Dr_Strazar_2003 by Aleksander Sokler

UNIVERZA V LJUBLJANI BIOTEHNIŠKA FAKULTETA ODDELEK ZA BIOLOGIJO

Marjetka STRAŽAR

VREDNOTENJE ZAVIRANJA RAZGRADNJE ODPADNE VODE Z RESPIROMETRIJO Doktorska disertacija

EVALUATION OF THE INHIBITION OF WASTEWATER DEGRADATION USING RESPIROMETRY PhD THESIS

Ljubljana, 2003

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

To you it’s yust a crap, To me it’s bread and butter. (Spike Milligan)

Delo posve am mojemu dragemu o etu, ki je vedno verjel vame.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Delo je bilo opravljeno na Univerzi v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, Oddelek za biologijo in na Centralni istilni napravi Domžale-Kamnik d.o.o., Domžale. Študijska komisija Oddelka za biologijo je za mentorja doktorskega dela imenovala prof.dr. Mihael J.Tomana.

Komisija za oceno in zagovor: Predsednik:

doc.dr. Romana Marinšek-Logar

lan:

prof.dr. Margareta Galncer-Šoljan

lan:

prof.dr. Mihael J. Toman

lan:

prof.dr. Milenko Roš

Datum zagovora:

Delo je rezultat lastnega raziskovalnega dela. Marjetka Stražar

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

III

KLJU NA DOKUMENTACIJSKA INFORMACIJA ŠD

628.356:579.6:574.5(043.3)=863

odpadna voda/biološka razgradnja/respirometrija/ hitrost rasti biomase/cianid/inhibicija/toksi nost

STRAŽAR, Marjetka, univ.dipl.biol.

Mihael J. Toman (mentor)

SI-1000 Ljubljana, Ve na pot 111

Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, Oddelek za biologijo

2002

VREDNOTENJE ZAVIRANJA RAZGRADNJE ODPADNE VODE Z RESPIROMETRIJO

Doktorska disertacija

XIII,131 str., 62 sl., 21 pregl., 30 pril., 10 str.vir.

sl/en

Z uvedbo respirometri nega preskusa smo dolo ili vpliv inhibitorja–cianida predvsem na heterotrofni del biomase. Biomaso smo vzdrževali pri konstantnih procesnih pogojih v pilotni istilni napravi. Acetat je služil kot vir neinhibitornega substata oziroma kot vir ogljika. Kalijev cianid smo dodali kot inhibitorno substanco in preskušali vpliv le-tega na biomso. Metoda temelji na izra unu hitrosti rasti in porabe kisika, ki smo ga podkrepili z rezultati matemati nega modela. Metodo smo preverili z ve kratno ponovitvijo enako vodenih preskusov pri enakih procesnih razmerah ter z izra uni na podlagi kemijskih parametrov. V raziskavah smo dolo ili krivuljo rasti za neihnibitorni substat in krivuljo rasti za inhibitorni substrat – cianid ter opredelili osnovne respirometri ne parametre. Za dolo itev inhibitornega vpliva cianida smo izra unali parametre v asu maksimalne hitrosti rasti in v asu, ko je bila hitrost rasti biomase ob dodatku samo organske snovi, maksimalna. Pri vrednotenju vpliva cianida je potrebno upoštevati tudi izpihovanje cianida iz raztopine. Iz rezultatov lahko zaklu imo, da cianid reverzibilno zavira aktivnost biomase. Z dolo itvijo kemijskih parametrov in koncentracije ATP smo izlo ili vpliv cianida kot snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo in ugotovili toksi ni vpliv na respiratorno verigo.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

KEY WORDS DOCUMENTATION DN

628.356:579.6:574.5(043.3)=863

wastewater/biodegradation/respirometry/growth rate/cyanide/inhibitoon/toxicity

STRAŽAR, Marjetka

Mihael J. Toman (supervisor)

SI-1000 Ljubljana, Ve na pot 111

University of Ljubljana, Biotechnical Faculty, Department of Biology

2002

EVALUATION OF WASTEWATER DEGRADATION USING RESPIROMETRY

Doctoral Dissertation

XIII,131 p., 62 fig., 21 tab., 30 ann., 10 p. ref.

