Aktif çamur sistemlerinde denitrifikasyon hızlarının belirlenmesi

Abstract

Günümüzde sadece organik karbon giderimi su kalitesi yönetimi açısından yetersiz kaldığından azot giderimi giderek önem kazanmıştır. Konvansiyonel sistemlerde azot giderimi, sadece biyokütle içine alman azotla sınırlı olduğundan çok azdır. Bu nedenle azotu başka yöntemlerle giderme yoluna gidilmiştir. Bunlar arasında fiziko- kimyasal prosesler ve biyolojik azot giderimi önemlidir. Biyolojik prosesler kimyasal proseslere göre daha ekonomik olduğundan ve arıtmada kullanılan kimyasal maddelerinde arıtımı gerektiğinden, biyolojik sistemler tercih edilmektedir. Biyolojik sistemlerde, atıksu içerisindeki azot genellikle indirgenmiş olduğundan öncelikle indirgenmiş azot formu nitrata yükseltgenir. Daha sonra da denitrifikasyon prosesiyle nitrat, azot gazına dönüştürülür. Bu çalışmada, denitrifikasyon tanklarının tasarımında önemli bir parametre olan denitrifikasyon hızları incelenmiştir. Bu amaçla evsel ve et endüstrisi atıksulan kullanılarak 5 set deney yapılmıştır. Seçilen F/M oranına göre atıksu ve aşı çamuru reaktöre konulmuş, nitrat ta ilave edildikten sonra reaktör 5-6 saat boyunca izlenmiş ve 5-30 dakika arasında değişen zaman aralıklarıyla alınan numunelerde nitrat ve nitrit konsantrasyonları ölçülmüştür. Oksijen girişini engellemek amacıyla reaktörün üzeri kapatılmış ve deney süresince karışımdan azot gazı geçirilmiştir. Tam karışımı sağlamak amacıyla manyetik karıştırıcılar kullanılmıştır. Nitrat ve nitrit konsantrasyonları otoanalizör ile ölçülmüştür. Her bir numune nitrit birikimine göre düzeltildikten sonra, düzeltilmiş nitrat - zaman grafiklerinden denitrifikasyon hızları hesaplanmıştır. F/M oranlan ve atıksu içeriği değiştirilerek denitrifikasyon hızlarının nasıl değiştiği gözlenmiştir. Sonuç olarak denitrifikasyon hızlarının substrat tipi ve konsantrasyonundan etkilendiği, F/M oranının denitrifikasyon hızım değiştirmediği; sadece deney süresi üzerinde etkili olduğu, santrifüjlenmiş atıksu ile ham atıksunun denitrifikasyon hızlarım fazla değiştirmediği görülmüştür.

