul de nămol activ.
Enzimele regăsite în nămol pot proveni din influent sau de la celulele bacteriene prezente în nămolul activ care le secretă ca enzime extracelulare. Însă trebuie avut în vedere faptul că activitatea enzimatică este influențată într-un mod definitoriu de compoziția influentului sau a nămolului activ, iar performanța sistemului de epurare depinde de distribuția enzimelor și a nutrienților din apa uzată.
Factorii chimici și biologici pot afecta de asemenea activitatea enzimatică în timpul epurării apei uzate. O creștere semnificativă a cantității de biomasă în nămolul activ are efect asupra concentrației enzimelor producând o îmbunătățire a activității enzimatice.
În timpul procesului de epurare cu nămol activ o fracție mare din particulele organice sunt degradate cu ajutorul proceselor microbiologice. Influentul conține în principal proteine, polizaharide și lipide, cele mai multe dintre ele regăsindu-se sub formă de particule. Însă, doar o mică parte dintre aceste particule este absorbită de celule, aceasta fiind constituită din moleculele foarte mici capabile să străbată membrana celulară.
În nămolul activ sunt prezente câteva tipuri de activitate enzimatică incluzând activitatea aminopeptidelor, dehidrogenazelor, glucozidazelor, lipazelor si a fosfatazelor.
Reacția generală catalizată de o enzimă simplă este efectuată în trei faze.
formarea complexului tranzitoriu între enzimă și substrat;
rearanjarea intermoleculară pentru a forma complexe enzimă-produși;
disocierea complexelor pentru a elibera enzima liberă și produșii de reacție.
Ecuația de bază care descrie cinetica enzimatică este ecuația stabilită de Michaelis și Menten, derivată prin abordarea stării de echilibru (faza de staționare). Conform Ognean și Vaicum[150], într-o reacție enzimatică în care dintr-un singur substrat se obține un singur produs, mecanismul de reacție este dat de următoarea secvență – Enzima Enz reacționează inițial cu substratul Y pentru a forma complexul activ enzimă-substrat, Enz*Y care este apoi scindat pentru a forma din nou enzima liberă și produsul.
Multe reacții enzimatice sunt însă mai complexe, cunprinzând mai mulți reactanți, iar tratarea cineticii enzimatice conform teoriei lui Michaelis și Menten reprezintă o simplificare.
Reacția enzimatică se caracterizează, în afară de constanta lui Michaelis, de asemenea prin viteza ei maximă Vmax, această mărime variind mult în funcție de sistemul enzimă-substrat, de pH-ul sistemului și temperatura de lucru.
Cinetica enzimatică se referă la acțiunea catalizatorilor de accelerare a vitezei de reacție prin scăderea energiei de activare necesară pentru aducerea reactanților din starea energetică normală în stare activă (de tranziție).
Activitatea maximă a enzimelor se desfășoară în condiții adecvate, nu numai de substrat, dar și de pH și temperatură. Majoritatea enzimelor își desfășoară activitatea specifică numai între anumite limite de pH, având o activitate maximă la un pH optim. pH-ul optim are valori diferite ce depind de tipul enzimei.
Pentru unele grupe de microorganisme nu este normală comportarea enzimatică la valori ale pH-ului extreme. În general, pH-ul optim pentru activitatea enzimelor se situează la valori slab acide sau neutre.
În cazul în care se depășesc valorile pH-ului optim pentru activitatea enzimatică, rezultă alterarea structurii proteice a enzimei, fie prin schimbări locale în strucutură, fie modificând configurația centrului activ, fie prin denaturarea proceselor care implică structura totală a proteinei.
Un alt parametru ce influențează viteza reacțiilor enzimatice este temperatura, și anume, creșterea temperaturii cu 10oC mărește viteza de reacție în general de 2-4 ori. Modificarea constantelor de viteză se poate face prin creșterea numărului de molecule reactante care pot trece în stare de activare, fie prin schimbarea însăși a energiei de activare, dar în general se petrec ambele fenomene.
Exoenzimele sunt asociate suprafeței celulei care le produce. Acestea sunt fie in stare liberă, dizolvate în apă sau sunt absorbite de alte suprafețe diferite de cele ale celulei care le-a produs.
Exoenzimele de tipul lipazelor, glucozidazelor, proteazelor, provin din una dintre următoarele trei surse: influent, nămolul activ, sau enzimele secretate în mod natural de către celule. Astfel, se regăsesc următoarele tipuri de enzime: exoenzime care sunt legate de suprafața celulei microbiene (ectoenzime), în stare liberă (exoenzime) în apă, sau absorbite în substanțele polimerice extracelulare (SPEX) din nămolul activ. Substanțele polimerice extracelulare sunt definite ca fiind polimeri organici de origine microbiană care sunt responsabili pentru legarea celulelor și a altor materiale sub formă de particule împreună cu alte celule (coeziune) sau de substrat (adeziune). Activitatea enzimatică din nămolul activ este investigată cu ajutorul localizării enzimelor în matricea floconului de nămol activ.
Prezența compușilor humici în nămolul activ inhibă acțiunea exoenzimelor, deoarece s-a arătat că acești compuși acționează asupra exoenzimelor aducându-le într-o formă fixă, imobilizată și stabilă din punct de vedere chimic, însă activitatea lor este suprimată. Pe de altă parte, compușii humici reprezintă o parte importantă a nămolului activ.
Producția materialului genetic nou (sinteza ribozomală) controlează viteza de creștere a bacteriilor în nămol, și este asociată cu accesibilitatea (noțiune diferită față de concentrația) substratului.
Concentratiile de azot și fosfor pot reprezenta factori limitativi dacă nu sunt prezenți în cantități suficiente în influent. În general, rata CBO5:N:P trebuie să fie 100:5:1 pentru o îndepărtare completă a CBO. Polizaharidele extracelulare sunt produse de către toate bacteriile prezente în nămolul activ. Acestea sunt responsabile pentru formarea floconului de nămol activ. Producerea în exces a acestor polizaharide poate conduce la deficiențe de nutrienți (și de asemenea deficiență de oxigen sau raport H/M mare) rezultând într-un nămol cu proprietăți slabe de sedimentare. Semne ale deficitului de nutrienți includ – creștere accentuată a microorganismelor filamentoase și spumarea în bazinul de aerare. Procesele moderne de epurare cu nămol activ sunt foarte fiabile, în urma lor rezultând un efluent eficient epurat și sunt considerate a fi cele mai bune metode de degradare a materiilor organice având în vedere raportul cost-eficiență. Eficiența procesului biologic de epurare cu nămol activ depinde de identificarea unei comunități mixte de microorganisme ce va elimina materiile organice. De asemenea, aceste comunități vor agrega și vor adera printr-un proces de biofloculație la un flocon de nămol rezultând astfel o cantitate concentrată de nămol activ pentru recirculare. O problemă ce apare în procesul de epurare în ceea ce privește separarea suspensiilor solidelor de apa uzată este un rezultat al dezechilibrului componentelor biologice din proces. Materia organică din influent este compusă din proteine, polizaharide și lipide cu greutate moleculară mare. Compușii organici sunt de obicei hidrolizați de către enzimele extracelulare pentru a putea fi asimilați de bacterii. Aceste enzime extracelulare sunt fie legate de suprafața celulelor (ectoenzime) fie sunt eliberate în mediu (exoenzime) în formă liberă înainte de a forma complexe cu greutate moleculară mare. Enzimele de tipul proteazei, α-amilazei, α – glucozidazei și fosfatazei alcaline joacă roluri esențiale în tratamentul biologic al apelor uzate. Cantitatea de enzime extracelulare în formă liberă din nămolul activ din bazinul de aerare este neglijabilă, ceea ce conduce la concluzia că acestea sunt imobilizate în floconul de nămol.
