Izlaskom univerzitetskog udžbenika „Osnovi tehnologije šećera“ iz štampe februara 1965. godine, za određeno vreme, bila je zadovoljena potreba industrije šećera u Jugoslaviji za sređenim informacijama o stanju tehnologije i tehnoloških rešenja ovog industrijskog područja, a, u istoj meri, i potreba obrazovnog sistema naše zemlje za jedinstvenim udžbeničkim materijalom za školovanje specijalizovanih kadrova na raznim nivoima.
Međutim, bez obzira što je tiraž izdanja iznosio 3000 primeraka, već gotovo 10 godina ne mogu se „Osnovi tehnologije šećera“ naći, ili nabaviti, redovnim putem, jer je 13 postojećih šećerana dobilo na raspolaganje po 130 knjiga, jer su Tehnološki fakulteti u Beogradu, Zagrebu i Novom Sadu dobili od industrije šećera na poklon po 200 udžbenika, a Prehrambeno-tehnološki fakultet u Osijeku 120 udžbenika, a i zato jer je slobodna prodaja udžbenika trajala pet godina, posle čega je Poslovno udruženje industrije šećera Jugoslavije preuzelo preostale primerke ove edicije. Na bazi pouzdanih informacija, danas se može reći, da se za više od 75% udžbenika preuzetih od industrije i od fakulteta izgubio trag, a ni Poslovna zajednica ne raspolaže sa više od dvadesetak primeraka „Osnova tehnologije šećera“.
Ukupna prednja situacija, a posebno razvoj industrije šećera u poslednjem petogodišnjem planskom periodu, u kojem je veći deo starih šećerana rekonstruisan na znatno veće kapacitete, pored toga je izgrađeno novih osam šećerana, a dve će se, verovatno, još graditi, uticali su na činjenicu, da se kao ozbiljna kočnica u razvoju ovog industrijskog područja pojavilo pomanjkanje novih produbljenih i proširenih informacija za industriju šećera, zbog čega je Poslovna zajednica ove industrijske grupacije 1976. godine pokrenula inicijativu za izradu „Priručnika za industriju šećera“.
Prvobitna koncepcija izrade Priručnika relativno je usko postavljena na skučene materijale u šest poglavlja. Međutim, u toku obrade pojedinih poglavlja pokazalo se da je napredak većine direktnih ili pratećih disciplina u svetskoj literaturi za područje industrije šećera toliko izrazit, da je materija morala biti proširena na više (17) delova, od kojih neki imaju strogo informativan ili uvodni karakter, a neki pružaju niz dopunskih, novih ili jedinstvenih informacija za obrađivano industrijsko područje.
S obzirom na obimnost, materija Priručnika podeljena je u dve knjige s takvom raspodelom gradiva da su u prvoj knjizi obuhvaćene pretežno opšte tehničke discipline sa sledećim informacijama:
– Sadašnje stanje proizvodnje i potrošnje šećera u svetu i u SFR Jugoslaviji; Opšte tablice i numeričke vrednosti s elementima matematičke statistike; Osobine saharoze, pratećih šećera i nešećera; Elementi mašina i uređaja; Elektrotehnika; Termodinamika; Merna i regulaciona tehnika u industriji šećera i Biološka obrada otpadnih voda.
Druga knjiga obrađuje usko specijalističku materiju u devet delova sa sledećim rasporedom informacija:
– Proizvodnja i skladištenje šećerne repe; Opšte šeme proizvodnje šećera iz repe; Aparati i uređaji za pripremu šećerne repe za ekstrakciju; Aparati, uređaji i sistemi za ekstrakciju saharoze, za presovanje, sušenje, peletiranje i skladištenje ekstrahovanih rezanaca; Aparati i uređaji za procese pri čišćenju difuznog soka; Proizvodnja kreča, saturacionog gasa i krečnog mleka; Kristalizacija, sušenje, skladištenje i pakovanje šećera; Centrifugalne pumpe u industriji šećera i Osnovi hemijsko-inženjerskog računanja u industriji šećera.
Razume se, da je obradu ovako kompleksne materije prihvatio i obavio niz renomiranih naučnih, stručnih i industrijskih istraživača, pa se, bez obzira na određenu neujednačenost u stilu, u pristupu obradi i u obimu prezentiranih materijala, obrađena područja nalaze na savremenom svetskom nivou i pružaju dovoljno novih i najnovijih informacija o stanju i razvojnom trendu ovog industrijskog područja. Prema tome, po ovom pokazatelju Priručnika, industrija šećera Jugoslavije sigurno se uvrstila među vodeće svetske zemlje s ozbiljnom osnovom za savremenu eksploataciju postojećih šećerana, a u istoj meri sa solidnom osnovom za razvoj nauke i obrazovnih procesa za unapređenje industrije šećera u našoj zemlji, pa i izvan nje.
Ovde treba reći, da su u prvom izdanju Priručnika učinjeni pokušaji daljeg razvoja terminologije i simbolike za obeležavanje pojedinih šećeranskih veličina, što je predstavljalo vrlo složen, težak i odgovoran zadatak, koji se svakako nije mogao završiti u ediciji s planiranom fizionomijom.
Pored toga, posebnu teškoću pri izradi Priručnika predstavljala je obaveza autora za primenu Sl-jedinica u obrađenim materijalima i to posebno iz razloga, što za procese u industriji šećera zbog duge tradicije ne postoji zvanična verifikacija ogromnog broja obrazaca, jednačina i nomograma neophodnih za izračunavanje materijalnih i toplotno-bilansnih pokazatelja po novom sistemu jedinica. Zbog toga su autori u proračunima, tablicama i nomogramima morali često da primenjuju paralelna obeležavanja materijalnih i termotehničkih veličina međunarodnim i tehničkim sistemom jedinica, što je do izvesne mere povećalo obim Priručnika. Međutim, treba reći, da je navedena prelazna mera svakako korisna zbog toga, što se u ovom momentu nalazi u industriji 40 generacija tehnoloških i drugih tehničkih stručnjaka raznih profila i nivoa obrazovanja koji su školovani po ranije važećim propisima, pa se još uvek pretežno, ili čak isključivo, koriste tehničkim (CGS) sistemom jedinica, i mora proći određeno vreme za realno usvajanje novog međunarodnog sistema definisanja i obeležavanja fizičkih i hemijskih jediničnih vrednosti u industriji šećera, a, sigurno, i u drugim industrijskim granama.
Na kraju izražavamo zahvalnost direktoru Poslovne zajednice industrije šećera Jugoslavije ing. R, Bakoču, predsedniku Izvršnog odbora poslovne zajednice ing. H. Seidlu, rukovodiocima i radnicima svih šećerana, svim autorima i saradnicima, sekretaru Saveza hemičara i tehnologa Jugoslavije ing. V. Trifunoviću, i, recenzentima ing. Lj. Mihajloviću i ing. G. Kukiću na razumevanju, na pruženoj pomoći i na svesrdnom zalaganju da Priručnik, kao nov značajan naučno-informativan i stručno-praktičan materijal, ugleda svetlost dana i postane osnova daljeg razvoja industrije šećera Jugoslavije.
GLAVNI I ODGOVORNI UREDNIK Dr ing. S. ŠUŠIĆ
UREDNICI Ing. K. RACA, i Ing. N. RADOŠEVIĆ
Sadržaj
I DEO PROIZVODNJA I POTROŠNJA ŠEĆERA U SVETU I U SFR JUGOSLAVIJI
1.0 UVOD
2.0 ISTORIJSKI PREGLED RAZVOJA I DANAŠNJE STANJE PROIZVODNJE I POTROŠNJE ŠEĆERA
2.1Razvoj proizvodnje šećera iz šećerne trske
2.2 Razvoj proizvodnje šećera iz šećerne repe
3.0 RAZVOJ INDUSTRIJE ŠEĆERA U SFR JUGOSLAVIJI
4.0 O PROIZVODNJI I POTROŠNJI ŠEĆERA
5.0 ULOGA SAHAROZE U ISHRANI ČOVEKA
LITERATURA
II DEO OPŠTE TABLICE I NUMERIČKE VREDNOSTI
RELATIVNE ATOMSKE MASE ELEMENATA
1.0.MATEMATIKA
Tabl. 1 – Numeričke vrednosti
Tabl. 2 – Desetni četvorni logaritmi
Tabl. 3 – Obim i površina kruga prečnika n
Tabl. 4 – Matematički znaci i operatori
1.1. ARITMETIKA – ALGEBRA
Razmera
Srazmera (Proporcija)
Stepenovanje i korenovanje
Kompleksni brojevi
Movre-ov obrazac
Logaritmi
Kvadratna jednačina
1.2. GEOMETRIJA
Trougao i pravougaonik
Kvadrat, romb, trapez, petougaonik i šestougaonik
Osmougaonik, krug, kružni isečak, kružni odsečak i kružni prsten
Kocka, prizma, piramida, valjak i šuplji valjak (cev)
Bure, kupa, lopta, odsečak lopte i isečak lopte
Ravna trigonometrija, osnovne relacije i vrednosti funkcija za pojedine uglove
2.0. JEDINICE ZA MERENJE FIZIČKIH I HEMIJSKIH VELIČINA
Tabl. 1 – Označavanje jedinica za merenje raznih fizičkih veličina
Tabl. 2 – Odnosi između hemijskih i drugih jedinica
Tabl. 3 – Preračunavanje izraza za koncentraciju
2.1.MEĐUNARODNI SISTEM JEDINICA
Tabl. 1 – Osnovne i dopunske jedinice SI
Tabl. 2 – Izvedene jedinice SI s posebnim nazivima
Tabl. 3 – Druge izvedene jedinice SI
2.2.MERNE JEDINICE SFR JUGOSLAVIJE
2.3.SPISAK MERNIH JEDINICA (definicije)
2.3.1.Za dužinu
2.3.2.Za površinu
2.3.3.Za zapreminu
2.3.4.Za ugao u ravni
2.3.5.Za prostorni ugao
2.3.6.Za masu
2.3.7.Za podužnu (linijsku) masu
2.3.8.Za površinsku masu
2.3.9.Za zapreminsku masu
2.3.10.Za vreme
2.3.11.Za frekvenciju (učestalost)
2.3.12.Za brzinu
2.3.13.Za ubrzanje
2.3.14.Za ugaonu brzinu
2.3.15.Za ugaono ubrzanje
2.3.16.Za zapreminski protok
2.3.17.Za maseni protok
2.3.18.Za silu
2.3.19.Za pritisak (napon)
2.3.20.Za dinamičku viskoznost
2.3.21.Za kinematičku viskoznost
2.3.22.Za energiju, rad i količinu toplote
2.3.23.Za snagu, energetski fluks i termički fluks
2.3.24.Za jačinu električne struje
2.3.25.Za naelektrisanje (količinu elektriciteta)
2.3.26.Za električni napon, elektromotornu silu i električni potencijal
2.3.27.Za jačinu električnog polja
2.3.28.Za električnu otpornost
2.3.29.Za električnu provodnost
2.3.30.Za električnu kapacitivnost
2.3.31.Za induktivnost
2.3.32.Za magnetsku indukciju
2.3.33.Za magnetski fluks
2.3.34.Za jačinu magnetskog polja
2.3.35.Za termodinamičku temperaturu
2.3.36.Za entropiju
2.3.37.Za masenu količinu toplote
2.3.38.Za termičku provodnost
2.3.39.Za energetsku jačinu zračenja
2.3.40.Za svetlosnu jačinu
2.3.41.Za luminaciju
2.3.42.Za svetlosni fluks (tok)
2.3.43.Za osvetljenost
2.3.44.Za aktivnost radioaktivnog izvora
2.3.45.Za apsorbovanu dozu jonizujućeg zračenja
2.3.46.Za ekspozicionu dozu jonizujućeg zračenja
2.3.47.Za količinu materije (gradiva)
2.3.48.Za molarnu masu
2.3.49.Za koncentraciju materijala (molaritet)
2.4.MERNE JEDINICE VAN SI KOJE SE MOGU UPOTREBLJAVATI
2.4.1.Za dužinu
2.4.2.Za površinu
2.4.3.Za zapreminu
2.4.4. Za ugao u ravni
2.4.5. Za masu
2.4.6.Za podužnu (linijsku) masu
2.4.7.Za vreme
2.4.8. Za brzinu
2.4.9. Za pritisak
2.4.10. Za energiju, rad i količinu toplote
2.4.11. Za snagu
2.4.12. Za temperaturu
2.5 DECIMALNE MERNE JEDINICE
2.6. MERNE JEDINICE VAN SI KOJE SE MOGU UPOTREBLJAVATI DO 31. DECEMBRA 1980. GODINE
2.6.1. Za dužinu
2.6.2. Za površinu
2.6.3. Za zapreminu
2.6.4. Za masu
2.6.5. Za brzinu
2.6.6. Za ubrzanje
2.6.7. Za silu
2.6.8. Za pritisak
2.6.9. Za dinamičku viskoznost
2.6.10. Za kinematičku viskoznost
2.6.11. Za energiju, rad i količinu toplote
2.6.12. Za snagu
2.6.13. Za aktivnost radioaktivnog izvora
2.6.14. Za apsorbovanu dozu jonizujućeg zračenja
2.6.15. Za ekspozicionu dozu jonizujućeg zračenja
2.7. FIZIČKI ILI CGS SISTEM JEDINICA MEHANIČKIH VELIČINA
Tabl. 4 – Odnosi među nekim mehaničkim veličinama međunarodnog, tehničkog i CGS sistema
2.8. TEHNIČKI SISTEM JEDINICA MEHANIČKIH VELIČINA
2.9. ANGLO-AMERIČKI SISTEM JEDINICA MEHANIČKIH VELIČINA
2.10. PRERAČUNAVANJE NEKIH JEDINICA
Tabl. 5 – Sila – SI jedinica: Njutn.
Tabl. 6 – Pritisak (napon) – SI jedinica: Paskal
Tabl. 7 – Energija, rad, količina toplote – SI jedinica: džul
Tabl. 8 – Snaga, energetski fluks, termički fluks – SI jedinica: vat
Tabl. 9 – Toplotna provodljivost – SI jedinica: vat/m • °C
Tabl. 10 – Specifična toplota – SI jedinica: džul/g • °C
Tabl. 11 – Sistem anglo-američkih jedinica mehaničkih veličina
2.11. FAKTORI ZA PRERAČUNAVANJE NEKIH ANGLO-AMERIČKIH JEDINICA U METRIČKE
Tabl. 12 – Preračunavanje anglo-američkih jedinica u metričke
Tabl. 13 – Preračunavanje °F u °C i obratno
Tabl. 14 – Tablica za interpolaciju
2.12. STANDARDNA SITA
Tabl. 15 – Uporedne vrednosti raznih standardizovanih serija laboratorijskih sita
Tabl. 16 – Uporedne vrednosti raznih standardizovanih serija laboratorijskih rešeta
Tabl. 17 – Tajlerova serija standardnih sita
Tabl. 18 – Američka serija standardnih sita
Tabl. 19 – Engleska serija standardnih sita
Tabl. 20 – Nemačka serija standardnih sita
Tabl. 21 – Francuska serija standardnih sita
3. GUSTINA ELEMENATA I NEKIH VODENIH RASTVORA
3.0.UVOD
3.1. OPŠTE TABELE
Tabl. 1 – Odnos između Baume-ovih stepena i relativne gustine
Tabl. 2 – Gustina elemenata
Tabl. 3 – Relativna gustina gasova i para na 0°C i 101,3 kPa (760 tora)
Tabl. 4 – Gustina gasova u tečnom i čvrstom stanju
Tabl. 5 – Relativna gustina vode data prema vodi na 4°C
3.2. RELATIVNE GUSTINE VODENIH RASTVORA
Tabl. 6 – Amonijum-hlorid
Tabl. 7 – Amonijum-sulfat
Tabl. 8 – Amonijum-hidroksid
Tabl. 9 – Amonijum-hidroksid
Tabl. 10 – Amonijum-hlorid
Tabl. 11 – Amonijum-nitrat
Tabl. 12 – Amonijum-sulfat
Tabl. 13 – Azotna kiselina
Tabl. 14 – Fosforna kiselina
Tabl. 15 – Fosforna kiselina
Tabl. 16 – Gvožđe (III)-hlorid
Tabl. 17 – Gvožđe(III)-nitrat
Tabl. 18 – Gvožđe(III)-sulfat
Tabl. 19 – Gvožđe(II)-sulfat
Tabl. 20 – Gvožđe(II)-sulfat heptahidrat
Tabl. 21 – Hlorovodonična kiselina
Tabl. 22 – Kalijum-hidroksid
Tabl. 23 – Kalijum-hlorid
Tabl. 24 – Natrijum-hlorid
Tabl. 25 – Natrijum-hidroksid
Tabl. 26 – Sirćetna kiselina
Tabl. 27 – Sumporna kiselina
Tabl. 28 – Sumporna kiselina
3.3. RELATIVNA GUSTINA VODENIH RASTVORA ALKOHOLA
Tabl. 29 – Relativna gustina vodenih rastvora etil-alkohola
Tabl. 30 – Relativna gustina vodenih rastvora metil-alkohola
Tabl. 31 – Gustina raznih tečnosti
Tabl. 32 – Nasipne težine nekih čvrstih materija
Tabl. 33 – Sadržaj krečnog mleka u odnosu na CaO i Ca(OH)2 i kod 20°C
LITERATURA
4. ELEMENTI MATEMATIČKE STATISTIKE
4.0. UVOD
4.1.0. Generalni skup ili populacija i odabrani skup ili uzorak
4.1.1.Ponovljeni i neponovljeni izbor. Reprezentativni izbor
4.1.2. Način uzimanja uzoraka
4.2.0. Statistička raspodela uzoraka
4.2.1. Empirijska funkcija raspodele
4.2.1.1. Poligon i histogram
4.3.0.Generalna srednja vrednost
4.3.1. Veza između matematičkog očekivanja i generalne srednje vrednosti
4.3.2. Srednja vrednost uzoraka (nasumice izvučenog skupa)
4.3.3. Grupna i opšta srednja vrednost
4.3.4. Odstupanje vrednosti obeležja X od srednje vrednosti tog obeležja
4.4.0. Generalna disperzija
4.4.1. Disperzija uzorka (izabranog skupa)
4.4.2. Grupna, unutargrupna, međugrupna i opšta disperzija
4.5.0. Gustina raspodele i kriva raspodele
4.6.0. Elementi teorije grešaka
4.6.1.Najverovatnija vrednost izmerene veličine
4.6.2. Ocene mere tačnosti i srednjeg kvadratnog odstupanja
4.6.3. Verovatna greška merenja
4.6.4. Najveća moguća greška. Pravilo tri sigme
4.7.0. O obradi serije eksperimentalnih rezultata
4.7.1. Ocena stvarne vrednosti izmerene veličine
4.7.2. Ocena vrednosti u tački
4.7.3.Intervalne ocene u slučaju kada su podaci o merenju obeležja X iste tačnosti
4.7.4. Interval pouzdanosti kada je poznato sigma
4.7.5. Interval pouzdanosti kada nije poznato sigma
4.7.6. Neophodni broj eksperimenata – neophodni broj merenja
4.7.7. O upoređivanju srednjih vrednosti
4.7.8. Upoređivanje srednjih vrednosti pri nepoznatim sigma
4.7.9. Ocena tačnosti merenja
4.7.10. Upoređivanje disperzija
4.8.0. Provera normalne raspodele
4.8.1. Kriterijum X2 („Hi“ kvadrat)
4.8.2. Približni postupci za utvrđivanje normalne raspodele
4.8.3. Primeri
4.9.0. Tabele i numeričke vrednosti za primenu matematičke statistike
Tabl. 1 – Funkcija Φ (hr)
Tabl. 2 – Funkcija ƒ(x)
Tabl. 3 – Vrednosti funkcije Φ(u)
Tabl. 4 – Vrednosti Laplasovog integrala Φ (x)
Tabl. 5 – Integral verovatnoće Φ(t)
Tabl. 6 – Vrednosti X2 u zavisnosti od k i p
Tabl. 7 – Kriterijum Cjudenta vrednosti t = t (P, k)
Tabl. 8 – Kritične vrednosti odnosa G (2,5-2) za verovatnoće pouzdanosti 0,99 (gornje vrednosti) i 0,99 (donje vrednosti)
Tabl. 9 – Koeficijenti q (P, k) za ocenu
Tabl. 10 – Vrednosti integrala verovatnoće 0 (t); funkcija t = t (P) gde je P 20 (t)
Tabl. 11 – Koeficijenti z1 (P, k) i z2 (P, k) za ocenu
Tabl. 12 – Kritične vrednosti odnosa F za verovatnoće pouzdanosti 0,95 (gornja vrednost) i 0,99 (donja vrednost)
LITERATURA
III DEO OSOBINE SAHAROZE I NJENIH RASTVORA OSOBINE PRATEĆIH ŠEĆERA I NEŠEĆERA
1.0. Osobine saharoze i njenih rastvora
1.1. Pregled osobina saharoze u čvrstom stanju
Tabl. 1 – Opšte osobine saharoze u čvrstom stanju
Tabl. 2 – Specifični toplotni kapacitet i specifična entalpija saharoze u čvrstom stanju
Tabl. 3 – Specifični toplotni kapacitet i molarna toplota saharoze u čvrstom stanju
Tabl. 4 – Prirodno skretanje ravni polarizovane svetlosti
Tabl. 5 – Elektromagnetno skretanje ravni polarizovane svetlosti
Tabl. 6 – Indeks prelamanja
1.2. Pregled osobina saharoze u obliku rastvora
1.2.1. Rastvorljivost saharoze u čistim i nečistim rastvorima
Tabl. 7 – Rastvorljivost saharoze u vodi
Tabl. 8 – Zavisnost rastvorljivosti saharoze u vodi od pH i temperature
Tabl. 9 – Rastvorljivost saharoze u smeši vode i etanola na 25°C
Tabl. 10 – Rastvorijivost saharoze u nekim organskim rastvorima
Tabl. 11 – Rastvorljivost saharoze u nečistim rastvorima pri temperaturi od 30° do 90°C
Tabl. 12 – Rastvorljivost saharoze u vodi u prisustvu nešećera na 25°C
Tabl. 13 – Rastvorljivost saharoze u vodi u prisustvu soli
Tabl. 14 – Rastvorljivost zemnoalkalnih jedinjenja u rastvorima saharoze u g/100 g, odnosno g/100 cm3 rastvora kod različitih temperatura (T.14/1 do T.14/10)
Tabl. 15 – Koeficijenti prezasićenosti čistih rastvora saharoze u zavisnosti od koncentracije rastvora i temperature
Tabl. 16 – Porast zapremine pri rastvaranju saharoze u 100 ml vode na 20 °C
Tabl. 17 – Promena zapremine u ml pri razblaživanju rastvora saharoze na 20°C
1.3.Gustina, zapreminska težina i koncentracija rastvora saharoze
Tabl. 1 – Gustina, zapreminska težina i koncentracija čistih rastvora saharoze
Tabl. 2 – Gustina rastvora saharoze na raznim temperaturama
Tabl. 3 – Gustina rastvora saharoze na temperaturi od 100° do 140°C
Tabl. 4 – Gustina rastvora saharoze pri koncentraciji od 70° do 95° Bx-a
Tabl. 5 – Gustina rastvora saharoze od 1,0 do 122,8 g/ml
Tabl. 6 – Uporedne vrednosti procenata saharoze ili °Bx-a (ili °Bg), zapreminske težine rastvora na 20°/20°C i stepena Baumé (Bé)
Tabl. 7 – Koncentracija rastvora saharoze na 20°C
1.4. Ostale fizičke i hemijske osobine rastvora saharoze
1.4.1. Indeks prelamanja svetlosti rastvora saharoze
Tabl. 1 – Indeksi prelamanja (nD20) rastvora saharoze na 20°C i Na-svetlu (589 nm)
1.4.2. Specifično skretanje ugla ravni polarizovane svetlosti rastvora saharoze
1.4.3. Viskozitet rastvora saharoze
Tabl. 1 – Dinamički viskozitet rastvora saharoze
Tabl. 2 – Dinamički viskozitet rastvora saharoze koncentracije 75° do 86°Bx
Tabl. 3 – Dinamički viskozitet rastvora saharoze pri temperaturi ključanja
Tabl. 4 – Dinamički viskozitet zasićenih rastvora saharoze
Tabl. 5 – Kinematički viskozitet rastvora saharoze
Tabl. 6 – Viskozitet rastvora saharoze različite čistoće
Tabl. 7 – Viskozitet melase (Q – 62) pri temperaturi 40°C
1.4.4. Površinski napon rastvora saharoze
Tabl. 1 – Površinski napon rastvora saharoze na 21°C
1.4.5. Osmotski pritisak rastvora saharoze
Tabl. 1 – Osmotski pritisak rastvora saharoze
1.4.6.Toplotne osobine rastvora saharoze
Tabl. 1 – Toplota razblaženja na 20°C
Tabl. 2 – Specifični toplotni kapacitet i specifična entalpija rastvora saharoze
Tabl. 3 – Provodljivost toplote rastvora saharoze
1.4.7. Električna provodljivost
1.4.8. Koeficijent difuzije
Tabl. 1 – Koeficijent difuzije saharoze
Tabl. 2 – Koeficijent difuzije saharoze u čistim vodenim rastvorima
Tabl. 3 – Koeficijent difuzije saharoze u melasi
Tabl. 4 – Elektrolitička konstanta disocijacije
Tabl. 5 – Koeficijent aktiviteta (0°-25°C)
1.4.9. Relativna konstanta dielektriciteta (17°C)
1.4.10. Rotaciona disperzija
1.4.11. Elektromagnetno skretanje
1.4.12. Uticaj pH vrednosti
Tabl. 1 – Temperaturni koeficijent pH/100°C za neke produkte fabrikacije šećera
Tabl. 2 – Promena pH vrednosti sokova pri povišenju temperature
1.4.13. Razlaganje saharoze
1.4.13.1.Termičko razlaganje saharoze
1.4.13.2. Hidroliza, inverzija saharoze
Tabl. 1 – Konstanta inverzije saharoze na raznim temperaturama
Tabl. 2 – Uticaj temperature i pH na inverziju saharoze u mgl10 g saharoze na 20°C
1.4.13.3. Alkalno razlaganje saharoze
Tabl. 1 – Uticaj temperature i ph na alkalnu razgradnju saharoze u mg/g saharoze za 1 h
Tabl. 2 – Razlaganje saharoze kod čišćenja soka pomoću Ca(OH)2 i ugljene kiseline
Tabl. 3 – Razlaganje saharoze kod uparavanja alkalnih sokova u g/100 g saharoze na čas
Tabl. 4 – Razlaganje saharoze u otparnoj stanici
2.0. OSOBINE PRATEĆIH ŠEĆERA I NEŠEĆERA
2.1. Glukoza
Tabl.1 – Rastvorljivost glukoze u vodi
Tabl.2 -Gustina rastvora glukoze u g/ml na 20°C
Tabl. 3 – Viskozitet rastvora glukoze
Tabl. 4 – Površinski napon rastvora glukoze raznih koncentracija
Tabl. 5 – Specifično skretanje rastvora glukoze na 20°C
Tabl. 6 – Rotaciona disperzija
Tabl. 7 – Indeks prelamanja (nD20) rastvora glukoze na 20°C za Na-svetlost (589 nm)
2.2. Fruktoza
Tabl. 1 – Rastvorljivost fruktoze u vodi
Tabl. 2 – Gustina. rastvora fruktoze u g/ml kod 20°C
Tabl. 3 – Gustina rastvora fruktoze u g/ml kod različitih temperatura
Tabl. 4 – Površinski napon rastvora fruktoze različitih koncentracija.