sl/en

AB The applicability of the method of respirometry for the determination of cyanide inhibition of heterotrophic biomass was studied. The biomass was grown under constant conditions in a pilot plant. Acetate was used as a non-inhibitory substrate and the sole carbon source. Potassium cyanide was used as an inhibitory substrate for the inhibition studies. The method is based on our own growth rate calculation from the oxygen consumption, which was also tested by mathematical modelling. The method was validated in the sense of repeatability and reproducibility, and was also verified by chemical calculations. For evaluation of inhibition we determined the growth curve for the noninhibitory substrate and the growth curve for cyanide, as well as the main respirometric parameters. The inhibitory impact of cyanide was determined by calculation of the main respirometric parameters at the time of maximal growth rate and also at the time when when the growth rate on sole carbon source addition was maximal. In the cyanide impact evaluation the stripping loss of cyanide from solution must be taken into account. The results presented show that cyanide reversibly inhibits the biomass. The chemical parameters and ATP activity determination helped us to exclude the uncoupling effect of cyanide, and so reveal the toxic influence of cyanide on biomass activity through inhibition of the respiratory chain.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

KAZALO VSEBINE 1

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

PREGLED OBJAV ..................................................................................................... 4

2.1 Pomen mikroorganizmov v naravi ........................................................................ 4 2.2 Osnove oksidativnih življenjskih procesov ........................................................... 4 2.3 Biološko iš enje s suspendirano biomaso............................................................ 7 2.4 Osnovni procesi razgradnje substrata .................................................................. 16 2.4.1 Krivulja rasti ................................................................................................ 17 2.4.2 Mikrobna rast............................................................................................... 18 2.4.3 Odmiranje mikroorganizmov ...................................................................... 21 2.4.4 Hidroliza ...................................................................................................... 22 2.4.5 Adsorpcija.................................................................................................... 22 2.4.6 Interpretacija Monodove ena be ................................................................. 22 2.5 Dolo anje hitrosti rasti mikroorganizmov glede na porabo kisika...................... 25 2.5.1 Vrste inhibicije biomase .............................................................................. 29 2.5.2 Princip dolo anja inhibicije z respirometrijo............................................... 32 2.5.3 Preskus inhibicije celi nega dihanja – endogena poraba kisika .................. 33 2.5.4 Preskus inhibicije porabe substrata – eksogena poraba............................... 33 2.6 Primeri dolo anja inhibicije z zaprtim respirometrom ........................................ 34 2.7 Vpliv cianidov na proces razgradnje ................................................................... 36 3 MATERIAL IN METODE DELA........................................................................... 42 3.1 Material................................................................................................................ 42 3.1.1 Respirometer................................................................................................ 42 3.1.2 Pilotna istilna naprava................................................................................ 49 3.1.3 Biomasa ....................................................................................................... 50 3.1.4 Substrat ........................................................................................................ 51 3.2 METODE............................................................................................................. 52 3.2.1 Dolo itev cianida......................................................................................... 52 3.2.2 Dolo itev ustreznega razmerja med substratom in biomaso ....................... 52 3.2.3 Ponovitve meritev........................................................................................ 53 3.2.4 Preverjanje pravilnosti delovanja respirometra ........................................... 53 3.2.5 Kontrola prirasti biomase ............................................................................ 54 3.2.5.1 Dolo itev celi ne prirasti z diskontinuirnim preskusom ......................... 54 3.2.5.2 Izra un celi ne prirasti biomase iz respirograma .................................... 54 3.2.6 Respirometri ni preskusi ............................................................................. 55 3.2.7 Vrednotenje respirograma in izra un hitrosti rasti ...................................... 56 3.2.8 Preverjanje rezultatov preskusov z matemati nim modelom ...................... 59 3.2.9 Dolo itev koli ine biomase z ATP bioluminiscen nim preskusom............ 60 3.2.9.1 Ekstrakcija ATP iz bakterijskih celic ...................................................... 60 3.2.9.2 Detekcija ATP iz bakterijskih celic ......................................................... 60 3.2.9.3 Ekstrakcija in detekcija ATP iz bakterijskih celic................................... 61 3.2.9.4 Merjenje ATP .......................................................................................... 62

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

REZULTATI.............................................................................................................. 63

