1 2 3

Ç Ç Ç - BöLÜM 1 NÜTRİent gideriMİ ec kentsel atiksu aritma direktiFİ

səhifə3/3
tarix30.10.2017
ölçüsü198.9 Kb.

Ç

Ç

Ç

H

N

Ç

B


K

A-Ç A-Ç A-Ç


Şekil 1.2. (a) -

3 ayrık kademeli sistem, 3 ayrı çamur ve denitrifikasyon için okside edilebilir substrat sağlamak için karbonlu nütrient ilavesi

B K-g

Ç

Ç

H

D


N


Ç


A-Ç A-Ç A-Ç

Şekil 1.2 (b)-

3 kademe, akarsu kenarındeki ham atıksu tarfından denitrifikasyon için sağlanan substrat ile üç- çamur sistemi

Ç


N


Ç


K-g


Ç


D


B A


A-Ç

A-Ç A-Ç

Şekil 1.2. ( c ) –

Üç kademe, arıtılmış, nitratlaştırılmış ve geri çevrime girmiş atık sıvının denitrifikasyonu için gelen ham atıksuyun okside edilebilir substrat sağlaması ile üç- çamur sistemi

İlave karbon


Ç


H



D


Ç

K-g&N

B


A-Ç A-Ç


Şekil 1.2. ( d ) –

İki kademe, birleşik nitrifikasyon ve karbon giderme kademelerinden gelen atıksıvının denitrifikasyonu için okside edilebilir substrat sağlamak için karbonlu nütrient ilavesi ile iki çamur sistemi



D


Ç


H


Ç

K-g&N

A

A-Ç

A-Ç

Şekil 1.2. (e) –

İki kademe, akarsu kenarındaki ham atıksu tarafından denitrifikasyon için sağlanan substrat ile iki -çamur sistemi

Nitratlaştırılmış Atık Sıvı Geri Çevrimi


D


Ç

K-g&N

Ç

B

A-Ç A-Ç

Şekil 1.2. (f)

- İki kedeme, arıtılmış, nitratlaştırılmış ve geri çevrime girmiş atık sıvının denitrifikasyonu için gelen ham atık su ile sağlanan okside edilebilir substrat ile iki - çamur sistemi.
İlave karbon

Ç

H


D



K-g&N


B

A

A-Ç


Şekil 1.2. (g) - İki kademe, denitrifikasyon için okside edilebilir substrat ilavesi ile tek - çamur sistemi

B A

Ç


H



D


K-g&N



A-Ç

Şekil 1.2. (h) –

İki kademe, akarsu kenarındaki ham atıksu tarafından denitrifikasyon için sağlanan substrat ile tek - çamur sistem
Geri çevrilmiş nitratlaştırılmış atı sıvı

B

Ç

A

K-g&N

D


A-Ç


Şekil 1.2. (i) -

İki kademe, arıtılmış, nitratlaştırılmış, geri çevrime girmiş sıvının denitrifikastonu için gelen ham atıksu ile sağlanan substrat ile tek -çamur sistemi

Nitratlaştırılmış atık geri çevrimi


Ç


B

D K-g&N


A

A-Ç

Şekil 1.2. (j) – Tek kademe, geri çevrime girmiş nitratlaştırılmış, karışık sıvının denitrifikasyonu için gelen ham atıksu ile sağlanan okside edilebilir substrat ile tek - sistem


1.4.2.2. Nitrifikasyon / Denitrifikasyon İçin Sabit Film Reaktörler


Evsel ve endüstriyel atıksulardan nitratı uzaklaştırmak için bir bağlı büyüme sistemlerinin yaygı olarak kullanılabilir türleri vardır. Bunlar, biyolojik akışkan yataklı reaktörler, ya yüksek ya da düşük poroz dolgu yataklı reaktörler, ince ortam, nitrojen gazı dolu dolgu yatak ve dönen biyolojik diskleri içerir. Bu reaktörlerin dizaynı sırasında teorik ve ampirik verilerin birleşimi göz önüne alınır. Dizayn yüklemesi normal olarak biyolojik büyüme için kullanılabilir yüzey alanı veya reaktör hacmi başına giderilen NO3-N kütlesine göre belirlenir.

Askıda büyüme sistemlerinin olduğu durumda reaktörden oksijen içeri sokmamak için dikkat edilmelidir. Denitrifikasyon esnasında eğer ki ortamda oksijen varsa nitrit ve nitrat yerine bu kullanılır. Bu esnada matanol ihtiyacında artış olur. Bunu engellemek için bağlı büyümenin gerçekleştiği ortamı tamamen suya batırmak yeterli olabilir. Üretilen nitrojen gazının proseste tutulması neticesinde oksijensiz ortamlar oluşur.


1.4.3.AMONYAĞIN HAVA SIYIRMASI

Amonyak sıyırma, sudan gaz gideriminde kullanılan bir havalandırma prosesi modifikasyonudur. Proses şöyle kolayca yazılabilir ve açıklanabilir.

NH4- NH3 + H+

Atıksu içindeki amonyum iyonları, amonyak ve hidrojen iyonlarıyla denge içinde bulunur. Atıksuyun pH’ı 7’den yukarı çıktığında denge sağa doğru kayar. pH, 10’un üzerinde olduğunda, amonyağın çoğu, havanın bulunmasında atıksuyun karıştırılmasıyla gaz olarak serbest bırakılabilir (Sawyer et al., 1992).

Proses genel kavramda basit ve güvenilirdir fakat, ciddi engellere sahiptir ki bunlar yapımının oldukça pahalı olması, yüksek sıcaklıkta çok düşük amonyak buhar basıncı oluşması ve nötral pH gereksinimidir. Amonyağın çoğunun, yüksek pH’da (10.5-11.5) genellikle NH3 gazına dönüştürülmesiyle transfer oranı arttırılır, fakat bu sırayla CO2 absorbsiyonu ve olası karbonat tabakasının oluşumu gerçekleşir Başka bir neden için çıkış suyunda yüksek pH gereksinimi, başka bir proses için yüksek ısı gereksinimi amonyak konsantrasyonunun biyolojik arıtma metotlarına toksik etki yapması gibi zorlukların olduğu özel durumlar için hava sıyırmanın uygulama alanlarını sınırlandırır (WPCF, 1983).

Amerika’da, kullanımda bilinen amonyak sıyırma tesisi yoktur. Yıl boyu istenen aynı çıkış suyu standartları için teknolojinin uygunsuz yapısı ve başlıca zorluklardan dolayı var olan tesisler terkedilmiştir. Fakat, bu proses ılman iklimli belirli bölgelerde ve yüksek-kireç ile fosfor giderimi yapılan tesislerde gözönüne alınabilir (WEF&ASCE, 1992).