Tabl. 5 – Specifično skretanje fruktoze na 20°C
Tabl. 6 – Rotaciona disperzija
Tabl. 7 – Indeks prelamanja (nD20) rastvora fruktoze na 20°C za Na- svetlost (589 nm)
2.3. Invertni šećer
Tabl. 1 – Rastvorljivost invertnog šećera u vodi
Tabl. 2 – Zavisnost sadržaja vlage u invertnom šećeru od relativne vlažnosti vazduha
Tabl. 3 – Specifično skretanje invertnog šećera na 20°C
Tabl. 4 – Indeks prelamanja (nD20)rastvora invertnog šećera na 20°C A/a-svetlost (589 nm)
2.4.Rafinoza
Tabl. 1 – Indeks prelamanja (nD20) rafinoze
2.5. Kestoza
2.6. Relativna slatkoća šećera i drugih slatkih supstanci
2.7. Klasifikacija šećera
2.7.1. Klasifikacija šećera po JUS-u
Tabl. 1 – Kvalitet konzumnog šećera prema JUS-u
2.7.2. Klasifikacija šećera po EWG-normama
Tabl. 2 – EWG-kategorija za šećer
2.7.2.1.Kristalni šećer
2.7.2.2. Sirovi šećer
2.7.3. Rastvoreni tečni šećer
Tabl. 3 – Karakteristike osnovnih vrsta tečnog šećera
Tabl. 4 – Koncentracija sirupa dobijenog mešanjem saharoze i glukoznog sirupa DE 42 na 20°C
Tabl. 5 – Koncentracija sirupa dobijenog mešanjem saharoze i invertnog šećera
Tabl. 6 – Viskozitet smeše šećera sa 66,5% suve materije na 25°C
Tabl. 7 – Viskozitet mešanih šećernih sirupa
Tabl. 8 – Osmotski pritisak rastvora šećera na 30°C pri koncentraciji 20 g/100 g rastvora
2.8. Hemijski sastav i tehnološke osobine osnovnih jedinjenja šećerne repe
2.8.1.Šematski prikaz sastava šećerne repe
2.8.2. Podaci o sastavu šećerne repe, međuproizvoda i nuzproizvoda pri njenoj preradi
Tabl. 1 – Približan sastav srži šećerne repe – nerastvornih nešećera
Tabl. 2 – Sadržaj rastvornih organskih nešećera bez azota u soku
Tabl. 3 – Sadržaj organskih i neorganskih kiselina u šećernoj repi
Tabl. 4 – Sadržaj organskih kiselina u šećernoj repi u %-tima na repu
Tabl. 5 – Sadržaj jedinjenja sa azotom u šećernoj repi
Tabl. 6 – Sadržaj mineralnih materija – soli u šećernoj repi
Tabl. 7 – Sadržaj aminokiselina u soku šećerne repe u mg N/100 g
Tabl. 8 – Sadržaj vitamina u repi u mg/kg repe
Tabl. 9 – Sadržaj purina, pirimidina i nukleozida u soku šećerne repe u mg/l soka
Tabl. 10 – Sadržaj aminokiselina u hidrolizatu melase
Tabl. 11 – Sadržaj purina, pirimidina i nukleozida u melasi u mg/l melase
Tabl 12 – Sastav repe i nuzprodukata njene prerade u %-tima na repu
Tabl. 13 – Sastav repe i nuzprodukata njene prerade u %-tima na suvu materiju
Tabl. 14 – Hranljiva vrednost repe i nuzprodukata njene prerade
Tabl. 15 – Sadržaj kiselina u repi i sokovima u mval/l soka i mval/kg
2.8.3.Tehnološke osobine osnovnih jedinjenja šećerne repe
1. Monosaharidi repe i 2. Polisaharidi repe
3. Lignin i 4. Pektinske materije
5. Araban i galaktan
6.Organske kiseline
7. Saponini
8. Bojene materije
9. Belančevine i 10. Aminokiseline
11. Amidi i 12. Organske baze
13. Mineralna azotna jedinjenja, 14. Masti repe i
15. Neorganski nešećeri
LITERATURA
IV DEO ELEMENTI MAŠINA I UREĐAJA
1.0.Elementi za vezivanje
1.1. Strma ravan
1.2. Klin
1.2.1. Uzdužni normalni klin po JUS-u
1.2.2. Uzdužni pljosnati klin po JUS-u
1.2.3. Uzdužni izdubljeni klinovi po JUS-u
1.2.4. Uzdužni ravan klin
1.2.5. Uzdužni normalni kukasti klinovi po JUS-u
1.2.6. Uzdužni pljosnati kukasti klinovi po JUS-u
1.2.7. Uzdužni izdubljeni kukasti klinovi po JUS-u
1.2.8. Tangentni klinovi po JUS-u
1.2.9. Tangentni klinovi za naizmenično opterećenje po JUS-u
1.2.10. Segmenti klinovi po JUS-u
1.2.11. Klinovi bez nagiba pera – visoki po JUS-u
1.2.12.Klinovi bez nagiba pera – niski po JUS-u
1.2.13. Klinovi bez nagiba pera za mašine alatke po JUS-u
2.0. Zavrtanj
2.1.Terminologija i oznake veličina po JUS-u
2.2.Vrste zavojnica i obeležavanje
Tabl. 1 – Utvrđivanje tri stepena prioriteta navoja
2.2.1.Milimetarski, metrički navoj sa sitnim korakom
2.2.2. Vitvortova zavojnica
2.2.3. Vitvortova cevna zavojnica po JUS-u
2.2.4. Trapezne zavojnice po JUS-u
2.2.5. Kose zavojnice po JUS-u
2.2.6. Oble zavojnice od 8 do 200 mm po JUS-u
2.3. Sile u zavrtnjima i proračun spojeva
2.3.1. Sile kod spojeva sa prednaponom
2.3.2. Proračun zavrtnja prirubnica
Tabl. 2 – Vrednosti granice razvlačenja (0,2) za materijale na temperaturama
Tabl. 3 – Približne vrednosti statičkog modula elastičnosti za čelike kod povišenih temperatura za zavrtnje i navrtke X 106 bara
Tabl. 4 – Srednje vrednosti toplotnog širenja čelika
2.0. Nerazdvojive veze
3.1. Zakivci po JUS-u
3.1.1. Izbor i proračun sastavaka
Proračun debljine lima
3.2.Presovani sklopovi
3.3. Zavarivanje – standardi po JUS-u
Pregled načina zavarivanja
Tabl. 5 – Konstrukcione vrednosti tačkastog zavarivanja
Vrste zavarivanja
3.3.1.Materijali za zavarivanje
3.3.2.Konstruktivni oblici šava
3.3.3.Proračun zavarenih sastavaka
Tabl. 6 – Koeficijenti smanjenja dozvoljenog naprezanja u zavisnosti od oblika vara
Dinamički proračun zavarene konstrukcije
Tabl. 7 – Stepeni sigurnosti u zavisnosti od vara i naprezanja DIN 1050
3.3.4. Zavarivanje kvarcnog stakla
3.3.5. Vezivanje metala i legura tvrdim i mekim lemljenjem
3.3.6. Zavarivanje elemenata od nemetala
3.4. Lepljenje
4.0. Opruge
4.1. Karakteristike opruge
4.2. Opruge izložene naprezanju na savijanje
Jednokraki gibanj
4.3. Opruge izložene naprezanju na uvijanje
5.0. Elementi za oslanjanje
5.1. Osovine
5.2. Osovinice
5.3. Rukavci
5.4. Ležišta
5.4.1. Ležišta sa klizanjem
5.4.2. Ležišta sa kotrljanjem
5.4.2.1. Opterećenje materijala
5.4.2.2. Opterećenje ležišta
5.4.2.3 Izbor ležišta
5.4.2.4. Ugrađivanje ležišta sa kotrljanjem
5.4.2.5 Podmazivanje ležišta – standardi JUS-a grupe VHZ
5.4.2.6 Zaptivanje kućišta
6.0. Elementi za prenošenje snage
6.1. Vratila
6.2. Zupčanici – važniji standardi po JUS-u
6.2.1. Opšte poglavlje
6.2.2. Kinematika zupčanja
6.2.2.1. Glavno pravilo za zupčanje
6.2.2.2. Konstrukcija dodirnice
6.2.2.3. Stepen iskorišćenja prenosa
6.2.2.4. Krive profila
6.2.2.5. Evolventno uzubljenje
6.2.2.6. Karakteristični slučajevi evolventnog uzubljenja
6.2.3. Dimenzionisanje profila zupčanika
6.3. Kaišni prenosnici – važniji standardi po JUS-u
6.3.1. Prenos sa pljosnatim kaišem
6.3.2. Klinasti kaišni prenos
7.0. Zapreminski elementi
7.1. Uvod
8.0. Otpornost materijala
8.1. Vrste naprezanja
LITERATURA
V DEO ELEKTROTEHNIKA
1.0. ELEKTROTEHNIČKE VELIČINE I JEDINICE
Tabl. 1 – Veličine i jedinice koje se najčešće upotrebljavaju u elektrotehnici
Tabl. 2 – Jedinice za snagu
Tabl. 3 – Jedinice za rad i energiju
2.0 Neki od osnovnih zakona i obrazaca tehnike jednosmerne struje
2.1. Omov zakon
2.2. Otpornost redno vezanih otpornika
2.3. Paralelno vezani otpornici
2.4. Proračun preseka provodnika jednosmerne struje
2.5. Otpornost otpornika sa porastom temperature
2.6. Kapacitivnost C pločastog kondenzata
2.7. Elektro opterećenje kondenzatora
Tabl. 4 – Temperaturni koeficijent α i specifična otpornost ρ za neke materijale
2.8. Električno polje (definicija)
2.9. Energija W u električnom polju kondenzatora
2.10. Kapacitivnost paralelno vezanih kondenzatora
2.11. Kapacitivnost redno vezanih kondenzatora
2.12. Induktivnost redno vezanih zavojnica
2.13. Induktivnost paralelno vezanih zavojnica
2.14. Zakon elektromagnetne indukcije
2.15. Jačina magnetnog polja H i magnetne indukcije B
2.16. Jačina polja H i magnetne indukcije B
2.17. Fluks magnetne indukcije u solenoidu
2.18. Elektromagnetna sila
2.19. Prelazno stanje uspostavljanja struje u induktivnom kolu
3.0. NAIZMENIČNE STRUJE
3.1. Opšta definicija
3.2. Pregled vrednosti i fazni odnosi
3.3. Efektivna vrednost naizmenične struje
3.4. Omov zakon
3.5. Rezonansa
3.6. Trenutna snaga u kolu naizmenične struje
3.7. Popravka faktora snage cos ϕ
3.8. Trofazne struje
3.8.1. Veza u zvezdu
3.8.2. Veza u zvezdu sa neutralnim ili nultim provodnikom
3.8.3. Veza u trougao
3.8.4. Snaga simetričnog trofaznog sistema
3.9. Proračun zagrevnog tela za peć sa otpornicima
4.0. TRANSFORMATORI
5.0. ELEKTRIČNI MOTORl
5.1. Opšti podaci
5.2. Motori jednosmerne struje
5.3. Motori naizmenične struje
5.3.1. Trofazni asinhroni motori
5.3.2. Kavezni motori
5.3.3. Asinhroni motori sa prstenovima
5.3.4. Popravka faktora snage
5.3.5. Sinhroni trofazni motori
5.3.6. Jednofazni asinhroni motor
5.3.7. Univerzalni ili jednofazni radni motor
5.3.8. Izbor motora
6.0. ELEKTRIČNI VODOVI
6.1. Proračun preseka provodnika električnih vodova u zagradama
6.2. Oznake nekih izolovanih provodnika
6.2.1. Provodnici za stalno polaganje za niski napon
6.2.2. Provodnici za svetiljke
6.2.3. Provodnici za pokretne potrošače
7.0. ELEKTRIČNO OSVETLJENJE
LITERATURA
VI DEO TERMODINAMIKA
1.0. TERMODINAMIKA
2.0.
1.1. Sistem i osnovne tendencije
1.2. Termodinamičke i druge inženjerske veličine stanja i procesa
1.3. Principi termodinamike
1.3.1. Prvi princip termodinamike
1.3.2. Drugi princip termodinamike
1.3.3. Radna sposobnost i gubitak radne sposobnosti
2.0.TERMODINAMIČKI PARAMETRI
2.1.Voda i vodena para
Tabl. 2.1 – Termičke osobine vode na pritisku 101,3 kPa
Tabl. 2.2 – Termičke osobine vode pri pritisku zasićenja
Tabl. 2.3 – Veličine stanja ključale vode i suve pare u zavisnosti od temperature
Tabl. 2.4 – Veličine stanja pregrejane vodene pare
Tabl. 2.5 – Termičke osobine pregrejane vodene pare
2.2. Vodeni rastvor saharoze (koncentracija)
2.3. Osobine rastvora saharoze
Tabl. 2.6 – Masena količina toplote rastvora saharoze različite čistoće i temperature
Tabl. 2.8 – Povišenje tačke ključanja čistih i nečistih rastvora saharoze
Tabl. 2.9 – Napon pare vodenih rastvora saharoze
2.4. Fizički parametri saharoze
2.5. Goriva i produkti sagorevanja
Tabl. 2.10 – Preračunavanje kilograma saharoze u kmol saharoze i obrnuto
Tabl. 2.11- Koeficijent toplote provodljivosti kristala saharoze
Tabl. 2.12 – Toplotna moć čvrstih goriva
Tabl. 2.13 – Toplotne moći nekih jugoslovenskih ugljeva
Tabl. 2.14 – Toplotna. moć tečnih goriva
Tabl. 2.15 – Toplotna moć tečnih goriva za loženje
Tabl. 2.16 – Toplotna moć gasovitih goriva
Tabl. 2.17 – Masena količina toplote Cp gasova
Tabl. 2.18 – Specifična entalpija (h) gasova
Tabl. 2.19 – Specifična entropija (s) gasova
Tabl. 2.20 – Dinamička viskoznost (μ) gasova
Tabl. 2.21 – Koeficijent toplotne provodljivosti (λ) gasova
Tabl. 2.22 – Termičke osobine gasova
2.6. Vlažan vazduh
Tabl. 2.23 – Termičke osobine suvog vazduha na pritisku 98,1 kPa
Tabl. 2.24 – Termičke osobine zasićenosti vlažnog vazduha
3.0 PROSTIRANJE TOPLOTE
3.1. Mehanizmi prostiranja toplote
3.1.1. Provođenje – kondukcija toplote
3.1.2.Prelaženje – konvekcija toplote
Tabl. 3.1 – Orijentacione vrednosti koeficijenta prelaza toplote
3.1.3. Prolaženje toplote
3.1.4. Prostiranje toplote zračenjem
Tabl. 3.2 – Stepen crnoće raznih materijala
3.2. Metode određivanja koeficijenta prelaza toplote
3.2.1. Konvektivria razmena toplote bez promene agregatnog stanja fluida
Tabl. 3.3. – Koeficijenti a i m u jednačini 3.32
Tabl. 3.4. -Vrednosti Nu-kriterijuma za Gz< 4.0
Tabl. 3.5. – Koeficijent C i m u jednačini 3.
Tabl. 3.6. – Vrednosti bezdimenzione konstante a u jednačini 3.51
Tabl. 3.7. – Vrednosti konstanti a, b, m u jednačini 3.52
3.2.2. Konvektivni prenos toplote pri promeni faza
Tabl. 3.8. – Vrednosti konstante czf za razne kombinacije fluida grejna površina
Tabl. 3.9. – Površinski napon na granici faza voda-vodena para
Tabl. 3.10. – Toplotni fluks i koeficijent prelaza toplote na vodu koja ključa pod atmosferskim pritiskom
Tabl. 3.11. – Relativne vrednosti koeficijenta prelaza toplote pri nukleatskom ključanju na 1.013 bar u odnosu na vrednosti za vodu (αv)
Tabl. 3.12. – Približne vrednosti toplotnog fluksa za pregorevanje grejne površine na pritisku 1.013 bar
4.0.MATERIJALNI I TOPLOTNI BILANSI
4.1.Ekstrakcija
4.2.Predgrevanje soka
Tabl. 4.1. – Orijentacione vrednosti koeficijenta prolaza toplote
4.3. Ukuvači
Tabl. 4.2. – Neke karakteristike soka pri kuvanju
4.4.Sušenje
4.4.1. Sušenje šećera
4.4.2. Sušenje rezanaca
Tabl. 4.3. – Uobičajeni procenat suve materije pri preradi šećerne repe
4.4.3. Materijalni i toplotni bilans sušenja
5.0. TOPLOTNI PRORAČUNI
5.1. Otparna stanica
5.2. Jednostepeni uparivač
5.2.1. Toplotni i materijalni bilansi jednostepenog uparivača
5.2.2. Proračun jednostepenog uparivača
5.3. Primena dijagrama entalpija-koncentracija na jednostepeni uparivač
5.4. Višestepena otparna stanica
5.4.1. Materijalni bilans
5.4.2.Toplotni bilansi i potrošnja pare za otparnu stanicu sa višestrukim dejstvom
5.4.3. Proračun višestepene otparne stanice
5.5. Određivanje grejnih površina u otparnoj stanici sa višestrukim dejstvom istostrujnog toka
5.6. Određivanje grejnih površina u otparnoj stanici pod pritiskom s koncentratorom
5.7. Matematičko modelovanje otparne stanice
5.8. Diskusija proračuna otparne stanice
5.9. Proračun grejne površine razmenjivača toplote
5.9.1. Srednja logaritamska temperaturna razlika
5.9.2. Proračun i analiza rada kompleksnih razmenjivača toplote (povratni, unakrasni tok sa i bez mešanja fluida
5.9.3. Proračun i analiza rada razmenjivača toplote metodom prenosnih jedinica
5.10.Primena dijagrama entalpija – koncentracija u otparnoj stanici
5.10.1. Toplotni bilans u jednostepenom uparivaču preko h-dijagrama
5.10.2.Toplotni bilans višestepene otparne stanice preko h-ξ dijagrama
5.10.3. Konstruisanje h-ξ dijagrama
5.10.4. Primena h-x dijagrama u višestepenoj otparnoj stanici
LITERATURA
VII DEO MERNA I REGULACIONA TEHNIKA I INDUSTRIJA ŠEĆERA
1.0.TEHNIKA MERENJA
1.1.Merenje temperature
1.2.Merenje pritiska
1.3.Merenje nivoa
1.4.Merenje protoka
1.5.Merenje pH
2.0.SISTEMI AUTOMATSKE REGULACIJE
2.1.Regulaciono kolo
2.1.1. Elementi regulacionog kola
2.1 .2. Regulatori
2.1.3.Izvršni elementi
2.1.4.Regulisani proces – objekt regulacije
2.1.5.Merni element
3.0. REGULACIJA PROCESNIH VELIČINA
LITERATURA
VIII DEO BIOLOŠKA OBRADA OTPADNIH VODA
UVOD
1.0. OSNOVI AKVATIČNE EKOLOGIJE
2.0. Samoprečišćavanje vodotokova
3.0. Sistemi za obradu otpadnih voda
4.0. Parametri kojima se izražava stepen zagađenosti otpadnih voda i preko kojih se prate procesi njihove obrade
4.1.Biohemijska potreba kiseonika
4.2.Hemijska potreba kiseonika
4.3.Teorijska potreba kiseonika
4.4.Ukupni sadržaj kiseonika
4.5.Broj ekvivalentnih stanovnika
5.0. PRINCIPI BIOLOŠKE OBRADE OTPADNIH VODA
6.0.BIOLOŠKI REAKTORI
6.1.Vrste bioloških reaktora
7.0.VRSTE POSTUPAKA BIOLOŠKE OBRADE OTPADNIH VODA
7.1.Osnovne karakteristike aerobnih i anaerobnih postupaka obrade
7.2.Aerobni postupci biološke obrade
7.2.1.Proces aktivnog mulja
7.2.1.1. Mehanizam delovanja
7.2.1.2.Osnovni faktori procesa
7.2.1.3. Efikasnost delovanja
7.2.1.4. Vrste procesa aktivnog mulja
7.2.1.4.1. Vrste procesa aktivnog mulja zavisno od načina uvođenja vode u biološki reaktor
7.2.1.4. 2.Vrste procesa aktivnog mulja zavisno od opterećenja
7.2.1.4.3. Vrste procesa aktivnog mulja zavisno od načina vođenja toka otpadne vode i mulja
7.2.1.4.4.Ostali procesi aktivnog mulja
7.2.2. Aerisana veštačka jezera i lagune
7.2.3. Procesi aerobne biološke obrade sa mikroorganizmima fiksiranim na nosačima
7.2.3.1. Biološka filtracija
7.2.3.1.1. Najznačajniji faktori procesa
7.2.3.1.2. Ispuna biofiltera
7.2.3.1.3. Opterećenje biofiltera i recirkulacija efluenta
7.2.3.1.4. Podela biofiltera
Tabl. 1 – Osnovni tehnološki parametri biofiltracije
7.2.3.1.5. Oblast primene biofiltera sa plastičnom ispunom
7.2.3.2. Procesi sa rotirajućim biološkim reaktorima
7.2.3.2.1. Biodisk proces
7.2.3.3. Procesi obrade u fluidizovanom sloju
7.3. Anaerobni postupci biološke obrade
7.3.1. Mehanizam biološkog delovanja
7.3.2. Efikasnost biološkog delovanja u anaerobnim procesima
7.3.3. Produkcija gasa
Tabl. 2 – Sastav gasa, zapreminski procenti i energetska vrednost gasa dobijenog u različitim reaktorima
7.3.4. Brzina anaerobnog vrenja
Tabl. 3 – Vrednosti specifičnih brzina metanskog vrenja različitih supstrata
7.3.5. Anaerobni biološki reaktori
7.3.6. Osnovni faktor procesa anaerobne obrade
7.3.6.1. Temperatura
7.3.6.2. Opterećenje biološkog reaktora i vreme boravka
Tabl. 4 – Promene karakteristika efluenta iz biološkog reaktora u toku anaerobne obrade
7.3.6.3. pH alkalitet
7.3.6.4. Toksične supstance
Tabl. 5 – Uticaj pojedinih supstanci na tok anaerobne obrade
7.3.7. Vrste procesa anaerobne obrade
7.3.7.1. Konvencionalni anaerobni proces
7.3.7.2. Dvostepeni anaerobni proces
7.3.7.3. Anaerobni kontakt proces
7.3.7.4. Dvofazni anaerobni proces
7.3.7.5. „Bioenergetski“ anaerobni proces
7.4. Fakultativne i anaerobne lagune
LITERATURA
4. O proizvodnji i potrošnji šećera
Ekonomska i industrijska razvijenost pojedinih zemalja i životni standard u njima srazmeran je sa potrošnjom šećera. Radi ilustracije i boljeg uvida u razvoj proizvodnje i potrošnje šećera u svetu i u nas, u tablici 3. dat je pregled potrošnje šećera za period pred drugi svetski rat, 1939. godinu, i proizvodnje i potrošnje šećera u 1977. godini.
Najveću potrošnju šećera imaju zemlje Severne Amerike i ona se od 1939. godine do danas nije bitnije promenila. Pojedine razvijene zemlje Srednje Amerike i Australije, koje su istovremeno i proizvođači viška šećera, imaju potrošnju i preko 50 kg šećera po stanovniku godišnje.
Pregled proizvodnje i potrošnje šećera u našoj zemlji u periodu od 1920. do 1979. godine, prema podacima iz godišnjih izveštaja industrije šećera, dat je grafički na slici 5.
| Zemlje | Potrošnja šećera 1939. g. u: | Proizvodnja 1977. g. u: | Potrošnja 1977. g. u: | ||
| – | 1000 t | kg/stan. | 1000 t | 1000 t | kg/stan. |
| Evrope | 10.639 | 18,5 | 30.586 | 31.675 | 41,0 |
| Severne Amerike | 6.757 | 46,4 | 5.773 | 11.372 | 46,6 |
| Srednje Amerike | 560 | 15,7 | 14.169 | 4.548 | 40,5 |
| Južne Amerike | 1.471 | 17,8 | 13.285 | 9.175 | 39,9 |
| Azije | 3.558 | 4,0 | 19.777 | 29.298 | 9,0 |
| Australije | 438 | 42,4 | 3.716 | 937 | 42,6 |
| Afrike | 821 | 5,0 | 6.167 | 5.692 | 13,0 |
| SFR Jugoslavije | 82 | 5,5 | 784 | 630 | 29,0 |
Iz podataka datih na slici 5. vidi se da je potrošnja šećera po stanovniku do drugog svetskog rata bila relativno niska i iznosila je oko 6 kg šećera po stanovniku godišnje. U tom periodu proizvedena količina šećera u zemlji u potpunosti je zadovoljavala potrebe tražnje. U posleratnom periodu potrošnja šećera raste, uz manja odstupanja u pojedinim godinama, dok proizvedena količina šećera sve manje zadovoljava potrebe. U toku 1957., 1960. i 1969. godine proizvedena je dovoljna količina šećera za potrebe u zemlji. 1953. i 1966. godine proizvedena količina šećera u zemlji bila je veća od potreba. U svim ostalim godinama proizvedene količine šećera bile su manje od potrošnje te je razlika nadoknađena uvozom. Najveća razlika između proizvedene i utrošene količine šećera bila je 1972. godine kada je domaćom proizvodnjom bilo podmireno samo 56,6% od potreba. Razlika je nadoknađena uvozom, ali tada je uvezeni šećer bio za 3,5 puta skuplji od šećera proizvedenog u zemlji. Ekonomske posledice ovakvog stanja na tržištu bile su osnov da se obezbede uslovi za izgradnju novih fabrika šećera.
Sl. 5 — Pregled proizvodnje i potrošnje šećera u SFRJ Jugoslaviji od 1920. do 1978. godine
Izostavljeno iz prikaza
Sadašnji raspoloživi kapaciteti prerade i dobri prinosi repe obezbeđuju da se godišnje može proizvesti 900.000 do 1,000.000 t. šećera, što će sigurno u narednom periodu obezbediti dovoljne količine šećera za domaće potrebe. SFR Jugoslavija je od 1977. godine međunarodnom konvencijom dobila status zemlje izvoznika šećera.
Godišnja potrošnja šećera po stanovniku u pojedinim područjima naše zemlje nije ujednačena. Pregled potrošnje šećera u našoj zemlji po republikama dat je u tablici 4.
| Republika | Potrošnja šećera u kg/stanovniku u godini: | ||
| – | 1957. | 1963. | 1971. |
| SR Srbija | 9,9 | 15,6 | 25,9 |
| SR Hrvatska | 13,3 | 23,2 | 35,1 |
| SR Slovenija | 23,3 | 33,5 | 50,4 |
| SR Bosna i Hercegovina | 8,2 | 13,4 | 19,4 |
| SR Makedonija | 8,2 | 14,9 | 20,4 |
| SR Crna Gora | 5,8 | 10,1 | 15,3 |
| SFR Jugoslavija | 13,2 | 18,3 | 27,9 |
Potrošnja šećera po republikama nije se bitnije menjala od 1971. godine do danas.
Ukupna potrošnja šećera u zemlji ostvaruje se u direktnoj potrošnji šećera u domaćinstvu, tzv. „širokoj potrošnji”, i za potrebe prehrambene, farmaceutske i drugih grana hemijske industrije u tzv. „reprodukciji”. U tablici 5. dat je pregled potrošnje šećera u našoj zemlji.
| Namena | Potrošnja šećera u godini: | |||||
| 1957. | 1963. | 1977. | ||||
| – | u 1000 t | % | u 1000 t | % | u 1000 t | % |
| Široka potrošnja | 216 | 91 | 298 | 86 | 590 | 85 |
| Reprodukcija | 21 | 9 | 50 | 14 | 105 | 15 |
| Ukupno | 237 | 348 | 695 | |||
Najveća količina šećera troši se u prehrambenoj industriji, i to: u konditorskoj industriji oko 65%, za preradu voća i povrća oko 25% i industriji alkoholnih pića oko 6%. U farmaceutskoj i hemijskoj industriji troši se svega oko 4%. Kao što se vidi iz podataka datih u tablici 5. potrošnja šećera u reprodukciji se praktično nije menjala od 1963. do 1977. godine. Promenom strukture i načina ishrane i korišćenjem industrijski pripremljene hrane očekuje se znatniji porast potrošnje šećera u reprodukciji.
5. Uloga saharoze u ishrani čoveka
Saharoza spada u osnovne artikle za ishranu ljudi. Ako se obim hrane izrazi u džulima (kalorijama) čovek u toku jednog dana uzima sa hranom oko 8.500 do 14.500 J. Ceo svet je u 1970. godini imao prosečnu dnevnu potrošnju od 10.383 J/stanovniku, a ona se kretala od 8.700 J u zemljama Azije i Dalekog istoka do 13.890 J u Severnoj Americi. U našoj zemlji 1976. godine prosečna dnevna potrošnja iznosila je 14.900 J/stanovniku.
Glavne energetske materije u ishrani ljudi su ugljeni hidrati, belančevine i masti. U ukupnoj strukturi ishrane ugljeni hidrati učestvuju sa 64%, belančevine 22% a masti 14%. Energetska vrednost 1 g ugljenih hidrata iznosi 16,8 kJ, belančevina 20,1 kJ, a masti 38,9 kJ. U tablici 6. dati su podaci o hranljivoj i energetskoj vrednosti namirnica u svetskoj potrošnji u procentima.
| Namirnica | Ugljeni hidrati | Masti | Ukupni proteini | Proteini životinjskog porekla | Energija |
| Žitarice | 72 | 13 | 59 | 61 | |
| Koštičavo voće | 3 | 1 | 7 | 3 | |
| Krompir | 7 | — | 4 | 5 | |
| Saharoza | 11 | — | — | 7 | |
| Povrće | 1 | 1 | 3 | 2 | |
| Voće | 3 | — | 1 | 2 | |
| Ulje/mast | — | 47 | — | 8 | |
| Mleko | 3 | 19 | 13 | 49 | 7 |
| Meso | — | 16 | 9 | 37 | 4 |
| Riba | — | — | 2 | 7 | — |
| Pivo | — | 3 | 2 | 7 | 1 |
Iz podataka datih u tablici 6. vidi se da su glavni izvor ugljenih hidrata u ishrani žitarice, a zatim saharoza. U svetskoj potrošnji saharoza pokriva 7% džula u ishrani svakog čoveka , dok se u razvijenijim zemljama učešće kreće i do 18%. U našoj zemlji od 1974. do 1976.godine saharoza je učestvovala sa 9,8 u strukturi utrošenih džula.