4.1 Preverjanje meritev.............................................................................................. 63 4.1.1 Dolo itev razmerja med koncentracijo substrata in koncentracijo biomase 63 4.1.2 Ponovitve meritev........................................................................................ 66 4.1.3 Preverjanje pravilnosti delovanja respirometra s porabo kisika.................. 68 4.1.4 Kontrola prirasti biomase ............................................................................ 69 4.1.4.1 Dolo itev celi ne prirasti s diskontinuirnim preskusom ......................... 69 4.1.4.2 Dolo itev celi ne prirasti bomase iz respirograma.................................. 70 4.2 Krivulja rasti ........................................................................................................ 70 4.3 Izra un hitrosti rasti BIOMASE iz OUR............................................................. 71 4.4 Preverjanje izra una z matemati nim modeliranjem........................................... 76 4.5 Razgradnja neinhibitornega substrata.................................................................. 78 4.5.1 “Lag faza”.................................................................................................... 81 4.5.2 Za etni OUR................................................................................................ 81 4.5.3 Maksimalna hitrost rasti biomase ................................................................ 82 4.5.4 Skupna poraba kisika................................................................................... 83 4.6 Razgradnja inhibitornega substrata - cianid ........................................................ 84 4.6.1 Vpliv cianida: dodatek cianida k substratu z razli no koncentracijo organske snovi 84 4.6.1.1 Za etni OUR............................................................................................ 87 4.6.1.2 “Lag faza”................................................................................................ 87 4.6.1.3 Hitrost rasti biomase................................................................................ 88 4.6.2 Vpliv cianida: dodatek razli ne koncentracije cianida k substratu z enako koncentracijo organske snovi (400 mg/l) .................................................................... 91 4.6.2.1 “Lag faza”................................................................................................ 92 4.6.2.2 Za etni OUR............................................................................................ 93 4.6.2.3 Maksimalna hitrost rasti biomase ............................................................ 94 4.6.2.4 Hitrost rasti biomase v asu maksimalne hitrosti rasti ob dodatku organske snovi ......................................................................................................... 94 4.6.2.5 Skupna poraba kisika............................................................................... 95 4.7 Dolo itev vpliva cianida na biomaso................................................................... 96 4.7.1 Izpihovanje cianida in adsorpcija na biomaso ............................................. 96 4.7.2 Vpliv cianida na respiratorno verigo ........................................................... 97 4.7.2.1 Dolo itev vpliva cianida na biomaso s kemijsko analizo........................ 98 4.7.2.2 Dolo itev vpliva cianida na biomaso s koncentracijo ATP................... 101 5 RAZPRAVA IN SKLEPI........................................................................................ 107 6

POVZETEK ............................................................................................................. 113

VIRI .......................................................................................................................... 117

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

VII

KAZALO PREGLEDNIC Preglednica 1. Vrednosti kineti nih in stehiometrijskih koeficientov za komunalno odpadno vodo (Orhon in Artan, 1994). ........................................................................ 28 Preglednica 2. Vrednosti kineti nih in stehiometrijskih koeficientov za industrijsko odpadno vodo (Grady in Lim, 1980; Grady in sod., 1999; San, 1992). ....................... 28 Preglednica 3. Primerjava parametrov po Monodu (Kong in sod., 1996).......................... 28 Preglednica 4. Mejne koncentracije nekaterih inhibitorjev mikrobne združbe. .................. 29 Preglednica 5. Parametri merjenja hitrosti in kontrole pretoka zraka s termi nim masnim detektorjem. .................................................................................................................. 44 Preglednica 6. Parametri merjenja raztopljenega kisika z elektrokemijsko galvansko celico. ...................................................................................................................................... 44 Preglednica 7. Parametri merjenja ogljikovega dioksida z dvožarkovnim IR detektorjem. 45 Preglednica 8. Koncentracija aktivne biomase, KPK in razmerje med koncentracijo substrata in koncentracijo biomase v preskusih. .......................................................... 66 Preglednica 9. Prikaz rezultatov enako vodenih preskusov dolo itve respiracije v razli nih dneh. ............................................................................................................................. 67 Preglednica 10. Optimalni parametri modela respirometra pri razli nih preskusih (kolone od 1 do 5) in primerjalno empiri no dobljena hitrost rast heterotrofov po našem izra unu (kolona 6)....................................................................................................... 77 Preglednica 11. Prikaz respirometri nih parametrov pri razli nem dodatku organske snovi, MLSS = 50 mg/l. .......................................................................................................... 80 Preglednica 12. Povpre ne vrednosti respirometri nih parametrov preskusov z dodatkom razli ne koncentracije organske snovi (KPK) in razli ne koncentracije cianida; MLSS biomase je 50 mg/l. ...................................................................................................... 86 Preglednica 13. Maksimalna hitrost rasti biomase (minimalna, maksimalna in povpre na vrednost meritev) ob razli nih koncentracijah dodanega cianida in 400 mg/l organske snovi in hitrost rasti biomase v asu maksimalne razgradnje organske snovi. ............ 89 Preglednica 14. Rezultati povpre nih vrednosti in standardnega odmika respirometri nih preskusov z dodatkom razli nih koncentracij cianida k 400 mg/l organske snovi v obliki KPK.................................................................................................................... 91 Preglednica 15. Kemijski parametri v asu preskusa z dodatkom 400 mg/l organske snovi in 5 mg/l cianida. .......................................................................................................... 99 Preglednica 16. Rezultati kemijske analize in analize koncentracije ATP, izvedene vzporedno z respirometri nim preskusom; izvedba preskusa: 1/ dodatek 400 mg/l KPK; 2/ 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida. ................................................................. 103 Preglednica 17. Vrednotenje respirometri nih in kemijskih analiz................................... 105