Amonyak sıyırma ile birleşmiş başlıca problemler soğuk havada verimsiz olmasıdır, dondurucu şartlar süresinde kapalı olmayı ve hava sıyırma kulelerinde kalsiyum karbonat oluşumudur.

Bununla birlikte, gerekli hava miktarı aşağı yukarı amonyak konsantrasyonundan bağımsızdır, yüksek amonyak konsantrasyonlarında giderilen amonyak kilogramı başına fiyat daha düşüktür. Sıyırma, bu nedenle amonyumun yüksek konsantrasyonlarında endüstriyel atıksular için en cazip olanıdır (Halling- Sorensen & Jorgensen ,1993).

Ayrıca, son zamanlarda deponilerin sızıntı suları için sıyırma ile amonyak giderme seçeneklerine biçilen fiyat , Fletcher ve Ashbee tarafından aynı arıtma derecesi için bir biyolojik nitrifikasyon – denitrifikasyon sistemi ile karşılaştırılabilir bulundu. Dolgu yataklı kuleleri, difüze hava ve lagün gibi çeşitli amonyak sıyırma prosesleri de karşılaştırdılar. Sonuçta, %95 NH4 giderme ile dolgu yataklı kule ile sıyırma, metanojenik sızıntı sularının ortalama akımları için en etkin fiyatlı amonyak sıyırma metodu olduğu sonucuna varıldı ve serbest bırakılmış amonyak kontrolü için en iyi potansiyel olarak sunulur. Bunula birlikte, yüksek pH’lı lagünler daha düşük amonyak konsantrasyonları ve/veya düşük debili sızıntı suları için tercih edilebilir.


      1. İYON DEĞİŞİMİ



İyon değişimi, atık su içerisindeki değişik türdeki istenmeyen iyonların çözünemez değiştiri maddelerden gelen belirli türdeki iyonlarla değiştirildiği bir proses ünitesidir. Bu çözeltideki bir iyonun değişim ortamındaki bir iyon ile yerini değiştirdiği kimyasal, tersinir bir reaksiyondur. Bu değişim ürünlerinin, iyon değişim ortamının yapısında önemli değişikliği yoktur (WPCF, 1983).

İyon değiştiriciler, değiştirilebilir iyon yüküne göre sınıflandırılır. Asit ve katyonik reçineler Ca2+ ve Mg2+ gibi katyonları değiştirir ve bazik veya anyonik reçineler OH- veya Cl- anyonlarını değiştirir.Genel amaç olarak, reçine herhangi bir ortak iyon değiştirir fakat karışım halinde bulunan iyonlarda seçici olacaktır (Eliassen, R. Et., 1965).

Nitrojen kontrolü için, atık sulardan giderilen tipik iyon amonyumdur, NH4. Amonyumun yerine geçen iyon, reçinenin rejenerasyonu için kullanılan çözeltinin cinsine bğlıdır (Rejenerasyon, ortamın tekrar kullanılabilmesi için iyon değişim ortamından toplanan NH4’ü giderme prosesidir.) (Metcalf &Eddy, 1991). Bununla birlikte, Reeves (1972) nitrat iyonunun bir anyon değiştirici reçine reçinesi ile giderilebildiğini söyledi. İyon değişim kimyası aşağıdaki anyon değişim eşitliğinde gösterildiği gibi tanıtıldı;

NO3- + R- Cl Cl- + R –NO3 (R=Katyon)

Amonyum iyonu (NH+4) ile katyon değişimi, katyon değiştirici reçine kullanımına benzer olacaktı (Eliassen, R. Et al., 1965) .

İyon değişimi ile madde gideriminin etkili olması için yüksek seçici değişim maddesi gerekir ve standart maddelerin çoğu amonyaktan başka diğer iyonlar ile değişim için

bir tercih yapmaktadır. Amonyum iyon giderimi için yeteli seçicicilikte olan doğal zeolit ve clinoptilite keşfedilmiştir. Düşük pH değerlerinde tercihen hidrojen iyonları değiştirildiği için sık pH kontrolü gerekir ve yüksek pH’da amonyum iyonları non - iyonik amonyak şekline gelir (Winkler, 1981). Bunun iyon değiştiricilerle giderilmesi mümkün değildir.

İyon değişimiyle amonyak giderimi, sıkı atık su deşarj kuralı gereksiniminin karşılanmak zorunda olunduğu yerlerde ve nitrifikasyon için iklim koşullarının zorluklara neden olduğu zaman göz önüne alınmalıdır. Amonyak giderimi için iyon değişimi kullanılması her iki problemin de üstesinden gelir (WPCF,1983) .

İyon değişimi, yoğun ön arıtma gerektirdiği, iyon değişim ortamının yarılanma ömrü sorunu ve karışık rejenerasyon sistemleri gerektirdiğinden uygulamalarını sınırlandırmıştır (Metcalf &Eddy, 1991). Libert ve Lapez (1992) önemli çevresel problemleri çözebilen (ötrofikasyon) ve sonunda karlı işletme haline dönen atıksu arıtmayla yani değerli doğal ürünleri geri kazanmak için RİM –NUT isimli iyon değiştirici prosesini geliştirdi. RİM –NUT prosesi, atıksudan gelen nütrient iyonik çeşitlerini uyum içinde, etkin fiyat tarzında, sıkı deşarj sınırları ile gideriliebilen son zamanlarda geliştirilmiş ve patent haline getirilmiş fizikokimyasal bir prosestir. Temelde RİM-NUT prosesi iki esasa dayanır. 1)giderme ve yoğunlaştırma adımı, 2)rejenerasyon sonucu çökeltim ile geri kazanım


      1. KIRILMA NOKTASI KLORLAMASI



Klor ile oksidasyon sayesinde atıksulardan amonyak giderebilir. Bu proses, kırılma noktası klorlaması olarak bilinir, pratikte sadece çıkış sularını parlatma tekniğidir, atıksulardaki yüksek seviyedeki nitrojeni gidermek için değildir. Amonyak nitrojen içeren bir atıksuya klor eklendiğinde, amonyak başlangıçta hipoklorik asit ile kloramin şeklini alacak tepki gösterir. Kırılma noktasından önce klor eklemeye devam edilirse, serbest klor artar hale geldiğinde, kloraminler nitrojen gazına dönüşür. Aşağıdaki reaksiyon serileri nitrojen gazına, amonyağın klor oksidasyonunu temsil eder (WEF & ASCE, 1991).