Celulele bacteriene produc de altfel, substanțe polimerice extracelulare (SPEX) ce conduc la fenomenul de aglomerare al celulelor și la floculare. În concluzie, SPEX creează punți de legături între celulele bacteriene ajutând la formarea floconului de nămol activ.
Activitatea enzimatică și distribuția enzimelor în flocoanele de nămol activ pot fi dectectate și analizate, însă trebuie aprofundată cercetarea pentru extragerea acestora din flocoane fără a fi afectate componentele intracelulare. De asemenea studiile ar trebui să ia în considerare caracteristicile fizice și chimice ale flocoanelor, fenomenul de difuzie a oxigenului și factorii termodinamici și hidrodinamici din bazinul de aerare.
Înțelegerea activității enzimatice și a distribuției enzimelor în floconul de nămol activ este un factor deosebit de important în studiul proceselor biologice de degradare ale materiilor organice deoarece acestea reflectă cel mai bine activitățile microbiene ce au loc în baziele de aerare în prezența oxigenului. De asemenea, studiul enzimelor din diferite fracțiuni ale nămolului activ ajută la înțelegerea mai bună a procesului biologic pe componente, deoarece fiecare enzimă îndeplinește un rol precis în funcționarea flocoanelor de nămol, și ar conduce la eficiențe mai ridicare ale degradării materiei organice, un control mai bun al procesului de epurare și costuri mai scăzute ale operării stațiilor de epurare[157].
În anul 1993, Urbain et al.[18] a descoperit că în compoziția nămolului activ există compuși polimerici extracelulari ce provin fie din liza celulelor, fie din influent. Trei ani mai târziu, în anul 1996, Frolund et al.[19] a cuantificat substanțele polimerice extracelulare folosind tehnica de extracție cu schimbul de ioni de rășină. Această tehnică presupune introducerea unor substanțe polimerice insolubile(rășină, polimer obținut din polistiren) în mediul apos, apoi realizând schimbul de ioni între electrolit și soluția apoasă. Autorul a evidențiat prezența proteinelor în procent de 46-52%, a acizilor humici în procent de 18-23% și a carbohidraților în procent de 17%. De altfel, s-a descoperit și prezența ADN-ului și a unor acizi uronici(compuși derivați din zahăr prin oxidare) în substanțele polimerice extracelulare.
Aceste descoperiri sunt importante deoarece este esențială cunoașterea compoziției nămolului activ înainte de a alege o tehnologie optimă și fezabilă pentru realizarea procesului de epurare a apelor uzate.
Cea mai importantă caracteristică în procesul de epurare cu nămol activ este natura floculentă a biomasei bacteriene. Flocoanele de nămol nu doar ca trebuie sa fie eficiente în adsorbția fracției de particule organice din apa uzată, dar trebuie să și separe rapid și eficient efluentul tratat în decantor.
La modul ideal, procesul de epurare cu nămol activ ar trebui operat cat mai aproape de condiția de hrană limitată pentru a încuraja respirația endogenă atunci cand microorganismele își utilizează propriul lor material celular, astfel încât se reduce cantitatea de biomasă produsă.
În timpul fazei de respirație endogenă, rata de respirație va scădea la minimul necesar doar pentru menținerea activității celulelor. Totuși , în condițiile normale de operare, creșterea populației microbiene și acumularea de solide nebiodegradabile rezultă în creșterea cantității de nămol activ produs.
Mecanismul de îndepărtare, asimilare sau mineralizare a nutrienților poate fi selectat utilizând condiții de operare specifice, însă există câteva avantaje și dezavantaje. Spre exemplu, cea mai rapidă metodă de îndepărtare a nutrienților este îndepărtarea materiei organice doar prin asimilare. Acest procedeu însă produce un surplus de nămol, ceea ce conduce la costuri operaționale mai mari pentru tratarea, separarea și îndepărtarea nămolului. Oxidarea completă (mineralizarea) apei uzate este o metodă mai lentă și are nevoie de perioade de aerare mai lungi.
Obiectivul principal al modelării proceselor de epurare biologică cu nămol activ este combinarea cunoștințelor privind dinamica procesului de epurare cu metodele matematice de estimare și identificare, pentru a obține cele mai simple modele capabile să descrie reducerea poluanților din apele uzate cu ajutorul microorganismelor din bioreactor.
ASM1(Activated Sludge Model 1) a fost dezvoltat de IWA. Acest model utilizează 13 varibile și descrie procesul de îndepărtare a azotului și a carbonului din apa uzată. Dezavantajul acestui model este complexitatea acestuia, ceea ce îl face dificil de utilizat într-un sistem controlat. Totuși, a fost realizată o variantă simplificată a acestui model luând în considerare influența parametrilor semnificativi pe o perioadă mai scurtă de timp, începând de la câteva ore până la câteva zile. Datorită modificării scării de timp, s-a considerat că anumiți parametri ce au o evoluție lentă sunt constanți, iar cei cu evoluție rapidă sunt neglijați.
Sistemele biologice de epurare ale apelor uzate sunt procese complexe, nelineare, multivariabile, ce pot furniza informații despre caracteristicile influentului, structura și parametrii modelului. Pot fi distinse două abordări pentru controlul unui asemenea proces. Prima abordare ia în considerare etapele procesului de epurare fără nicio influență externă și controlează separat cele mai importante variabile; cea de-a doua ia în considerare modelul teoretic ce a fost îmbunătățit periodic de către cercetători, iar îmbunătățirile sunt legate de tipul de model matematic utilizat și de variabilele estimate.
Controlul concentrației de oxigen dizolvat în bazinul de aerare este una dintre cele mai mari probleme în operarea unei stații de epurare deoarece un nivel optim de oxigen dizolvat permite dezvoltarea microorganismelor implicate în procesul de epurare. Ultimele studii ale cercetătorilor s-au bazat și pe îndepărtarea azotului și fosforului. Utilizarea modelelor teoretice simplificate permit aplicarea unor tehnici de control avansat al proceselor de epurare biologică. În utilizarea modelului complex ASM1 problema controlului automat a devenit foarte complicată.
Modelul ASM1 este un model clasic în care tehnicile de control folosite sunt aranjate ierarhic, pe o structură cu trei nivele(Tabel 5.3). Pe cel mai înalt nivel este calculată o traiectorie stabilă a procesului pentru o anumită perioadă de timp. Pe nivelul de mijloc se dezvoltă o traiectorie optimizată pentru oxigenul dizolvat și debitul nămolului activ recirculat. Pe ultimul nivel se realizează controlul concentrației de oxigen dizolvat bazat pe referințe și valori prestabilite. O abordare adecvată pentru acest tip de proces este bazată pe controlul strategiilor de inteligență artificială.