Nitrogen is one of the principal nutrients in wastewater. Until recently, little attention was devoted to the fate of nitrogen forms in biological treatment systems. But, the growing demand for water resources has generated an equivalent need for effective water and wastewater management strategies. Observations indicated that, in mamtaining the quality of the receiving waters for specific beneficial uses, organic matter removal is not enough. Some problems such as excess oxygen depletion, eutrophication, fish toxicity, etc. are related to the particular forms of nitrogen in wastewater. Consequently, nitrogen control became very important in water quality management. Although physico-chemical processes are possible for nitrogen removal, biological processes are the most economical means for nitrogen control in wastewater. In biological systems, nitrogen in wastewater is converted to gaseous nitrogen by biochemical reactions. Nitrogen naturally exists in various compounds with a valance ranging from -3 to +5. Some of these compounds are shown in table 1 below (USEPA, 1993): Table 1 Nitrogen Compounds and Their Oxidation States Transformations of these nitrogen compounds can occur through several mechanisms. Those of importance include fixation, ammomfication, synthesis, nitrification and denitrification. Each can be carried out by particular microorganisms with either a gain or loss of energy. Fixation of nitrogen means the incorporation of inert gaseous nitrogen into a chemical compound such that it can be used by plants and animals. Fixation of nitrogen from N2 gas to organic nitrogen is predominantly accomplished biologically by specialized ÖZET Günümüzde sadece organik karbon giderimi su kalitesi yönetimi açısından yetersiz kaldığından azot giderimi giderek önem kazanmıştır. Konvansiyonel sistemlerde azot giderimi, sadece biyokütle içine alman azotla sınırlı olduğundan çok azdır. Bu nedenle azotu başka yöntemlerle giderme yoluna gidilmiştir. Bunlar arasında fiziko- kimyasal prosesler ve biyolojik azot giderimi önemlidir. Biyolojik prosesler kimyasal proseslere göre daha ekonomik olduğundan ve arıtmada kullanılan kimyasal maddelerinde arıtımı gerektiğinden, biyolojik sistemler tercih edilmektedir. Biyolojik sistemlerde, atıksu içerisindeki azot genellikle indirgenmiş olduğundan öncelikle indirgenmiş azot formu nitrata yükseltgenir. Daha sonra da denitrifikasyon prosesiyle nitrat, azot gazına dönüştürülür. Bu çalışmada, denitrifikasyon tanklarının tasarımında önemli bir parametre olan denitrifikasyon hızları incelenmiştir. Bu amaçla evsel ve et endüstrisi atıksulan kullanılarak 5 set deney yapılmıştır. Seçilen F/M oranına göre atıksu ve aşı çamuru reaktöre konulmuş, nitrat ta ilave edildikten sonra reaktör 5-6 saat boyunca izlenmiş ve 5-30 dakika arasında değişen zaman aralıklarıyla alınan numunelerde nitrat ve nitrit konsantrasyonları ölçülmüştür. Oksijen girişini engellemek amacıyla reaktörün üzeri kapatılmış ve deney süresince karışımdan azot gazı geçirilmiştir. Tam karışımı sağlamak amacıyla manyetik karıştırıcılar kullanılmıştır. Nitrat ve nitrit konsantrasyonları otoanalizör ile ölçülmüştür. Her bir numune nitrit birikimine göre düzeltildikten sonra, düzeltilmiş nitrat - zaman grafiklerinden denitrifikasyon hızları hesaplanmıştır. F/M oranlan ve atıksu içeriği değiştirilerek denitrifikasyon hızlarının nasıl değiştiği gözlenmiştir. Sonuç olarak denitrifikasyon hızlarının substrat tipi ve konsantrasyonundan etkilendiği, F/M oranının denitrifikasyon hızım değiştirmediği; sadece deney süresi üzerinde etkili olduğu, santrifüjlenmiş atıksu ile ham atıksunun denitrifikasyon hızlarım fazla değiştirmediği görülmüştür. IX chemoorganotrophic and they are capable of coupling the oxidation of organic compounds with nitrate dissimilatin, through a series of reactions catalyzed by enzymes. Denitrifying bacteria also possess the enzymatic system to convert nitrate to ammonia nitrogen which is then incorporated into cellular material in biosynthesis. This process is called "nitrate assimilation" and proceeds only when ammonia nitrogen is not avaiable for bacterial growth. Denitrification and carbon removal processes rely on exactly the same principles, aside from the fact that they utilize different electron acceptors. In carbon remval process, the necessary amount of electron acceptor should be calculated and supplied to allow complete conversion of the organic electron donor to cell material and C02. In the denitrification process however, the main objective is to remove nitrate which is the electron acceptor and stoichiometrically sufficient amount of organic matter seving as the electon donor must be made available for the reduction of nitrate present in the wastewater. Basically the following 4 conditions are required for biological denitrification: 1. Presence of nitrate 2. Absence of dissolved oxygen 3. A facultative biomass 4. Presence of a suitable electron donor (energy source) Three different sources as carbonaceous electron donors may be envisaged for denitrification of wastewaters: a. An external carbonaceous energy source, added at the denitrification stage of the process. Especially methanol, ethanol, etc is used as external carbon source. b. An internal carbonaceous energy source, organic matter present in wastewater c. An endogenous energy source, generated through death and lysis of biomassin the endogenos decay phase. Denitrification may be envisaged in terms of a chemoorganotrophic process where an organic compound serves both as the electron donor and the carbon source and N03" as the electron acceptor, with the following half reaction: 1/5 N03" + 6/5 H+ + e" - 1/10 N2 + 3/5 H20 The above reaction generates a lower energy compared to oxygen being utilized as the electron acceptor. Therefore the yield value in anoxic respiration is lower than that of aerobic respiration. The design of denitrification tanks is based on the denitrification rates in the anoxic tank. The anoxic tank volume, VD can be calculated from equation below: xn v^Q-swck-Xr) where Q is wastewater flow [m3/h] ^03 is nitrate concentration to be denitrified [gr N03~-N/m3] K is biomass specific denitrification rate [gr N03~-N/kg VSS-h] XR is biomass concentration [kg VSS/m3] The COD/N ratio in the influent to the denitrification process plays a significant role fo process capacity, efficiency and rate. The composition of the wastewater, dissolved oxygen, pH and temperature also influences denitrification rate. To detemine denitification rate, anoxic batch test method can be used. In this test a preselected volume of wastewater (VJ of known total COD (Cj.) is mixed with a preselected volume of mixed liquor (VJ) of known MLVSS concentration QQ in a stirred batch reactor. After nitrate addition, nitrate concentration should be monitored over a period of approximately 5 to 6 hours. The reactor should be closed to athmosphere and samples should be withdrawn under nitrogen gas bubbling in order to avoid oxygen intrusion into the flask. Nitrate and nitrite should be measured and if there is nitrite accumulation,nitrate concentation should be corrected. After correction nitrate versus time graph is plotted. From these graphs it is seen that, the nitrate concentration initially decreases at a constant rapid rate reflecting the rate of utilization of readily biodegradable COD from the wastewater as well as that derived from hydrolysis of particulate biodegradable COD. The decrease in nitrate is lineer i.e. the denitrification rate is constant, because the concentration of readily biodegradable COD is so high that the growth rate of heterotrophs is at its maximum in accordance with Monod kinetics. Once the readily biodegradable COD from the influent is depleted, the denitrification rate reduces to the rate of utilization of readily biodegradable COD generated by hydrolysis of particulate biodegradable COD. Denitrification rate is calculated by the aid of the nitrate concentration-time profile by the expression given below: K = AN03 (Vw + V^AtVX/V,,,) or K = AN03 /(At-f^-XiO where K is the denitrification rate [mg N03_-N/mg VSSd] f,v is the active fraction of the MLVSS. Vw is wastewater volume [m3] V^ is MLVSS volume [m3] At is time [day] Xv is MLVSS concentration [gr VSS/m3] XR is biomass concentration in the reactor [gr VSS/m3] XHI In this thesis, five sets of tests had been made. From the results of these tests denitrification rates of a municipal and an industrial wastewater is conducted by using anoxic batch test method explained above. While in the first, third and fourth tests F/M ratio is changed, in the second and fifth tests F/M ratio is kept constantbut raw wastewater and centnfuged wastewater is used. From these tests it is seen that: - Denitrification rate is changing with substrate concentration, carbon source, readily biodegradable and slowly biodegradable fraction of the substrate. - Because the denitrification rate is biomass specific, F/M ratio only changes the testing time. When F/M is low, testing time is short. - While determining the denitrification rates with the given method, tests should be repeated in order to compansate the variation in biomass characteristics.