Cl2 + H2O HOCl + HCl

NH4+ + HOCl NH2Cl + H2O + H+

2NH2Cl + HOCl N2 + 3HCl + H

Hangi kloraminlerin oluşacağı pH’a temas süresine, sıcaklığa ve reaktif konsantrasyonunu bağlı olarak değişir. Tüm reaksiyon;

2NH3 + 3Cl2 N2 + 6HCl olarak özetlenebilir.

Kırılma noktası klorlaması prosesinin başlıca avantajları düşük ilk yatırım maliyeti, yüksek derece dezenfeksiyon teminatı, %90-95 amonyumun nitrojen gazına dönüşümü ki oluşan gaz zararsızca atmosfer dağılabilir. Bundan başka, kırılma noktası prosesi uygun pH kontrolü ve klor dozu neticesinde oldukça vrimlidir.

Kırılma noktası klorlamasının bazı dezavantajları, yüksek işletim maliyeti, toplam çözünmüş katı artışı (özellikle, çıkış suyu, içme suyu kaynağı olacaksa bir problemdir), kontrolün karmaşıklığı ve muhtemel dezenfeksiyon yan ürünler oluşumu özellikle THM bileşikleridir. Farell (1968) kırılma noktası klorlaması için yüksek klor gerektiğini açıkladı. 1 mg amonyak giderimi için 10 mg klor gerektiğini belirtti. Bir yıl sonra Mc Cartey et al. (1969) her mg nitrat nitrojenin 5.06 mg klor sarfedeceğini rapor etti. Ayrıca, Barth (1971), pH kontrolü için kireç ve kostik soda kullanıldığında toplam çözünmüş katı artışı olduğuna işaret etti.

Kırılma noktası klorlaması dizayn etmenleri aşağıdaki gibidir:


  • Karışma, arıtılmış suya klor çözeltisinin hızlı dispersiyonu manasındadır, ani karıştırıcılardan kaçınılmasına rağmen sağlanmalıdır..

  • Amonyak nitrojenini okside etmek için gerekli temas süresi, pH’a, stokiyometrik klora, amonyak nitrojen uygulama oranına, başlangıçtaki amonyak konsantrasyonuna ve diğer klor isteyen maddelerin varlığına bağlıdır.

  • Klor dozu, klorun bir bölümü olarak, amonyak dozu uygulama oranı 10:1 korunacak şekilde önerilir, ve

  • İstenen kırılma noktası reaksiyonunu getiren atıksu pH’ını korumak için, asit beslemesi yapılmalıdır(WPCF, 1983).

Sonunda, yukarıda bahsedilen metotların avantaj ve dezavantajlarını gösteren bir tablo verilmiştir.

Tablo 1. 2.

Nitrojen bileşikleri üzerine prosesin etki, avantaj ve dezavantajları

(Halling- SORENSEN &JORGENSEN, 1993’ten uyarlanmıştır).


Arıtma Nitrojen tipi üzerine etki Prosesteki Proses Proses

Prosesi toplam nitrojen Avantajları Dezavan-

Organik N NH

3

/NH

4

NO

3

-

giderimi (%)

tajları

Nitrifikasyon Sınırlı etki NO3 Etki yok 70-90 Çoğu zehirli maddeye BOİ5/TKN

tanklarında iyi koruma.Çıkış oranı düşük

Askıda büyüme suynda düşük olduğunda ça- ayrık kademe amonyak mur envanteri

Dikkatli kont-

rol gerektirir.

Biyokütle geri

dönüşümü için

durultucu işle-

timinin sabitliği

Nitrifikasyon Sınırlı Etki Yok Etki yok 5- 20 Tek evrede karbon Zehirliğe karşı

ve amonyak birleşik koruma yok.İkin-

arıtma.Yüksek BOİ5 cil çökeltimden

için uygun askıda katı biyokütle geri

madde kontrolü devri için orta

derecede denge

söz konusudur.

Soğuk havalar i-

çin büyük reak-

törlere ihtiyaç

vardır.

Tablo 1.2.

Nitrojen bileşikleri üzerine prosesin etki, avantaj ve dezavantajları

Arıtma Nitrojen şekli üzerine etki Prosesteki Proses Proses

Prosesi toplam nitrojen Avantajları Dezavan-

Organik N NH3/NH4 NO3 giderimi ( %) tajları


Askıda Etki yok Etki yok 80-90 5-20 Metanol ihtiyacı Denitrifikas-

yok. Daha az yon çok yavaş

büyüme Giderme proses ünitesi oranlarda olu-

reaktörlerinde gerekir.Aktif şur.Metanollü

birleşik çamur prosesinde sistemden daha

karbon oksi- filamentous uzun bekletme

dasyonu/ denitri- organizmaların süresi ve daha

filasyon atıksudaki daha iyi kontrolü geniş tesis ge-

karbon enerji kay- olasılığı.Fosfor rektirir.Nitrifi-

nağı olarak kul- giderme için modi- kasyon ve de-

lanılır. fikasyon olasılığı. nitrifikasyonu

Kesikli reaktörlere ayırarak opti-

adapte edilebilir mize etmek

zordur.Biyo-

kütle yeterli

Ç.O’e ihtiyaç

duyar. Metanol-

la çalışan reak-

törlerden daha

az verim.

Hava sıyırma Etki yok 60-95 % Etki yok 50-90 Proses seçilmiş amon- Proses sıcaklı-

yak giderimi için kul- ğa duyarlıdır.Da-

lanılabilir.Gerekirse ha düşük sıcak-

mevsimsel olarak fos- lıkla amonyak

for giderimi için birle- çözünebilir.Ha-

şik kireç sistemi ile va gereksinimi

uygulanabilir.Proses de değişir.Sis-

toplam N standardını lenme ve buz-

yakayabilir.Toksik lanma soğuk

maddelere duyarlı havada oluşur.

değildir. Sülfürdioksit ile

amonyak reak-

siyonu hava kir-

liliğine neden

olabilir.pH’a

duyarlı.


Tablo 1.2.