Pored hranljive vrednosti, saharozu odlikuje laka rastvorljivost, brza i potpuna resorpcija u organizmu, prijatan slađak ukus i velika postojanost, zbog čega i ima izuzetan značaj u ishrani ljudi.
Uvod
Opšte je poznato da ispuštanje otpadnih voda u prirodne vodene resurse ima izrazito nepovoljan uticaj na njihov kvalitet, a time i na kvalitet življenja čoveka. Suštinu toga uticaja razjašnjava nauka koja se naziva akvatiena ekologija, nepovoljni uticaj se otklanja, ili bar u znatnoj meri umanjuje odgovarajućom obradom otpadnih voda.
Osnovni ciljevi obrade, odnosno prečišćavanja otpadnih voda su:
(a) svođenje na minimum iznosa potencijalne biološke energije koja se sa njima unosi u vodoprijemnik i
(b) svođenje na minimum uticaja toksičnih komponenti na ekološko stanje vode prijemnika.
Idealno bi bilo da su oba ova minimuma jednaka nuli, ali su praktično uvek veći od nule i određeni su, uglavnom ekonomskim faktorima.
Zavisno od stepena dispergovanosti u vodi, odnosno od veličine svojih čestica i njihovih površinskih karakteristika, zagađujući materijali — zagađivači se mogu ili ne mogu direktno iz nje izdvajati primenom separacije čvrsto — tečno. U skladu sa ovim je i opšti koncept sistema za obradu, odnosno prečišćavanje otpadnih voda, koji se najčešće sastoji od dve linije, odnosno faze obrade — primarne ili mehaničke i sekundarne ili biološke.
Zadatak primarne obrade je što potpunije uklanjanje prve grupe zagađivača, odnosno onih otpadnih materijala čije su čestice podložne direktnoj separaciji. To se ostvaruje primenom odgovarajuće kombinacije sejanja, taloženja i/ili flotacije.
Drugi deo otpadnih materijala, koji je prisutan u netaložnom, neseparabilnom obliku, a koji pretežno sačinjava biorazgradljive organske materije, prisutne u rastvorenom obliku, uklanja se sekundarnom, biološkom obradom. Suština ove faze obrade je stvaranje optimalnih ekoloških uslova za razvoj mikroorganizama, koji koriste rastvorenu biorazgradljivu organsku materiju kao hranu i konvertuju je u novu biomasu, odnosno u separabilni, taložni oblik, u kome se ona, primenom odgovarajućeg separacionogs procesa — najčešće taloženja, može iz vodene faze izdvojiti.
Konvencionalni sistem za obradu otpadnih voda sastoji se znači od dve faze, separacione faze i konverzione faze, čiji je integralni deo opet jedna 9eparaciona podfaza i on uglavnom ispunjava prvi osnovni cilj obrade, uklanjanje najvećeg dela organske biorazgradljive otpadne materije, čijom se prethodnom kontrolisanom i intenziviranom razgradnjom i konverzijom sprečava njena naknadna nekontrolisana razgradnja u vodoprijemniku, uz sve negativne reperkusije po kvalitet njegove vode.
Drugi osnovni cilj obrade, uklanjanje toksičnih i iz drugih razloga nepoželjnih komponenti, ostvaruje se uglavnom prethodnom obradom industrijskih otpadnih voda, pre njihovog mešanja sa komunalnim otpadnim vodama i njihove zajedničke obrade, ili tercijarnom obradom, kojom se uklanjaju i zaostale suspendovane čestice zagađivača i zaostale biorazgradljive organske materije, kao i refraktorne, biorezistentne otpadne materije koje su praktično nepromenjene prošle kroz prve dve faze obrade. Ovo se ostvaruje primenom odgovarajućih konverziono-separacionih ili destruktivnih metoda obrade, koje, međutim, nisu ovde predmet razmatranja.
1.0. Osnovi akvatične ekologije
Osnovna svrha prečišćavanja otpadnih voda je zaštita čoveka od otpadnih materija koje sam proizvodi, odnosno od efekata koje te materije mogu izazvati i zaštita integriteta samog akvatičnog ekosistema. Lako je, međutim, zaključiti da ove dve stvari predstavljaju jedan jedinstveni cilj, odnosno da zaštićenost čoveka znači istovremeno i zaštićenost ekosistema i obratno.
Ekologija je nauka koja proučava povezanost i međusobnu zavisnost fizičkih, hemijskih i bioloških komponenti okoline. Sam ekosistem predstavlja svaki sistem ili podsistem u kome deluju neki iz svake od tri navedene grupe faktora. Akvatični ekosistem je opet onaj sistem u kome je hidrosfera osnovni noseći medijum i on predstavlja relativno uređenu biološku zajednicu, čija se uređenost zasniva na lancu ishrane. Položaj u ovom lancu se obično izražava preko nivoa ishrane ili trofičnog nivoa. Kao nulti nivo uzima se sunčeva energija i od njega broj nivoa raste sa brojem obavljenih razmena energije. Prvi trofični nivo predstavljaju alge, primerni proizvođači, dok se bakterije, primarni potrošači jer se hrane algama, nalaze na drugom nivou. Bentalni oblici obično zauzimaju drugi ili treći nivo, dok se sitnije i krupnije ribe nalaze na četvrtom, odnosno na petom trofičnom nivou.
Važne elemente pri razmatranju ponašanja jednog akvatičnog ekosistema predstavljaju koncepti piramida biomase i energije. Piramida biomase se zasniva na činjenici da ukupna biomasa jednog nivoa ishrane opada sa porastom njegovog rednog broja, što je posledica razlike u brzini rasta i reprodukcije, a i efikasnost prenosa energije i njenog iskorišćenja. Ovaj drugi faktor izražava se preko piramide energije, kod koje ukupan energetski sadržaj opada sa porastom nivoa. Oblik energetske piramide je, naime, određen biološkom efikasnošću i veličinom udela energije koji se utroši na respiraciju. Pod biološkom efikasnošću podrazumeva se efikasnost sa kojom se jedan trofični nivo hrani sa drugim, odnosno ona zavisi od toga koji udeo ukupne populacije nižeg trofičnog nivoa biva iskorišćen za ishranu organizma višeg nivoa. Biološka efikasnost uglavnom raste sa porastom trofičnog nivoa. Ovo je, međutim, delimično kompenzovano činjenicom da je na višim trofičnim nivoima potrebna veća količina energije da bi se proizvela jedinica biomase nego na nižim.
Važan deo svakog akvatičnog ekosistema predstavljaju organski i neorganski sedimenti na njegovom dnu. Ovaj bentalni „mulj” je uglavnom naseljen bakterijama i ima ogroman uticaj na održavanje mase i efektivne energije sistcma. Naime, niži trofični nivoi sadrže veću ukupnu količinu energije nego što je energija koju mogu iskoristiti viši trofični nivoi. Na taj način dolazi do pojave „kratke veze”, koja posebno dolazi do izražaja kod algi i bakterija. Alge, koje ne budu utrošene od strane bakterija, talože se na dno i tako postaju deo „mulja”. Bakterije, koje su u njemu prisutne, oksidišu ove alge, pri čemu nastaju neorganske materije, koje mogu biti iskorišćene za razvoj novih algi. Postoje procene prema kojima se čak 85% od ukupne biološke energetske razmene odvija između algi i bakterija. Pojednostavljeni prikaz zbivanja u jednom akvatičnom eksosistemu dat je na slici 1.
sunčeva energija
↓
CO2 + neorganske materije
↓
alge izumiranje → Bentalni muij (bakterije) + L — energetski gubici
↓
microcrustaceans (herbivore) → izumiranje → Bentalni muij (bakterije) + L — energetski gubici
↓
macrocrustaceans (camivore) → izumiranje Bentalni muij (bakterije) + L — energetski gubici
↓
sitnije ribe → izumiranje Bentalni muij (bakterije) + L — energetski gubici
↓
krupnije ribe → izumiranje Bentalni muij (bakterije) + L — energetski gubici
Sl. 1 — Uprošćeni prikaz zbivanja u akvatičnom ekosistemu
Izostavljeno iz prikaza
Kada bi gore prikazani ekosistem bio zatvoren, odnosno izolovan, njemu bi teorijski bilo potrebno da dobija samo sunčevu energiju i to u količini koja jednaka energiji utrošenoj pri respiraciji i pri drugim biohemijskim procesima. Međutim, pošto najveći broj akvatičnih ekosistema nije izolovan mora se uzeti u obzir još nekoliko drugih ulaznih i izlaznih energetskih struja i gubitaka. Prikaz tih ulaznih i izlaznih energetskih struja u jedan akvatični ekosistem dat je na slici 2.
sunčeva energija, → organske materije (žive i nežive), → mineralne materije → AKVATIČNI EKOSISTEM → organske materije, → mineralne materije, → toplota
Sl. 2 — Prikaz izlaznih i ulaznih energetskih struja u jedan akvatični ekosistem
Izostavljeno iz prikaza
Kada se radi o energetskom bilansu jednog akvatičnog ekosistema postoje tri mogućnosti:
- ukupna ulazna energija u sistem je veća od ukupne izlazne, što znači da u njemu dolazi do akumulacije energije,
- ukupna ulazna energija u sistem je jednaka izlaznoj, ali obe rastu sa vremenom i
- ukupna ulazna energija je jednaka izlaznoj, ali obe ostaju relativno konstantne u toku vremena.
U prva dva slučaja ukupni energetski sadržaj sistema raste i on je tada podvrgnut eutrofikaciji. U trećem slučaju nema nagomilavanja energije u sistemu i on je tada oligotrofan.
Sunčeva energija predstavlja osnovni energetski izvor za primarne proizvođače — alge, dok su organske materije izvor energije za sve potrošače. Neorganske materije, mada se ne mogu smatrati direktnim energetskim izvorom, ipak moraju biti prisutne u sistemu da bi primarni proizvođači mogli fiksirati sunčevu energiju, pa one predstavljaju jednu vrstu ,,potencijalne energije”.
Velika većina akvatičnih ekosistema, odnosno svi oni koji nisu podvrgnuti čestom hidrauličkom ispiranju, će, zahvaljujući bentalnom mulju, imati ulaz energije veći od izlaza, te proces eutrofikacije predstavlja prirodnu pojavu, koja se teško može izbeći. Međutim, brzina odvijanja ovog procesa je faktor na koji se sigurno može uticati i ona se odgovarajućim merama može značajno smanjiti.
Jedan akvatični ekosistem se održava u nekoj vrsti dinamičke ravnoteže nizom prirodnih uravnotežavajućih procesa, koji funkcionišu vrlo efikasno do određene granice. Zanimljivo je razmotriti pojave do kojih dolazi u ekosistemu kada se u njega unese velika količina neorganskih materija. Pre svega, ovakva situacija stimuliše razvoj algi i pošto ostatak lanca ishrane ne može da sledi ovu promenu tako brzo ili u istoj meri (piramide, biomase i energije), dolazi do akumulacije algi u sistemu. Sa porastom populacije algi raste pH vrednost, što izaziva njihovu fluktuaciju. Ovako obrazovane flokule inkorporiraju gasne mehuriće, obično kiseonik i isplivavaju na površinu. Na površini vode dolazi do sledećih pojava: (1) alge izumiru zbog velikog intenziteta sunčevog zračenja; (2) sloj algi, koji pliva po površini, sprečava prodiranje sunčevih zraka u masu vode, čime se onemogućava razvoj novih algi i (3) dejstvom talasa i vetra mrtve alge bivaju prikupljene na jednom delu površine vode, ostavljajući njen najveći deo slobodan. Posle ovoga alge bivaju ili isprane iz sistema, ili se lagano talože da bi postale deo bentalnog mulja. Ukoliko za ovo vreme u sistem unete neorganske materije budu utrošene, ili prođu kroz sistem, on će se ubrzo vratiti u normalno stanje, osim što će alge, staložene na dnu, predstavljati značajno povećanje energetskog sadržaja sistema. Time će se naravno stepen eutrofičnosti sistema povećati.
Ukoliko, međutim, posle svega ovoga u sistemu preostane višak neorganskih materija, čitav opisani ciklus promena će se ponoviti. Ukoliko se ovaj ciklus ponovi više puta, dolazi do veoma dramatičnih promena u ekosistemu. Alge u toku dana proizvode kiseonik, ali ga u toku noći troše za svoju respiraciju, pa će kiseonične rezerve ekosistema biti veoma opterećene zbog povećane količine prisutnih algi. Osim toga, povećana količina algi predstavlja istovremeno i povećani sadržaj organske materije u sistemu, što pojačava metaboličku aktivnost u njemu i dodatno opterećuje njegove kiseonične rezerve. Smanjenje koncentracije rastvorenog kiseonika koje je posledica svih ovih pojava, dovođi do odlaska iz sistema svih onih oblika faune koji mogu opstati samo pri visokoj koncentraciji O2 u vodi. Akumulirane mrtve alge na dnu sistema privući će u njega i favorizovati razvoj onih pripadnika viših trofičnih nivoa, koji su sposobni da se hrane mrtvim organskim materijalom. Na dnu akumulirani organski materijal će takođe odstraniti iz sistema i one bentalne oblike koji za svoj razvoj traže čiste sedimente, koji će napustiti sistem ili izumreti.
Sasvim je verovatno da će sistem, koji je pretrpeo opisanu degradaciju, nastaviti istim putem do kraja, odnosno da će koncentracija rastvornog kiseonika u njemu pasti na nulu, čime će on postati anaerobni ekosistem. Voda u ovakvom sistemu postaje veoma mutna, čime se sprečava dalji razvoj algi i tako eliminiše osnovni izvor problema. Kritične neorganske materije, kao što su fosfor, gvožđe, kalijum, magnezijum i mangan, dosta brzo prelaze u rastvor, a ne ostaju staloženi na dnu da bi se postepeno rastvorili, kao što je slučaj u aerobnom sistemu. Na taj način sve ove materije bivaju lakše isprane iz sistema. U odsustvu rastvorenog kiseonika, azot iz svih kiseoničnih jedinjenja u sistemu biva dentrifikacijom redukovan do gasovitog azota i na taj način odstranjen iz sistema. Organski azot biva preveden u amonijačni oblik i on izlazi iz sistema ispiranjem ili pre laskom u atmosferu. U anaerobnim uslovima dolazi do razvoja metanskih bakterija, koje organski ugljenik prevode najvećim delom u metan, a time u atmosferu. Iz svega ovoga proizilazi da sistem čini sve što može da bi se oslobodio viška energije koji ga je izveo iz ravnoteže. Sprečavanjem daljeg razvoja algi eliminisan je izvor organskog materijala, ali je preostao prethodno akumulirani materijal na dnu sistema.
Sa smanjenjem koncentracije organskog materijala sistem će se vratiti u aerobno stanje i postepeno pokušati čak da dostigne svoje prvobitno stanje. Ovo je, međutim, vrlo spor proces i potpuno oporavljanje se nikada ne može ostvariti, jer će u bentalnom mulju uvek preostati više organskog materijala nego što ga je bilo na početku.
Očigledno je da je upotreba akvatičnog ekosistema od strane čoveka veoma ograničena sve dok se on nalazi u ovakvom degradiranom stanju, Takav sistem, naime, nije pogodan ni za rekreaciju ni za vodosnabdevanje, osim ukoliko se njegova voda ne podvrgne visokom stepenu obrade. Takođe je očigledno da će u ovakvom ekosistemu svaki patogeni organizam imati daleko veću šansu da preživi, zahvaljujući prisustvu povećane količine drugog organskog materijala koji služi za hranu, čime se smanjuje verovatnoća da on bude konzumiran od strane organizama višeg trofičnog nivoa. Ukoliko je izvor povećane količine neorganskih materija u ekosistemu neka od čovekovih aktivnosti, sistem se očigledno ne može regenerisati sam od sebe, nego je osnovni uslov za njegovu regeneraciju prekidanje pomenute aktivnosti.
Pri unošenju viška organskog materijala u ekosistem događaju se slične stvari kao i pri povećanoj proizvodnji algi. Jedina razlika je u tome što se ovde radi o spoljašnjem, a u prethodnom slučaju o unutrašnjem izvoru organske materije. Ukoliko je unošenje organske materije posledica neke čovekove aktivnosti, ekosistem se takođe ne može oporaviti sve dok se ova aktivnost ne prekine. Unošenje viška organskih materija u ekosistem može za čoveka biti još opasnije nego unošenje viška neorganskih materija, pogotovo kada se radi o organskoj materiji fekalnog porekla i kada je koncentracija patogenih organizama u sistemu znatno veća nego u prethodnom slučaju.
2.0. Samoprečišćavanje vodotoka
U prethodnom poglavlju su razmotrene promene u akvatičnom ekosistemu do kojih dolazi kada se u njega unosi višak neorganskih ili organskih otpadnih materijala. Međutim, način odvijanja i prenošenja tih promena, pa čak i njihov karakter, u velikoj meri zavise i od vrste samog sistema, odnosno recipijenta. Kada se otpadna voda izliva u jezero, u kome su struje oko izliva spore i promenljivog pravca zavisno od vetra, lokacije odvijanja promena su bliske jedna drugoj, pomeraju se bez reda i same promene često nisu sukcesivne. Kao rezultat svega ovoga model zagađivanja nije dovoljno jasno izražen. Ukoliko, međutim, voda konstantno teče od izliva, kao što je to slučaj u reci, u različitim područjima toka odvijaju se sukcesivne promene i uspostavlja se određeni model zagađivanja i prirodnog prečišćavanja, koji je tako dobro definisan da se može podvrgnuti matematičkoj analizi i generalizaciji. U većini reka ovaj model nije statičan nego se pomera longitudinalno duž toka reke i menja se po intenzitetu u skladu sa sezonskim i hidrološkim promenama.
Intenzitet se pojačava za vreme toplijih meseci i pri nižim vodostajima, a smanjuje se zimi i za vreme visokih vodostaja. Pojava ledene kore svakako ima veliki uticaj na model zagađivanja i prirodnog prečišćavanja. Smanjenje stepena zagađivanja normalno deluje na sličan način kao i povećanje proticaja.
Već iz dosadašnjeg izlaganja moglo se uočiti da svaki prijemnik otpadnih voda, jezero, reka ili more, odnosno svaki akvatični ekosistem, ima određenu moć regeneracije, koja mu, ukoliko nije premašena intenzitetom zagađenja, omogućava da se posle izvesnog vremena regeneriše i povrati približno u stanje pre zagađivanja. U ovakvim slučajevima, posle početne fizičke degradacije sistema, dolazi i do njegove hemijske i biološke degradacije, ali su sve ove promene, pod uslovom da moć samoprečišćavanja nije premašena intenzitetom zagađenja, prolaznog karaktera. U toku vremena, odnosno sa proticanjem, energetski sadržaji pojedinih zagađivača bivaju utrošeni, BPK vrednost (parametar koji izražava ukupni sadržaj biorazgradljivih organskih materija i koji će kasnije biti razmotren) se smanjuje i brzina apsorpcije kiseonika iz atmosfere, koja je u početku zaostajala za brzinom trošenja kiseonika, dostiže je ili je čak premašuje. Voda postaje bistrija i, zahvaljujući fotosintetičkoj aktivnosti, u njoj raste sadržaj rastvorenog kiseonika. Ponovo se pojavljuju i viši oblici aktivnog života i proces tzv. „samoprečišćavanja” vodotoka se završava. Proces samoprečišćavanja je složen proces i može se definisati kao delimično ili potpuno obnavljanje prvobitnog stanja recipijenta prirodnim procesima, koje je narušeno unošenjem (ono je obično posledica čovekove aktivnosti) stranih materijala u njega koje su kvalitativno i kvantitativno dovoljne da izazovu merljive promene fizičkih, hemijskih i/ili bioloških karakteristika datog ekosistema.
Lee je definisao samoprečišćavanje kao skup reakcija koje proizvode „transformacije čiji je rezultat nastajanje hemijskih jedinjenja koja imaju manje štetan uticaj na kvalitet vode nego polazna jedinjenja koja su bila podvrgnuta transformacijama”. On je ovaj skup reakcija podelio na osam grupa: kiselo-bazne, taložne, reakcije vezane sa prenosnom gasa, kompleksne, oksidaciono-redukcione, fotosintetske i biohemijske reakcije i sorpciju.
Samoprečišćavanje ili prirodno prečišćavanje zagađenih vodotoka nije nikada brz proces i vode u ozbiljnije zagađenim rekama mogu preći velika rastojanja u toku vremena koje je potrebno da se ostvari značajniji stepen prečišćavanja. Kada intenzitet zagađenja premašuje asimilativni kapacitet recipijenta, ili kada naredna zagađenja nastupaju pre nego što je u značajnoj meri ostvareno samoprečišćavanje recipijenta od prethodnih zagađenja, on postaje trajno zagađen, uz skoro nesagledivo štetne posledice. Sporost procesa samoprečišćavanja i preterani intenzitet zagađivanja su zajednički učinili neophodnom prethodnu obradu otpadnih voda, kojom se uklanja onaj višak zagađenja sa kojim sama voda recipijenta ne može izaći na kraj.
Praćenje i analiza procesa samoprečišćavanja zahtevaju i primenjuju niz parametara, koji se mogu podeliti na fizičke, hemijske i biološke. Zavisno od prirode zagađivača i od buduće namene prijemne vodene mase, ili iz nje zahvaćene vode, određuju se neki od sledećih parametara: mutnoća, boja, miris, različiti obliei azota, BPK, rastvoreni kiseonik i drugi gasovi, sadržaj različitih mineralnih materija i sadržaj bakterija i većih akvatičnih organizama.
Kada se zagađena voda želi, na primer, koristiti za vodosnabdevanje ili rekreaciju, odvijanje bakteriološkog samoprečišćavanja se meri preko sadržaja koliformnih mikroorganizama. Njihova koncentracija u ovakvim slučajevima pruža uvid u (1) relativnu opasnost od infekcije pri korišćenju ovakve vode za piće i (2) stepen prečišćavanja koji se mora ostvariti pre nego što se ovakva voda upotrebi. Kada se u prvom planu nalazi sprečavanje zagađivanja prijemnog vodotoka, za određivanje profila zagađivanja i prirodnog prečišćavanja, na osnovu koga se onda sračunavanju dozvoljena opterećenja recipijenta, koriste se zajedno biohemijska potreba kiseonika, BPK i koncentracija rastvorenog kiseonika, RK. Pri ovome, prvi parametar izražava intenzitet zagađenja, a drugi kapacitet prijemne vodene mase da asimiluje opterećenje, sa ili bez pomoći reaeracije atmosferskim kiseonikom.
Čiste vode u prirodi su skoro ili sasvim zasićene kiseonikom, pa je normalno da otpadne materije, koje dospeju u takve vode, bivaju podvrgnute aerobnom razlaganju. Samo u onim slučajevima kada količina kiseonika koja je rastvorena u vodi, ili koja se rastvara iz atmosfere u toku procesa, nije dovoljna da zadovolji biohemijsku potrebu kiseonika unetih otpadnih materija, prijemna voda, a time i vrsta razlaganja, postaju anaerobni. Mada je krajnji rezultat u oba slučaja prečišćena voda, uslovi d stanja koji prate jedan ili drugi tip razlaganja su sasvim različiti. Pod aerobnim uslovima voda prijemnika ostaje praktično bistra i nema nikakvog mirisa. Uz izvesna ograničenja takve vode omogućavaju normalan opstanak biljne i životinjske populacije. Nasuprot ovome, pod anaerobnim uslovima voda postaje skoro crna, a njena normalna flora i fauna bivaju potpuno uništene. Po red toga, pošto je anaerobni proces razlaganja organske materije znatno sporiji od aerobnog, septična voda vodotoka obično stvara nepodnošljive uslove u svojoj najbližoj okolini, koji se obično osećaju na velikoj dužini toka.
Iz svih razloga, u održavanju normalnih uslova u vodi prijemnika i u njenoj okolini, bilans kiseonika prijemne vode ima poseban značaj. Da bi on bio uravnotežen, ukupna biohemijska potreba kiseonika ne sme premašiti ukupnu raspoloživu količinu kiseonika. Naime, zadovoljavanje biohemijske potrebe kiseonika izaziva deoksigenciju prirodnih voda, dok apsorpcija kiseonika iz atmosfere i proizvodnja kiseonika fotosintetskom aktivnošću rezultiraju u reoksigenaciji ili reareaciji vodotoka. Kao rezultat interakcije ova dva procesa formira se profil koncentracije rastvorenog kiseonika u vodotoku — ,,oxygen sag”. Ova kriva izražava u stvari promenu deficita rastvorenog kiseonika (D) duž pravca toka vode. Opšte matematičke karakteristike ove krive, koja predstavlja osnovu za inženjerski proračun dozvoljenog zagađenja, odnosno biološkog opterećenja prijemne vode, formulisali su u svojoj klasičnoj studiji Streeter i Phelps.
deficiti i deoksigenacija, reaeracija mg/l
↓
kiseonik unešen reaeracijom
↓
početni deficit, D0
↓
deficit u prevojnoj tački, Di
↓
kritičan deficit, Dc
↓
kritično vreme, t
↓
vreme u prevojnoj tački, ti
↓
potreban kisonik = početni deficit + BPK
↓
kiseonična kriva, prevojna tačka
Sl. 3 — Koncentracioni profil rastvorenog kiseonika i njegove komponente: deoksigencija i reaeracija
Izostavljeno iz prikaza
Prema osnovnoj diferencijalnoj jednačini koja definiše kombinovano deiovanje deoksigenacije i rearacije, rezultantna brzina promene deficita rastvorenog kiseonika (dD/dt) je jednaka sumi (1) brzine trošenja kiseonika na bakteriološku razgradnju organske materije — BPK, kada je reaeracija jednaka nuli dDldt = k (La —y) i (2) brzine apsorpcije kiseonika reaeracijom kada je BPK = 0 (dD/dt = — r D), odnosno:
dD/dt = k (La — y) — r D (1)
gde je:
D — deficit u rastvorenom kiseoniku posle vremena t, cs—ct
k — brzina deoksigenacije vodene mase, odnosno konstanta brzine biohemijske oksidacije,
r — brzina reoksigenacije vodene mase, odnosno konstanta brzine apsorpcije gasa
La — krajnja ili ukupna BPK i y — zadovoljena BPK u vremenu t.
Integracijom u granicama D0 (početni deficit ili deficit u tački unošenja zagađenja), gde je f = 0 i La = (La—y) i D (deficit u bilo kojoj tački na udaljenju vremena toka t od referentne tačke ili tačke izliva, dobija se:
D = k La / r-k (e-kt − e-rt) + D0-e-rt
Ova jednačina se može koristiti za određivanje bilo koje tačke na kiseoničnoj krivoj. Ako se u jednačini (2) odnos brzine reaeracije i brzine deoksigenacije, rlk, koji se može nazvati brzina samoprečišćavanja vodene mase, označi sa /, dobija se:
D = La/f-1 e-kt {1-e(-f-1)kt [1-(f-1)D0/La]} (3)
Sa inženjerske tačke gledišta kiseonična kriva ima dve tačke koje su od posebnog interesa: (1) tačku maksimalnog deficitaili kritičnu tačku sa koordinatama fk i fc i (2) prevojnu tačku ili lačku maksimalne brzine oporavljanja ekosistema, sa koordinatama D-, i t{. Kritična tačka je definisana matematičkim uslovom dD/dt = 0 i đdD/df < 0, a prevojna taćka sa d’D/df = 0. Ako se izvrši potrebna diferencijacija jednačine (2), dobijaju se sledeći pojednostavljeni izrazi za vremena tc i fj i za odgovarajuće deficite Dc i Dt:
tc = 1/k(f-1) ln {f[1-(f-1)D0/La]} (4)
D0 = La e-kt0/f (5)
tt = 1/k(f-1) {f2[1-(f-1)D0/La]} (6)
Di = La-e-kt (f + 1 )/f2 (7)
Koordinate ove dve tačke povezane su međusobno na sledeći način:
ti-tc = ln f (k f-1) (8)
D1/Dc = e-k(t1-t0) (f+1)/f (9)
Jednačine (3), (4) i (5) pokazuju da je biološko opterećenje La kojim se može opteretiti dati prijemni vodotok određeno vrednostima sleđećih parametara: deoksigenacionom konstantom k, konstantom samoprečišćavanja f = rjk, kritičnim deficitom rastvorenog kiseonika Dc i početnim deficitom rastvorenog kiseonika Do.
Prostor i vreme ne dozvoljavaju da se ovde ulazi u detaljan postupak sračunavanja dozvoljenog opterećenja, ali se može reći da se on zasniva na principima i izrazima koji su ovde dati i da se može naći u svakom ozbiljnijem tekstu na temu obrade otpadnih voda.