Dezavantajul unui model de tip ASM este complexitatea acestuia, ceea ce îl face dificil de utilizat într-un sistem controlat. Totuși, s-a realizat o variantă simplificată a acestui model luând în considerare influența parametrilor semnificativi pe o perioadă mai scurtă de timp, începând de la câteva ore până la câteva zile. Datorită modificării scării de timp, s-a considerat că anumiți parametri ce au o evoluție lentă sunt constanți, iar cei cu evoluție rapidă sunt neglijați.
Sistemele biologice de epurare ale apelor uzate sunt procese complexe, nelineare, multivariabile, ce pot furniza informații despre caracteristicile influentului, structura și parametri modelului. Controlul concentrației de oxigen dizolvat în bazinul de aerare este una dintre cele mai mari probleme în operarea unei stații de epurare deoarece un nivel optim de oxigen dizolvat permite dezvoltarea microorganismelor implicate în procesul de epurare.
Ipotezele luate în considerare modelul matematic original sunt:
în bazin se realizează o mișcare permanentă din punct de vedere hidraulic;
mișcarea este orizontală unidirecțională;
sistemul este nestaționar din punct de vedere al transferului de masă;
sistemul este staționar din punct de vedere biologic;
în bazinul de aerare se realizează amestecarea perfectă și completă a fazelor;
se realizează mișcare plană, ceea ce presupune faptul că apa curge în direcția axei Ox, cu viteză constantă, iar bulele de aer se ridică în lungul axei Oy;
termenul Dm poate fi neglijat deoarece se consideră că difuzia moleculară este neglijabilă în raport cu difuzia convectiv turbulentă;
termenul corespunzător dispersiei transversale poate fi neglizat deoarece se consideră că fenomenele petrecute în plan 2D se realizează pe toate planurile;
Un termen important la care se pot raporta schimbări ale concentrațiilor substratului și ale microorganismelor este YH.
Factorul de conversie YH, în cazul microorganismelor heterotrofe, este cantitatea de biomasă heterotrofă produsă prin degradarea unei cantități de materie organică biodegradabilă și este un parametru determinant în procesul de creștere a biomasei respectiv producerea nămolului în stațiile de epurare. O parte din materia organică biodegradabilă, se consumă pentru formarea biomasei, iar restul (1-YH) este utilizată pentru respirație.
Coeficientul YH poate fi de asemenea asociat cu consumul de oxigen dizolvat, DO, de către organismele heterotrofe, consum ce poate fi măsurat prin respirometrie [31, 66, 157, 166]. În testele respirometrice, cantitatea de oxigen dizolvat consumat este măsurată pentru fiecare cantitate de substrat adăugată la proba de nămol.
Făcând o comparație a cazurilor anterioare cu cazul optim de epurare se poate ajunge la următoarele concluzii:
Distribuția concentrațiilor de oxigen în toate cele 6 cazuri este identică. Concluzia este că o concentrație diferită de substrat sau de nămol activ nu produce nicio modificare în distribuția concentrației de oxigen în bazinul de aerare.
În cazurile 1 și 2 se observă faptul că o concentrație foarte mare de nămol activ în bazinul de aerare, nedepinzând de concentrația substratului, poate epura apa uzată, dar nu în mod eficient. Aceste două cazuri sunt cele deficitare, deoarece o stație de epurare ar trebui construită specific pentru un oraș/metropolă cu o anumită populație predefinită, cunăscând anterior planului de dimensionare și concentrația, sursa, compoziția apei uzate ce urmează a fi epurată. Chiar dacă procesul de epurare se realizează, în bazinul de aerare rămâne o concentrație foarte mare de nămol activ care va consuma tot oxigenul, apoi este posibil să intre într-o stare anoxică și să modifice sistemul, în cazul în care nu este introdusă o concentrație optimă de aer. O altă variantă deficitară sistemului ar fi transportul unei mari concentrații de nămol sedimentat în decantorul secundar. De asemenea, dacă acest decantor nu este proiectat pentru acest volum de sediment, se va produce un șoc întregului sistem.
Cazurile 3 și 4 sunt foarte asemănătoare din punct de vedere al rezultatelor. În ambele situații concentrația de nămol activ a fost menținută la 1.0[g/L]. Singura diferență de valori fiind modificarea condiției inițiale, unde valoarea concentrației în cazul 3 pentru substrat este de 0.584[g/L], iar pentru cazul 4 este de 0.184[g/L]. Concluzia după analiza acestor două cazuri este că la acestă concentrație minimă de microorganisme epurare poate fi eficientă și în cazul în care există o valoare a concentrației substratului mai mică, dar și în cazul în care există excepții și apa uzată aduce o concentrație a materiilor organice mai ridicată.
Cazul numărul 5 este cel mai apropiat de cazul optim de modelare matematică teoretică. În această situație, concentrația nămolului activ a fost menținută la 3.5[g/L], iar concentrația substratului a fost scăzută la 0.184 [g/L].
Pentru cazul 6, în care un difuzor nu funcționează, modelul matematic evidențiază faptul că, în momentul în care ceilalți difuzori funcționează epurarea în bazinul de aerare se realizează eficient. Însă apare întrebarea ce se va întâmpla în momentul în care se repară defecțiunea la difuzorul care nu funcționează. Teoretic, acesta fiind acoperit de nămol sedimentat ar trebui curătat înainte de pornire, însă practic este imposibil de realizat acest fenoment deoarece ar tulbura sistemul de epurare. În momentul în care se repornește difuzorul oprit acesta va spulbera tot nămolul acumulat și va produce pentru o scurtă perioadă de timp un șoc sistemului de epurare biologic. Acest fenomen poate fi evitat prin operarea și managementul efectiv al stației de epurare cât și prin atenta supraveghere a echipamentelor.
Concluzia finală după analiza celor șase cazuri este că epurarea eficientă depinde de existența în bazinul de aerare a unei populații de microorganisme situată între 1.0 și 3.5[g/L], caz în care se va realiza îndepărtarea materiilor organice indiferent dacă acestea au o concentrație cuprinsă între 0.184 și 0.584[g/L]. O concentrație foarte crescută de microorganisme provoacă dezechilibre în sistemul de epurare.
Se recomandă verificarea periodică a concentrației nămolului activ în bazinul de aerare.
Concluzia finală după analiza celor șase cazuri este că epurarea eficientă depinde de existența în bazinul de aerare a unei populații de microorganisme situată între 1000 și 3500[mg/L], caz în care se va realiza îndepărtarea materiilor organice indiferent dacă acestea au între 184 și 584[mg/L]. O concentrație foarte crescută de microorganisme provoacă dezechilibre în sistemul de epurare.
După analiza simulărilor cu diferite concentrații de oxigen, s-a ajuns la concluzia ca o concentrație de oxigen mai mică decât 3[mO2/L] împiedică formarea corectă a flocoanelor de nămol, și prin urmare afectează și eficiența procesului.
Se recomandă verificarea periodică a concentrației nămolului activ în bazinul de aerare.
11.2. Contribuții originale
Teza prezintă sintetic și clar problemele degradării materiei organice pe baza studiului enzimatic; materialul poate fi utilizat de studenți, masteranzi, doctoranzi și biologi din SEAU.
Teza prezintă un studiu complet al populației mixte bacteriene – primele specii din lanțul trofic- utilizate în procesul biologic de epurare, care îmrpreună reușesc să degradeze materia organică până la dioxid de carbon și apă.