Nitrojen bileşikleri üzerine prosesin etki, avantaj ve dezavantajları

Arıtma Nitrojen şekli üzerine etki Prosesteki Proses Proses

Prosesi toplam nitrojen Avantajları Dezavan-


Organik N NH3/NH4 NO3 giderimi ( %) tajları


İyon İklimsel şartların Biyolojik arıt-

Değişimi 70-95 biyolojik nitrifi- madan gelen

kasyonu durdur - atık sudaki

duğu ve sıkı deşarj organik madde

Amonyum Önemsiz 80-97 % Etki yok standartlarının reçine bağla-

Kesin değil Giderim gerektiği yerler- maya neden o-

de kullanılabilr. labilir.Askıda

Nitrat Önemsiz Önemsiz 75-90 AKM üretilir.Pro- katı birikimi

Etki Etki ses toplam nitro- yüzünden

jen standartla- başlangıçtaki

rı yakayabilir. kaybın büyü-

Ürün kalite mesini önle-

kontrolü mek için genel-

kolaydır. likle ön arıtma

olarak filtras-

yon gerekir.

Yüksek konsantrasyon-

lardaki diğer

katyonlar

amonyak gideri-

giderimi azala-

cak.Rejeneras-

yon başka bir

proses ünitesi

eklemeyi

gerektirebilir.

Yüksek ilkyatı-

rım ve işletim

fiyatı. Yüksek

kalifiye işletim

gereksinimi

Kırılma Kesin olmayan 90-100 % yok 80-95 Uygun kontrol ile Toksik olan

Noktası Etki Giderim tüm amonyak kalıcı klor Klorlaması N’u okside edebi- üreyebilir.

lir.Zehirliğe ve sı- Ph’a duyarlı.

caklığa duyarlı Trihalometan

değildir.İlkyatırım oluşumu bula-

maliyeti düşüktür nıklık artabilir Yüksek işletim ustalığı gerekir


    1. FOSFAT GİDERİMİ


Fosfatın çoğu su kaynağı içinde bulunması ve bunun ötrofikasyona neden olan en önemli büyüme sınırlayıcı nütrient olması, atıksulardan, göllerden ve diğer su kaynaklarından fosfat giderimi üzerine araştırmaları kıvılcımlandırdı.

Ayrıca, Horan (1990)’ın belirttiği gibi, fosfor kontrolü, insan kaynaklı ötrofikasyonu engellemenin en etkili yollarından biridir. Bu nedenle, birçok ülke, evsel atıksuların deşarjı için, nitrojen kadar, iyi bir fosfor deşarj standardı uygular.

Fosfor ham atıksularda 3 şekilde bulunur: ortofosforlar (PO4), polifosfatlar (P2O7) ve organik fosfor. Ortofosfor, mikroorganizmalar tarafından hızlıca sindirilebilir ve polifosfatlar ve organik fosfatlar genellikle orto şekle mikroorganizmalar tarafından hidroliz edilir. Polifosfatlar ve organik fosfor içeriği, atıksulardaki fosforun %40- 70’i olarak açığa çıkar.

Atıksulardan fosfat giderimi, fiziksel, kimyasal ve biyolojik metotlar veya bunların bileşimleri ile başarılabilir. Atıksu arıtmadaki fosfat giderimi uzun bir süredir uygulanmaktadır. Son zamanlarda fosfat giderme metotları biyolojik ve biyokimyasal prosesler olarak geliştirilmiştir.Bu yüzden, bu metotlar derinlemesine açıklanacaktır. Fakat ters osmoz, ultrafiltrasyon ve iyon değişimi gibi fiziksel metotlar ve belirli kimyasallar ekleme gibi kimyasal metotlar özet açıklama olarak verilecektir.


      1. BİYOLOJİK FOSFAT GİDERİMİ


1955’de, Grenberg et al, aktif çamurdaki mikroorganizmaların mikrobiyal büyüme gereksinimlerinin öte seviyelerinde fosfor alabileceğini önerdi. Srianth, 1959’daki bir dizi deneylerle aktif çamurun yoğun bir şekilde havalandırılmasının, ortamdaki çözünür fosfor konsantrasyonunu hızla 1 mg/lt’nin altına düşmesine neden olacağı sonucuna vardığına belirtti. Levin ve Shapiro (1965) kentsel atıksuyun güçlü havalandırması üzerine yüksek seviye fosfor giderimini tanımlamak için fosforun lüks tüketim “Luxury Uptake” ismini kullandı. Mikrobiyoloji literatüründe bildirilen ve polifosfatları içeren bakteri hücrelerindeki granülleri gözlemlediler. Bernard (1974), aktif çamur sistemi içindeki biyolojik fosfor giderimi için anaerobik –aerobik çevrim ihtiyacını gözlemledi ( WPCF,1983 ).

Geleneksel ikincil arıtma sistemleri, BOİ oksidasyonu süresince biyokütle sentezi için ortamdaki fosforu kullanır. Hücre içi enerji transferinde gereken fosfor, esas hücre bileşeni olur. Bu nedenle, fosforun bir miktarı biyosentez için stokiyometrik gereksinimle tüketilir. Mikrobiyal katıların tipik fosfor içeriği %1.5-2 kuru birim ağırlıktır.

Anaerobik bölgeyi takip eden aerobik bir bölümün oluşturulması büyüme için stokiyometrik gereksinimin üst seviyelerinde fosforu emmede yetenekli organizmalarca zengin popülasyon oluşturur. Bu çevre ile, biyokütle mikrobiyal katıların % 4-12’si seviyesinde fosforu toplar. Bu katıların çökeltilerek ortamdan atılması, geleneksel arıtmadan yaklaşık 2.5-4 kez daha fazla fosfor giderimi ile sonuçlanır. (WEF & ASCE, 1991). Aşağıda şekil 1.3’de biyolojik fosfor giderimi şematize edilmiştir.

Şekil 1.3

Biyolojik fosfor giderme mekanizmasının şematiği

Performansa etki eden en önemli faktörler ve P-giderim prosesinin verimi



  • Atıksuyun kompozisyonu, özellikle BOİ:P ve BOİ:N oranı ve organik asitlerin elde edilebilirliği

  • Anaerobik temas süresi

  • Anaerobik bölgeye nitrat yükleme

  • Çamur yükleme

  • Oksijen sağlama

  • İkincil çökeltim verimi, özellikle P-serbest bırakma ve askıdaki katıların deşarj için

  • Çamur arıtma ile fosfor geri beslemesi

Biyolojik P-giderme için hazır bir tesis modife edildiğinde veya yeni bir tesis dizayn edildiğinde yukarıda bahsedilen faktörlere dikkat edilmelidir. Başarılı bir biyolojik P-giderme için yukarıda bahsedilen faktörlerin buluşmak zorunda olduğu şartlar Tablo 1.3.’de verilmektedir.