3.0. Sistemi za obradu otpadnih voda
Osnovni cilj obrade svake otpadne vode je njeno što potpunije oslobađanje od neželjenih komponenti — zagađivača, čije se dimenzije čestica kreću u vrlo širokim granicama, od jednostavnih jona do krupnih, plivajućih komada materijala. Ovaj cilj se ostvaruje primenom jednog ili više osnovnih procesa obrade, čija priroda može biti fizička, hemijska ili biološka. Jedan ili više osnovnih procesa obrade, koji se koriste za ostvarenje određenog efekta obrade, čine liniju obrade. Jedna ili više linija obrade, koje je potrebno primeniti da bi se ostvario krajnji cilj obrade, odnosno celovito prečišćavanje otpadne vode do željenog stepena, čine sistem za obradu, odnosno sistem za obnavljanje kvaliteta vode.
Kao što je već rečeno, svaka linijaobrade u sistemu za obradu otpadnih voda namenjena je realizaciji određenog efekta obrade. Efekti obrade, atimei linije, pa i osnovni procesi obrade, mogu se kategorisati na različite načine, ali se to najčešće čini prema veličini čestica zagađivača koje treba ukloniti i kasnijoj obradi ovako uklonjenih materijala. Na slici 4. je prikazan spektar veličine čestica zagađivača koji se uklanjaju u sistemima za obradu prirodnih ili otpadnih voda. pL vrednost, koja se ovde koristi, formalno je analogna pH vrednosti i ona se definiše izrazom.
pL = log L (10)
gde je L karakteristična dimenzija u metrima. pL skala omogućava vrlo pogodno klasifikovanje zagađivača prema veličini njihovih čestica, a sama pL vrednost, kao što se može videti, kreće se od 0 do 10. Cela skala je podeljena na tri sektora, čije se granice donekle preklapaju i koji približno odgovaraju oblastima veličine čestica, koje se uklanjaju pomoću tri sukcesivne linije obrade.
Prva linija obrade, linija uklanjanja grubih čestica izdvaja iz vode većinu čestica sa pL vrednošću 4 ili manjom. Osnovni procesi ove linije obrade i vrste grubih čestica koje se pomoću njih izdvajaju, prikazani su na slici: 5. Radi jednostavnijeg prikazivanja pojedinih sistema obrade i linija obrade unutar njih, uvedeno je skraćeno označavanje osnovnih procesa.
| pL | Veličina | Vrsta materijala | Oznaka |
| 0 | 1 m | krupni kamen | – |
| 1 | 10 cm | sitni kamen | – |
| 2 | 1 cm | šljunak | a |
| 3 | 1 mm | flokulentne čestice | – |
| 4 | 100 µm | suspendovane čestice | – |
| 5 | 10 µm | suprakoloidni materijali | b |
| 6 | 1 µm | koloidne čestice, bakterije | – |
| 7 | 100 nm | subkoloidni materijali | – |
| 8 | 10 nm | rastvoreni materijali | c |
| 9 | 1 nm | – | – |
| 10 | 0,1 nm | – | – |
Sl. 4 — Spektar veličine čestica zagađivača (a — krupne, grube čestice, b — suspendovane čestice, c — rastvorene čestice)
| proces obrade | grube čestice | |||
| grubi otpaci | inertne materije | ftotirajuće organske materije | taložne organske materije | |
| P11 − gruba sita (rešetke) | ||||
| P12 – uklanjanje inertnog materijala | ||||
| P13 − flotacija | ||||
| P14 − taloženje | ||||
| P15 − fina sita | ||||
| P16 − gravitaciona separacija | ||||
Sl. 5 — Osnovni procesi obrade linije uklanjanja grubih čestica
Izostavljeno iz prikaza
Tako oznaka predstavlja osnovni proces obrade, indeks i liniju obrade u koju spada taj proces, dok indeks / označava mesto koje proces zauzima u liniji obrade i.
Ukoliko u sistemu obrade, posle ove linije obrade, sledi linija uklanjanja suspednovanih čestica, koja je prikazana na slici 6, ostvaruje se uklanjenje većine svih čestica čija je pL vrednost jednaka 6 ili manja.
| proces obrade | suspendovane i koloidne čestice |
| – | organske i neorganske |
| P21 -biološka filtracija | |
| (a) | biooksidacija |
| (b) | taloženje |
| P22 -aktivni mulj | |
| (a) | biooksidacija |
| (b) | taloženje |
| P23 -bistrenje | |
| (a) | koagulacija i flokulacija |
| (b) | taloženje |
| (c) | filtracija |
| P24 -oksidacione lagune |
Sl. 6 — Osnovni procesi linije uklanjanja suspendovanih čestica
Izostavljeno iz prikaza
Uključivanjem u sistem i treće linije obrade, linije uklanjanja rastvornih materija, može se ostvariti praktično potpuno uklanjanje svih zagadivača, prisutnih u vodi koja se obrađuje. Osnovni procesi ove linije obrade prikazani su na slici 7.
| proces obrade | rastvorene materije | |||
| – | gasovi | organske materije | joni | bakterije i virusi |
| P31 –aeracija | ||||
| P32 –adsorpcija | ||||
| P33 – precipitacija | ||||
| (a) | koagulacija i taloženje | |||
| (b) | filtracija | |||
| P3< − jonska izmena | ||||
| P3S − membranska separacija | ||||
| P36 − dezinfekcija | ||||
| P37 − ekstrakcija | ||||
| P3Sdestilacija vodenom parom | ||||
| P39 − uparavanje | ||||
| P310 − neutralizacija | ||||
| P311oksidoredukcija | ||||
Sl. 7 — Osnovni procesi linije uklanjanja suspendovanih čestica
Izostavljeno iz prikaza
Redosled obrade unutar sistema za obradu je posebno značajan i, uz vrlo retke izuzetke, uvek je isti: linija uklanjanja grubih čestica, linija uklanjanja suspendovanih čestica i linija uklanjanja rastvorenih čestica. Treba svakako naglasiti da se, zavisno od širine spektra veličine čestica koje su prisutne u obrađivanoj vodi i od širine spektra veličine čestica koji je dozvoljen u efluentu, sistem obrade može sastojati i iz samo jedne ili iz samo dve linije obrade.
Materijali, koji se izdvoje u sistemu obrade, čine otpadni mulj i najčešće se moraju podvrgnuti posebnoj obradi pre konačnog odlaganja. Ova obrada ostvaruje se primenom odgovarajuće kombinacije osnovnih procesa linije obrade mulja, koji su prikazani na slici 8. Svakako da u sastavu ovog mulja pored obradom uklonjenih čestica, ulaze i čestice u toku pojedinih osnovnih procesa obrade.
| proces obrade | efekat obrade smanjenje | ||||
| zapremine | biološka razgradnja org. materija | uklanjanje jona | uklanjanje vode | smanjenje vlažnosti | sagorevanje organskih materija |
| P41 − zgušnjavanje | |||||
| P42 − anaerobna stabilizacija | |||||
| P43 − kondicioniranje | |||||
| P44 − obezvodnjavanje | |||||
| P45 − sušenje | |||||
| P46spaljivanje | |||||
| P47 – aerobna stabilizacija | |||||
Sl. 8 — Osnovni procesi linije obrade mulja
Izostavljeno iz prikaza
Kao što je značajan redosled linija obrade unutar sistema obrade, značajan je i redosled osnovnih procesa unutar svake pojedine linije obrade. Može se reći da je on najčešće onakav kakav je i na slikama 5, 6, 7 i 8. Alternativni procesi za ostvarenje istog efekta obrade nalaze se u istoj koloni. U sastav linije obrade za datu vodu mogu, ali i ne moraju, ući svi procesi koji su prikazani na slikama. Sa druge strane, savremena tehnologija vode pruža znatno širi izbor osnovnih procesa obrade od onog koji je ovde dat. Ovde su, međutim, prikazani najznačajniji od njih, a linije obrade se mogu dopunjavati ostalim alternativnim osnovnim procesima za ostvarenje određenog efekta obrade, koji su kasnije definisani i razvijeni.
Primenjujući ovakav prilaz, tipičan sistem za obradu komunalne otpadne vode, na primer, mogao bi se prikazati na sledeći način;
SIROVA OTPADNA VODA → P11, P12, P14, P21, P31, P42, P45 → Recipijent
To znači da se u ovom sistemu obrade navedenim redosledom koriste sledeći osnovni procesi obrade:
REŠETKE (GRUBA SITA), KOMORE ZA UKLANJANJE INERTNOG MATERIJALA, TALOŽENJE, BIOLOŠKA FILTRACIJA, DEZINFEKCIJA, ANAEROBNA STABILIZACIJA MULJA I SUŠENJE MULJA.
Višestruko korišćenje vode može se ostvarivati njenom potpunom recirkulacijom, odnosno njenim ponovljenim korišćenjem za istu namenu za koju je ona i pre obrade korišćena, ili ponovnom upotrebom, odnosno njenim korišćenjem posle obrade za neku drugu namenu, za koju je zadovoljavajući i niži kvalitet vode. Očigledno, kada se radi o recirkulaciji, da osnovni cilj obrade mora biti potpuno uklanjanje svih količina zagađivača, koji dospevaju u vodu u toku jednog ciklusa njene upotrebe. Ukoliko se ovaj cilj ne bi ostvario u punoj meri, dolazilo bi do stalnog smanjivanja kvaliteta vode u svakom ciklusu njene upotrebe.
Efikasnost i-tog procesa ili linije obrade definiše se izrazom: gde je:
Ei = c1-1-ci / c1-1
Ei — efikasnost uklanjanja i-tim osnovnim procesom ili linijom obrade, Ci-i — koncentracija zagađivača koji se uklanja u ulaznom toku i Ci — koncentracija zagađivača koji se uklanja u izlaznom toku
Kada se obrada vode vrši sukcesivnom primenom više procesa ili linija obrade, koncentracija zagađivača koji se uklanja, iz n-tog procesa ili linije obrade, data je izrazom:
cn = C0 n, i=1 (1 — Ej)
gde je C0 koncentracija materije u ulaznom toku u prvi proces ili liniju obrade.
Kao parametri za izražavanje stepena uklanjanja, odnosno efikasnosti osnovnih procesa i linija obrade, obično se koriste: koncentracija taložnih čvrstih materija, koncentracija suspendovanih materija, BPK, HPK i sadržaj bakterija. Uprkos velikim razlikama u prirodi ovih parametara, svi oni, na određeni način, predstavljaju meru određenih karakteristika dispergovanih ili rastvorenih zagađivača u vodi koja se obrađuje.
Protok vode koja se obrađuje kroz sistem za obradu određen je kinetikom procesa obrade. On predstavlja osnovu za određivanje efikasnosti obrade i naziva se intenzitet opterećenja procesa. Otuda je znači:
E1 =f(Li) ili f(Q1) (13)
gde je:
L1 — intenzitet opterećenja procesa, primenjen na i-ti proces, izražen preko materijalnog opterećenja i
Q1 — intenzitet opterećenja procesa, primenjen na i-ti proces, izražen preko hidrauličnog opterećenja.
4.0. Parametri kojima se izražava stepen zagađenosti otpadnih voda i preko kojih se prate procesi njihove obrade
Za karakterizaciju otpadnih voda i za praćenje efekata njihove obrade koristi se veći broj parametara. Svi oni se mogu podeliti na parametre opšteg karaktera, koji izražavaju ukupnu koncentraciju čitave jedne grupe materija i na parametre specifičnog karaktera, koji izražavaju sadržaj jedne određene vrste materije, često određenog hemijskog jedinjenja ili određene jonske vrste. Prva grupa parametara ima veći značaj i za opštu procenu zagađenosti prirodnih i otpadnih voda i za projektovanje procesa za njihovu obradu. Ovakvi parametri su: biohemijska potreba kiseonika (BPK), hemijska potreba kiseonika (HPK), teorijska potreba kiseonika (TPK), ukupni sadržaj ugljenika (USU), sadržaj suspendovanih materija, suvi ostatak, žareni ostatak itd.
4.1. Biohemijska potreba kiseonika (BPK)
Na engleskom jezičkom području — BOD, je najstariji i najviše korišćeni parametar za izražavanje ukupnog sadržaja biorazgradljive organske materije u prirodnoj ili otpadnoj vodi. Pri njegovom određivanju koncentracija organske materije meri se i izražava preko količine kiseonika, u miligramima, koju utroše mikroorganizmi koji su prisutni u 1 litru ispitivane vode pri korišćenju prisutne biorazgradljive organske materije za dobijanje energije i za sintezu. Ovde treba naglasiti da sadržaj svog onog organskog materijala, koji mikrobiološka populacija u sistemu ne može koristiti za ishranu, ne biva obuhvaćen ovim parametrom.
Određivanje vrednosti BPK se sastoji u stavljanju smeše otpadne vode koja sadrži organsku materiju, mikrobiološke populacije i rastvorenog kiseonika u zatvoreni sud — BPK bocu. Posle određenog vremena meri se utrošena količina kiseonika. Kada promena koncentracije rastvorenog kiseonika sa vremenom postane jednaka nuli, kao rezultat se dobija ukupna ili krajnja BPK — BPKk. Glavne komponente mikrobiološke populacije pri određivanju BPK su bakterije i protozoe, pri čemu su ove druge prvenstveno potrošači bakterija. Najveći deo kiseonika se utroši u početnom periodu određivanja, odnosno inkubacije ka da dominira oksidacija organske materije bakteriološkom aktivnošću. Pri tome se naravno povećava koncentracija prisutnih bakterija. Ovaj period intenzivne bakteriološke aktivnosti traje 1 do 2 dana i za to vreme biva razgrađen, odnosno oksidisan daleko najveći deo prvobitno prisutnog organskog materijala. Posle ovoga počinje intenzivni razvoj protozoa koje se hrane prisutnim bakterijama. Pri ovome se utroši nova količina kiseonika. Istovremeno, izvesna količina kiseonika biva utrošena i na autooksidaciju bakterija. Pošto se koncentracija bakterija pod dejstvom protozoa svede na miuimum, živa masa i bakterija i protozoa počinje naglo da se smanjuje kroz proces autooksidacije. Određivanje BPK bi idealno trebalo da se završi onda kada se živa populacija u sistemu vrati na isti nivo kao na početku određivanja, bez prisustva ikakvog viška biomase u sistemu. Ovakva idealna situacija se, međutim, ostvaruje vrlo retko, jer jedan deo u toku procesa sintetizovane biomase ne može biti razgrađen autooksidacijom, pa jedan deo na početku prisutne organske materije nikada ne biva oksidisan. Za oksidaciju tog dela se znači ne troši kiseonik, te on ne biva iskazan dobijenom BPK vrednošću.
Iz svega što je izloženo proizilazi da sud za određivanje BPK nije ništa drugo nego veoma mali šaržni reaktor za biološku obradu koji radi na principu produžene aeracije i u kome se potrošnja kiseonika meri veoma pažljivo.
Proces biohemijske oksidacije pri određivanju BPK je veoma spor proces i traje vrlo dugo. Smatra se, međutim, da se reakcija biohemijske oksidacije praktično završava za 20 dana. Kako je i ovo za praktične svrhe vrlo dug period, konvencijom je utvrđeno da inkubacija pri određivanju BPK traje tačno 5 dana i da se vrši pri konstantnoj temperaturi od 20 C. Ovako dobijene BPK vrednosti označavaju se sa BPK-, i koriste se za dalje proračune. Smatra se da BPKr, vrednost iznosi približno 70 — 80% od BPKk.
BPK je parametar koji je prvobitno bio ustanovljen i korišćen za analizu prirodnih voda, gde je, zbog ograničenih rezervi kiseonika, potrebno znati koja će količina kiseonika i kojom brzinom biti utrošena od strane mikrobiološke populacije kada ona vrši stabilizaciju otpadne organske materije u vodotoku. Pošto je osnovni zadatak postrojenja za obradu otpadnih voda njihovo prečišćavanje kako one ne bi preopteretile rezerve kiseonika u vodotoku, odnosno kako se ne bi premašio asimilativni kapacitet recipijenta, BPK se takođe koristi i pri projektovanju, analizi i vođenju ovakvih postrojenja.
BPK je očigledno vrlo koristan parametar, ali se problemi pojavljuju kada se on želi upotrebiti za kinetička razmatranja, odnosno kada se želi znati nešto određenije o brzini kojom se kiseonik troši za vreme njegovog određivanja. Takođe je donekle sporno da li je BPK standardni parametar koji se može koristiti i za karakterizaciju i poređenje svih vrsta otpadnih voda, ili, pak, vrednost ovog parametra ima smisla samo za datu otpadnu vodu i to pod specifičnim uslovima pod kojima je određivana. Očigledno je da brzina trošenja kiseonika zavisi od koncentracija bakterija i protozoa. Tačnije rečeno, brzina asimilacije kiseonika je funkcija brzine kojom mikroorganizmi razgrađuju organsku materiju i udela organske materije koji je već oksidisan.
Za izražavanje brzine potrošnje kiseonika korišćeni su kinetički zakoni I i II reda, kinetički zakoni za autokatalitičke reakcije, njihove razne kombinacije i razni drugi izrazi, ali nijedan od ovih prilaza nije se pokazao izrazito boljim od ostalih. Iz tog razloga, a i zbog svoje jednostavnosti i zato što dosta dobro odgovara za većinu eksperimentalno dobijenih BPK krivih (BPK u mg/l u funkciji od vremena u danima), najčešće se na reakciju biohemijske oksidacije pri određivanju BPK primenjuje kinetički zakon I reda. Na taj način se pretpostavlja da je brzina potrošnje kiseonika zavisna samo od kiseoničnog ekvivalenta organskih materija koje su preostale za oksidaciju, kada se koncentracije kiseonika i mikroorganizama održavaju u određenim intervalima vrednosti. Osnovna teškoća pri kinetičkom razmatranju BPK reakcije je u tome što količina organskog materijala koja je preostala za oksidaciju ne može biti izmerena sve dok se ne izmeri ukupna ili krajnja BPK.
Opšti izgled BPK krive je sledeći:
Sl. 9 — BPK kriva
Izostavljeno iz prikaza
Na slici La predstavlja krajnju ili ukupnu BPK — BPKk L preostali BPK u vremenu t, a y zadovoljenu BPK u vremenu t.
Primenom kinetičkog zakona I reda dobija se:
L = La 10-k,t
a posle integracije od t=0 do t=t i od L=La do L=L:
La-y = La 10-k,t (19)
odnosno:
y = La (1-10-k,t) (20)
Međutim, pošto se može meriti jedino y, a ne La, mora uvesti u gornji izraz. Iz jednačina (15) i (16) sledi:
Prema mnogim autorima, na temperaturi 20°C, kada se vreme t izrazi u danima, k ima vrednost oko 0,1 dan™1, pa se iz jednačine (20) dobija:
y — La(l —0,794t) (21)
Kasnija tačnija proračunavanja pokazala su, međutim, da na 20°C vrednost k nije uvek jednaka 0,1 đarm1, nego da može varirati između 0,07 i 0,25. Postoje takođe indicije da vrednost k zavisi i od L i t, a u nedostatku boljeg rešenja kinetički zakon I reda se još uvek skoro isključivo koristi za ovu svrhu.
Potrebno je još napomenuti da je brzina biohemijske oksidacije, odnosno njena konstanta k, takođe zavisna i od temperature i da se sa prihvatljivom tačnošću za temperature između 10 i 30#C može uzeti da je:
kT =k20 1,047 T—20 (22)
gde je T = tempertaura u °C.
S obzirom na ograničenu rastvorljivsot kiseonika u vodi, sa jedne strane i na činjenicu da BPK vrednosti otpadnih voda mogu biti veoma visoke, sa druge strane, najčešće je neophodno da se ispitivani uzorak otpadne vode razblaži u odgovarajućem odnosu posebno pripremljenom vodom za razblaživanje koja je zasićena kiseonikom i da se na taj način obezbedi dovoljna količina kiseonika za vreme inkubacionog perioda. Da bi se obuhvatila čitava oblast mogućih vrednosti normalno se priprema i ispituje više uzoraka razblaženih u različitom stepenu. Voda za razblaživanje se ,,zasejava,, bakterijskom kulturom koja je prethodno adaptirana na organsku materiju koja je u otpadnoj vodi prisutna. Bakterijska kultura, koja se koristi za ovu svrhu, je mešana kultura, koja sadrži veći broj vrsta saprofitnih bakterija i drugih mikroorganizama koji oksidišu organsku materiju. Pored toga, ona sadrži i neke autotrofne bakterije koje oksidišu neorgansku materiju.
Od prisutnih autotrofnih organizama posebno su značajne nitrifikacione bakterije, koje su obično prisutne u relativno malom broju u fekalnoj otpadnoj vodi i čija je brzina reprodukcije na 20°C srećom tako mala da njihova populacija ne može u toku normalnog perioda BPK određivanja dovoljno porasti da bi značajnije trošila kiseonik. Tek nakon 8—10 dana od početka inkubacije uticaj ovih bakterija na BPK vrednosti postaje značajan. Ovo je bio jedan od osnovnih razloga da se za normalno određivanje BPK odabere inkubacioni period od 5 dana.
4.2. Hemijska potreba kiseonika (HPK)
Na engleskom jezičkom području — COD, je parametar koji se pored BPK široko koristi za merenje i izražavanje stepena zagađenosti komunalnih i industrijskih otpadnih voda. Ovaj parametar se može definisati kao kiseonični ekvivalenat sadržaja organske materije u otpadnoj vodi koja je podložna hemijskoj oksidaciji pod određenim uslovima. Određivanje HPK se zasniva na činjenici da se najveći broj organskih jedinjenja oksidiše do CO2 i H2O pod dejstvom jakih oksidacionih sredstava (K2CrO7, KMnO4) u kiseloj sredini.
Pošto je ovoj konverziji podložan najveći broj organskih jedinjenja, bez obzira na svoju asimilativnost, odnosno biorazgradljivost, HPK vrednost date otpadne vode je, po pravilu, veća od njene BPK vrednosti i ta razlika je utoliko veća ukoliko je veći udeo biološki rezistentne organske materije u otpadnoj vodi. Najbolji primer za ovo su otpadne vode iz proizvodnje celuloze, koje karakteriše visok sadržaj lignina koji je biološki rezistentan. Razlika između HPK i BPK vrednosti jedne otpadne vode nije, međutim, uslovljena samo biorazgradljivošću, odnosno biorezistentnošću, nego za to postoje i drugi uzroci. Tako, na primer, neke neorganske supstance, kao što su sulfidi, sulfiti, tiosulfati, nitriti i fero jedinjenja, ukoliko su prisutne u otpadnoj vodi, bivaju takođe, pored organskih jedinjenja, oksidisane kalijumbihromatom (neorganska HPK), što normalno povećava dobijenu HPK vrednost. Isto tako, zbog nedovoljne adaptiranosti kulture za zasejavanje mogu se dobiti umanjene BPK vrednosti. Ovaj faktor očigledno ne može imati uticaja na odgovarajuće HPK vrednosti, ali će nedovoljna adaptiranost kulture dovesti do povećanja razlike između odgovarajućih HPK i BPK vrednosti. Do izuzetno velikog povećanja HPK vrednosti može doći ukoliko je u ispitivanoj vodi prisutna značajnija količina hlorida koji troše bihromat za svoju oksidaciju.
Osnovna prednost HPK parametra u odnosu na BPK je znatno kraće vreme određivanja (2—3 časa u odnosu na 5 dana), a osnovni nedostaci su nemogućnost diferenciranja između biorazgradljive i biološki rezistentne organske materije i nikakva informativnost u pogledu brzine stabilizacije biorazgradljive organske materije.
Kao oksidaciono sredstvo pri određivanju HPK ranije je korišćen KMnO4 i dobijeni rezultat je nazivan „utrošak kiseonika iz permanganata”. Pokazalo se, međutim, da stepen oksidacije pri korišćenju ovog oksidacionog sredstva veoma zavisi od njegove koncentracije, kao i od vrste organske supstance koja se oksidiše. Ovako dobijene HPK vrednosti su najčešće bile značajno niže od odgovarajućih BPK vrednosti, pa se ovo oksidaciono sredstvo više praktično ne koristi pri određivanju ovog parametra.
Danas se pri određivanju HPK praktično isključivo koristi kalijumbihromat, K2Cr2O7. Bihromatni jon je veoma jako oksidaciono sredstvo u jako kiseloj sredini, pri čemu se oksidacija odvija po sledećoj jednačini:
organska materija (CHO) + Cr2O72+ H+ 2Cr3+ + CO2 + H2O
HPK vrednosti se izražavaju u miligramima kiseonika utrošenim na oksidaciju organske materije koja je prisutna u 1 litru vode.
Odgovarajuća kiselost sredine obezbeđuje se dodavanjem koncentrovane H2SO4, oksidaciono sredstvo se dodaje u dovoljnom višku, a višak se određuje pomoću odgovarajućeg redukcionog sredstva (najčešće feroamonijumsulfata). uz feroin indikator (fero 1,10 fenantrolin sulfat). Smetnje zbog prisustva hlorida se izbegavaju dodavanjem dovoljne količine H2SO4 (H2SO4 : Cl = 10:1), pri čemu se formira praktično nedisocirani HgCl2, dok se dodavanjem srebrnog jona kao katalizatora obezbeđuje oksidacija normalnih alkohola i organskih kiselina.
Za datu otpadnu vodu se, pod uslovom da se raspolaže dovoljnom količinom eksperimentalnih podataka i dovoljnim iskustvom, može uspostaviti relativno pouzdana korelacija HPK i BPK vrednosti. Primer takve korelacije prikazan je na slici 10.
Sl. 10 — Primer korelacije HPK i BPK vrednosti za određenu otpadnu vodu
Izostavljeno iz prikaza
Ova korelacija pokazuje da je deo organskih materija u sekundarnom efluentu (mehanički i biološki obrađenoj otpadnoj vodi) koje su oksidisane bihromatom, odnosno koje se iskazuju kao HPK, bio ili biološki potpuno nerazgradljiv, ili relativno rezistentan na bilošku razgradnju.
4.3. Teorijska potreba kiseonika (TPK)
Ovo je parametar koji se određuje izvođenjem empirijske formule organskog materijala i sračunavanjem količine koja bi bila potrebna za potpunu oksidaciju ovog empirijskog mola do najvišeg oksidacionog stepena svakog elementa. Ovaj parametar je uglavnom veoma sličan HPK parametru, ali on samo naznačava koja količina bi bila potrebna kada bi se potpuna oksidacija i ostvarila, ali ne pruža nikakvu informaciju o mogućnosti da se tako nešto i dogodi. Ovaj parametar može biti veoma koristan u izvesnim situacijama, naročito pri određivanju opšte prirode organskog materijala koji je prisutan u sistemu. On se, međutim, ne može koristiti za projektovanje i kontrolu procesa obrade otpadnih voda ni za kinetička razmatranja, jer se prosečna empirijska formula neprekidno menja u toku procesa obrade.
4.4. Ukupni sadržaj ugljenika (USU)
Ovaj parametar se može povezati sa svakim od prethodno opisanih parametara, ali je njegova veza sa HPK i BPK vrednostima svakako najinteresantnija. Naime, pri određivanju oba ova parametra, ukoliko dođe do oksidacije svog organskog materijala koji je prisutan u sistemu i ukoliko se izuzme oksidacija sumpora i azota, dobija se sadržaj ukupnog ugljenika izražen preko kiseoničnog ekvivalenta.
Ovaj parametar se koristi za izražavanje stepena zagađenosti otpadnih voda već više godina i objektivno predstavlja tačniju meru ukupnog sadržaja organske materije u otpadnoj vodi nego i HPK i BPK. Njegovu širu primenu je, međutim, sprečio dugotrajan i dosta složen postupak određivanja koji je do skoro korišćen. Suština ovog postupka se sastojala u potpunoj oksidaciji svog prisutnog ugljenika do CO2 i u njegovom titrimetrijskom određivanju posle apsorpcije u rastvoru NaOH. Danas se ovaj parametar vrio brzo i tačno određuje u posebnom aparatu — analizatoru ugljenika, u kome se vrši potpuna katalitička oksidacija organske materije do CO> i H«0 koji se razdvajaju kondenzacijom vodene pare, posle čega se sadržaj CO2 u inertnom, nosećem gasu određuje u infracrvenom analizatoru. Pošto je količina CO2 direktno proporcionalna sadržaju ugljenika u polaznom uzorku, ukupni sadržaj ugljenika se određuje iz kalibracione krive.
Može se očekivati da će upotreba ovog parametra pri karakterizaciji otpadnih voda i pri praćenju rada postrojenja za obradu, kao i pri određivanju kinetičkih konstanti, biti ubuduće sve češća.
4.5. Broj ekvivalentnih stanovnika (ES)
Ovo je potpuno empirijski parametar i njegova osnovna namena je omogućavanje poređenja industrijskih otpadnih voda sa otpadnim vodama iz domaćinstva u pogledu stepena zagađenosti. Ovo je posebno značajno u slučaju prirnanja industrijskih otpadnih voda u gradski kanalizacioni sistem i zajedničkog prečišćavanja ovih dveju vrsta otpadnih voda na gradskom postrojenju za obradu. Može se reći da ovaj parametar brojčano izražava ukupnu zagađenost date industrijske otpadne vode kao broj stanovnika koji proizvodi otpadnu vodu iz domaćinstva sa istom ukupnom zagađenošću.