A fost conceput un model matematic propriu adaptat condițiilor de pe teren, care a avut drept scop să determine distribuția concentrației microorganismelor din nămolul activ în corelație cu nivelul oxigenului dizolvat.
Au fost efectuate simulări complexe, pentru diferite situații de operare a bazinului de aerare cu nămol activ, corelată cu valori diferite ale concentrațiilor de oxigen dizolvat și de nămol activ.
S-a determinat pe bază de simulări un model matematic propus în situația optimă de operare a bazinului de aerare corelat cu următoarele valori ale OD=3[mg/L] și NA=3000[mg/L].
Deoarece temperatura este un factor fizic care influențează puternic mecanismele activității biologice a nămolului activ, a fost conceput un nou model matematic care asociază problemele de difuzie- dispersie a oxigenului, activitatea metabolică a nămolului activ cu termodinamica.În acest mod, pentru prima dată, apare clară influența temperaturii asupra activității de degradare a materiei organice.
Au fost efectuate simulări pentru diferite situații de operare la diferite temperaturi și valori ale parametrilor cinetici în procesul nestaționar. A rezultat o situație optimă de exploatare definită prin la care se obține o eficiență de degradare a materiei organice de peste 95%.
S-au realizat cercetări experimentale la stația de epurare Mioveni de unde s-au recoltat probe pentru analiză. Recoltarea s-a realizat cu un prelevator special, apoi probele au fost depozitate în recipiente de plastic și menținute la temperatură constantă. Acestea au fost apoi introduse într-o stație pilot cu difuzori de aerare, ce imită situațiile prezente la stația de epurare.
Probele recoltate din bazinul de aerare, zona de nitrificare au fost analizate la microscop pentru identificarea speciilor prezente în nămolul activ.
Pentru analizele respirometrice au fost recoltate probe din nămolul recirculat. Aceste probe au fost de asemenea menținute în condiții fizice ce imită stația de epurare Mioveni pentru o analiză cât mai precisă a parametrilor.
Au fost realizate teste pentru viteza de consum a oxigenului de către microorganismele din nămolul activ și pentru rata de respirație endogenă. Apoi, aceste valori rezultate au fost introduse în ecuații specifice pentru identificarea parametrilor cinetici și stoichiometrici și introducerea acestora în modelul matematic propus.
În raport cu modelele prezentate în literatura de specialitate și analizate în prezenta lucrare, modelul original ia în considerare și dinamica populațiilor de microorganisme prezente în bazinele de aerare în prezența oxigenului, fapt care aduce o importantă contribuție originală.
Au fost efectuate modelări teoretice în sitații limită ale concentrațiilor materiilor organice din apă, ale nămolului activ și ale oxigenului. Aceste simulări oferă în perspectivă o imagine de ansamblu a ceea ce se poate petrece în aceste condiții în bazinul de aerare. De altfe, acest model original permite extrapolarea condițiilor de modelare teoretică la condițiile fizice de la stații de epurare rezultând în identificarea unor soluții fezabile ce pot fi evaluate rapid și fără costuri mari.
11.3. Direcții viitoare de cercetare
În urma analizelor și măsurătorilor efectuate la Stația de Epurare Mioveni, se dorește implementarea unui program de monitorizare a indicatorilor microbiologici din bazinul de aerare cu ajutorul unor senzori performanți, și îmbunătățirea culturilor de microorganisme cu alte culturi modificare genetic și adaptate condițiilor prezente în stație.
De asemenea se dorește aprofundarea cercetării activităților enzimatice ce se petrec în nămolul activ din bazinul de aerare.
Bibliografie:
Allison, S.D., Vitousek, P.M., 2005. Responses of extracellular enzymes to simple and complex nutrient inputs. Soil Biol. Biochem. 37 (5), 937e944.
Andersson, S., Dalhammar, G., Rajarao, G.K., 2011. Influence of microbial interactions and SPEX/polysaccharide composition on nutrient removal activity in biofilms formed by strains found in wastewater treatment systems. Microbiol. Res. 166 (6), 449e457.
Angela, M., Beatrice, B., Mathieu, S., 2011. Biologically induced phosphorus precipitation in aerobic granular sludge process. Water Res. 45 (12), 3776e3786.
Arden, E. and Lockett, W.T. (1914) Experiments of the oxidation of sewage without the aid of filters. JRAOnal of the Society of Chemical Industries, 33, 523
B. Fr¢lund • T. Griebe • P. H. Nielsen. Enzymatic activity in the activated-sludge floc matrix. Appl Microbiol Biotechnol (1995) 43:755-761
Baillod, C.R. and Doyle, W.C. (1970) Mass transfer limitations in substrate removal. JRAOnal of the Sanitary Engineering Division, American Society of Civil Engineers, 96, 525–45.
Barjenbruch M, Kopplow O. Enzymatic, mechanical and thermal pretreatment of surplus sludge. Adv Environ Res 2003;7:715–20.
Bayles, K.W., 2014. Bacterial programmed cell death: making sense of a paradox. Nat. Rev. Microbiol. 12, 63e69.
Beech, I.B. and Cheung, C.W.S. (1995) Interactions of exopolymers produced by sulphate-reducing bacteria with metal ions. International Biodeterioration and Biodegradability, 35, 59.
Boczar BA, Begley WM and Larson RJ (1992) Characterization of enzyme activity in activated sludge using rapid analyses for specific hydrolases. Water Environ Res 64:792-797
Boczar BA, Forney LJ, Begley WM, Larson RJ, Federle TW. Characterization and distribution of esterase activity in activated sludge. Water Res 2001;35:4208–16.
Braoven, I., Joussein, E., Guibaud, G., 2011. Characterisation of the mineral fraction in extracellular polymeric substances (SPEX) from activated sludges extracted by eight different methods. BioresRAO. Technol. 102 (14), 7124e7130.
Brown, M.J. and Lester, J.N. (1979) Metal removal in activated sludge. The role of bacterial extracellular polymers. Water Research, 13, 817–37.
Cadoret A, Conrad A, Block J-C. Availability of low and high molecular weight substrates to extracellular enzymes in whole and dispersed activated sludges. Enzyme Microb Technol 2002;31:179–86.
Chrdst RJ (1991) Environmental control of the synthesis and activity of aquatic microbial ectoenzymes. In: Chr6st RJ (ed) Microbial enzymes in aquatic environments. Springer, New York Berlin Heidelberg p. 29
Chrost RJ, Siuda W. Ecology of microbial enzymes in lake ecosystems. In: Burns RG, Dick RP, editors. Enzymes in the environment: activity,ecology, and applications. New York: Marcel Dekker, Inc.; 2002. p. 36.
Chrost RJ. Environmental control of the synthesis and activity of aquaticmicrobial ectoenzymes. In: Chrost RJ, editor. Microbial enzymes in aquatic environments. New York: Springer-Verlag; 1991. p. 29.
Cloete, T.E. and Oosthuizen, D.J. (2001) The role of extracellular exopolymers in the removal of phosphorus from activated sludge. Water Research, 35, 3595–98.
Coackley, P. (1985) Activated sludge — fundamental process properties and the bulking phenomenon. In Topics in Wastewater Treatment (ed. J.M. Sidwick), pp. 1–24. Critical Report in Applied Chemistry, 11. Blackwell, Oxford.
Czerska B, Miksch K, Matsche N, Franz A. Application of enzymatic activity measurements to biological phosphate removal from wastewater. Water Sci Technol 1997;36:87–95.