P-giderme prosesinde önemli başka bir faktör, fosfat depo eden ve gidermede yetenekli mikroorganizmalardır. Apeldoorn et al. (1992), geleneksel aktif çamur prosesinin başında eğer anaerobik bölge oluşturulursa, çamur içinde fosfat içeren bakterilerin zenginleşeceğini bildirdi. Genelde Acinetobacter bakterisi, aşırı fosfatın gideriminden sorumlu olarak görülmektedir. Bununla birlikte, son çalışmalara göre diğer bakteri türleri de bu proseste önemli olabildiği gözlemlenmiştir. Örneğin, Nakamura et al (1989), büyük miktarda fosforu biriktirilebilen gram-pozitif bakterileri çamurdan ayırmıştır.

( Appeldoorn et al., 1992).

Eloete ve Stein (1989a, b), çamur içinde gözlemlenen fosfat giderimini açıklayacak, yeterli Acinetobacter bulamadılar.Bu da, biyolojik fosfat gideriminin Acinetobacter harici


mikroorganizmalar ile de gerçekleştirilebileceğini gösterir.

Tablo 1.3.

Biyolojik P-giderme prosesleri için uygun şartlar

Parametreler


COD > 20 mg /l

BOİ:N > 5 mg/l

Organik asitler > 50-100 COD mg/l

Nitrojen oksit Yok

Anaerobik temas süresi > 1 saat

Çamur yaşı 3- 30 d

Aerobik bölgedeki oksijen >1-2 mg/l

Durultucuda katı tutma süresi < 2 saat

Cloete et al. ( 1994 ) Acinetobacter ‘den başka fosfat giderimi için organizma potansiyeli araştrdı. Bu yüzden, aktif çamurdan fosfor giderme yetenekleri için Psedomonas fluorescens, Streptococcus facealis, Escheria coli ve Acinetobacter calcoaceticus’u test etti. Fosfat konsantrasyonlarını düşürmede bu mikroorganizmaların 4 saat içinde yetenekli olduklarını buldu. Sonuçları, sinerjizmin biyolojik fosfor gideriminde önemli olabildiğini ve arıtmadan yalnızca Acinetobacter’in sorumlu olmadığı bir fenomenin olduğunu gösterdi. Her ne kadar çalışmaları Acinetobacter’den başka organizmaların fosfor gidermede yetenekli olduğunu gösterse de bu organizmaların fosfor depolamada yetenekli olup olmadıklarının bilinmediği sonucuna vardılar. Biyolojik fosfor gidermenin avantaj ve dezavantajları Tablo 1.4’de özetlenir (Bowler & Stensel,1990’dan uyarlanmıştır) .

Tablo 1.4.

Biyolojik fosfor gidermenin avantaj ve dezavantajları

Avantajlar Dezavantajlar


1. Biyolojik fosfor giderimi prosesleri tarafından 1. Phostrip hariç, tüm fosfor giderme performans-

üretilen çamur kaliteleri, geleneksel aktif çamur ları atıksuyun BOD:TP oranı ile kontrol edilir.

sistemtemlerinden gelen çamur ürünü ile karıştırılabilir.


2.Yeterli kapasiteye sahip tesisin sağlandığı, küçük veya 2. Toplam fosforu 1mg/l yapmak için ikincil çö-

hiç ekipman değişimi veya eklenmesi yapılmaksızın tapa keltim yüksek performans verimi gerekir.

akışlı aktif çamur tesisinde doğrudan uygulanabilir.
3. Eğer fosfor çözünemiyorsa ve çamur eldesi süresince 3. Bağlı film biyolojik sistemler içinde kolaylıkla

tesise geri dönüyorsa biyolojik fosfor giderim prosesi uygulanamaz.

ile tesis için mevcut çamur elde ekipmanları kullanıla-

bilir.
4. Phostrip prosesi ve atıksu parlatma hariç az veya hiç 4. Çamur sistemlerinde fosfor serbest bırakımı po-

kimyasal veya kimyasal ekipman gereksinimi olur. tansiyeli nedeniyle geri devir çamuru düşük fosfor

içermeli.


5. Proseslerden bazıları ile hemen hemen hiç ek işletim 5. Düşük biyolojik fosfor giderim verimi durumun-

maliyetinde amonyak nitrojen veya toplam nitrojen ile da hazır bekleyen kimyasal besleme ekipmamları

birlikte fosfat gideriminin üstesinden gelinebilir. gerekebilir.
6. Bazı fosfor gideren biyolojik proseslerde aktif çamurda

oluşabilecek ipliksi mikroorganizma büyümesinin

engellenmesi .

Aşağıdaki bölümlerde, fosfat giderimi için 3 iyi bilinen proses patenti ele alınacaktır. Bunlar Bardepho prosesi, A/O prosesi, Phostrip prosesi ve UCT prosesidir.


1.5.1.1

Bardenpho Prosesi


Bardenpho prosesi, Pretorio Güney Afrika’da “Su Araştırmaları İçin Ulusal Enstitü”de birleşik aktif çamur nitrojen giderme sistemi üzerinde çalışma süresince geliştirildi

( Barnard, 1978 ).

Biyolojik fosfat giderme için anaerobik-aerobik dizi sistemi sağlamak için 4 evre Bardenpho nitrojen giderim prosesi önüne bir anaerobik evre eklenir.

Şekil 1.4.’e ilişkin ilk aerobik tankta, nitrifikasyon, karbon oksidasyonu ve fosfat emilimi oluşur. İlk aerobik tanktan gelen çıkış suyu 2:1 oranında ilk anoksik tanka çevrilir.İlk anoksik bölgede denitrifikasyon oluşur; iç geri çevrimden gelen nitrat nitrojeni, nitrojen gazına indirgenir. İkinci anoksik tank denitrifikasyon için yeterli zaman sağlar, ve tekrar ÇO yerine nitrat oksijen kullanır, son aerobik tank, çökelme tankındaki istenmeyen anaerobik şartların minimize edilmesi için yapılır ki bunun nedeni çökeltim tankında fosfor serbest bırakımı gerçekleşmesin,çökeltim tankından alınan çamurun bir kısmı sistemin başına geri döndürülür. Geri devir çamuru ve giriş suyu karıştırılarak anaerobik bölüme verilirler. Burada, fosfat serbest bırakımı ve BOİ giderimi gerçelkeşir. Bakteriler tarafından emilen fosfat atık çamur içinde sistemden uzaklaştırılır.