Poznato je, naime, da se otpadne vode iz domaćinstva odlikuju relativno ujednačenim sastavom, a da sastav industrijskih otpadnih voda varira u vrlo širokim granicama, zavisno od većeg broja faktora, a prvenstveno od vrste industrije koja je u pitanju. Kako se sve češće primenjuje zajednička obrada ovih dveju vrsta otpadnih voda, sve češće je potrebno izraziti ukupni stepen zagađenosti industrijske otpadne vode u odnosu na otpadnu vodu iz domaćinstva. Kako otpadna voda iz domaćinstva bez prisustva industijskih otpadnih materija sadrži prosečno toliko biorazgradljivih organskih materija da one troše oko 55 grama 02 po stanovniku na dan, kada se radi o „čistoj” otpadnoj vodi iz domaćinstva, odnosno oko 77 grama kiseonika po stanovniku na dan, kada se radi o smeši ove vode i atmosferske otpadne vode, pri standardnom određivanju BPK-„ kada se zna ukupna zapremina neke industrijske otpadne vode i njena BPK vrednost, može se proceniti ukupno zagađenje koje ona izaziva u recipijentu, izraženo preko ekvivalentnog broja stanovnika.
Ako je, na primer, količina neke industrijske otpadne vode jednaka 5500 m3/dan i ako je njena BPKa vrednost jednaka 1000 mg/1, tada je broj ekvivalentnih stanovnika jednak:
ES = 5500 1000 / 55 = 100000
odnosno ona izaziva u prijemnom vodotoku zagađenje koje je ekvivalentno zagađenju koje izaziva otpadna voda naselja od 100000 stanovnika.
5.0. Principi biološke obrade otpadnih voda
Savremena biološka obrada otpadnih voda još uvek stavlja poentu na kontrolu sadržaja organskog ugljenika u otpadnoj vodi, mada je sve češća i kontrola sadržaja drugih zagađivača, pre svega azota i fosfora, takođe značajna. Organski ugljenik potreban je bakterijama i drugim organizmima pri njihovom razvoju iz dva razloga. On predstavlja izvor energije, odnosno njegovom oksidacijom do CO2 se oslobađa energija koja se može biohemijski iskoristiti ili deponovati. Na taj način hemijska energija, koja je bila sadržana u organskom molekulu, može biti iskorišćena za razvoj, reprodukciju i druge aktivnosti mikroorganizama koje zahtevaju utrošak energije. Sa druge strane, organski molekuli ili njihovi delovi koriste se kao osnovni elementi pri sintezi nove biomase.
Svakako da u odsustvu organskog ugljenika u obliku koje bakterije mogu koristiti za dobijanje energije i za sintezu u ekosistemu, odnosno u sistemu za biološku obradu, neće ni dolaziti do intenzivnog razvoja i nagomilavanja bakterija. Osnovni elementi iz kojih se sastoji biomasa su ugljenik, vodonik, kiseonik, azot i fosfor. Pošto su vodonik i kiseonik obično prisutni u sistemu u dovoljnim količinama, glavna pažnja se posvećuje raspoloživim količinama ugljenika, azota i fosfora koje su neophodne za proizvodnju biomase. Sigurno da su za ovaj razvoj potrebni i drugi elementi, ali u tako malim količinama da oni nikada ne mogu biti limitirajući faktor. Relativne potrebne količine ugljenika, azota i fosfora određene su tzv. z a k onom minimuma prema kome će u svakoj sredini neka njena komponenta ili kombinacija njenih komponenti kontrolisati rast i razvoj živih organizama. Kako se, međutim, stanje životne sredine menja tako se menja i ovaj kontrolišući faktor. Prema tome, kada se pri obradi otpadnih voda pomoću bioloških sistema iz njih uklanja višak organskog ugljenika, njegova koncentracija će biti istovremeno i limitirajući parametar. Ukoliko bi razvoj mikroorganizama bio kontrolisan sadržajem fosfora ili azota bilo bi nemoguće smanjiti sadržaj ugljenika ispod onoga koji je određen sadržajem jednog ili drugog kontrolišućeg elementa, zavisno od toga koji je od njih limitirajući faktor. Odnos C:N:P u biomasi, u mikroorganizmima je približno 50:7:1. Ako je, na primer, odnos C:N u otpadnoj vodi veći od 50:7, recimo 100:7, onda će razvoj mikroorganizama biti ograničen sadržajem azota, što će u ovom slučaju rezultirati u stepenu uklanjanja ugljenika od samo 50%. Slična situacija bi nastala i kada bi odnos C:P bio veći od 50:1. Ovo je osnovni razlog da se nekim industrijskim otpadnim vodama moraju dodavati azot i fosfor pre njihove biološke obrade.
Iz prethodnog teksta jasno sledi da je potrebno, uvek kada se količinom zagađenja unetog u prirodne recipijente prevaziđe moć samoprečišćavanja, primeniti interventne mere među koje spadaju:
- intervencije na mestu nastanka zagađenih voda,
- recirkulacija voda radi smanjenja hidrauličkog opterećenja,
- smanjenje ili potpuno uklanjanje zagađenja iz otpadne vode.
U cilju uklanjanja organskog i dela neorganskog zagađenja iz otpadnih voda najčešće se primenjuju biološki postupci obrade. Ovi postupci su zasnovani na principima samoprečišćavanja koji su jedno od fundamentalnih svojstava prirode. Ovako posmatrani oni su slični biološkim procesima karakterističnim za vodene ekosisteme. Međutim, zbog održavanja specifičnih uslova usmerenih ka optimizaciji procesa, procesi u biološkim postupcima obrade mogu se značajnije razlikovati od procesa karakterističnih za prirodne ekosisteme.
Prema tome, biloški postupci obrade otpadnih voda mogu se posmatrati kao veštački akvatični ekosistemi u kojima se optimizacijom uslova procesi biološkog prečišćavanja odvijaju daleko brže od procesa samoprečišćavanja u prirodi.
Ranije je navedeno da se procesi uklanjanja organskog, a i dela neorganskog zagađenja, dešavaju u ćelijama mikroorganizama tako što ćelije koriste zagađenje kao hranu preuzimajući ga iz otpdne vode a zatim ga transformišu u nove produkte, kako je to prikazano na slici 11.
hrana, faktori sredine ćelija produkti
Sl. 11 — Ćelija mikroorganizma kao biološki reaktor
Izostavljeno iz prikaza
Ovako posmatrano ćelija se ponaša kao reaktor koji vrši transformaciju jednog oblika materije i energije (hrana) u drugi (produkti). Produkti koji nastaju pri biološkoj transformaciji značajno se razlikuju od hrane (zagađenja). Među njima se nalaze produkti mineralizacije organskih materija u obliku koji nije štetan za ekosistem. Jedan deo energije koji je bio akumuliran u organskom zagađenju rasipa se u okolni prostor a jedan deo zagađenja se transformiše u nov oblik organske materije, u mikrobnu biomasu. Ako se ovaj novi oblik organske materije ukloni, u vodi zaostaju samo neštetni produkti mineralizacije organskog zagađenja i može se reći da je otpadna voda prečišćena.
Iz izloženog sledi da se u biološkim postupcima obrade otpadnih voda uvek primenjuju dva osnovna zahvata i to:
- biološka transformacija organskog zagađenja, i
- uklanjanje novonastale mikrobne biomase.
Pored ova dva osnovna zahteva, obično se prethodno iz otpadne vode ukloni inertan i suspendovan materijal pa sledi da se osnovna linija biološke obrade otpadnih voda sastoji od:
- Uklanjanja inertnog i suspendovanog materijala (taložnici, rešetke, sita),
- biološke transformacije organskog zagađenja (u biološkim reaktorima), i
- uklanjanje novonastale mikrobne biomase-mulja (taložnici)
Infiuent → efluent → mulj
Sl. 12 — Osnovna linija biološke obrade otpadnih voda. Oznake: 1 — sito, rešetka; taložnik; 2 — biološki reaktor; 3 — taložnik
Izostavljeno iz prikaza
Na slici 12 prikazana je osnovna linija biološke obrade a na slici 13 linija obrade je prikazana detaljnije. Ona uključuje i obradu mulja anaerobnom stabilizacijom.
Slika 12 ukazuje da je centralni deo postrojenja za biološku obradu otpadnih voda biološki reaktor u kome se dešavaju biološke transformacije organskog zagađenja. Ranije je ukazano da ćelije mikroorganizama vrše tu transformaciju i da one vrše ulogu biološkog reaktora (Slika 11). Iz slike 11 se vidi da je za funkcionisanje ćelija potrebno ostvariti i određene uslove u okolnom prostoru, tj. potrebno je ekološke faktore održati bar u granicama ekološke valence.
Ekološki faktori su mnogobrojni i najznačajniji su: temperatura, koncentracija vodoničnih jona, koncentracija kiseonika, koncentracija hrane i biosa, osmotski pritisak, prisustvo toksika i njihova koncentracija, intenzitet sunčeve svetlosti, itd.
Ukoliko su vrednosti ekoloških faktora povoljnije i bliže optimalnim, ćelije mikroorganizama će delovati efikasnije i obrnuto. U slobodnoj prirodi retko kada su vrednosti jednog ili više ekoloških faktora optimalne, a i ako se to dogodi, drugi faktori koji nisu optimalni limitiraju brzinu biološkog delovanja. Zbog toga su procesi samoprečišćavanja u prirodi relativno spori i ne mogu efikasno uklanjati prekomerno zagađenje.
U cilju ostvarivanja što efikasnijeg biološkog delovanja potrebno je izgraditi posebna postrojenja koja omogućavaju ostvarivanje i održavanje ekoloških faktora u optimalnim granicama. Ako se funkcionisanje ćelija mikroorganizama izvodi u ovakvim uređajima, uslovno se može reći da svaka pojedina ćelija, bez obzira na vrstu i broj, deluje kao biološki subreaktor, a suma njihovog delovanja izražava se kao delovanje uređaja koji «e u tom slučaju može nazvati biološki reaktor (Slika 14).
Sirova otpadna voda
↓
Inertne organske-suspendovane koloidne, rastvorene i neorganske materije
↓
Komora za izdvajanje inertnog materijala (pesak, šljunak)
↓
Bistrenje I klase INERTNE ČVRSTE MATERIJE (DISPOZICIJA NA ZEMLJIŠTU)
↓
Primarno taloženje (Bistrenje I i II klase)
↓
Biološki veoma interne materije → Anaerobna stabilizacija → Izbistrena tečnosti NH4+ male količine organskog ugljenika
↓
Suspendovane organske materije
↓
Organske materije (koloidne i rastvorene) i neorganske materije
↓
Anaerobna stabilizacija CH3, CO2 → Višak biomase
↓
Sekundarno taloženje (zonalno i kompresono taloženje) → Prečišćena otpadna voda bez organskog ugljenika (neorganske materije)
↓
Aerobna biološka obrada → CO2, toplota
↓
Suspendovana biomesa, neorganske materije
Sl. 13 — Šema opšteg sistema z.a biološku obradu otpadnih voda
Izostavljeno iz prikaza
Ulaz
↓
biološki reaktor
↓
upravljanje i kontrola
↓
Ostvarivanje optimalnih uslova za funkcionisanje subreaktora (ćelija mikroorganizama)
↓
Izlaz
Sl. 14 — Šematski prikaz biološkog reaktora
Izostavljeno iz prikaza
Za izvođenje procesa za biološku obradu otpadnih voda, koriste se raznovrsne konstrukcije bioloških reaktora koji se međusobno razlikuju po načinu delovanja (kontinualni i diskontinualni — šaržni), sa aeriranjem ili bez aeriranja (aerobni ili anaerobni), sa mešanjem ili bez mešanja, različitih oblika (bazeni, cilindričnog ili drugog oblika), itd. Osnovni tipovi bioloških reaktora koji se danas najčešće nalaze u upotrebi prikazani su na slici 15 na kojoj su prikazani i odnosi koncentracije hrane i biomase u biološkom reaktoru zavisno od vremena ili aksijalnog rastojanja (rastojanje duž ose reaktora) od ulaza do izlaza iz reaktora.
početna koncentracija
↓
P
↓
S
↓
aksijalno rastojanje L
SL 15 — Šematski prikaz četiri tipa bioloških reaktora sa odgovarajućim profilima koncentracija hrane (S) i produkata (P)
Izostavljeno iz prikaza
Pored četiri osnovna tipa bioloških reaktora koji su prikazani na slici 15 — danas se razvijaju i novi, specifični tipovi koji se bitno razlikuju po načinu delovanja kao što su reaktori sa rotirajućim nosačima mikroorganizama (Biodisk proces), rektori sa imobilisanim mikroorganizmima, reaktori sa fluidizovanim slojem, itd.
U praksi se danas sve manje primenjuju reaktori diskontinualnog delovanja a zamenjuju ih kontinualni. Razlozi za ovo su brojne mane diskontinualnih bioloških reaktora.
Osnovna im je mana što se mikroorganizmi, u početku obrade jedne šarže tj. odmah nakon punjenja reaktora, nalaze u uslovima maksimalne koncentracije hrane. Ta koncentracija tokom vremena opada a usled procesa umnožavanja ćelija mikroorganizama njihov broj stalno raste. Prema tome, kada se u biološkom reaktoru nalazi maksimalna koncentracija hrane koncentracija mikroorganizama je najmanja i obrnuto (Slika 15) što je suprotno od fizioloških potreba. Iz ovoga tipa bioloških reaktora se ne može vršiti ispiranje metabolita koji su često štetni pa inhibiraju mikrobiološku aktivnosti, nemoguće je razređivanje toksika, itd. Kao posledica neprekidno se menja fiziološko stanje ćelija mikroorganizama usled čega se menja i efikasnost delovanja biološkog reaktora u celini i to tako da pri kraju procesa ona jako opada. Pored toga, gubi se značajno vreme pri neprekidnim uzastopnim ponavljanjima faza punjenja i pražnjenja reaktora tj. umanjuje se sumarni kapacitet postrojenja.
Navedene mane diskontinualnih bioloških reaktora su izbegnute uvođenjem bioloških reaktora kontinualnog delovanja. Kod ovog tipa bioloških reaktora razlikuje se više vrsta, napr. sa potpunim mešanjem ili sa klipnim protokom. Kod reaktora sa potpunim mešanjem (Slika 15), nakon uspostavljanja ustaljenog stanja mikroorganizmi se nalaze neprekidno u ustaljenim uslovima, tj. u ustaljenom fiziološkom stanju pa i biološki reaktor ima ustaljeno delovanje. To svojstvo čini kontinualne bioioške reaktore efikasnijim i znatno ekonomičnijim od diskontinualnih.
Pri izgradnji bioloških reaktora osnovno je da se u njima postigne što veća brzina i efikasnost mikrobiološkog delovanja a to se postiže:
- održavanjem i regulacijom vrednosti ekoloških parametara, u okvirima optimuma ili najmanje u okvirima ekološke valence,
- što efikasnijim prenosom mase i toplote, tj. što efikasnijim mešanjem,
- što efikasnijim aeriranjem, tj. prenosom mase kiseonika kada su u pitanju aerobni procesi,
- održavanjem optimalne i ujednačene koncentracije biomase tj. broja ćelija mikroorganizama,
- stvaranjem malih nakupina mikroorganizama — flokula kako bi se povećala kontaktna površina sa hranom,
- sprečavanjem nastajanja „mrtvih” zona u biološkom reaktoru tj. takvih zona u kojima je smanjena brzina prenosa mase i toplote, u kojima dolazi do taloženja itd.
Ostvarivanjem navedenog, ostvaruju se uslovi za realizaciju osnovnih zahteva u oblasti biološke obrade otpadnih voda i muljeva a to su:
- brzi i efikasni biološki procesi,
- male dimenzije postrojenja a pre svega biološkog reaktora,
- visok stepen obrade po jedinici zapremine postrojenja u jedinici vremena,
- lako uklanjanje produkata obrade,
- lako uklapanje postrojenja u okvire proizvodnog procesa sa mogućnošću zatvaranja proizvodnih krugova i ostvarivanja uslova za postizanje tzv. totalnih tehnologija, itd.
Savremeni biološki reaktori pružaju šansu za ostvarivanje svega navedenog. Po tome, oni imaju velikih prednosti nad sada masovno zastupljenim biološkim reaktorima u oblasti obrade otpadnih voda kao što su: aerirani bazeni, standardni biološki filteri, aerisane i neaerisane legure, klasični anaerobni digesteri itd.
Konstrukcija i način funkcionisanja pojedinih vrsta bioloških reaktora opisani su kod opisa pojedinih postupaka biološke obrade.
7.0. Vrste postupaka biološke obrade otpadnih voda
Biološki postupci obrade otpadnih voda obično se razvrstavaju u dve grupe:
- aerobni postupci biološke obrade
- anaerobni postupci biološke obrade
Podela je izvršena na bazi jednog od dominantnih uslova koji se održava u sistemu, prisustva ili odsustva kiseonika. Ovim se istovremeno opredeljuje i vrsta mikroorganizama koja učestvuje u obradi što ima za posledicu različitost ostalih uslova za optimalan tok procesa a posebno, različitost produkata koji pri obradi nastaju.
U aerobnim postupcima obrade potrebna koncentracija kiseonika se održava prirodnim ili prinudnim aerisanjem otpadne vode što znači da konstrukcija bioloških reaktora mora omogućiti, između ostalog, i efikasan prenos mase kiseonika iz vazduha u vodu.
Suprotno ovome, konstrukcijom bioloških reaktora namenjenih anaerobnoj obradi mora se sprečiti prodor vazdušnog kiseonika u sistem jer je on izrazito toksičan za bakterije metanskog vrenja.
7.1. Osnovne karakteristike aerobnih i anaerobnih postupaka obrade
Za sve aerobne postupke obrade karakteristična je biološka transformacija koja se može prikazati sledećom pojednostavljenom jednačinom:
Organsko zagađenje + mikroorganizmi → H2O + CO2 + novonastala mikrobna biomasa + Q (1)
Za anaerobne postupke obrade karakteristična je sledeća biološka transformacija:
Organska zagađenje → anaerobni mikroorganizmi i zagrevanje → C02 + CH4 + novonastala mikrobna biomasa (2)
Poređenjem aproksimativnih jednačina (1) i (2) može se uočiti osnovna razlika između areobnih i anaerobnih postupaka obrade.
U aerobnim postupcima obrade, dejstvom aerobnih mikroorganizama u prisustvu kiseonika, organsko zagađenje delom se mineralizuje a delom transformiše u mikrobnu biomasu. Usled neefikasnog korišćenja, deo energije oslobođene pri biološkoj transformaciji organskog zagađenja rasipa se u okolni prostor u obliku toplote Q.
U anaerobnim procesima obrade (jednačina 2) organsko zagađenje se transformiše u gasovite produkte CO2 i CH4 i mikrobnu biomasu. Iz toga sledi da se znatan deo energije akumulirane u organskom zagađenju prenosi u nov oblik organske materije, metan, što predstavlja i osnovnu razliku u odnosu na aerobne procese.
Pored nastajanja metana, u anaerobnim procesima nastaje i oko deset puta manja količina nove mikrobne biomase, što je posledica manje količine transformisane energije raspoložive za procese biosinteze. Zbog smanjene količine raspoložive energije, za uspešno odvijanje anaerobnih bioloških transformacija, sistem se mora zagrevati.
Navedene osnovne razlike između aerobnih i anaerobnih postupaka obrade određuju im namenu d oblast primene.
Aerobni, postupci obrade, zbog efikasnijeg korišćenja energije akumulirane u organskom zagađenju, mnogo su brži od anaerobnih pa se zbog toga i češće primenjuju. Međutim, zbog ograničene brzine kojom se može prenositi kiseonik iz vazduha u vodu, ograničeno je i maksimalno zagađenje otpadnih voda koje se mogu na ovaj način obrađivati. Na današnjem nivou razvoja, gornja granica zagađenosti otpadnih voda koje se mogu efikasno obrađivati aerobnim biološkim postupcima, izražena preko BPK5, kreće se između 2000 i 3500 mg O2/I što zavisi od vrste organskog zagađenja i konstrukcije biološkog reaktora. Zbog ovoga su aerobni postupci obrade prvenstveno pogodni za prečišćavanje gradskih otpadnih voda i industijskih otpadnih voda koje ne prelaze navedene granice zagađenosti. Problem visokog zagađenja otpadnih voda delimično se može rešiti razređivanjem ili primenom višestepenih postupaka obrade. Pored ovoga, treba imati u vidu i činjenicu da aerobni biološki postupci obrade produkuju i značajnu količinu biološkog mulja čije unutrašnje ili konačno odlaganje često predstavlja, ako ne ograničavajući, ali sigurno značajan problem čije rešavanje zahteva značajne investicije.
Ne treba zanemariti ni činjenicu da su aerobni postupci obrade veliki potrošači energije a rasipa se u okolni prostor i značajna količina solarne energije akumulirane u organskom zagađenju. Zbog ovoga se aerobni postupci biološke obrade mogu svrstati u tipične predstavnike destruktivnih procesa. Može se to pokazati i primerom. Za biološku razgradnju svakog kilograma glukoze ili drugih šećera, često prisutnih u otpadnim vodama prehrambene industrije, procesom aktivnog mulja, troši se: 2.500 kJ za mešanje, prenos kiseonika i druge energetske potrebe postrojenja, a istovremeno se utroši 15.722 kJ hemijski vezane energije na procese sinteze biomase mikroorganizama koja iz procesa izlazi u obliku mulja. Zbog ovog značajnog nedostatka, uvek kada je to opravdano i moguće, aerobne postupke obrade treba zameniti energetski povoljnijim anaerobnim postupcima, ili problemu rešavanja otpadnih voda, posebno iz prehrambene industrije treba prići kao problemu sekundarnih sirovina. Ova problematika je izložena u odgovarajućem poglavlju.
Suprotno aerobnim, anaerobni postupci obrade su energetski daleko povoljniji. Oni ne zahtevaju utrošak energije za prenos kiseonika a preko 80% energije vezane u organskom zagađenju se prevodi u energiju metanskog gasa koji se može koristiti za pokrivanje energetskih potreba samog postrojenja za prečišćavanje ili za druge potrebe. Tako se, napr., po svakom kilogramu anaerobno obrađene glukoze produkuju oko 550 l metanskog gasa koji u sebi sadrži energije u količini oko 13.300 kJ.
Anaerobni postupci prvenstveno su namenjeni prečišćavanju visoko zagađenih otpadnih voda, stočnih i poljoprivrednih otpadaka, a pošto iz procesa obrade izlazi mala količina mikrobne biomase tj. mulja, u velikoj meri se primenjuju i u obradi bioloških muljeva koji nastaju pri aerobnoj obradi. Ova zadnja primena je danas i najznačajnija, jer, nakon anaerobne obrade biološki mulj se stabilizuje i može se bez značajnih ekoloških problema odlagati na deponijama i primenjivati kao đubrivo dobrog kvaliteta.
7.2. Aerobni postupci biološke obrade
Aerobni postupci biološke obrade međusobno se razlikuju vrstom primenjenih bioloških reaktora i često se na bazi toga vrši i njihova podela. Međutim, smatramo da je adekvatnija njihova podela prema mehanizmu biološkog delovanja koji je uslovljen lokacijom mikroorganizama u biološkom reaktoru. Ako se ovo uzme kao osnova, aerobni postupci obrade se mogu podeliti u dve velike grupe:
- — postupci kod kojih su mikroorganizmi suspendovani u vodi i
- — postupci kod kojih su mikroorganizmi fiksirani na nosačima.
Najznačajniji predstavnici aerobnih bioloških postupaka sa mikroorganizmima suspendovanim u vodi su:
- — procesi aktivnog mulja
- — procesi u aerisanim lagunama i jezerima.
Od aerobnih bioloških postupaka sa mikroorganizmima fiksiranim na nosačima najznačajniji su:
- — procesi biološke filtracije
- — biodisk procesi
- — procesi u fluidizovanom sloju,
7.2.1. Proces aktivnog mulja
Proces aktivnog mulja spada među najrasprostranjenije postupke biološke obrade. Njegov razvoj datira još iz 1914. godine (autori Ardern i Lockett, Engleska). U početku primene koristili su se biološki reaktori sa klipnim strujanjem koji su danas zamenjeni mnogo podesnijim reaktorima sa potpunim mešanjem. Danas postoje mnogobrojne modifikacije osnovnog procesa aktivnog mulja i one se međusobno više razlikuju u mehaničkom nego u tehnološkom pogledu.
7.2.1.1. Mehanizam delovanja
Osnovna karakteristika procesa je da u njemu učestvuje veliki broj mikroorganizama i da se oni nalaze na ili u pahuljici aktivnog mulja koji uključuje i smešu mineralizovanog i delom nemineralizovanog zagađenja i poseduje izrazita sorpciona svojstva. Bioaktivna komponenta aktivnog mulja su različite mikrobiološke vrste čiji odnos i količina zavise od vrste zagađenja u otpadnoj vodi i uslova koji se u toku obrade održavaju. Osnovni cilj u procesu jeste da se održi optimalna aktivnost mulja u toku procesa i da se na kraju dobije mulj što boljih taložnih karakteristika kako bi se lako uklonio iz obrađene vode.
Mehanizam formiranja pahuljica i delovanja aktivnog mulja još nije u potpunosti razjašnjen. Većina mikroorganizama koji učestvuju u procesu poseduju svojstvo formiranja pahuljica verovatno zahvaljujući električnom naboju na površini ćelijskog zida i sposobnosti formranja biopolimera na njemu. Biopolimeri na površini ćelijskog zida mogu uspostavljati međusobne veze jonskog tipa, tipa vodoničnih mostova i dr. Vezujući se na ovaj način različite mikrobiološke vrste formiraju pahuljice u čiji sastav ulaze i produkti njihove fiziološke aktivnosti, mineralizacije organskog zagađenja a prisutna je manja ili veća količina organskog zagađenja složenijeg po hemijskoj građi koje još nije minera’lizovano biološkom aktivnošću.
Tok uklanjanja organskog zagađenja je sledeći. Najbrže se razlažu jedinjenja prostije strukture koji lako prolaze kroz strukturu pahuljice i ćelijsku membranu. Složenija jedinjenja, kao što su skrob, belančevine, celuloza, hemiceluloza, lipidi itd., prvo se procesom biosorpcije vezuju za pahuljicu a zatim se delovanjem eskstracelularnih enzima razlažu do jednostavnijih jedinjenja (monomera) koji se transportuju u unutrašnjost ćelija mikroorganizama i mineralizuju. Prema tome, složena zagađenja se iz otpadne vode uklanjaju dejstvom dva mehanizma: biosorpcijom koja je veoma brza i biodegradacijom koja je znatno sporija i kada je napr. u pitanju razlaganje celuloze i hemiceluloze, proces je izrazito spor. Zahvaljujući ovakvom mehanizmu delovanja razvijena je posebna varijanta procesa aktivnog mulja, kontakt proces.
7.2.1.2. Osnovni faktori procesa
U procesu aktivnog mulja deluju u manjoj ili većoj meri različiti faktori a među njima su najznačajniji: koncentracija, kiseonika, temperatura, pH vrednost, intenzitet mešanja i stvaranje pahuljica.
Aeracija i mešanje. Snabdevanje ćelija mikroorganizama dovoljnom količinom kiseonika je jedan od osnovnih preduslova efikasnog delovanja procesa aktivnog mulja. Kiseonik se obezbeđuje uređajima za aeraciju kojima se istovremeno vrši i mešanje.
Aeracija otpadne vode može se vršiti na više načina: površinskim ili dubinskim aeratorima.
Koncentracija kiseonika mora biti usklađena sa dimenzijama pahuljica aktivnog mulja. Tako napr. za koncentraciju kiseonika između 1,5 i 2,5 mg/l prečnik pahuljica mulja ne sme biti veći od 400 do 500 mikrometara da bi snabdevanje kiseonikom u unutrašnjosti pahuljice bilo dovoljno.
U nedostatku kiseonika većina bakterija se ponaša kao fakultativni mikroorganizmi i prelazi na anaeroban metabolizam što umanjuje efekat prečišćavanja. Pošto su potrebe za kiseonikom različitih mikrobioloških vrsta različite, pregledom mikrobiološke slike aktivnog mulja može se suditi o efikasnosti aeracije u reaktoru. Tako će napr. u uslovima niže koncentracije kiseonika u aktivnom mulju preovlađivati končaste bakterije pa se stvara končast mulj slabih taložnih karakteristika.
U poslednje vreme se sve češće, umesto vazduha za aeraciju, koristi čist kiseonik tako da se može postići visoka koncentracija kiseonika u vodi koja premašuje i 10 mgH. Ovim se obezbeđuje visoka aktivnost mikroorganizama a dobija se mulj boljih taložnih karakteristika.