Daumer, M.L., Beline, F., Sperandio, M., Morel, C., 2008. Relevance of a perchloric acid extraction scheme to determine mineral and organic phosphorus in swine slurry. BioresRAO. Technol. 99 (5), 1319e1324.
de Kreuk, M., Heijnen, J.J., van Loosdrecht, M.C.M., 2005. Simultaneous COD, nitrogen, and phosphate removal by aerobic granular sludge. Biotechnol. Bioeng. 90 (6), 761e769.
Decho, A.W. (2000) Microbial biofilms in intertidal systems: an overview. Continental Shelf Research, 20, 1257–73.
Deinema, M.H. and Zevenhuizen, L.P.T.M. (1971) Formation of cellulose fibrils by Gram-negative bacteria. Archives Microbiology, 78, 42–57.
Department of the Environment (1983a) Suspended, Settleable and Total Dissolved Solids in Waters and Effluents 1980. Methods for the Examination of waters and Associated Materials. H.M. Stationery Office, London
Dignac, M.F., Urbain, V., Rybacki, D., Bruchet, A., Snidaro, D. and Scribe, P. (1998) Chemical description of extracellular polymers: implications on activated sludge floc structure. Water Science and Technology, 38(8-9), 45–53.
Dircks K, Henze M, Loosdrecht MCMV, Mosbæk H, Aspegren H. Storage and degradation of poly-_-hydroxybutyrate in activated sludge under aerobic conditions. Water Res 2001;35:2277–85.
Dochain, D. and Vanrolleghem, P. (2001) Dynamic Modelling and Estimation of Wastewater Treatment Processes. IWA Publishing, London.
Dueholm TE, Andreasen KH, Nielsen PH. Conceptual model for the transformation of long chain fatty acids and triglyceride in activated sludge. Water Sci Technol 2000;43:165–72.
Eriksson, L. and Alm, B. (1991) Study of flocculation mechanisms by observing effects of a complexing agent on activated sludge properties. Water Science and Technology, 24(7), 21–28.
Fang, J., Su, B., Sun, P., Lou, J., Han, J., 2014. Long-term effect of low concentration Cr(VI) on P removal in granule-based enhanced biological phosphorus removal (EBPR) system. Chemosphere 121, 76e83.
Fang, J., Sun, P.D., Xu, S.J., Luo, T., Lou, J.Q., Han, J.Y., Song, Y.Q., 2012. Impact of Cr(VI) on P removal performance in enhanced biological phosphorus removal (EBPR) system based on the anaerobic and aerobic metabolism. BioresRAO. Technol. 121 (0), 379e385.
Figura 1- http://www.news-medical.net/whitepaper/20140430/Using-the-LUNA-FL-Dual-Fluorescence-Cell-Counter-for-Rapid-Cell-Counting-and-Viability-Measurement-of-Yeast-Cells.aspx
Figura 2 – http://en.wikipedia.org/wiki/Humic_acid
Figura 3- ottp://openi.nlm.nih.gov/detailedresult.php?img=3517584_pone.0050527.g003&req=4
Figura 4 – http://www.microbeworld.org/component/jlibrary/?view=article&id=2671
Flemming, H.C. and Wingender, J. (2001a) Relevance of microbial (SPEXs) —Part I: Structural and ecological aspects. Water Science and Technology, 43(6), 1–8.
Forster, C.F. (1976) Bioflocculation in the activated sludge process. JRAOnal of Applied Chemical and Biotechnology, 26, 291.
Friedrich, M., Takacs, I., 2013. A new interpretation of endogenous respiration profiles for the evaluation of the endogenous decay rate of heterotrophic biomass in activated sludge. Water Res. 47, 5639e5646.
Frølund B, Griebe T, Nielsen PH. Enzymatic activity in the activatedsludge floc matrix. Appl Microbiol Biotechnol 1995;43:755–61.
Ge, H., Batstone, D.J., Keller, J., 2013. Operating aerobic wastewater treatment at very short sludge ages enables treatment and energy recovery through anaerobic sludge digestion. Water Res. 47, 6546e6557.
Gessesse A, Dueholm T, Petersen SB, Nielsen PH. Lipase and protease extraction from activated sludge. Water Res 2003;37:3652–7.
Gilbert, N., 2009. The disappearing nutrient. Nat. Aust. 461 (8), 716e718.
GOEL R, MINO T, SATOH H and MATSUO T (1998b) Enzyme activities under anaerobic and aerobic conditions in activated sludge sequencing batch reactor. Water Res. 32 (7) 2081-2088. 49.
Goel R, Mino T, Satoh H, Matsuo T. Comparison of hydrolytic enzyme systems in pure culture and activated sludge under different electron acceptor conditions. Water Sci Technol 1998;37:335–43.
Goel R, Mino T, Satoh H, Matsuo T. Enzyme activities under anaerobic and aerobic conditions in activated sludge sequencing batch reactor. Water Res 1998;32:2081–8.
Gogoanță A.V, Robescu D.N, The impact of municipal solid waste storage facility “vidra” on groundwater, Journal of Engineering Studies and Research- ISSN: 2068-7559, Issue Nr.4 – Volume 20 (2014)
Gogoanță A.V, Robescu D.N, Monitoring indicators from groundwater around municipal landfill/ monitorizarea indicatorilor apei subterane de lângă depozitul municipal de deșeuri, ROMAQUA Nr 8/2014 – ISSN. 1453 – 6986, pag. 42-49. www.romaqua.ro
Gogoanță A.V, Robescu D.N, Choosing aeration system for activated sludge biological treatment/ alegerea sistemului de aerare pentru epurarea biologică cu nămol activ, ROMAQUA Nr 4/2015 VOL. 102 – ISSN. 1453 – 6986
Gogoanță A.V, Sbarcea D.A, Robescu D.N, . Microbial activity in the bioreactor – mathematical modelling, Proceedings of the 8th International Conference Environmental Engineering and Management, ISSN 2457-7057.
Goodwin JAS, Forster CF (1985) A further examination into the composition of activated sludge surfaces in relation to their settlement characteristics. Water Res 19:527-533
GUELLIL A, BOUALAM M, QUIQUAMPOIX H, GINESTET P,AUDIC JM and BLOCK JC (2001) Hydrolysis of wastewater colloidal organic matter by extracellular enzymes extracted from activated sludge flocs. Water Sci. Technol. 43 (6) 33-40. 54.
Guellil A, Thomas F, Block J-C, Bersillon J-L, Ginestet P. Transfer of organic matter between wastewater and activated sludge flocs. Water Res 2001;35:143–50.
GUJER W, HENZE M, MI NO T and VAN LOOSDRECHT MCM (2000) Activated Sludge Model No.3. In: Henze M, Gujer W, Mino T and Van Loosdrecht MCM (eds.) Activated Sludge Models ASM1, ASM2, ASM2D and ASM3. IWA Scientific and Technical Repor t 9. IWA Publishing, Caxton House, London.
Hao, X., Wang, C., van Loosdrecht, M.C.M., Hu, Y., 2013. Looking beyond struvite for P-recovery. Environ. Sci. Technol. 47 (10), 4965e4966.
Hao, X., Wang, Q., Zhu, J., van Loosdrecht, M., 2010. Microbiological endogenous processes in biological wastewater treatment systems. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 40, 239e265.