Anoksik bölge için hacim eklemesi ve nitrifikasyon gerçekleşmesine izin verilmesi için sistemde kullanılan çamur bekletme süresi 18 gündür. Toplam bekletme süresi 22 saat olup bunun 1,5 saati anaerobik kısımdadır. Atık biyokütleden fosfor gidermeyi kesinleştirmek için; anaerobik şartların başlamasından ve sıvı içine fosfor serbest bırakmasından önce, atık çamur çok hızlı bir şekilde susuzlaştırılmalıdır (Winkler, 1981).

Nitatlaştırılmış geri döngü suyu

Anaerobik Anoksik Aerobik Anoksik Aerobik

Durultucu

GirişSuyu Çıkış Su Çıkış Suyu

Geri dönen çamur

Atık Çamur


Şekil 1.4.

Modifiye edilmiş 5 kademe Bardenpho Prosesi

1.5.1.2. A/O Prosesi


A/O prosesi, aslında biyolojik fosfor giderimini gerçekleştirmek için dizayn edilen bir aktif çamur prosesidir. Şekil 1.5’de görüldüğü gibi, sistemde 3 veya daha fazla aerobik veya oksik evre tarafından takip edilen 3 anaerobik evre vardır (WPCF, 1983).

Çöken çamur, reaktörün başına geri döner ve gelen atıksuyla karışır. Anaerobik şartlar altında ve geri çevrilen hücre kütlesi içindeki fosfat serbest bırakılır. Bu evrede, bazı BOİ indirgemesi de oluşur. Sonra aerobik bölgede hücre kütlesi tarafından bırakılandan daha fazla fosfor geri emilir. Sudaki fosfor, atık aktif çamur olarak sudan giderilir.

A/O prosesinin anahtar özelliği, oldukça kısa SRT ile dizayn edilmesi ve yüksek tarzda organik yükleme yapılmasıdır. Modifiye edilmiş Bardenpho prosesi ile karşılaştırıldığında, sonuçlar, daha yüksek miktarda çamur üretimi ve sistemde BOİ giderim ünitesi başına daha fazla fosfor giderimidir. Bununla birlikte, anaerobik veya aerobik çürütme gibi çamur stabilizasyon ünitelerinde, serbest geri çevrim suyunun içinde bulunabilecek fosfatın etkileri göz önüne alınmalıdır.


Durultucu

G

Anaerobik Aerobik

Bölge Bölge
iriş Suyu Çıkış Suyu

Geri dönen çamur Atık Çamur

Şekil 1.5.

A/O Prosesi

1.5.1.3. Phostrip Prosesi


Phostrip prosesi, biyolojik ve kimyasal fosfor gidermeyi birleştirir. Geri dönen aktif çamurun fosforca zengin biyokütlesini, fosforun çözeltiye serbest bırakıldığı anaerobik sıyırıcılar yönüne çevirir. Fosforca zengin anaerobik sıyırıcı üstsuyu, kireç ile çökelir ve fosfordan sıyrılan biyokütle havalandırma tankına döner. Çökelme şu reaksiyona göre oluşur.

3 Ca(OH)2 + 2PO43- + 6H+ Ca3(PO4)2 + 6H2O (pH >9)

Phostrip prosesi, fosforu atıksudan 2 metotla giderir. Fosfor sıyırıcı süpernatanttan kimyasal olarak çökeltilir ve çamur olarak uzaklaştırılır. Diğer biyolojik fosfor giderim yöntemlerinde olduğu gibi mikroorganizmaların anaerobik/aerobik şart dizisine tabi tutulması, atık çamurdaki fosfat konsantrasyonunu arttırır. Yan akımlı bu proseslerin fosfor giderme performansları, sıyırıcı tanka, ham atıksu veya birincil atık sıvı gibi biyoindirgenebilen COD kaynağının eklenmesi ile arttırılmıştır. Sıyırıcı alt sularının yüksek konsantrasyonlarda çözünür BOİ içereceği bildirilmiştir.

Phostrip prosesinin bir avantajı, giriş suyunun BOİ’sine bakılmaksızın, sistemin çıkış suyu 1 mg/l den daha az toplam fosfor içermesidir. Giderilen fosforun geniş bir yüzdelik oranı, elde edilen kireçli çamura bağlıdır. Böyle bir çamurun tasfiyesi fosforca zengin biyolojik bir çamurdan daha kolaydır. Atıksuyun alkalinite fonksiyonu, düşük çıkış suyu fosfor konsantrasyonu ve ucuz kimyasal maliyet, potansiyel avantajlardır. Proses, tekil olarak sıyırıcı tank işletmesine ve kireç beslemesine göre daha fazla kontrol ve daha usta işletmen gerektirebilir. Ayrıca, kireç depolama ve kullanımının önemli problemlere neden olduğu belirtilmiştir (Bowker &Stensel, 1990).

Giriş Suyu


Durultucu



Havalandırma

Tankı

Çıkış Suyu

Atık Çamur Doğrudan geri devir çamuru

Anaerobik Sıyırıcı

Fosfor içermeyen geri devir çamuru


Fosfor içermeyen geri devir üst suyu Çökeltme Tankı

Kireç

Kireç
Atık kimyasal çamur


Şekil 1.6.

Phostrip Prosesi

1.5.2. KİMYASAL FOSFAT GİDERİMİ


Fosfat, kireç eklenmesi veya koagülant olarak adlandırılan demir veya alüminyum içeren bileşiklerin suya eklenmesi ile çökeltilebilir. Çökelek, çökeltim tankları ile sudan ayrılır. Böyle prosesler genelde ortofosfat gideriminde etkilidir. Polifosfatların bu yöntemle giderimi çok zordur (Winkler,1981).

Sudaki çözünmüş fosfatı, bağlı ve kısmen çözünemeyen hale getiren birçok kimyasal vardır. Ancak, genellikle kullanılan katyonlar fiyatı minimuma indiren ve biyolojik sistemlere ve alıcı sulara minimum zehirlilik üretenlerdir. Kalsiyum, alüminyum ve demir bileşikleri, minimum zehirlilik ve maksimum etkinlik ile minimum maliyeti birleştirir. Bu yüzden en yaygın kullanılanlardandır. Ayrıca, kireç kullanımı, fosfat çökelmesi için tercihen kullanılır. Ancak, fosfor giderimi için kireç kullanımı şu nedenlerden dolayı geriliyor (1) Metal tuzlarına karşı, kısmen elde edilen çamur kütlesindeki önemli artış, (2) Depolama, besleme ve kullanımla ilgili işletim sorunları (Metcalf & Eddy, 1991).