Temperatura. Ovaj faktor koji značajno utiče na opštu biološku aktivnost ima velikog uticaja i na procese aktivnog mulja. Visoke i niske temperature usporavaju procese prečišćavanja ali je negativno delovanje manje izraženo kod biosorpcije nego kod biodegradacije. Pri tome treba imati na umu da temperatura ima i sekundarnog uticaja na proces aktivnog mulja: menja se rastvorljivost kiseonika, viskozitet, brzina prenosa mase itd.
Kod konvencionalnih procesa podešavanje temperature otpadne vode vrši se samo u slučaju ka da je ona i termički zagađena, što znači da se proces održava na temperaturama okolnog prostora. Pri tome treba imati na umudasu biološki procesi mineralizacije organskih materija egzotermni pa se u zimskom periodu u sistemu održava znatno viša temperatura od okolne. utiče bitnije na efikasnost procesa prečišćavanja.
Većina istraživača navodi da temperatura u rasponu 10° do 30 C ne utiče bitnije na efikasnost procesa prečišćavanja.
pH vrednost. Optimalna oblast pH za delovanje procesa aktivnog mulja nalazi se između 6 i 8 a mogu se tolerisati i vrednosti između 5 i 9. Pošto aktivni mulj ima dobre pufezne karakteristike u navedenoj oblasti, dolazi do kompenzacije povremenih variranja prouzrokovanih biološkom aktivnošću (formiranje kiselina metabolizmom) ili promenom kvaliteta otpadne vode. Intenzivno mešanje u biološkom reaktoru pogoduje ujednačavanju pH vrednosti.
Efikasnost biološkog prečišćavanja u svim biološkim postupcima obrade određuje se preko kvaliteta obrađene vode koja se obično naziva efluent. U našoj zemlji postoje zakonske odredbe o kvalitetu efluenta koji se iz procesa obrade može ispuštati u prirodne recipijente.
Rezidualno zagađenje tj. zaostalo zagađenje u efluentu nakon procesa obrade aktivnim muljem zavisi od faktora koji su ranije navedeni i kod dobro vođenih procesa ono obično iznosi 10 — 15% od ulazne vrednosti HPK, a 0,5 — 1,3% od ulazne vrednosti BPK.
Karakteristike efluenta jako zavise i od odnosa HPK i BPK u otpadnoj vodi (influentu) i ukoliko taj odnos raste rezidualno zagađenje mereno preko HPK takođe raste. Ispitivanja su pokazala da rezidulno BPK ne zavisi od ulazne vrednosti ako ona nije veća od 500—600 mg/l.
Vreme zadržavanja u biološkom reaktoru takođe značajno utiče na karakteristike efluenta, i to posebno ako se njegov kvalitet određuje preko rezidualne količine organskog i amonijačnog azota. Azot iz otpadne vode se troši na sintezu belančevina mikrobne biomase a nitrifikacijom se prevodi u nitrate. Proces nitrifikacije je mnogo sporiji od razlaganja ugljeničnih jedinjenja pa pri kratkom vremenu zadržavanja u biološkom reaktoru on malo dolazi do izražaja. Zbog toga, ako se želi veći stepen redukcije azotnih materija, potrebno je vreme zadržavanja produžiti ili primeniti posebne varijante procesa prečišćavanja.
7.2.1.4. Vrste procesa aktivnog mulja
Razvrstavanje procesa aktivnog mulja može se vršiti na više načina a obično se to čini prema osnovnim tehničkim karakteristikama:
1. Prema načinu uvođenja otpadne vode
- klipno strujanje i
- potpuno mešanje;
2. Prema opterećenju aktivnog mulja
- visokoopterećeni
- konvencionalni i
- niskoopterećeni (produžena aeracija ili stabilizacija mulja ili potpuno prečišćavanje);
3. Prema načinu vođenja toka otpadne vode i mulja
- aeracija i recirkulacija,
- kontaktna stabilizacija ili biosorpcija ili regeneracija i
- uzastopna aeracija i recirkulacija;
4. Prema mnogostrukosti prečišćavanja
- jednostruko,
- dvostruko i višestruko;
5. Prema načinu aeracije
- aeracija pod pritiskom,
- mehanička ili površinska.
7.2.1.4.1. Vrste procesa aktivnog mulja zavisno od načina uvođenja vode u biološki reaktor
Klipno strujanje. U biološki reaktor ovog tipa otpadna voda i recirkulisani mulj (recirkulacija mulja se vrši u cilju održavanja optimalne koncentracije mikroorganizama) uvode se na početku reaktora koji je obično izgrađen u obliku bazena. Aeracija se vrši duž bazena istim intenzitetom a odnos hrane prema biomasi i potrošnja kiseonika opadaju od ulaza ka izlazu iz reaktora. Zbog ovoga menja se biocenoza duž bazena; tok prečišćavanja i kvalitet efluenta su varijabilni. Proces je veoma osetljiv na dejstvo toksika jer ne dolazi do razređivanja usled odsutnosti mešanja pa se ova varijanta aktivnog mulja ne preporučuje za obradu industrijskih otpadnih voda. Na slici 16 je šematski prikaz proces aktivnog mulja sa klipnim protokom kao i karakter promena osnovnih tehnoloških parametara duž aeracionog bazena.
influent bioreaktor (aeracioni bazen) → sekundarni taložnik → efluent
↓
povratni mulj → višak mulja
koncentracija mulja
↓
snabdevanje kiseonikom
↓
potrošnja kiseonika
↓
preostati BPK
↓
organsko opterećenje \ aktivnog mulja
↓
rastojanje duž bazena
Sl. 16 — Proces aktivnog mulja sa aeracionim bazenom klipnog protoka (a — šema procesa; b — karakter promena tehnoloških parametara procesa duž aeracionog bazena)
Izostavljeno iz prikaza
Potpuno mešanje. Kod ove varijante procesa otpadna voda i recirkulisani mulj uvode se u aeracioni bazen na više mesta čime se postiže potpuno mešanje. Ovim se omogućava ravnomerna raspodela vrednosti osnovnih tehnoloških parametara: koncentracije mulja, koncentracije i raspodele kiseonika, opterećenja mulja, preostalog zagađenja itd. Potpunim mešanjem postiže se efikasno razređivanje influenta pa proces podnosi veće koncentracije zagađenja i njegovo variranje. Zahvaljujući navedenim osobinama ova varijanta procesa aktivnog mulja je podesna za obradu industrijskih otpadnih voda.
Na slici 17 šematski je prikazan proces aktivnog mulja sa potpunim mešanjem.
influent → aeraconi bazen → sekundarni taložnik → efluent
povratni mulj → višak mulja
Sl. 17 — Proces aktivnog mulja sa aeracionim bazenom sa potpunim mešanjem
Izostavljeno iz prikaza
7.2.1.4.2. Vrste procesa aktivnog mulja zavisno od opterećenja
Visoko opterećenje. Opterećenje mulja se izražava kao odnos koncentracije hrane i biomase u reaktoru. Vrednost ovog parametra je od velike važnosti jer ima značajan uticaj na tok biološke razgradnje i na taložne karakteristike mulja. Visoko opterećenje mulja se primenjuje kada se želi postići veliki stepen iskorišćenja postrojenja a može se prihvatiti loš kvalitet esfuenta. Često se proces visoko opterećenog aktivnog mulja primenjuje kao prvi stepen biološke obrade.
Kod ovih procesa opterećenje može iznositi i preko 5 kg BPK po kg mulja. Vreme zadržavanja u aeracionom bazenu iznosi 1 do 3 časa a koncentracija mulja se menja od postrojenja do postrojenja od 0,5 kg/m3 do 10 kg/m3. Zbog visoke koncentracije hrane procesi biorazgradnje i sinteze biomase su veoma brzi, izlazni efluent ima visoku koncentraciju aktivnog mulja koji se nalazi u aktivnoj fazi rasta. Stepen recirkulacije mulja iznosi oko 10%.
Konvencionalno opterećenje. Ova varijanta procesa se najčešće primenjanje u prečišćavanju gradskih otpadnih voda. Opterećenje mulja kreće se između 0,2 i 0,6 kg BPK po kg mulja na dan a vreme zadržavanja u aeracionom bazenu iznosi 4 do 8 časova. Koncentracija mulja održava se u granicama 1,5 do 3 kgjm3.
Nisko opterećenje. Zbog veoma niskog opterećenja mulja (0,05 kg/kg. dan) ova varijanta procesa može biti svaćena i kao produžena aeracije I aerobna stabilizacija mulja. Proces omogućava skoro potpuno prečišćavanje. Višak mulja je veoma mali i pošto je dovoljno stabilizovan, može se bez prethodnog tretmana deponovati na sušna polja. Vreme zadržavanja je veoma dugo, 20 do 30 časova, a recirkukija mulja, u odnosu na influent, obično je 100%.
7.2.1.4.3. Vrste procesa aktivnog mulja zavisno od načina vođenja toka otpadne vode i mulja
Aeracija i recirkulacija. Aeracija otpadne vode i recirkulacija mulja su opšte karakteristike načina vođenja procesa aktivnog mulja. Način aeracije i stepen recirkulacije mulja zavisi od modifikacije procesa i predstavlja specifičnu karakteristiku svakog od njih.
Kontakt stabilizacije. U ovoj varijanti procesa se koristi činjenica da je proces sorpcije zagađenja iz otpadne vode mnogo brži od procesa biorazgradnje. Otpadna voda se uvodi u kontaktni aeracioni bazen u kome se u kratkom vremenu, 30—60 minuta, izvrši sorpcija složenog organskog zagađenja i biodegradacija jednostavnijih jedinjenja. Nakon ovoga se mulj odvaja taloženjem u sekundarnom taložniku i odvodi u stabilizacioni bazen u kome se preduženom aeracijom stabilizuje tj. vrši biorazgradnja sorbovanog materijala. Stabilizovani mulj se nakon ovoga recirkuliše u kontaktni bazen. Ovaj postupak daje najbolje rezultate sa otpadnim vodama koje sadrže veću količinu koloidno rastvorenog i suspendovanog zagađenja pa se primenjuje za prečišćavanje gradskih i pojedinih vrsta industrijskih otpadnih voda. Zbog odvojene stabilizacije mulja, potrebna zapremina kontaktnog aeracionog bazena je manja za oko 50% u odnosu na konvencionalna postrojenja. Na slici 18 šematski je prikazan ovaj proces kao i dijagram karaktera promene stepena zagađenosti (BPK) duž postrojenja.
Uzastopa aeracija. Kod ove varijante procesa aeracioni bazen, sa klipnim protokom, podeljen je uzdužnim pregradama na više paralelnih kanala. Svaki predstavlja zaseban stepen a sa ostalima je povezan u niz. Otpadna voda se uvodi u svaki stepen (uzastopno) a svi se stepeni aeriraju. Zahvaljujući ovakvom načinu uvođenja otpadne vode i aeriranja, zapreminsko opterećenje reaktora može biti dva puta veće nego kod konvencionalnih sistema. Vreme zadržavanja iznosi 3—5 časova, koncentracija mulja se nalazi između 2,0 i 3,5 kg/m3 a organsko opterećenje mulja je kao kod konvencionalnih sistema. Na slici 19 prikazana je ova varijanta procesa aktivnog mulja i dijagram karaktera snabdevanja i potrošnje kiseonika.
7.2.1.4.4. Ostali procesi aktivnog mulja
Pored nabrojanih standardnih procesa aktivnog mulja koji se neprekidno usavršavaju, danas se u svetu razvija veći broj postupaka koji koriste aktivni mulj ili selekcionisane biološke vrste a od standardnih procesa se razlikuju načinom vođenja procesa i posebno konstrukcijom primenjenih bioloških reaktora.
Influent → kontaktni aeracioni bazeni → sekundarni taložnik → efluent
↓
stabilizacioni aeracioni bazen ↔ povratni mulj ↔ višak mulja
Sl. 18 — Kontakt proces aktivnog mulja (a — šema postrojenja, b — karakter promene BPK vrednosti duž postrojenja)
Izostavljeno iz prikaza
Proces aktivnog mulja sa kiseonikom. Kod ovog procesa aeracija se vrši kiseonikom čistoće 90—100 zapreminskih procenata. Zbog velikog parcijalnog pritiska kiseonika u gasnoj fazi, brzina njegovog prenosa je znatno povećana. To povoljno utiče na biološku aktivnost tako da se ostvaruju bolji efekti obrade i pri visokim opterećenjima mulja, potreban je manji reakcioni prostor a dobijeni mulj ima poboljšane taložne karakteristike. Zbog relativno visoke cene kiseonika ovaj proces još uvek ima ograničenu primenu, ali je sigurno da će razvojem tehnike proizvodnje kiseonika, zbog veće efikasnosti i niza pogodnosti, ovaj proces ozbiljno konkurisati standardnim procesima aktivnog mulja.
Postoje dva osnovna tipa ovog procesa: sa zatvorenim i otvorenim biološkim reaktorom-bazenom.
Proces sa zatvorenim reaktorom izvodi se tako što se tri dli više reaktora vezuju u niz. U prvi reaktor se uvodi otpadna voda i kiseonik pomoću dubinskih ili površinskih aeratora. Delimično obrađena voda prelazi u drugi reaktor koji se aerira izlaznim gasom iz prvog reaktora. Ovaj gas sadrži neutrošeni kiseonik i gasovite produkte metabolizma koji su nastali u prvom reaktoru. Iz drugog reaktora tečna i gasovita faza prelaze u treći reaktor. Na ovaj način, u prvom reaktoru je prisutna najveća koncentracija i zagađenja i kiseonika. Ove veličine postepeno opadaju ka zadnjem reaktoru što je u skladu sa biološkim potrebama, tj. koncentracija kiseonika je najveća tamo gde je potrošnja najveća i obrnuto.
influent
↓
aeracioni bazen sekundarni taložnik efluent
↓
povratni mulj višak mulj
↓
koncentracija kiseonika → snabdevanje kiseonikom
↓
potrošnja kiseonika dužina bazena
Sl. 19 — Proces aktivnog mulja sa uzastopnom aeracijom (a — šema postrojenja, b — karakter snabđevanja kiseonikom i njegova potrošnja đuž reaktora)
Izostavljeno iz prikaza
Proces sa otvorenim biološkim reaktorom ne pruža mogućnost uzastopnog korišćenja kiseonika iz gasne faze pa je manje ekonomičan od prethodnog. To je i razlog što je ređe u upotrebi.
Deep Shaft proces. Deep Shaft (duboka bušotina) proces je razvila engleska firma ICI (Imperial Chemical Industrie Limitid) koristeći duboke bušotine u zemljištu kao biološki reaktor (slika 20). Ove bušotine, zavisno od potrebnog kapaciteta postrojenja, imaju dubinu 15—150 m a prečnik im je 0,5 — 10 m. Iz navedenih dimenzija se vidi da ovaj tip biološkog reaktora zauzima malu površinu pa je veoma pogodan za industrijalizovane i urbanizovane prostore koji uvek oskudevaju u raspoloživoj površini. Izgradnja ovog tipa reaktora jako zavisi od strukture zemljišta, jer, izgradnja dubokih bušotina u kamenitom i podvodnom zemljištu često predstavlja i tehnički i finansijski problem.
Biološki reaktor funkcioniše na principu air-lift-a. Vazduh se pod pritiskom uvodi u silaznu (po potrebi i u uzlaznu) kolonu pri čemu se stvara intenzivna suspenzija vazduha i otpadne vode koja se kao specifično lakša podiže u uzlaznoj koloni. Obrađena voda se prihvata u prijemnom rezervoaru smeštenom iznad bušotine i po potrebi recirkuliše dok se ne postigne željeni stepen obrade. Iz obrađene vode se u taložniku izdvaja aktivni mulj čiji se jedan deo recirkuliše u proces obrade.
Pošto se reaktor intenzivno aerira i dobro meša, mogu se primeniti visoka opterećenja mulja a dozvoljene su i veće varijacije pH i koncentracije toksina. Zbog ovoga, Deep Shaft procesom mogu se uspešno obrađivati otpadne vode industrije.
7.2.2. Aerisana veštačka jezera i lagune
Ovo su najjednostavniji sistemi za aerobnu biološku obradu otpadnih voda jer se kao biološki reaktori mogu koristiti prirodna zemljana udubljenja, pregrađene prirodne uvale i rukavci a mogu se iskopavati i veštačka jezera i zemljani bazeni. Zbog prirodnog porekla, često dubina, širina i oblik ovih sistema nije dovoljno poznat pa su i procesi i efekti obrade nedovoljno definisani. Očigledno da izgradnja ovakvih sistema za obradu otpadnih voda, naročito kada se koriste prirodna udubljenja, uvele i rukavci, zahteva daleko manja investiciona ulaganja od ulaganja u izgradnju postrojenja za procese aktivnog mulja. Zbog toga ovi sistemi imaju značajnu primenu li u oblastima koje imaju veliku raspoloživu površinu i koje nisu urbanizovane. Primenjuju se u obradi manjih količina sanitarnih otpadnih voda i industrijskih otpadnih voda naročito kada je industrija sezonskog karaktera (na pr. šećerane).
influent
↓
povratni mulj
↓
efluent
↓
vazduh
↓
uzlazna kolona
↓
silazna kolona
Sl. 20 — Šematski prikaz Deep Shaft procesa
Izostavljeno iz prikaza
Aeracija i mešanje obično se vrši površinskim aeratorima a ponekad se primenjuje i dubinska aeracija. Dobri aerobni uslovi se postižu jedino ako je mešanje takvog intenziteta da ne dolazi do taloženja suspendovanih materija. U suprotnom, istaložene materije na dnu bivaju podvrgnute anaerobnoj obradi usled čega se javljaju neprijatni mirisi što ove sisteme i čini nepodobnim u urbanizovanim oblastima.
Ovaj način obrade može se shvatiti kao proces aktivnog mulja bez recirkulacije. Koncentracija biološkog mulja je mala i kreće se između 50 i 150 mg/l. Efluent se obično ispušta u prirodne recipijente bez prethodnog taloženja. Međutim, u pojedinim slučajevima, posebno kada vreme zadržavanja nije dovoljno dugo, potrebno je izvršiti taloženje i obradu mulja.
Od navedenih varijanti danas se najčešće izgrađuju aerisana veštačka jezgra jer se u njima mogu postići zadovoljavajući uslovi i efekti obrade. Ova jezera mogu da se izgrađuju i kao višestepeni sistemi (najčešće dvostepeni) tako da se obrada otpadnih voda može vršiti uzastopno primenom čak i različitih uslova. Na primer, u prvom jezeru se vrši intenzivna aerobna obrada a u drugom se održavaju fakultativni (poluaerobni) uslovi obrade koji duže traju ali daju efluent dobrog kvaliteta. Zbog znatno težeg održavanja aerobnih uslova i nedovoljnog mešanja obrada otpadnih voda u ovim sistemima traje znatno duže (i po nekoliko meseci) od obrade u standardnim procesima aktivnog mulja.
7.2.3. Procesi aerobne biološke obrade sa mikroorganizmima fiksiranim na nosačima
Najpoznatiji predstavnik ove vrste procesa biološke obrade jeste proces biološke filtracije. Danas se, razvijaju i druge vrste procesa obrade sa fiksiranim mikroorganizmima i među tim novim procesima najzanačjniji su biodisk proces i obrada u fluidizovanom sloju.
7.2.3.1. Biološka filtracija
Prve forme ovog procesa bili su tzv. kontaktni filteri, iskopine u zemlji koje su punjene kamenom i u koje se diskontinualno uvodila otpadna voda. Iz ovih se razvio kontinualni postupak koji je prvi put uveden 1893. u Engleskoj. Ovi procesi su bili često primenjivani ali su ih pre tridesetak godina skoro u potpunosti potisli procesi aktivnog mulja. Međutim, usavršavanje ovih postupaka, naročito uvođenje plastične ispune filtera, dovelo je do ponovne ekspanzije ovih uređaja a interes za njih sve više raste.
Mehanizam delovanja nije mehanička filtracija kako se to može iz, uobičajenog ali pogrešnog, naziva procesa zaključiti. Proces je čisto biološki a za razliku od procesa aktivnog mulja, mikroorganizmi su fiksirani na nosačima kojima se ispunjava biološki filter. Biološki filter se izgrađuje u cilindričnom ili prizmatičnom obliku, unutrašnji prostor je ispunjen komadima raznog čvrstog materijala, najčešće kamenim lomom, a u novije vreme se koriste različite plastične forme. Tokom rada filtera na nosačima se nastani specifična biološka cenoza koja vrši biološku obradu. Otpadna voda kontinualno se rasprskava po površini ispune filtera, obično segnerovim kolom, tako da ona neprekidno teče preko biološkog filma formiranog na površini nosača. Jedino u gornjim slojevima ostvaruje se turbulencija pa je u najvećem delu filtera strujanje lamilarno. Kiseonik za održavanje aerobnih uslova obezbeđuje se iz vazduha koji prolazi kroz biološki filter odozdo nagore, prirodnim, retko prinudnim strujanjem.
Proces obrade se obavlja mehanizmom sorpcije i biodegrađacije u biološkoj opni. Prenos hrane (zagađenja) i produkata obrade kroz biološku opnu odvija se uglavnom mehanizmom molekularne difuzije. Pri tome je difuzija kiseonika znatno brža od difuzije hrane. Zbog različitosti uslova, pa prema tome i različitosti dominantnih procesa, biološka opna može se podeliti u tri sloja:(slika 21):
nosač
↓
H2S + organske kiseline supstrat otpadna voda
↓
3 O2
↓
2 CO2
↓
Produkti metabolizma + vazduh
↓
anaerobni sloj → aerobni sloj → endogena respiracija → aktivni sloj → laminarni sloj
↓
gradijent koncentracije
Sl. 21 — Šematski prikaz biološke opne biofiltra i koncentracionih gradijenata i hrane (zagađenja)
Izostavljeno iz prikaza
- spoljašnji aerobni sloj u kome je visoka koncentracija i hrane i kiseonika pa su ostvareni uslovi za intenzivnu obradu i biološki rast;
- središnji aerobni sloj koji je dobro snabdeven kiseonikom a slabije hranom pa se mikroorganizmi nalaze u fazi trošenja vlastitih rezervi (endogena raspiracija), i
- unutrašnji anaerobni sloj koji se naslanja uz samu površinu nosača i u koji ne dopire ni hrana ni kiseonik pa u njemu postepeno odumiru mikroorganizmi i razlažu se anaerobnim mehanizmom.
Iz navedenog se vidi da se osnovni i najintenzivniji procesi biološke obrade odvijaju u prvom sloju biološke opne pa su i najodgovorniji za efekte obrade. Endogenom respiracijom i anaerobnom razgradnjom redukuje se količina biomase formirane u prvom sloju zbog čega se smanjuje i ukupna količina mulja koji se produkuje u procesu. Zbog odumiranja mikroorganizama u unutrašnjem sloju, slabi veza sa nosačem i zbog toga se biološka opna, kada dostigne određenu debljinu, odvaja i u obliku mulja odlazi sa obrađenom vodom. Na tom mestu se formira nova biološka opna pa je kontinuitet obrade obezbeđen.
7.2.3.1.1. Najznačajniji faktori procesa
Temperatura. Kao i kod ostalih bioloških procesa i ovde temperatura značajno utiče kako na brzinu bioloških transformacija tako i na brzinu transporta hrane i kiseonika kao i njegovu rastvorljivost. U biološkom filteru temperatura je zimi viša za nekoliko stepeni od spoljašnje jer se u biološkim procesima oslobađa toplota, dok je ‘leti niža. Usled toga uvek postoji temperaturni gradijenti kojima se obezbeđuje prirodna ventilacija i snabdevanje kiseonikom.
Kiseonik. Kiseonik se u najvećem broju slučajeva obezbeđuje prirodnom ventilacijom, koja je posledica razlike temperatura u unutrašnjosti biofiltera i okolnom prostoru. Njegova koncentracija opada po dubini biološke opne a potrošnja kiseonika zavisi od koncentracije zagađenja tj. organskog opterećenja filtera. Pri visokom opterećenju potrošnja je veća i obrnuto pa se mora voditi računa da opterećenje filtera ne prevaziđe moć snabdevanja kiseonikom što bi dovelo do anaerobnih uslova, stvaranja neprijatnih mirisa i začepljenja.
pH vrednosti. Optimalna pH vrednost za rad biofiltera nalazi se kao i kod aktivnog mulja između 6 i 8. Veće promene pH vrednosti mogu podneti biofilteri sa recirkulacijom a visoko opterećeni su osetljiviji od niskoopterećenih.
7.2.3.1.2. Ispuna biofiltera
Ispuna biofiltera mora obezbediti: što veću kontaktnu površinu po jedinici zapremine, uniformnu raspodelu tečnosti u što tanjem sloju, slobodan prostor između elemenata ispune treba da omogući slobodan prolaz vode i vazduha kao i ispiranje odvojene biološke opne. Materijal ispune treba da bude biološki, hemijski i mehanički otporan.
Za ispunu konvencionalnih filtera koristio se lomljeni kamen ili sl. veličine 2—10 cm. Zbog velike težine ispune, problema čišćenja pri zapušenju i orgraničene veličine organskog opterećenja ovakva ispuna se danas retko koristi.
Primena plastične ispune ponovo je rehabilitovala jedno vreme zanemarene biofiltere. Zahvaljujući većoj površini i boljoj aeraciji omogućena su veća opterećenja uz dobre efekte obrade, biološka opna se formira u tankom sloju a zapušenja su znatno ređa. Ako do zapušenja dođe, plastična ispuna se relativno lako vadi i biofilter čisti. S obzirom na malu specifičnu gustinu ispune, mogu se izrađivati biofiltri visoke forme koji se nazivaju biotornjevi koji imaju veliki kapacitet obrade a zauzimaju mali prostor. Proizvodi se više tipova plastičnog punjenja, a ono se može podeliti u tri grupe: vertikalne ploče, vertikalne cevi i cilindrični elementi različitog oblika. Specifična površina plastične ispune može biti veća od 200
7.2.3.1.3. Opterećenje biofiltera i recirkulacija efluenta
Hidrauličko opterećenje (m3 otpadne vode po m2 površine ili m3 ispune) kao i organsko opterećenje (kg BPK-, po m3 na dan) imaju značajan uticaj na rad biofiltera. Svaka vrsta ispune zahteva određeno hidrauličko opterećenje a odstupanja prouzrokuju značajne poremećenosti u radu. Pri malom hidrauličkom opterećenju ne koristi se sva raspoloživa površina punjenja a pri velikom skraćuje se vreme zadržavanja otpadne vode što smanjuje efekte prečišćavanja.
Organsko opterećenje ne sme biti suviše visoko jer dovodi do intenzivnog rasta u gornjoj zoni prevlake što može prouzrokovati začepljenje. Da bi se obezbedili aerobni uslovi, otpadna voda ne sme imati veću vrednost BPK-o od 500 mg 02/l. Da bi se mogle obrađivati i zagađenje otpadne vode primenjuje se njihovo razređenje recirkulacijom efluenta. Recirkulacioni odnos, zavisno od karakteristika otpadne vode kreće se između 0,5 i 5. Recirkulacija je povoljna i zbog toga što se u proces vraća i izvesna količina dispergovanih mikroorganizama.
7.2.3.1.4. Podela biofiltera
Osnovna podela biofiltera vrši se prema opterećenju i na osnovu tog parametra oni se dele na: slabo, normalno i visoko opterećene. Osnovni tehnološki parametri za ove tri vrste biofiltera dati su u tablici 1.
| Tehnološki | potpuno prečišćavanje preostali BPK3 < 50 mg/l | delimično prečišćavanje efekat 50—80% | |
| parametri | slabo opterećeni | normalno opterećeni | visokoopterećeni |
| Organsko opterećenje (kg BPK-o po m3 na dan) | 0,08—0,4 | 0,4— 1 | 1— 10 |
| hidrauličko opterećenje (m3/m2 dan) | 1,5—4,5 | 4,5—25 | 20—100, 20 (punjenje od konusnih elemenata) |
| Minimalno hidrauličko opterećenje (m3/m2 dan) | — | 14,25 | 35 (plastično punjenje) ploče i cevi |
| Recirkulacija | — | 0— 1 | 0— 6 |
| Visina punjenja (m) | 1,5 — 4 | 5 — 4 | 4 — 12 |
| Filtracioni materijal | konvencionalno | (kamen šljaka itd), konusni plastični elementi) | plastične ploče cevi i konusni elementi |
Biofilteri sa kamenom ispunom danas se retko primenjuju pa o njima neće biti reći. Biofilteri sa plastičnom ispunom sve se više primenjuju u praksi pa često potiskuju i procese aktivnog mulja nad kojim imaju i izvesne prednosti.
Za razliku od procesa aktivnog mulja visoko opterećeni biofilteri ne stvaraju značajnije probleme u radu i daju mulj dobrih karakteristika. Opterećenja mogu biti velika (2 — 4 kg BPK5/m3 na dan) a efekat prečiščavanja može biti i do 80% (između 50% i 80%). Pri biološkoj filtraciji obično nije potreban primarni taložnik a sekundarni može imati manji kapacitet nego kod procesa aktivnog mulja pošto se biološka opna bolje taloži. Troškovi eksploatacije su znatno manji (nema utrošaka energije za mešanje i aeraciju) a zahtevaju i manji prostor za ugradnju.