Hao, X.D., van Loosdrecht, M.C.M., 2003. A proposed sustainable BNR plant with the emphasis on recovery of COD and phosphate.Water Sci. Technol. 48 (1), 77e85.
Harris, R.H. and Mitchell, R. (1973) Role of polymers in microbial aggregation. Annual Reviews of Microbiology, 27, 27–50.
Hauduc, H., Rieger, L., Oehmen, A., van Loosdrecht, M.,Comeau, Y., Heduit, A., Vanrolleghem, P.A., Gillot, S., 2013. Critical review of activated sludge modeling: state of process knowledge, modeling concepts, and limitations. Biotechnol. Bioeng. 110, 24e46.
Hawkes, H.A. (1983a) Activated sludge. In Ecological Aspects of Used Water Treatment, Vol. 2. Biological Activities and Treatment Processes (eds. C.R. Curds and H.A. Hawkes), pp. 77–162. Academic Press, London.
HENZE M, GRADY CPL (Jr), GUJER W, MARAIS GvR and MATSUOT (1987) Activated Sludge Model No. 1. IAWQ Scientific and Technical Report No. 1, London, UK.
Henze M, Gujer W, Mino T, Matsuo T, Wentzel M, Marais GVR. Activated sludge model no. 2, IAWQ scientific and technical report no. 3. London: IAWQ; 1995.
Henze, M. (ed.) (2002) Activated Sludge Modelling: Processes in Theory and Practice. IWA Publishing, London
Henze, M., Gujer, W., Mino, T. and van Loosdrecht, M.C.M. (1999) Activated Sludge Models ASM1, ASM2, ASM2d and ASM3. IWA Scientific and Technical report No. 9., IWA Publishing, London.
Hesselmann, R.P.X., von Rummell, R., Resnick, S.M., Hany, R., Zehnder, A.J.B., 2000. Anaerobic metabolism of bacteria performing enhanced biological phosphate removal. Water Res. 34 (14), 3487e3494.
Heukelekian, H. and Balmat, J.L. (1959) Chemical composition of the particulate fractions of domestic sewage. Sewage and Industrial Wastes, 31, 413–23.
Higgins, M.J. and Novak, J.T. (1997a) The effects of cations on the settling and dewatering of activated sludges: Laboratory results. Water and Environmental Research, 69(2), 215–24.
HIGUCHI Y, OHASHI A, IMACHI H and HARADA H (2005) Hydrolytic activity of alpha-amylase in anaerobic digested sludge. Water Sci. Technol. 52 (1-2) 259-266.
Hill, W.E., Benefield, L.D., Jing, S.R., 1989. 31P-NMR spectroscopy characterization of polyphosphates in activated sludge exhibiting enhanced phosphorus removal. Water Res. 23 (9), 1177e1181.
Huang,W., Cai,W., Huang, H., Lei, Z., Zhang, Z., Tay, J.H., Lee, D.J., 2015. Identification of inorganic and organic species of phosphorus and its bio-availability in nitrifying aerobic granular sludge. Water Res. 68 (0), 423e431.
Jenkins, D., Ferguson, J.F., Menar, A.B., 1971. Chemical processes for phosphate removal. Water Res. 5 (7), 369e389.
Jin, Z., Ji, F.Y., Xu, X., Xu, X.Y., Chen, Q.K., Li, Q., 2014. Microbial and metabolic characterization of a denitrifying phosphorus-uptake/side stream phosphorus removal system for treating domestic sewage. Biodegradation 25 (6), 777e786.
Jorgensen PE, Eriksen T, Jensen BK (1992) Estimation of viable biomass in wastewater and activated sludge by determination of ATP, oxygen utilization rate and FDA hydrolysis. Water Res 26:1495-1501
Kakii, K., Kitamura, S., Shirakashi, T. and Kuriyama, M. (1985) Effect of calcium ion on sludge characteristics. JRAOnal of Fermentation Technology, 63(3), 263–70.
Kapagiannidis, A.G., Zafiriadis, I., Aivasidis, A., 2012. Effect of basic operating parameters on biological phosphorus removal in a continuous-flow anaerobiceanoxic activated sludge system. Bioprocess Biosyst. Eng. 35 (3), 371e382.
Kato, A., Izaki, K. and Takahashi, H. (1971) Floc forming bacteria isolated from activated sludge. JRAOnal of General Applied Microbiology, 17, 439.
Kerrn-Jespersen, J.P., Henze, M., 1993. Biological phosphorus uptake under anoxic and aerobic conditions. Water Res. 27 (4), 617e624.
Kibret M, Somitsch W, Robra K-H. Characterization of a phenol degrading mixed population by enzyme assay. Water Res 2000;34:1127–34.
Kim Y-K, Bae J-H, Oh B-K, Lee WH, Choi J-W. Enhancement of proteolytic enzyme activity excreted from Bacillus stearothermophilus for a thermophilic aerobic digestion process. BioresRAOce Technol 2002;82:157–64.
LAVALLEE B, LESSARD P and BESSER C (2002) Decay rate variability of heterotrophic active biomass. Water Sci. Technol. 46 (1-2) 423-430.
Li D, Ganzarczyk JJ (1990) Structure of activated sludge flocs. Biotechnol Bioeng 35: 57-65
Li, D.H. and Ganczarczyk, J.J. (1990) Structure of activated sludge flocs. Biotechnology and Bioengineering, 35, 57–65.
LIU Y and FANG HHP (2003) Influences of extracellular polymeric substances (SPEX) on flocculation, set tling and dewatering of activated sludge.Crit.Rev.Environ.Sci.Technol.33(3) 237-273.
Liu, G., Wang, J., 2012. Probing the stoichiometry of the autotrophic nitrification process using the respirometric approach. Water Res. 46, 5954e5962.
Liu, G., Wang, J., 2013. Long-term low DO enriches and shifts nitrifier community in activated sludge. Environ. Sci. Technol. 47, 5109e5117.
Liu, G., Wang, J., 2014. The role of solids retention time on complete nitrification: mechanistic understanding and modeling. J. Environ. Eng 140, 48e56.
Liu, J.C. and Lien, C.S. (2001) Pretreatment of bakery wastewater by coagulation flocculation and dissolved air flotation. Water Science and Technology, 43(8), 131–38.
Loa¨ec, M., Olier, R. and Guezennec, J. (1997) Uptake of lead cadmium and zinc by a novel bacterial exopolysaccharide. Water Research, 31, 1171–79.
Lubello, C., Caffaz, S., Gori, R., Munz, G., 2009. A modified activated sludge model to estimate solids production at low and high solids retention time. Water Res. 43, 4539e4548.
Matson, J.V. and Characklis, W.G. (1976) Diffusion into microbial aggregates. Water Research, 10, 877–85.
McCarty, P.L., Bae, J., Kim, J., 2011. Domestic wastewater treatment as a net energy producerecan this be achieved? Environ. Sci. Technol. 45, 7100e7106.
McKinney, R.E. and Weichlein, R.G. (1953) Isolation of floc producing bacteria from activated sludge. Applied Microbiology, 1, 259–61.
Messing RA. Immobilized cells in anaerobic waste treatment. In: MooYoungM, editor. Bioreactor immobilized enzymes and cells: fundamentals and applications. London: Elsevier Applied Science; 1988. p.311
Metcalf and Eddy Inc, 2003. Wastewater Engineering: Treatment and Reuse, fRAOth ed. McGraw-Hill Press, New York.