Kalıcı çözünmüş fosforun kimyasal giderimi için metal tuzlarının kullanımı, eğer doğru uygulanırsa, biyolojik fosfor giderimi ile aynı verimi verebilir. Bowker & Stensel (1990), metal tuzu eklemesiyle sistemlerin %80-90 toplam fosfor giderimini başarabildiğini açıkladı. Fosforun, atıksudan çözünemeyen fosfor olarak çökeltilmesi sağlandıktan sonra, pH ve sıcaklık gibi koşullar değişmedikçe, çöken fosfor tekrar suya karışmayacaktır. Anaerobik tanklara, ilk anoksik tanklara veya havalandırmadan önce başka yere metal tuzları eklemekten kaçınılmalıdır (WEF & ASCE, 1991).

Fosfor giderimi için kimyasal eklemenin avantaj ve dezavantajları Tablo 1.5.’de özetlenir (Bowker & Stensel 1990’dan uyarlandı).

Tablo 1.5.

Kimyasal fosfor gidermenin avantajları ve dezavantajları

Avantajları Dezavantajları

1

.

Güvenilir, yerinde belgelendi 1. Biyolojik seçeneklerden daha yüksek

fiyat
2.Mevcut tesise oldukça kolay va pahalı olmayan 2. Biyolojik arıtmadan daha fazla çamur

ekleme yapılabilir. üretimi


3.Fosfor giderimi için gereken kontroller oldukça 3. Kireç kullanıldığında tekrar karbon

basit ve açık ekleme adımı gerekebilir.


4.Yüksek kireç prosesi ile çok yüksek fosfor 4. Üretilen çamur geleneksel tesis çamur-

gidermeleri başarılabilir. ları kadar iyi ve kolaylıkla susuzlaşmaz.


5. Kireç eklenmesi ile etkili olarak birçok ağır metal

giderimi
6. Toksik maddelere karşı duyarlı değil

1.5.3. FİZİKSEL FOSFAT GİDERİMİ


Daha önce bahsedildiği gibi, fiziksel fosfat gideriminde yaygın olarak kullanılan üç tip vardır; ultrafiltrasyon, ters osmoz ve iyon değişimi.

Ultrafiltrasyon ve ters osmozun ikisi de basınçla sıkıştırılan membran proseslerdir fakat işletim tarzlarında ve kullanılan membranlar tarafından tutulan maddelerin doğasında göze batan şekilde farklıdırlar .

İyon değişimi prosesleri, içinde seçici olarak sentetik reçineden giderilen ve sulu evrede taşınan zararlı iyonun yerine geçen zararsız bir iyonun bulunduğu proseslerdir.

Fiziksel proseslerin hepsi, kısmen istenmeyen bir özelliğe sahiptir. Bu, son fosfor giderimi için genellikle kimyasal olarak ve özel bir şekilde arıtılması gereken bir ürün üretmesidir (WPCF 1983).


      1. BİLEŞİK BİYOLOJİK NİTROJEN VE FOSFOR GİDERİMİ


Eğer bir atıksu, nitrojen ve fosforun her ikisinide aşırı miktarda taşırsa bileşiklerin ikisini de aynı zamanda gidermede yetenekli bir proses kullanımı düşünülmektedir. Nitrojen ve fosfor giderimini birleştirmek için çok sayıda biyolojik proses önerilmiştir. Bunların birçoğu tescillidir ve bir aktif çamur proses şekli kullanılırlar. Fakat nitrojen ve fosfor giderimini başarmak için anaerobik bileşimler anoksik ve aerobik bölgeler veya bölmeler kullanılırlar. Bazı birleşik prosesler kısmen nitrojen veya fosfor giderimi bölümlerinde açıklanmıştır. Birleşik nitrojen ve fosfor giderimi için kullanılan en yaygın prosesler A/O prosesi, Modife Edilmiş Bardenpho prosesi, UCT prosesi (University of Cape Town), VIP (Virginia Initative Plant) prosesi, SBR (Sequencing Batch Reactor) dür. Aşağıdaki bölümlerde bunlar açıklanacaktır ve avantaj ve dezavantajlarını gösteren bir tablo verilecektir.


1.5.4.1 A2 /O Prosesi


A2/O prosesi, biyolojik fosfat giderim bölümünde açıklanan A/O prosesinin değiştirilmişidir. Orijinal A/O prosesine denitrifikasyonu başarmak için bir anoksik bölge eklendi. Tipik A2/O prosesi, Şekil 1.7.’de görülebilir. Denitrifikasyonu gerçekleştirmek için, nitrifikasyonun gerçekleştiği aerobik bölümün çıkış suyundan %100~ %300 oranında bir geri devir suyu anoksik bölüme verilir. Ve, fosfor serbest bırakımı için durultucudan bir miktar çamur anaerobik reaktörün ilk evresine döndürüldü. Nitrojen, N gazı olarak giderilir ve fosfor, atıksudan atık çamur olarak giderilir.

Geri Dönen Nitratlaştırılmış Atıksu


Anaerobik

Durultucu

Aerobik

Anoksik
Giriş Suyu

Çıkış


suyu

Geri devir çamuru Atık çamur


Şekil 1.7.

A2/O Proses

1.5.4.2. Değiştirilmiş Bardenpho Prosesi


Bu, biyolojik fosfor giderim bölümünde açıklandı ve bu prosesin akım şeması Şekil 1.4. verildi. Bu yüzden, burada tekrar açıklanmayacaktır.

1.5.4.3. UCT Prosesi


UCT prosesi, Güney Afrika’da, Capetown Üniversitesi’nde geliştirildi ve bu yüzden UCT prosesi olarak terimlendi. Bu proseste anaerobik, anoksik ve aerobik bölgeler dizisi A2/O ve Bardenpho’ya benzerdir. UCT prosesinde ilk önce geri devir çamuru ve nitratlaştırılmış havalandırma tankı çıkış suyu anoksik bölgeye geri devir yapılır ve anoksik bölgenin içeriği de anaerobik bölüme geri devir yapılır. Son yıllarda anaerobik tanka nitrat geri dönüşümünü tümüyle elemek için UCT prosesi değiştirilmiştir, bu modifikasyon aslında bir yerine iki anoksik bölge kullanımı hariç UCT prosesi ile aynıdır. Durultucudan gelen çamur ilk anoksik bölgeye döndürülür ve havalandırma tankından alınan atıksu ise ikinci anoksik tanka geri devredilir. Anaerobik tanka yapılan geri devir ise birinci anoksik bölgeden çıkan sulardan yapılır. Bu geri çevrim sıvısı, oldukça fazla çözünebilir BOİ ve çok az nitrat içerir. Değiştirilmiş UCT prosesi şekil 1.8.’de görülebilir.