Zahvaljujući navedenim karakteristikama biofilteri sa plastičnom ispunom imaju široku primenu i to:
- Za obradu otpadnih voda sa visokom koncentracijom organskog zagađenja. U ovom slučaju, biofilteri se obično primenjuju kao prva faza biološke obrade (efekat prečišćavanja 50% do 80%) a dalja obrada se vrši u drugom biološkom stepenu, obično procesom aktivnog mulja.
- Za prethodni tretman otpadnih voda pre ispuštanja u gradsku kanalizaciju. Ova mera se primenjuje u slučajevima kada industrijska otpadna voda ima znatno veće organsko opterećenje nego što propisi za ispuštanje u gradsku kanalizaciju dozovljavaju.
- Za rasterećenje postojećih postrojenja čiji je kapacitet obrade u postojećoj situaciji nedovoljan. Problem preopterećenih postrojenja brzo se rešava ugradnjom biofiltera sa plastičnom ispunom a ovaj zahvat daleko je jednostavniji i ekonomičniji zbog malih prostornih zahteva i niže cene, nego podizanje novih postrojenja.
7.2.3.2. Procesi sa rotirajućim biološkim reaktorima
U ovim procesima biološke obrade primenjuju se biološki reaktori sa rotirajućim nosačima mikroorganizama. Razvijeni su na bazi saznanja da se primenom rotirajućih diskova ili spirala u mnogim hemijskim procesima može značajno poboljšati prenos mase i energije. Rotirajući elementi, diskovi ili spirala, obavljaju istovremeno tri funkcije:
- predstavljaju mehaničku podlogu na koju se vezuju mikroorganizmi,
- obezbeđuju neposredan dodir mikroorganizama sa otpadnom vodom, i
- obezbeđuju aeraciju otpadne vode.
Zavisno od oblika rotirajućih elemenata u reaktoru, razlikuju se dva osnovna procesa:
- biodisk proces, i
- biospirala proces.
Biodisk reaktori našli su široku primenu i u našoj zemlji zbog čega su u daljem tekstu nešto šire izloženi.
Kod ovog procesa rotirajući biološki reaktor sastoji se iz niza blisko postavljenih diskova fiksiranih na zajedničkom horizontalnom nosaču — osovini. Diskovi su delimično uronjeni u vodu a delom su u kontaktu sa vazdušnim prostorom iznad nivoa tečnosti i stalno rotiraju sa horizontalnom osovinom. Mikroorganizmi koji vrše biološku obradu razvijaju se na površini diskova koji im služe kao nosači. Debljina sloja biomase obično iznosi 15—30 mm. Rotacija diskova omogućava uzastopan kontakt sa otpadnom vodom i sa vazdušnim prostorom čime se obezbeđuju aerobni uslovi. Rotacijom se istovremeno obezbeđuje prenos mase kiseonika i u tečnu fazu usled pojave turbulencije.
Mehanizam biološkog delovanja veoma je sličan procesu biofiltracije. U biološkoj opni formiranoj na rotirajućim diskovima obrazuju se tri karakteristična sloja: aerobni, odnosno aktivni, sloj endogene respiracije i anaerobni sloj (slika 21). U ovim slojevima se odigravaju procesi koji su istovetni sa aktivnostima odgovarajućih slojeva biološkog filtera. Rotacijom kroz tečan sloj i mehaničkim trenjem u njemu mikrobiološka opna se skida i na tom mestu ponovo obnavlja. Ovaj biološki mulj uklanja se iz efluenta taloženjem u sekundarnom taložniku koji je u principu sastavni deo biološkog reaktora.
Biodisk proces se može primenjivati za delimičnu ili za potpunu obradu otpadnih voda. Delimična obrada se primenjuje u cilju smanjenja organskog opterećenja pre ispuštanja u zajedničko postrojenje za biološku obradu. BPK efluenta u ovom slučaju obično iznosi 250—300 mg/l a opterećenje reaktora kreće se između 5 i 20 kg BPK/dan m3-K Potpuna obrada se primenjuje u slučaju kada se efluent ispušta u prirodne recipijente. BPK efluenta u ovom slučaju niži je od 30 mg/l a opterećenje reaktora kreće se između 2 i 6 kg BPK/dan m3. Prosečna koncentracija suve materije u biološkom filmu reaktora iznosi oko 50 g/l. Diskovi rotiraju relativno malom brzinom (0,8—2 obrtaja u minuti) a utrošak energije je nizak i iznosi između 54 i 864 kJ/kg uklonjenog BPK, što zavisi od zagađenosti otpadne vode i stepena obrade. Optimalna pH oblast za biološku obradu kreće se između 6,5 i 8,5 a temperatura ne treba da spadne ispod 15°C.
Biodisk postrojenja su kompaktna, zauzimaju mali prostor i veoma su pogodna za biološku obradu otpadnih voda malih naselja, kampova, bolnica, izolovanih pogona itd. Pri obradi sanitarnih otpadnih voda, najčešće se biodisk proces kombinuje sa septičkim jamama. Pored ovoga, biodisk proces može se primenjivati i u obradi većih količina industrijskih otpadnih voda. Tada se izgrađuju reaktori sa prečnikom biodiskova većim i od 4 m, dok se standardni prečnik kreće između 2 i 3 m.
7.2.3.3. Procesi obrade u fluidizovanom sloju
Poznato je da se procesi u fluidizovanom sloju, zahvaljujući intenzivnom kontaktu između reaktanata, odvijaju velikom brzinom i efikasnošću što je iskorišćeno i u procesima biološke obrade. Prvi sistem za biološku obradu ove vrste patentirala je firma Ecolotrol Inc., SAD pod nazivom ,,Hy-Flo” proces. Iako se ovaj proces još uvek nalazi u fazi ispitivanja i razvoja, zbog efektnih rezultata koji su postignuti, može se očekivati njihova široka primena.
Kod ovog procesa kao nosač mikroorganizama koristi se pesak na kome se, kao kod biološkog filtera, formira biološki film sa tri karakteristične zone (slika 21). Prečnik peščanih zrna kreće se između 0,4 i 1,2 mm. Pesak se unese u fluidizacionu kolonu kroz koju se propušta otpadna voda brzinom dovoljnom da se zrnca peska sa biološkim filmom dovedu u fluidizovano stanje. Zahvaljujući malim dimenzijama peščanih zna, formira se veoma velika kontaktna površina između otpadne vode i biološkog filma koja iznosi preko 3300 m2/m3 reaktorskog prostora. Zahvaljujući tome postiže se izvanredno velika brzina biološke transformacije. Aerobni uslovi se ostvaruju uvođenjem čistog kiseonika u reaktor (1) (slika 22a) preko aeracione posude (2) u koju se uvodi i otpadna voda. Na vrhu fluidizacione kolone, neprekidno se izdvaja deo fluidizovane mase i u vibracionom situ (3) se odvaja biološki film sa peščanih zrna. Pesak se vraća u kolonu (4 i 7) a izdvaja se biološki mulj (5) koji se odvodi na dalju obradu. Prema tome, vibraciono sito zamenjuje sekundarni taložnik karakterističan za konvencionalne procese.
Koncentracija biomase u ovom sistemu kreće se između 12 i 40 g/l, što je 2—10 puta više nego kod konvencionalnih procesa. Ovim je omogućeno višestruko smanjenje potrebnog prostora u odnosu na konvencionalne sisteme. Dosadašnji praktični rezultati pokazuju da se može postići skoro potpuno uklanjanje BPK i azota sa vremenom zadržavanja od 1 časa i sa biološkim reaktorom koji zauzima samo 5% prostora potrebnog za konvenciju.
mešalica
↓
efluent
↓
ftuidizovani medijum
↓
distribuciona ploča
↓
šljunak
↓
ulazni tok
Sl. 22 — Proces biološke obrade u fluidizovanom sloju (a — aerobni sistem, b — anaerobni reaktor)
Izostavljeno iz prikaza
Osim za uklanjanje biorazgradljivog organskog materijala ovaj sistem se može iskoristiti za uklanjanje azota iz otpadne vode procesom nitrifikacije i denitrifikacije. Nitrifikacijom se amonijak pod dejstvom odgovarajućih mikroorganizama (bakterije Nitrosomonas i Nitrobacter) prevodi u nitrate a denitrifikacijom se nitratni azot prevodi u elementaran. Za razliku od nitrifikacije, denitrifikacija se izvodi u anaerobnim uslovima pa je za tu svrhu konstruisan anaerobni biološki reaktor sa fluidizovanim slojem (slika 22b).
U cilju potpune biološke obrade otpadnih voda ovim postupkom, primenjuje se kombinovana obrada u aerobnom i anaerobnom biološkom reaktoru sa fluidizovanim slojem.
7.3. Anaerobni postupci biološke obrade
7.3.1. Mehanizam biološkog delovanja
Biohemijske transformacije organskih materija tj. organskog zagađenja do kojih dolazi u toku anaerobne obrade uslovljene su fiziološkim karakteristikama radnih mikroorganizama. Osnovna zajednička karakteristika bakterija anaerobnog vrenja jeste sposobnost transformisanja materije i energije u odsustvu kiseonika. Pri tome su bakterije kiselastog vrenja u odnosu prema kiseoniku fakultativne a bakterije metanskog vrenja su striktni anaerobi.
Pod dejstvom bakterija anaerobnog vrenja složene organske materije kao što su belančevine, lipidi, skrob, celuloza, lignin itd. razlažu se složenim putem koji se može podeliti u tri faze kako je to šematski prikazano na slici 23.
U prvoj fazi razgradnje, složena, u vidu nerastvorna materijala, hidrolizom se prevodi u rastvoran oblik. Ova hidroliza je katalizovana ekstracelularnim enzimima koje izlučuju u okolni prostor bakterije anaerobnog vrenja. Tako se napr. polisaharidi razlažu do prostijih šećera, belančevine do aminokiselina i peptida, lipidi do masnih kiselina i glicerola itd. Pošto se u ovoj fazi razgradnje, u vidu nerastvorne materije prevode u rastvaran oblik, ona se često naziva fazom likvefakcije, rastvaranja ili utečnjavanja.
Prevođenje složenih materija u oblik rastvoran u vodi je neophodan uslov za dalju razgradnju jer mikroorganizmi mogu potpuno razložiti samo onaj oblik hrane koji je rastvoran u vidu. Na žalost, u praktičnim uslovima, rastvaranje složenih organskih materija retko kada je potpuno, zbog čega iz postupka obrade uvek izlazi manja ili veća količina nerazgrađene organske materije. Takav je napr. lignin koji se razlaže veoma sporo i nepotpuno, produkti njegove razgradnje ulaze u sastav mulja koji se izdvaja iz biološkog reaktora čineći kasnije osnovne komponente humusa.
U drugoj fazi razlaganja bakterije kiselinskog vrenja koriste u vodi rastvorne komponente organskog zagađenja, bez obzira da li su unutar u sistem ili su nastale u prvoj fazi razlaganja, i prevode ih u svoju biomasu i različite metabolite. Razumljivo je da se većom brzinom razlažu pod dejstvom bakterija kiselinskog vrenja one komponete zagađenja koje su prisutne u rastvornom obliku jer ne moraju proći kroz prvu fazu razlaganja tj. hidrolizu.
nerastvorene organske materije
↓
I faza nerastvorne organske materije (ulazne materije)
↓
ekstracelularni bakterijski enzimi
↓
rastvorene organske materije
↓
bakterije kiselinskog vrenja
II faza (međuprodukti) Isparljive kiseline, alkoholi i drugo + CO2 + H2 + ostali produkti + biomasa bakterijskih ćelija
↓
bakterije metanskog vrenja
III faza (krajni produkti) Interne materije + neizmenjene organske materije + CH4 + CO2 + biomasa ćelija
Sl23 — Šematski prika z mehanizma bioloskih đelovanja u procesu anaerobne obrade
Izostavljeno iz prikaza
Pri razlaganju pod dejstvom bakterija kiselinskog vrenja ne postoji spoljašnji akceptor elektrona oslobođenih razlaganjem supstrata pa bakterije moraju koristiti unutrašnje akceptore koji nastaju u metabolitičkim tokovima, napr. ketokiseline. Pošto je korišćenje ketokiselina kao krajnjih akceptora elektrona najčešće zastupljeno, logično je što se kao krajnji produkt kiselinskog vrenja tj. druge faze razlaganja javljaju različite organske kiseline i oksidisani oblik nikotinamid-dinukleotida, NAD, i nikotinamid-dinukleotid-fosfata, NADP. Pored toga nastaje i određena količina CO2 i H> kao i novoizgrađena biomasa mikroorganizma. Upravo zbog toga što se kao masovan produkt ove faze razlaganja organskih materija pojavljuju organske kiseline, ona se naziva fazom kiselinskog vrenja.
Vrsta kao i količina nastalih kiselina zavisi od brojnih faktora a pre svega od: vrste organskog zagađenja, vrednosti pH, temperature, koncentracije kiseonika itd. Ova faza razlaganja se može odvijati u prisustvu i bez prisustva kiseonika pošto su bakterije kiselinskog vrenja fakultativne.
Zavisno od hemijske prirode u drugoj fazi razlaganja se različita jedinjenja razlažu različitom brzinom. Najbrže i praktično potpuno se razlažu ugljeni hidrati dok se više masne kiseline razlažu znatno sporije i na kraju obično zaostaje oko 20% u nerazloženom obliku.
Treća faza razlaganja dešava se pod dejstvom bakterija metanskog vrenja i u njoj se, prethodno formirane organske kiseline razlažu u metan i ugljendioksid uz biosintezu određene količine bakterijske mase. Pored organskih kiselina bakterije metanskog vrenja mogu razlagati tj. koristiti kao hranu, i neka druga jedinjenja napr. niskomolekularne alkohole. One takođe koriste i H2 a pri tome CO2 služi kao akceptor elektrona. Produkti ove transformacije su CH.t i H2O.
Sva, ili skoro sva postrojenja za anaerobnu obradu funkcionišu tako da se sve tri faze razlaganja organskih materija vrše sukcesivno i to u istom reaktoru. Zbog značajne razlike u fiziološkim osobinama između bakterija kiselinskog i metanskog vrenja u takvim reaktorima nije moguće postići optimalne uslove funkcionisanja. Jedan od najboljih načina da se ovi problemi reše jeste razdvajanje sredine u kojoj deluju ove dve vrste mikroorganizama. To je postiguto u tzv. dvofaznom postupku anaerobne obrade koji je opisan kasnije.
7.3.2. Efikasnost biološkog delovanja u anaerobnim procesima
Efikasnost delovanja anaerobnog procesa, iako zavisna od velikog broja faktora, u velikoj meri zavisi od vrste organske materije koja se obrađuje. Najlakše i najefikasnije se razlažu komponente zagađenja koje se nalaze rastvorene u vodi u molekulskom ili jonskom obliku. Znatno sporije se razlažu makromolekulska jedinjenja i koloidni rastvori a najsporije one materije koje se nalaze u suspendovanom stanju. Razlog za ovo je to što se ove materije moraju prethodno prevesti u rastvoren oblik delovanjem ekstracelularnih hidroliznih enzima. Brzina kojom se složena makromolekulska jedinjenja mogu prevoditi u rastvoran oblik zavisi od njihove hemijske građe i osobina bakterija anaerobnog vrenja. Pod dejstvom bakterija najlakše će se razlagati one materije na koje su bakterije priviknute i imaju potrebne hidrolizne enzime kostitutivnog karaktera dok će se znatno teže razlagati materije na koje bakterije tek treba da se prilagode i da sistetizuju adaptivne enzime. Kako je sposobnost prilagođavanja bakterija na pojedine supstrate ograničena, jasno je da se pojedina jedinjenja neće uopšte razlagati ili će se razlagati u malom stepenu. Tako napr. pod dejstvom ekstracelularnih enzima skrob se razlaže veoma efikasno do asimilativnih šećera a suprotno tome, celuloza i hemiceluloza se razlažu sporo i nepotpuno. Krajnji produkt hidrolize i skroba i celuloze je glukoza koja se u fazama kiselinskog i metanskog vrenja razlažu veoma efikasno a pošto se polazna jedinjenja skrob i celuloza razlažu ražličitim brzinama očigledno je da je brzina razlaganja celuloze limitirana brzinom njene hidrolize do glukoze.
Stepen redukcije organske materije u anaerobnim procesima u praktičnim uslovima varira od reaktora do reaktora čak i kada se u njima obrađuju organske otpadne materije veoma sličnog sastava. Karakteristično je da se efikasnost funkcionisanja jednog te istog reaktora može menjati u veoma kratkim periodima pa čak i u toku jednog dana. Ovakva promenljivost u efikasnosti delovanja anerobnih postrojenja uslovljena je mnogim faktorima a najčešće promenama koncentracije ulaznog zagađenja, tj. promenama organskog opterećenja reaktora, promenama temperature i pH vrednosti, promenama u intenzitetu i efikasnosti mešanja itd. Zbog ovoga se za određivanje efikasnosti funkcionisanja postrojenja za anaerobnu obradu, primenom standardnih analitičkih metoda, u kraćem roku ne mogu dobiti realni podaci. Ovakva određivanja moraju biti vršena u dužem periodu, najmanje 30 dana.
Dok se u aerobnim postupcima koji su dobro vođeni može postići redukcija organskih materija i od 95%, u standardnom anaerobnom procesu koji funkcioniše pod optimalnim uslovima u toku 30 dana boravka organske materije u bioreaktoru može se postići stepen redukcije koji retko kada iznosi više od 75%. U novijim varijantama anaerobnog procesa obrade napr. u dvofaznom procesu mogu se postići znatno bolji efekti.
7.3.3. Produkcija gasa
Količina gasa koja nastaje u anaerobnom procesu obrade zavisi kako od vrste zagađenja tako i od uslova pri kojima se proces izvodi.
Buswell i Muller, 1952, su predložili sledeću stehiometrijsku jednačinu za izračunavanje količine gasovitih produkata metanskog vrenja:
CnHaOb + (n-a/4-b/2) H2O (n/2-a/8+b/4) CO2 + (n/2+a/8-b/4) CH4
Ako se ova jednačina primeni na određeni supstrat, napr. na sirćetnu kiselinu koja je centralni metabolit metanskog vrenja, može se izračunati teorijski prinos metana po jedinici supstrata.
Na osnovu tog proračuna sledi da se na svaki 1 g HPK može dobiti 0,267/1,067 = 0,25 litara metana, što, ako se prevede na normalne uslove iznosi 0,35 litara.
U navedenom proračunu nije uzeta u obzir produkcija biomase bakterija pa prema tome produkcija gasa po jedinici HPK mora biti nešto niža od izračunate. Teorijski izračunat prinos metana niži je i zbog toga što efikasnost korišćenja supstrata u praktičnim uslovima, čak i pri normalnom funkcionisanju postrojenja, nije potpuna.
Imajući u vidu navedene razlike između teorijskog i realno mogućeg prinosa gasa u metanskom vrenju, Metcaft i Eddy, 1972, su predložili korigovanu jednačinu za izračunavanje količine gasa koji se produkuje u toku metanskog vrenja:
Vgasa = 0,35 (e S — 1,42 BM)
gde je:
Vgasa — količina produkovanog gasa (l/d)
e — koeficijent efikasnosti korišćenja supstrata (0,80—0,95)
S — količina utrošenog sustrata (HPK/d)
BM — količina produkovane biomase (kg/d)
U praktičnim uslovima funkcionisanja postrojenja za anaerobnu obradu ostvaruje se sledeći prinos gasa (smeša CH\, C02 i male količine drugih gasova):
500— 700 l gasa/kg organske materije unete u reaktor
750—1100 l gasa/kg razložene organske materije
14— 37 l gasa/per capita na dan.
U tablici 2 — prikazano je kakav je sastav i kolika je energetska vrednost gasa koji je dobijen u različitim reaktorima.
| Komponenta | 1 | 2 | 3 | 4 | 5 |
| CH4 | 42,5 | 61,0 | 73,7 | 75,0 | 73—75 |
| CO2 | 47,7 | 32,8 | 17,1 | 22,0 | 21—24 |
| H2 | 1,8 | 3,3 | 2,1 | 0,2 | 1— 2 |
| N2 | 8,1 | 2,9 | 5,5 | 2,7 | 1— 2 |
| H2S | — | — | 0,06 | 0,1 | 1,5 |
| Energetska vrednost (kJ/m3 x 103) | 17 | 25 | 29 | 26 | 27—28 |
Iz tablice 2 može se videti da su glavne komponente produkovanog gasa CH4 i CO2. Odnos ovih komponenata izražen u zapreminskim vrednostima, najčešće je 70% CH4 i 30% CO2. U praktičnim uslovima ovaj odnos može da se menja zavisno od mnogih faktora ali najčešće iznosi 65—70% CH4 i 30—35% C02.
Razlog za variranje zapreminskih odnosa gasnih komponenti leži i u činjenici da je CO2 rastvorljiviji u vodenoj fazi od metana pa izvesna količina CO2 izlazi iz sistema sa tečnom fazom. Isto tako, izvesna količina C02 ulazi i u ravnotežni sistem karbonati-biokarbonati. Ovo pomeranje zapreminskih udela u korist metana je od značajne koristi pošto se time povećava energetska vrednost produkovanog gasa.
Iz podataka u tablici 2 — takođe se može videti da u praksi međusoban odnos metana i CO2 može značajno varirati a da isto varira i količina drugih komponenata izlaznog gasa. Variranja su posledica specifičnih uslova rada svakog postrojenja ali isto tako mogu poslužiti i kao kontrola funkcionisanja postrojenja. Značajnije promene uobičajenog odnosa metana i CO2 kao i pojava povećanih količina drugih komponenata u gasu uvek ukazuju na poremećaje u funkcionisanju postrojenja za anaerobnu obradu.
7.3.4. Brzina anaerobnog vrenja
Brzina anaerobnog vrenja je znatno manja od brzine aerobnog razlaganja. Zbog neophodnosti održavanja reakcionog sistema u ravnoteži u kojoj je sumarna produkcija organskih kiselina i metana ekvivalentna, istraživači su uglavnom izučavali brzinu odvijanja celovitog procesa a ređe njegovih pojedinih faza.
Ispitivanja su pokazala da brzinu anaerobnog procesa određuje faza metanskog vrenja što je u skladu sa činjenicom da je brzina rasta bakterija metanskog vrenja znatno niža od brzine rasta bakterija kiselinskog vrenja. Vreme udvostručenja metanskih bakterija, pri optimalnim uslovima rasta, obično je duže od 12 sati, dok fakultativne bakterije kiselinskog vrenja imaju vreme udvostručenja često i niže od 30 minuta. Bakterije kiselinskog vrenja rastu većom specifičnom brzinom čak i u anaerobnim uslovima.
U literaturi se ne može naći mnogo podataka o specifičnoj brzini kojom se odvija anaerobno vrenje pojedinih supstrata. Razlog za ovo svakako treba tražiti u činjenici što je brzina odvijanja ovog procesa veoma mala a to predstavlja značajan problem u vođenju eksperimenta. Raspoloživi podaci govore da maksimalna specifična brzina anaerobnog vrenja lako razgradljivih sustrata nije veća od 0,2 g HPK/g suve biomase ćelija. McCarty, 1964, je ispitivao specifičnu brzinu razlaganja većeg broja supstrata, posebno isparljivih kiselina, i rezultati tih ispitivanja prikazani su u tablici 3.
| Supstrat | Maks. specifična brzina kg/d) | Temperatura (°C) |
| Metanol | 0,50 | 35 |
| Mravlja kiselina | 0,33 | 35 |
| Sirćetna kiselina | 0,25 | 35 |
| Propionska kiselina | 0,13 (0,36) | 35 (25°) |
| Buterna kiselina | 0,37 | 35 |
| Primami i aktivni mulj | 0,31 | 37 |
Za kontrolisano i usmereno izvođenje procesa anaerobne obrade konstruišu se biološki reaktori koji funkcionišu pod anaerobnim uslovima i koji se u praksi često nazivaju digesteri.
Biološki reaktori za obradu mogu biti diskontinualnog i kontinualnog delovanja. U praksi se primenjuju dva tipa kontinualnih reaktora i to: reaktori sa klipnim protokom i reaktori sa potpunim mešanjem. Ova dva karakteristična tipa anaerobnih bioloških reaktora sa najznačajnijim parametrima procesa prikazani su na slici 24.
A. Anaerobni biološki reaktor bez mešanja, niskog opterećenja
KARAKTERISTIKE:
Opterećenje: 0,5—1,1 kg/m3 d Vreme boravka: 30—60 dana Zagrevanje: nema
Punjenje i pražnjenje: šaržno
↓
gas
↓
gasna faza
↓
ulaz kora izlaz
↓
izbistreni sloj
↓
aktivna zona
↓
mulj
B. Anaerobni biološki reaktor sa mešanjem visokog opterećenja
gas
↓
gasna faza
↓
ulaz aktivna + mešanje zona
↓
izlaz
KARAKTERISTIKE:
Opterećenje: 1,6—6,4 kg/m2 d Vreme boravka: 15 i manje dana
Zagrevanje: ima Punjenje i pražnjenje: kontinualno ili svakih 15—30 min.
Sl. 24 — Anaerobni biološki reaktori: A — sa niskim opterećenjem, B — sa visokim opterećenjem, i njihove osnovne karakteristike
Izostavljeno iz prikaza
Digesteri se izrađuju u raznim formama mogu biti: okrugli, četvrtasti, pravougaoni ili heksagonalni. Okrugla forma je najčešća. U cilju očuvanja toplote često se ukopavaju u zemlju. Kao konstrukcioni materijal koristi se čelik a često i beton. Mogu biti otkriveni ili pokriveni pri čemu poklopac može biti fiksiran ili pokretan. Pokretan krov je konstrukciono složeniji i skuplji ali je bezbedniji jer može kompenzovati nagle promene zapremine usled neravnomernog izdvajanja gasa, kompenzuje promene dotoka i sprečava formiranje eksplozivne smeše gas-vazduh.
Mešanje sadržaja digestera može se vršiti na jedan od sledećih načina:
- recirkulacijom, prepumpavanjem, sadržaja
- barbotiranjem gasa, i
- mehaničkim mešanjem.
Recirkulacija sadržaja digestera je najpovoljniji oblik mešanja, posebno kada se recirkulacija poveže sa sistemom za zagrevanje.
Zagrevanje sadržaja digestera se može vršiti ugradnjom razmenjivača toplote u digesteru ili spoljašnjim sistemom za zagrevanje. Pošto se cirkulacijom sadržaja kroz spoljašnji sistem za zagrevanje vrši istovremeno i mešanje sadržaja digestera ovaj način zagrevanja je povoljniji. Intenzitet zagrevanja mora biti tako podešen da se može podići temperatura influenta do željene vrednosti i da se mogu kompenzovati gubici koji nastaju zračenjem u okolni prostor ili na druge načine. Za zagrevanje se najčešće koristi gas koji nastaje u toku funkcionisanja sistema ili se koriste termički zagađene vode proizvodnih pogona. Ako je moguće ostvariti ovaj drugi oblik zagrevanja, anaerobna obrada može postati izvorom toplotne energije (vidi „Bioenergetski proces”).
Na slici 25 je šematski prikazana konstrukcija savremenog anaerobnog bioreaktora — digestera.
Sl. 25 — Šematski prikaz jednostepenog digestera sa pokretnim krovom. Oznake: 1. DovocL influenta, 2. Odvod mulja, 3. Odvod efluenta, 4. Oslonci, 5. Vođica krova, 6. Ventilator, 7. Odvod gasa, 8. Maksimalno punjenje, 9. Uzimanje uzoraka, 10. Manhol, 11. Preliv, 12. Minimalno punjenje, 13. Odvod gasa, 14. Odvod u sistem spoljašnjeg zagrevanja
Izostavljeno iz prikaza
Od mnogobrojnih faktora koji utiču na proces anaerobne obrade poseban značaj imaju: temperatura, pH vrednost, vrsta i koncentracija zagađenja, koncentracija nutrienata i toksika, vreme boravka u biološkom reaktoru, mešanje, koncentracija kiseonika, itd.
Kako se bakterije kiselinskog vrenja i metanskog vrenja međusobno značajno razlikuju, optimalno delovanje jedne ili druge grupe bi zahtevalo značajnije razlike u vrednostima pojedinih parametara procesa. Zbog toga se mora imati na umu da se, u klasičnim postupcima anaerobne obrade, pod optimalnim uslovima, podrazumevaju takve vrednosti operativnih parametara koje omogućuju što optimalnije zajedničko delovanje obe grupe mikroorganizama, a time i optimalno delovanje anaerobnog procesa u celini.