Meyer-Reil L-A (1992) Ecological aspects of enzymatic activity in marine sediments. In: Chrdst RJ (ed) Microbial enzymes in aquatic environments. Springer, New York Berlin Heidelberg, p 85
More, T.T., Yadav, J.S.S., Yan, S., Tyagi, R.D., Surampalli, R.Y., 2014. Extracellular polymeric substances of bacteria and their potential environmental applications. J. Environ. Manag. 144, 1e25.
Morgenroth, E., Kommedal, R., Harremoes, P., 2002. Processes and modeling of hydrolysis of particulate organic matter in aerobic wastewater treatment e a review.Water Sci. Technol. 45, 25e40.
Moussa, M.S., Hooijmans, C.M., Lubberding, H.J., Gijzen, H.J., van Loosdrecht, M.C.M., 2005. Modelling nitrification, heterotrophic growth and predation in activated sludge. Water Res. 39, 5080e5098.
Mu, H., Zheng, X., Chen, Y., Chen, H., Liu, K., 2012. Response of anaerobic granular sludge to a shock load of zinc oxide nanoparticles during biological wastewater treatment. Environ. Sci. Technol. 46 (11), 5997e6003.
Nguyen, H.T.T., Le, V.Q., Hansen, A.A., Nielsen, J.L., Nielsen, P.H., 2011. High diversity and abundance of putative polyphosphate-accumulating Tetrasphaera-related bacteria in activated sludge systems. FEMS Microbiol. Ecol. 76 (2), 256e267.
Nguyen, T.P., Hilal, N., Hankins, N.P., Novak, J.T., 2008. Determination of the effect of cations and cationic polyelectrolytes on the characteristics and final properties of synthetic and activated sludge. Desalination 222 (1e3), 307e317.
Nielsen PH, Raunkjer K, Norsker NH, Jensen NAa, Hvitved-Ja- cobsen T (1992) Transformation of wastewater in sewer systems-a review. Water Sci Tech 25:17-31
Niku, S., Schroeder, D. and Samaniego, J. (1979) Performance of activated sludge processes and reliability-based design. JRAOnal of the Water Pollution Control Federation, 51, 2841–57.
Novak, J.T., Love, N.G., Smith, M.L. and Wheeler, E.R. (1998) The effect of cationic salt addition on the settling and dewatering properties of an industrial activated sludge. Water and Environmental Research, 70(5), 984–96.
Nybroe O, JCrgensen PE, Hence M (1992) Enzyme activities in wastewater and activated sludge. Water Res 26:579-584
Nybroe O, JCrgensen PE, Hence M (1992) Enzyme activities in wastewater and activated sludge. Water Res 26:579-584
Obst U (1985) Test instructions for measuring the microbial activity in water samples. Fresenius Z, Anal Chem 321:166-168
Olsson, G. and Newell, B. (1999) Wastewater Treatment Systems: Modelling, Diagnosis and Control. IWA Publishing, London.
Ouano, E.A.R. and Mariano, E.E. (1979) BOD/COD ratio and activated sludge design parameters. Asian Environment, 11, 15–21.
Parker, D.S. (1983) Assessment of secondary clarification design concepts. JRAOnal of the Water Pollution Control Federation, 55, 349–59.
Parker, D.S., Jenkins, D. and Kaufman, W.J. (1972) Floc breakup in turbulent flocculation processes. Journal of the Sanitary Engineering Division, American Society of Civil Engineers, 98, 79–99.
Pollice, A., Giordano, C., Laera, G., Saturno, D., Mininni, G., 2007. Physical characteristics of the sludge in a complete retention membrane bioreactor. Water Res. 41, 1832e1840.
Ramdani, A., Dold, P., Deleris, S., Lamarre, D., Gadbois, A.,Comeau, Y., 2010. Biodegradation of the endogenous residue of activated sludge. Water Res. 44, 2179e2188.
Ramdani, A., Dold, P., Gadbois, A., Deleris, S., Hou of activated sludge in a membrane bioreactor with continuous or on-off aeration. Water Res. 46, 2837e2850.
Raunkjer K, Hvitved-Jacobsen T, Nielsen PH (1994) Measurements of pools of protein, carbohydrate and lipid in domestic wastewater. Water Res 28:251-262
Richards SR, Hastwell C, Davies M (1984) The comparative examination of 14 activated-sludge plants using enzymatic techniques. Water Pollut Control 83:300-313
Rickert, D.A. and Hunter, J.D. (1967) Rapid fractionation and materials balance of solids fractions in wastewater and wastewater effluents. Jurnal of the Water Pollution Control Federation, 39, 1475–86.
Riffaldi R, Sartori F, Levi-Minzi R (1982) Humic substances in sewage sludges. Environ Pollut 3:139-146
Rittman, B.E. and Whiteman, R. (1994) Bioaugmentation comes of age. Water Quality International, 1, 22–26.
Rudd T, Sterrit RM, Lester JW (1983) Extraction of extracellular polymers from activated sludge. Biotechnol Lett 5:327-332
Sato, T. and Ose, Y. (1980) Floc-forming substrates extracted from activated sludge by sodium hydroxide solution. Water Research, 14, 333–38.
Schnttrer J, Rosswall T (1982) Fluorescein diacetate hydrolysis as an estimator of total microbial activity in soil and litter. Appl Environ Microbiol 43 : 1256-1261
Steiner, A.E., McLaren, D.A. and Forster, C.F. (1976) Nature of activated sludge flocs. Water Research, 10, 25–30.
Swisher R, Carroll GC (1980) Fluorescein diacetate hydrolysis as an estimator of microbial biomass on coniferous needle surfaces. Microb Ecol 6:217-226
Tago, Y. and Aiba, K. (1977) Exocellular mucoupolysaccharide closely related to bacterial floc formation. Applied and Environmental Microbiology, 34, 308–14.
Tench, H.B. (1979) Discussion on oxygen transport into bacterial flocs and biochemical oxygen consumption by N.W.F. Kossen. Progress in Water Technology, 11, 21–2.
Teuber M, Brodisch KEU (1977) Enzymatic activities of activated sludge. Euro J Appl Microbiol 4:185-194
Unz, R.F. and Farrah, S.R. (1976) Exopolymer production and flocculation by Zoogloea MP6. Applied Environmental Microbiology, 31, 623–26.
Urbain V, Block JC, Manem J (1993) Bioflocculation in activated sludge: an analytical approach. Water Res 27:829-838
VAN LOOSDRECHT MCM and HENZE M (1999) Maintenance, endogenous respiration, lysis, decay and starvation. Water Sci.Technol. 39 (1) 107-117.
Vavilin, V.A. (1982) Models and design of aerobic biological treatment processes. Acta Hydrochimica et Hydrobiologica, 10, 211–42.
Watson SD, Akhurst T, Whiteley CG, Rose PD, Pletschke BI. Primary sludge floc degradation is accelerated under biosulphidogenic conditions: enzymological aspects. Enzyme Microb Technol 2004;34:595–602.
Wetzel RG (1991) Extracellular enzymatic interactions: storage, redistribution and interspecific communication. In: Chrdst RJ (ed) Microbial enzymes in aquatic environments. Springer, New York Berlin Heidelberg, p 6
Whiteley CG, Burgess JE, Melamane X, Pletschke B, Rose PD. The enzymology of sludge solubilisation utilising sulphate-reducing systems:the properties of lipases. Water Res 2003;37:289–96.