Nitratı Giderilmiş Atıksu Geri Çevrimi Nitratlaştırılmış Atıksu Geri Çevrimi


G
Aerobik

Anoksik

Anosik

Anaerobik
iriş Çıkış

Suyu
Suyu


Çamur geri devri


Atık Çamur

Şekil 1.8.

Değiştirilmiş UCT prosesi

1.5.4.4. VIP PROSESİ

Norfolk, Virginia’daki Lamberts Atıksu Arıtma Tesisi’nin mevcut verimini arttırmak ve ikincil arıtmayı kapsamak için yapılan çalışmalar sırasında bir yüksek verimli biyolojik nütrient giderici sistem ile, herhangi bir ekstra maliyet olmaksızın, biyolojik fosfor ve nitrojen giderimi elde edilebileceği gözlemlendi. Düzenlenen bu yeni tesis sonradan Virginia İnitative Plant olarak isimlendirildi.

Bu sistem, (1) atıksu ve geri devir çamur yeri, (2) farklı tasarım ve işletim parametreleri hariç, A2/O ve UCT proseslerine benzerdir. Şekil 1.9.’da görüldüğü gibi durultucudan gelen çamur giriş yerine, anoksik bölgeye geri döner. Havalandırma tankı nitratlaştırılmış çıkış suyu, anaerobik bölgeden daha çok anoksik bölge girişine geri devredilir. Bu yaklaşım, anaerobik tanka nitrat yüklemeyi sınırlandırır. Anoksik tankın içeriği de anaerobik bölüme geri devredilir.


Durultucu



Aerobik

Anaerobik

Anoksik

Nitratı Giderilmiş Atıksu Geri Devri

Nitratlaştırılmış Sıvı Geri Devri

Çıkış


Suyu
Giriş Suyu

Geri Devir Aktif Çamuru


Atık Çamur

Şekil 1.9.

VIP Prosesi

1.5.4.5 Ardışık Kesikli Reaktörler (SBR)

SBR, reaktör işletim parametrelerinin değişimi ile BOİ oksidasyon, nitrifikasyonu, denitrifikasyon birleşimi veya biyolojik ve kimyasal fosfor giderimini başarmak için kullanılabilir. SBR’da nitrojen giderimi, aerobik tank tipinde nitrifikasyonla gerçekleştirilir. Nitratlaştırılmış nitrojeni denitrifikasyonla gidermek içinse, anoksik modunda çalışan bir reaktörde reaksiyon için yeterli zamanı sağlayarak, dışarıdan karbon kaynağı eklenerek ve biyokütlenin iç solunuma geçmesiyle sağlanır.

Fosfat, ya biyolojik ya da kimyasal anlamda giderilir. Anaerobik ve aerobik tank dizileri sağlama ile biyolojik fosfat giderimi başarılabilir. Kimyasal fosfat giderimi, koagülant dozlaması ile elde edilir (Örneğin kireç). Karbon, nitrojen ve fosfor giderimi için tipik SBR işletimi şekil 1.10.’da gösterilmiştir.

Şekil 1.10.

Karbon, nitrojen ve fosfor giderimi için SBR işletimi

1. 5. 5. BİRLEŞİK BİYOLOJİK NÜTRİENT GİDERME PROSESLERİNİN AVANTAJ VE DEZAVANTAJLARI

Yukarıda bahsedilen biyolojik nütrient proseslerinin karşılaştırması Tablo 1. 6.’da tablo verilmiştir.

Tablo 1. 6

. Birleşik biyolojik nütrient proseslerinin avantaj ve dezavantajları (Metcalf &Eddy, 1991’den uyarlandı).

Proses Avantajlar Dezavantajlar


A

2

/O

Atık çamur oldukça yüksek fosfor içeriği Soğuk hava işletim şartları altında . sebebiyle (3-5 %) kimyasal gübre performansı kesin değildir.A/O’dan

değerine sahiptir. daha karışıktır.


Bardenpho

Tüm biyolojik fosfor giderim sistemler içerisinde Fazla sayıda geri devir pompaları için

en az çamur üretir. Atık çamur oldukça gerekli enerji ihtiyacını ve bakım gereksi-

yüksek fosfor ve kimyasal gübre değerine nimi fazladır.Kimyasal ekleme gereksi-

sahiptir. Toplam nitrojen çoğu prosesten daha nimler kesin değildir. A2/O prosesinden

düşük seviyelere indirilir.Alkalinitenin sisteme daha fazla hacim gerekir. İlk çökeltim

geri dönüşü nedeniyle, alkaliniteyi arttırmak nitrojen ve fosfor giderme için proses

için herhangi bir kimyasal ilavesine gerek yeteneğini azaltır.Yüksek BOİ/P oranı

yoktur.Güney Afrika’da geniş gerekir. Proses performansı üzerine

kullanıma sahiptir ve önemli veriler eldedir. sıcaklık etkileri bilinmemektedir.

UCT

Anoksik bölgeye geri devir, nitrat geri dönüşü- Fazla sayıda geri devir pompaları için

münü eler böylece anaerobik bölgede daha iyi gerekli enerji ihtiyacını ve bakım gereksi-

fosfor giderimi çevresi sağlar. Bardenpho prose- nimi fazladır. Kimyasal ekleme için

biraz daha az hacime sahiptir. gereksinimler kesin değildir. . Yüksek BOİ/P oranı gerekir. Proses

performansı üzerine sıcaklık etkileri

bilinmemektedir.

VIP

Anoksik bölgeye nitrat dönüşümü alkalinite Fazla sayıda geri devir pompaları için

tüketimini azaltır. Anaerobik bölgeye anoksik gerekli enerji ihtiyacını ve bakım gereksi-

bölge çıkış suyu geri çevrimi aerobik bölgeye nimi fazladır.Düşük sıcaklıklar nitrojen

nitrat yüklemesini azaltır. Yıl boyunca fosfor giderme kapasitesini azaltır.

giderimi ve mevsimsel nitrojen giderimine adapte

edilebilir.


Dostları ilə paylaş:

©2018 Учебные документы
Рады что Вы стали частью нашего образовательного сообщества.
?


---tariximizden-bir-8.html

---thesis-pdf-aland.html

---united-parcel-service.html

---vebvpg12---ocenka.html

---xasislik--ziqnalik.html