7.3.6.1. Temperatura
Pošto u anaerobnim procesima obrade učestvuju mezofilne i termofilne bakterijske vrste, proces je moguće izvoditi u mezofilnoj i termofilnoj oblasti. Mezofilne bakterije imaju optimalnu temperaturu za delovanje 29°C i 40°C, dok termofine bakterijske vrste anaerobnog vrenja imaju optimalnu temperaturu za delovanje između 50°C i 60°C. U zavisnosti od temperature oblasti u kojoj se postupak anaerobne obrade izvodi razlikujemo mezofilno anaerobno vrenje i termofilno anaerobno vrenje. Mezofilno vrenje se u praksi izvodi u temperaturnoj oblasti 27—38°C (najčešće 35—398C) dok se termofilno vrenje izvodi u temperaturnoj oblasti 40—60°C.
Nije moguće postaviti oštre granice temperaturne oblasti u kojoj treba izvoditi postupke anaerobne obrade. Značajno je međutim, da se i pored moguće primene širokog temperaturnog intervala, u određenom biološkom reaktoru usvojena temperatura mora održavati nepromenjenom, jer promena temperature samo za 1—2°C može prouzrokovati značajne teškoće u vođenju procesa. Razlog za ovo je činjenica da se bakterijske vrste tokom funkcionisanja procesa adaptiraju na primenjenu temperaturu a potrebno je duže vreme za ađaptaciju van usvojene temperaturne oblasti. U odnosu prema temperaturi daleko su osetljive bakterije metanskog vrenja od bakterija kiselinskog vrenja.
U praksi se najčešće primenjuje mezofilno anaerobno vrenje sa radnom temperaturom od oko 36°C. Razlozi za ovo su i praktične i ekonomske prirode. Sistemom zagrevanja i mešanja u biološkom reaktoru je znatno lakše održavati uniformnost temperature ako je ona niža. Pri nižoj radnoj temperaturi gubici toplote u okolni prostor su znatno niži što je značajno i sa aspekta energetskih ušteda.
I pored navedenih prednosti mezofilnog anaerobnog vrenja, u literaturi se mogu sve češće naći podaci u istraživanjima i primeni termofilnog anaerobnog vrenja. Navode se i značajne prednosti ovog postupka. On može podneti veća organska opterećenja, proces je znatno brži a nastali mulj ima bolje taložne karakteristike. Međutim, i pored navedenih prednosti, s obzirom na rastuću svetsku energetsku krizu, masovnija primena termofilnog anaerobnog vrenja može se očekivati jedino u tropskim oblastima.
Organsko opterećenje biološkog reaktora je značajno jer se njegovim menjanjem menja i tok vrenja a menja se i količina produkovanog gasa. Koncentracija suve materije u reaktoru treba da se kreće u granicama 3% do 10%. Niža koncentracija od 3% umanjuje kapacitet postrojenja a viša deluje inhibitorno.
U anaerobnom vrenju često se koristi veličina biološkog vremena boravka kojom se karakteriše vreme boravka mikroorganizama u biološkom reaktoru.
Postoji minimalno i kritično biološko vreme boravka. Ako je vreme boravka ispod minimalnog, dolazi do ispiranja bioreaktora usled toga što je brzina uklanjanja mikroorganizama iz bioreaktora veća od brzine njihovog rasta. Ovakvo stanje bi brzo dovelo do prestanka rada sistema jer bi bioreaktor ostao bez mikroorganizama.
Vreme boravka u bioreaktoru direktno zavisi od uslova pod kojima se anaerobna obrada izvodi kao i od vrste primenjenog biološkog reaktora (pogledati sliku 24). Do 1950. godine, primenom mezofilnog anaerobnog vrenja i šaržnih reaktora niskog opterećenja vreme boravka je iznosilo 30—60 dana. Nakon uvođenja reaktora sa mešanjem pokazano je da je dovoljno i znatno kraće vreme i ono obično iznosi 11 do 15 dana.
Vreme boravka u biološkom reaktoru značajno utiče na karakteristike efluenta tj. na stepen obrade. U tablici 4 date su promene osnovnih karakteristika efluenta iz anaerobnog reaktora zavisno od vremena borakva.
| Parametar | Vreme boravka, dana | |||||
| 90 | 60 | 30 | 20 | 10 | 5 | |
| pH | 7,51 | 7,47 | 7,45 | 7,28 | 6,33 | 5,15 |
| Alkalitet, mg/l kao CaCO3 | 4991 | 4640 | 4484 | 4295 | 3353 | 2075 |
| NH3, mg/l kao N | 1215 | 1079 | 1029 | 938 | 921 | 518 |
| Ukupne isparljive kis., mg/l kao CH3COOH | 37 | 324 | 721 | 1405 | 3975 | 5519 |
| Buterna kiselina, % | 2,56 | 9,58 | 9,49 | 15,0 | 24,28 | 24,9 |
| Propionska kiselina % | 3,23 | 23,23 | 28,00 | 26,17 | 35,78 | 39,91 |
| Sirćetna kiselina % | 59,31 | 63,05 | 61,66 | 47,56 | 38,55 | 34,10 |
| Mravlja kiselina % | 20,84 | 2,11 | 0,54 | 0,67 | 0,51 | 0,43 |
| Mlečna kiselina, % | 14,06 | 1,24 | 0,33 | 0,60 | 0,11 | 0,40 |
| Taložne materije, % | 11 | 33 | 55 | 62 | 70 | 70 |
| BPK5, mg/l | 1464 | 1738 | 3036 | 6081 | 8527 | 11014 |
7.3.6.3. pH i alkalitet
Koncentracija vodoničnih jona tj. pH vrednosti je od velikog značaja za efikasnost funkcionisanja procesa anaerobne obrade. Optimalnu oblast vrednosti pH pre svega određuju bakterije metanskog vrenja koje su znatno osetljive na promenu vrednosti ovog ekološkog faktora od bakterija kiselinskog vrenja.
Poznato je da se u drugoj fazi anaerobne obrade organske materije razlažu dejstvom bakterija kiselinskog vrenja na organske kiseline pa bi trebalo očekivati opadanje pH vrednosti u sistemu. Međutim, nastale organske kiseline se u trećoj fazi anaerobne obrade prevode u metan dejstvom bakterija metanskog vrenja, dakle uklanjaju se iz sistema. Dakle, fiziološka dejstva ove dve vrste bakterija su suprotna u odnosu na promene pH vrednosti i ukoliko su ta dejstva u neprekidnoj dinamičkoj ravnoteži, pH vrednost sistema se neće značajnije menjati i održavaće se u granicama između 6 i 8,5 što je ujedno i optimalna oblast za funkcionisanje sistema (pogledati sliku 24).
Ako iz bilo kojih razloga dođe do poremećaja u ravnoteži sistema to se prvenstveno odražava na aktivnosti bakterija metanskog vrenja pa se u sistemu nakupljaju organske kiseline tj. opada vrednost pH, kaže se da je bioreaktor postao „kiseo”. Na pr., pri anaerobnoj obradi aktivnog mulja koncentracija isparljivih kiselina normalno iznosi 200—400 mgjl ali ako aktivnost bakterija metanskog vrenja opadne, ili se iz nekih razloga brzo poveća produkcija organskih kiselina, njihova koncentracija se može povećati na 4.000 — 10.000 mg/l a pH vrednost opasti na 3.
Ako je pH vrednost znatno niža od 6, brzo dolazi do inaktivacijel a zatim i do odumiranja bakterija metanskog vrenja što ima za posledicu prekid funkcionisanja sistema za anaerobnu obradu. Prema tome, praćenjem promene pH vrednosti u sistemu za anaerobnu obradu može se pratiti i efikasnost njegovog funkcionisanja.
Nasuprot fenomenima koji dovode do zakišeljevanja deluje puferni kapacitet sistema. Puferni kapacitet je posledica postojanja velikog broja kiselih i baznih komponenti u sistemu koje čine niz konjugovanih kiselo-baznih parova kao što su napr.: kiseline i njihove soli, karbonati-bikarbonati, amonijum i njegove soli i td. Što je puferna moć sistema veća, veća je i stabilnost njegove funkcije.
Kao mera kompenzacione moći anaerobnog sistema uzima se njegov ALKALITET koji se definiše kao količina kiseline koju je potrebno dodati u sistem da se u njemu snizi pH vrednost do promene boje itndikatora metiloranža (pH oko 4). Alkalitet se konvencionalno izražava preko količine CaCO3 i što je alkalitet sistema veći, veća je i njegova puferna moć. Zbog ovoga je alkalitet sistema daleko značajniji parametar funkcionisanja anaerobnog procesa od pH vrednosti. Opadanje alkaliteta može indicirati promene u funkcionisanju sistema mnogo ranije nego što se to odrazi na promeni pH vrednosti.
Ukupan alkalitet anaerobnog sistema može se izračunati korišćenjem jednačine:
Ukupan alkalitet (mg/l CaCO3) = Bikarbonatni alkalitet + 0,85 0,833 Koncentracija org. kis.
gde je:
0,833 — konverzioni faktor za usaglašavanje jedinica
0,85 — zbog toga što samo 85% organskih kiselina može biti određeno titracijom uz metiloranž.
Za izražavanje alkilita anaerobnog sistema koristi se i bikarbonatni alkalitet:
Bikarbonatni alkalitet = Ukupni alkalitet − 0,8 isparljive kis.
7.3.6.4. Toksične supstance
Poznato je da su biološke vrste osetljive na delovanje izvesnog broja supstanci koje se zbog toga nazivaju toksičnim. Toksično delovanje tih supstanci zavisi od njihove koncentracije i ukoliko je ona veća toksično delovanje je jače izraženo. Kritična koncentracija toksika pri kojoj se prekida svaka funkcija mikroorganizama naziva se letalnom. Toksično delovanje ovih supstanci takođe bitno zavisi i od ostalih uslova pod kojima mikroorganizmi funkcionišu. Toksično delovanje pojedinih toksika će biti utoliko jače izraženo ukoliko se mikroorganizam nalazi u sredini u kojoj deluju i drugi nepovoljni faktori napr. nepovoljna temperatura, pH vrednosti, nedostatak bioaktivnih supstanci itd.
Ovde neće biti reči o klasičnim toksicima niti o mehanizmu njihovog delovanja sa pretpostavkom da je to poznato i biće prodiskutovane samo one supstance koje postaju toksičnim tek kada se pojave u većoj koncentraciji i karakteristične su u anaerobnim sistemima obrade. Među te supstance, između ostalih, spadaju pre svega joni metala kao što su: Na+, K+,\ Ca-+, Mg2+ i dr. Ove supstance postaju toksičnim pri koncentracijama koje obično iznose oko 1000 mg/l ili više. Uticaj različitih koncentracija navedenih supstanci na mikroorganizme anaerobnog vrenja prikazan je u tablici 5.
Uzimajući u obzir podatke iznete u tablici 5 — mora se imati u vidu činjenica da se intervencijama u toku funkcionisanja sistema za anaerobnu obradu, naročito pri regulisanju pH vrednosti, mogu u sistem uneti pojedine supstance u količinama koje prelaze prag toksičnosti. To se, na pr. može desiti dodavanjem većih količina kreča ili amonijaka u cilju regulisanja pH vrednosti. Preterano dodavanje ovih supstanci, dakle, rnože imati suprotan efekat od željenog.
| Supstanca | Koncentracija, mg/l | ||
| – | Stimulativno delovanje | Umereno inhibitorno delovanje | Jako inhibitorno delov. |
| Na+ | 100—200 | 3500—5500 | 8000 |
| K+ | 200—400 | 2500—4500 | 12000 |
| Ca+ | 100—200 | 2500—4500 | 8000 |
| Mg+ | 75—200 | 1000—1500 | 3000 |
| NHZ (kao N) | 50—200 | 1500—3000 | 3000 |
| H2S | — | – | 200 |
| Rastvorni teški | – | – | – |
| metali | — | — | > 1 |
Interesantno je uočiti da proces anaerobnog vrenja podnosi znatno veće koncentracije jona teških metala od procesa aktivnog mulja. Razlog za ovo verovatno leži u tome što se najveći deo jona teških metala istaloži u obliku sulfida usled toga što ie H*S uvek jedan od metabolita anaerobnog vrenja.
Treba imati na umu da se mnoge, ovde nenavedene supstance, mogu ponašati kao toksici ako njihova koncentracija pređe određenu vrednost. Ovo važi čak i za one supstance koje se inače smatraju hranom za mikroorganizme. Isto je tako potrebno naglasiti da granice toksičnosti koje su na pr. date u tablici 5 — nemaju apsolutnu važnost jer se one mogu značajno menjati antagonizmom, sinergizmom i prilagođavanjem. Zbog toga vrednosti u tablici 5 — treba prihvatiti samo kao orijentacione.
7.3.7. Vrste procesa anaerobne obrade
7.3.7.1. Konvencionalni anaerobni proces
Konvencionalni ili niskoopterećeni proces u biološkom reaktoru bez mešanja prikazan je na slici 24a. Ovaj proces se danas, zbog niza nedostataka, retko primenjuje u postrojenjima većih kapaciteta i primenjuje se još jedino kod postrojenja malog kapaciteta koja su lokalnog značaja. Ovaj proces podnosi mala opterećenja a potrebno je i dugo vreme boravka.
U toku procesa obrade u biološkom reaktoru dolazi do niza promena karakterističnih veličina. Karakter tih promena grafički je prikazan na slici 26.
7.3.7.2. Dvostepeni anaerobni proces
Za razliku od konvencionalnog procesa, dvostepeni proces anaerobne obrade uključuje i taložnik čime je omogućeno izvođenje potpunog mešanja u reaktoru. U taložniku se efluent zadržava dovoljno dugo da se može postići izdvajanje mulja a istovremeno se dovršavaju i procesi biološke obrade. Dvostepeni proces anaerobne biološke obrade prikazan je na slici 27.
U ovom procesu se koristi visoko opterećeni biološki reaktor sa potpunim mešanjem čije su osnovne karakteristike date na slici 24b.
7.3.7.3. Anaerobni kontakt proces
Anaerobni kontakt proces je nastao kao analogija sličnog aerobnog postupka obrade. Ovaj proces je prvenstveno namenjen anaerobnoj obradi visokozagađenih industrijskih voda ili otpadnih voda stočnih formi, mada se koristi i u obradi bioloških i drugih muljeva.
Osnovna karakteristika ovog procesa je recirkulacija mikroorganizama anaerobnog vrenja koji su izdvojeni taloženjem u taložniku. Anaerobni kontakt proces šematski je prikazan na slici 28.
Recirkulisani mulj koji nosi aktivne mikroorganizme anaerobnog vrenja meša se sa influentom pre ulaska u digester. Pri tome dolazi do fenomena biosorpcije i koagulacije koji su karakteristični i za aerobnu kontakt stabilizaciju. Da bi se u taložniku efluent što bolje izbistrio, tj. da bi se izvršilo što bolje taloženje digestiranog mulja, između diestera i taložnika se često postavlja degasifikator u kome se izdvaja gas preostao u efluentu koji izlazi iz digestera.
Sl. 26 — Grafički prikaz karaktera promena najznačajnijih parametara u toku procesa anaerobne obrade
Izostavljeno iz prikaza
Recirkulacijom aktivnih mikroorganizama i podešavanjem recirkulacionog odnosa u anaerobnoj kontakt stabilizaciji se mogu postići bolji efekti biorazgradnje od onih koji se mogu postići u visoko opterećenim digesterima.
Sl. 27 — Dvostepeni proces anaerobne biološke obrade
Izostavljeno iz prikaza
gas → ulaz → aktivna zona → zagrevanje → taloženje → stabilizovan mulj izlaz
Sl. 28 — Anaerobni kontakt proces
Izostavljeno iz prikaza
gas → ulaz → zagrevanje → aktivna zona → recirkulacija mulja → taloženje → izlaz mulja → izlaz
7.3.1.4. Dvofazni anaerobni proces
Navedeno je da u procesima anaerobne obrade učestvuju dve vrste mikroorganizarna: bakterije metanskog i bakterije kiselinskog vrenja koje se međusobno fiziološki značajno razlikuju. Pošto su bakterije metanskog vrenja osetljivije na promenu ekoloških faktora od bakterija kiselinskog vrcnja, najčešće, ograničavajući faktor brzine anaerobnog vrenja predstavljaju neoptimalni uslovi za njihovo delovanje. U cilju optimizacije njihovog delovanja razvijen je postupak obrade koji je nazvan dvofaznim jer se dve osnovne faze obrade: kiselinsko i metansko vrenje izvode u odvojenim reaktorima u kojima se podešavaju optimalni uslovi za delovanje karakterističnih bakterijskih vrsta. Ovaj proces šematski je prikazan na slici 29.
Zahvaljujući ovakvom pristupu i razdvajanju kiselinskog od metanskog vrenja postignuti su značajni efekti u brzini i efikasnosti procesa. Uvođenjem ovog postupka u biološku obradu omogućen je i razvoj novog, veoma perspektivnog tzv. „bioenergetskog” postupka anaerobne obrade.
Sl. 29 — Dvofazni anaerobni proces
Izostavljeno iz prikaza
ulaz kiselinsko vrenje gas metansko vrenje izlaz
7.3.7.5. „Bioenergetski” anaerobni proces
Čovečanstvo je poslednjih godina suočeno sa ozbiljnom energetskom krizom i danas je već sasvim sigurno da se ona u budućnosti neće prevazići a teško će se i ublažiti. Zbog toga se, kao jedan od imperativnih zadataka postavlja usavršavanje svih oblika izvora i korišćenja toplote, posebno onih koji nisu konvencionalni. Poznato je da se u anaerobnim postupcima obrade razvija značajna količina gasa koji je nosilac toplotne energije. Međutim, korišćenje ovog gasa kao toplotnog izvora, u do sada razvijenim postupcima anaerobne obrade, sem za zagrevanje samog procesa obrade, nije dolazilo u obzir. U konvencionalnim postupcima anaerobne obrade razvijana je količina gasa koja je obezbeđivala u najboljem slučaju potrebe zagrevanja samog postrojenja a viškova gasa, tj. energije praktično nije ni bilo. Dakle, osnovni problem je bio u tome što je za efikasno odvijanje anaerobne obrade potrebno održavati znatno višu temperaturu sistema u odnosu na okolni prostor, naročito u zimskom periodu.
Detaljnija izučavanja procesa anaerobne obrade, koja su izvršena poslednjih godina, dovela su do niza novih saznanja i uvođenja znatno efikasnijih postupaka kao što je dvofazni anaerobni proces kod kojeg je moguće postići i pozitivan energetski bilans. Pri tome je od posebnog značaja i vrsta materije, supstrata, koji se obrađuje jer od njegove biorazgradljivosti zavisi količina gasa koji se oslobađa po jedinici obrađivanog supstrata. Ukoliko je supstrat biorazgradljiviji i ukoliko sadrži manje inertnog materijala, energetski bilans rada anaerobnog postrojenja je pozitivniji. Pozitivnost energetskog efekta će biti utoliko veća ukoliko je količina toplote tj. gasa koja se troši na zagrevanje anaerobnog postrojenja manja. Jasno je da će ovaj utrošak toplote biti utoliko manji ukoliko je supstrat tj. influent u anaerobnoj obradi na višoj temperaturi. Takve su napr. visokozagađene otpadne vode mnogih postupaka prehrambene, fermentacione i drugih industrija pa i otpadne vode stočnih farmi.
Pozitivan energetski efekat rada postrojenja za anaerobnu obradu se može postići i na taj način što će se za zagrevanje ovog postrojenja koristiti termički zagađene vode kojih u gore navednim inustrijama često ima u izobilju. U ovom slučaju se energija gasa formiranog u anaerobnom procesu može koristiti za pokrivanje energetskih potreba proizvodnog procesa ili u druge svrhe. Ozbiljno se razmatraju i mogućnosti postavljanja anaerobnih postupaka obrade u blizini postrojenja koja proizvode veće količine termički opterećenih voda (termo i nuklearne elektrane, metalurški kombinat i dr.) koje bi poslužile za održavanje temperature anaerobnog procesa na potrebnom nivou. Kao materijali, supstrati, za anaerobnu obradu u ovom slučaju mogu poslužiti: biološki mulj, raznovrsni otpaci poljoprivredne i prehrambene proizvodnje, otpaci stočnih farmi i farmi peradi itd.
Prema tome, ako se u anaerobnoj obradi koriste savremeno koncipirani postupci, ako se koriste biološki dobro razgradljivi supstrati, ako je temperatura influenta bliska radnoj temperaturi anaerobnog procesa ili ako se za održavanje anaerobnog procesa na potrebnoj temperaturi koriste kao grejni fluid termički zagađene vode, gas produkovan u anareobnom procesu se može koristiti kao energetska sirovina. U ovakvim slučajevima anaerobni postupci obrade postaju producenti energije i anaerobni postupak se tada naziva „bioenergetski”.
Laboratorijska i po’luindustrijska ispitivanja „bioenergetskog” anaerobnog postupka su pokazala da se može postići produkcija gasa od 0,816 kg po kg BPK sa prosečnom energetskom vrednošću od 25,23 MJ (6.040 kcaljm^). To je ekvivalentno 0,6 l nafte /kg BPK. Postoji uverenje da se daljim usavršavanjem ovog postupka mogu postići i bolji efekti. Već na današnjem nivou razvoja ovog postupka on daje dobit koja u proseku za 3 godine eksploatacije nadoknađuje potrebna investiciona ulaganja pa dalji rad postrojenja ostvaruje dobit.
7.4. Fakultativne i anaerobne lagune
Kao i aerobne lagune i ova vrsta laguna predstavlja adaptirane zemljane bazene, prirodne uvale ili rukavce vodotokova i jezera itd. U osnovi se primenjuju kao prvi stepen biološke obrade organskom materijom visoko opterećenih otpadnih voda, najčešće iz prelirambene industrije. Pošto se u njima ne može postići takav stepen redukcije organskog zagađenja da bi se efluent mogao ispuštati u prirodne recipijente, nakon obrade u anaerobnim lagunama, obrada efluenta se vrši u fakultativnim i aerisanim lagunama ili u procesu aktivnog mulja.
Da li će lagune funkcionisati kao aerobne, fakultativne ili anaerobne zavisi od mnogih faktora a pre svega od količine kiseonika koji se unosi u sistem kao i od organskog opterećenja. U cilju održavanja lagune u aerobnim uslovima mora se vršiti neprekidna aeracija dok se kod anaerobnih i fakultativnih laguna ona ne vrši. Pošto kiseonik prelazi iz vazduha u lagunu samo preko kontaktne površine na granici tečna — vazdušna faza, količina kiseonika koja se na ovaj način može preneti u sistem je veoma mala pa se u laguni, zavisno od dubine tečnog sloja formiraju fakultativni ili anaerobni uslovi. Anaerobnost je utoliko više izražena ukoliko je dubina tečnog sloja veća. Zbog toga anerobne lagune moraju imati dubinu najmanje 3 metra.
Premo tome, anaerobne lagune se formiraju ako je dubina tečnog sloja dovoljno velika i ako se održava dovoljno visoko organsko opterećenje. Tokom funkcionisanja na površini lagune se formira skrama koja otežava ili skoro u potpunosti sprečava prodor vazdušnog kiseonika u sistem, čime se anaerobnost uslova stabilizuje. Anaerobne lagune mogu biti protočnog ili ne protočnog tipa. Organsko opterećenje može iznositi više od 600 kg BPKs po svakom hektaru površine lagune u toku 24 sata, ođnosno viće od 20g BPKsjm3 u toku 24 sata. Efekat obrade može dostići i do 80% ukoliko je vreme zadržavanja dovoljno dugo.
Pošto se u anaerobnim uslovima obrade, u anaerobnim lagunama, formiraju i gasovi neprijatnog mirisa one se moraju postavljati van urbanizovanih sredina što u znatnoj meri ograničava obim njihove primene.
Zavisno od vrste organskog opterećenja, vreme boravka u anaerobnim lagunama se kreće između 30 i 160 dana. Uklanjanjem krupnijih čestica organskog i drugog zagađenja može se znatno skratiti vreme boravka, a to znači da je radi poboljšanja efekta obrade u anaerobnim lagunama poželjno izvršiti prethodnu mehaničku obradu influenta.
Uklanjanje mineralnih soli azota i fosfora je u anaerobnim lagunama dosta malo što je posledica fizioloških karakteristika bakterija anaerobnog vrenja. Mehanizmi biološkog delovanja u anaerobnim lagunama su skoro identični onima koji se ostvaruju u ranije opisanim sistemima za anerobnu obradu ali, pošto se u lagunama koje su izložene klimatskim uticajima ne mogu održati optimalni uslovi anaerobne obrade kao što je to slučaj u anaerobnim bioreaktorima brzina delovanja u lagunama je znatno manja pa je i vreme obrade znatno duže.
- faza 1. Oksidacija (hidroliza i kiselinsko vrenje)
Površinski sloj organske materije + O2 aerobne bakterije
- faza 2. Fotosinteza (metansko vrenje)
Površinski sloj CO2 + NH3 svetlost alge O2 + CO2 anaerobna fakultativna zona
- faza 1. Oksidacija (hidroliza i kiselinsko vrenje)
Bentos istaložene organske materije fakultativne bakterije organske kiseline
- faza 2. Fotosinteza (metansko vrenje)
Anaerobne bakterije CH4 + CO2 + H2S
Sl. 30 — Biološke transformacije u aerobnoj, fakultativnoj i anaerobnoj zoni lagune
Izostavljeno iz prikaza
Procesi obrade se mogu znatno ubrzati združivanjem biološkog delovanja aerobnih i anaerobnih bioloških vrsta, naravno podrazumeva se prisustvo i fakultativnih. To se može postići u fakultativnim lagunama. Na slici 30 su prikazani osnovni biološki procesi koji se dešavaju u različitim slojevima laguna, zavisno od dubine: aerobnom, fakultativnom i anaerobnom. Koji od prikazanih fenomena će biti jače izražen, zavisi od dubine sloja .ali pri tome ne treba izgubiti iz vida i druge faktore, napr. organsko opterećenje, klimatske uslove: učestalost i intenzitet vetrova koji intenziviraju aeraciju, prosečnu godišnju temperaturu, broj sunčanih dana tj. intenzitet svetlosti itd.
Prema izloženom, fakultativne lagune treba da imaju manju dubinu od anaerobnih. Međutim, anaerobne lagune se mogu prevesti u fakultativne uvođenjem umerenog aerisanja bilo po površini bilo difuznim aerisanjem tj. postavljanjem raspodeljivača vazduha u dublje slojeve lagune. Ovakvom vrstom aerisanja postiže se i mešanje mase što znatno ubrzava biološke procese. U anaerobnim lagunama mešanje se ostvaruje samo izlazećim gasom koji je formiran u anaerobnom vrenju što nije dovoljno efikasno.
Literatura
[1] B. Atkinson, (1974) Biochemical reactors, Linon Limited, London
[2] M. Berthouex, and D. Rudđ, (1977) Strategy of Pollution Control, John Willey § Sons, N. York
[3] J. Baras, I. Brković-Popović I., Knežić, M. Popović i N. Blagojević (1979) Obrada otpadnih voda, II deo, Biološka obrada, Savez hemičara i tehnologa Srbije, Beograd.
[4] L. Hartriger, (1977) Taschenbuch der Abwasserbehandlung, Band 2, Carl Hans Verlag, Miinchen
[5] S. Jakovlev i sar (1979) Očistka proizvodstvenyh stočnyh vod, Stroijizdat, Moskva
[6] M. Kaca, Voda i stočnyje vody v piščevoij promyšlenosti, Piščevaja promyšlenost, Moskva
[7] L. Knežić, J. Baras, N. Blagojević i M. Mitrović, (1980) Obrada otpadnih voda, i deo, Mehanički i fizičko-hemijski postupci, Savez hemičara i tehnologa Srbije, Beograd
[8] K. Mangald, i sar. (1976) Abwasserreinigung, VEB, Lepzig bergtxeritixakuieoc22a,rŠi
[9] Manual of Practice (1977) No 8, No 11, Water Pollution Control Federation, Lancaster Press, Lancaster
[10] B. McCabe, an W. Eckenfelder, (1958) Biological Treatment of Sewage and Industrial Wastes, Reinhold Publ., N. York
[11] P. McCarty, (1964) Anaerobic Waste Treatment Fundamentals, Public Works, Parts I, II, III, IV, 95, 9,107,10,123,11,91,12,95
[12] R. McKinnev, (1962) Microbiology for Sanitary Engineers, Mc Graw Hill, N. York
[13] Metcalf § Eddy, inc. (1972) Wastewater Engineering, McGraw Hill, N. York
[14] B. Repdn, i sar. (1977) Biologičeskije prody dlja očistki stočnyh vod piščevoij promyšlenosti, Piščevaja promyšlenost, Moskva
[15] G. Rheinheimer, (1974) Aquatic Microbiology, John Wileu & Sons, London
[16] E. Schroeder, (1977) Water and Wastewater treatment, McGraw, Hill, N. York
[17] G. Sykes, and F. Skinner, (1971) Microbial Aspects of Pollution, Academic Press, London
[18] A. Veselind, (1974) Treatment and Disposal of Wastewater Sludges, Ann Abor Soience
[19] J. White, (1970) Wastewater Engineering, Edward Arnolds, London