WHITELEY CG, HERON P, PLETSCHKE B, ROSE PD, TSHIVHUNGES,VAN JAARSVELD FP and WHITTINGTON-JONESK (2002a) The enzymology of sludge solubilisation utilizing sulfate reducing systems. Properties of proteases and phosphatases. Enzyme Microb. Technol. 31 419-424.
Winkler, M.A. (1981) Biological Treatment of Wastewater. Ellis-Horwood, Chichester.
Yin Li, Ryszard J. Chrost. Microbial enzymatic activities in aerobic activated sludge model reactors. Enzyme and Microbial Technology 39 (2006) 568–572
ZHANG X, DENNIS P, EHRENBERG M and BREMER H (2002) Kinetic properties of rrn promoters in Escherichia coli. Biochimie 84 981-996.
[http://nepis.epa.gov/Exe/ZyNET.exe/3000464S.txt?ZyActionD=ZyDocumentșiClient=EPAșiIndex=1986%20Thru%201990șiDocs=șiQuery=șiTime=șiEndTime=șiSearchMethod=1șiTocRestrict=nșiToc=șiTocEntry=șiQField=șiQFieldYear=șiQFieldMonth=șiQFieldDay=șiUseQField=șiIntQFieldOp=0șiExtQFieldOp=0șiXmlQuery=șiFile=D%3A\ZYFILES\INDEX%20DATA\86THRU90\TXT\00000004\3000464S.txtșiUser=ANONYMOUSșiPassword=anonymousșiSortMethod=h|-șiMaximumDocuments=1șiFuzzyDegree=0șiImageQuality=r75g8/r75g8/x150y150g16/i425șiDisplay=p|fșiDefSeekPage=xșiSearchBack=ZyActionLșiBack=ZyActionSșiBackDesc=Results%20pageșiMaximumPages=1șiZyEntry=9
McKINNEY, R. E., 1962, Mathematics of Completely-Mixing Activated Sludge, Journal of ASCE Proceeding (EE), 88.
ECKENFELDER, W. W. JR., 1971, Activated sludge and extended aeration, process design in water quality engineering – new concepts and developements, Vanderbilt University, Nashville, Tennessee.
GOODMAN, B. L. and A. J. ENGLANDE, JR., 1974, A unified model of the activated sludge process, J Water Pollution Control Federation, 46
Lawrence, A. W. and McCarty, P. L. (1970). Unified basis for biological treatment, design and operation. J. Sanit. Eng. Div. Proc. ASCE, 96 : 757-778.
GAUDY, A. F. JR. and D. F. KINCANNON, 1977, Comparing design models for activated sludge, Water Sew Works, 123.
Figura 1- http://www.news-medical.net/whitepaper/20140430/Using-the-LUNA-FL-Dual-Fluorescence-Cell-Counter-for-Rapid-Cell-Counting-and-Viability-Measurement-of-Yeast-Cells.aspx
Figura 2 – http://en.wikipedia.org/wiki/Humic_acid
Figura 3- ottp://openi.nlm.nih.gov/detailedresult.php?img=3517584_pone.0050527.g003&req=4
Figura 4 – http://www.microbeworld.org/component/jlibrary/?view=article&id=2671
Daniel Theobalt – Microorganisma in activated sludge, http://www.wateronline.com/author/daniel-theobald
Ognean. T, Vaicum. L., Modelarea proceselor de epurare biologică, 1987
OLOSUTEAN, H., Modelarea și optimizarea proceselor de epurare a apelor uzate menajere prin procedeul cu nămol activ, 2011
Michaelis L, Menten M (1913) Die Kinetik der Invertinwirkung, Biochem. Z. 49:333369
http://karnet.up.wroc.pl/~weber/kwasy2.htm
Robescu, D., Modelarea proceselor biologice de epurare a apelor uzate, Ed, Politehnica Press, 2009
http://sedc-mioveni.ro/index.php?option=com_content&view=article&id=1237&Itemid=621
Manual utilizare soft BM-T
http://lege5.ro/Gratuit/hezteobu/normativul-privind-stabilirea-limitelor-de-incarcare-cu-poluanti-a-apelor-uzate-industriale-si-urbane-la-evacuarea-in-receptorii-naturali-ntpa-001-2002-din-28022002
Szabolcs S., Robescu D., Enzyme activities and distribution in activated sludge in a lab-scale sequencing batch reactor (SBR), U.P.B. Sci. Bull, Series B, Vol 72, Iss.2, 2010
Michael Richard, Activated sludge microbiology problems and their control, 2-th Annual USEPA National Operator Trainers Conference Buffalo, NY, 2003
Eckenfelder, W. Wesley, Jr. Industrial Water Pollution Control. 3rd ed. Boston: McGraw-Hill,2000. pag. 240−245
Spellman F., Third edition Handbook of Water and Wastewater treatment plant operation, 2014. pag 743
Seviour R., Nielsen Per, Microbial ecology of activated sludge. IWA Publishing, 2010, pag 133
Wingender J., Neu T.R., Flemming H., Microbial Extracellular Polymeric Susbstances, Characterization, Structure and Function, Springer 1999.
Metcalf & Eddy. Wastewater Engineering: Treatment and Reuse. 4th ed. Boston: McGraw-Hill, 2003. pag. 55
Grady, C.P. Jr., Glen T. Daigger, and Henry C. Lim. Biological Wastewater Treatment. 2nd ed. New York: Marcel Dekker, 1999, pag 407-408
Jenkins, David, Michael G. Richard, and Glen T. Daigger. Manual on the Causes and Control of Activated Sludge Bulking, Foaming, and Other Solids Separation Problems. 3rd ed. Boca Raton: CRC Press, 2004, pag 65
Henze, Mogens, et al. Biological Wastewater Treatment: Principles, Modelling and Design. London: IWA Publishing, 2011, pag 18-19
International Water Association. Advanced Biological Treatment Processes for Industrial Wastewaters. London: IWA Publishing, 2006., pag 32-33.
Cajsa Hellstedt, Calibration of a dynamic model for the activated sludge process at Henriksdal wastewater treatment plant, 2005
Monod J (1949). The growth of bacterial cultures. Ann. Rev. Microbiol. 3: 371-394.
Normativ privind proiectarea, execuția și exploatarea sistemelor de alimentare cu apă și canalizare a localităților. Indicativ NP 133–2011
Carley J., The effects of Temperature and Solids Retention Time on Activated Sludge Treatment Performance, University Tennessee, 2003
Copyright Notice
© Licențiada.org respectă drepturile de proprietate intelectuală și așteaptă ca toți utilizatorii să facă același lucru. Dacă consideri că un conținut de pe site încalcă drepturile tale de autor, te rugăm să trimiți o notificare DMCA.
Acest articol: Autor: Amira Valentina GOGOANȚĂ Conducător de doctorat: Prof. Em. Dr. Ing. Dan Niculae ROBESCU BUCUREȘTI 2016 COMISIA DE ÎNDRUMARE “If you don’t like… [301731] (ID: 301731)
Dacă considerați că acest conținut vă încalcă drepturile de autor, vă rugăm să depuneți o cerere pe pagina noastră Copyright Takedown.