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

VIII

KAZALO SLIK Slika 1. Shema nastanka ATP (Spanjers, 2000). ................................................................... 5 Slika 2. Shema aerobne respiracije heterotrofne biomase oziroma pretvorbe substrata v novo celi no biomaso (Y) in energijo (1-Y) (Spanjers, 1998)....................................... 6 Slika 3. Trisubstratni model, potek razgradnje odpadne snovi na istilni napravi, vklju uje biološko odstranitev fosforja in dušika (Henze in sod., 1995 a). ................................. 12 Slika 4. Vpliv raztopljenega kisika na stopnjo nitrifikacije (Orhon in Artan, 1994). ......... 16 Slika 5. Prikaz krivulje rasti bakterijske kulture (mikrobna razgradnja) in porabe substrata z opredelitvijo stopenj iš enja odpadne vode (Orhon in Artan, 1994). ...................... 17 Slika 6. Grafi ni prikaz Monodove ena be ......................................................................... 21 Slika 7. Vpiv vrednosti µmax in Ks na Monodovo krivuljo (Orhon in Artan, 1994)............ 23 Slika 8. Prikaz rasti, hidrolize in odmiranja v procesu metabolizma (Spanjers, 2000)....... 23 Slika 9. Povezava med hitrostjo rasti, µ in koncentracijo substrata, S po Monodu (neinhibitorni substrat) po Haldaneju (inhibitorni substrat) (Rozich in Gaudy, 1992).31 Slika 10. Respiratorna veriga in mesta vstopa elektronov iz razli nih substratov, kjer je razvidno tudi mesto delovanja cianida (Lehninger, 1972). .......................................... 38 Slika 11. Shema uporabljenega respirometra. ..................................................................... 43 Slika 12. Shema galvanskega merilnika kisika. .................................................................. 45 Slika 13. Shema infrarde ega merilnika CO2...................................................................... 46 Slika 14. Prikaz vhodnih in izhodnih kanalov, ter merilnih modulov................................. 46 Slika 15. Shema merilnega sistema ..................................................................................... 47 Slika 16. Komandna ploš a s programom Genie, ki smo ga uporabili za respirometri ne meritve (zgoraj) in prikaz spreminjanja koncentracije kisika, CO2 in ogljikovodikov v asu procesa (spodaj).................................................................................................... 48 Slika 17. Shemati ni prikaz laboratorijske pilotne istilne naprave z ozna enimi linijami pretokov........................................................................................................................ 50 Slika 18. Mikroskopska slika aktivne biomase, fazno kontrastna mikroskopija, Olympus, 500 x pove ava. ............................................................................................................ 51 Slika 19. Primerjava porabe kisika merjene v plinasti fazi pri razli ni obremenitvi blata in poraba kisika v teko i fazi pri najve i preskušani obremenitvi blata (KPK substrata:MLSS biomase = 4,2) pri zadostnem vnosu kisika (rpm = 960/minuto)...... 64 Slika 20. Primerjava porabe kisika merjene v plinasti fazi pri razli ni obremenitvi blata in poraba kisika v teko i fazi pri najve ji preskušani obremenitvi blata (KPK substrata : MLSS biomase = 4,2) pri pomanjkanju kisika (rpm = 600/minuto). ........................... 65 Slika 21. Poraba kisika pri dodatku organske snovi (KPK = 400 mg/l) pri petih enako vodenih preskusih v razli nem asovnem obdobju. ..................................................... 66 Slika 22. Respirogram vzporednih isto asnih preskusov z dodatkom 400 mg/l organske snovi (levi respirogrami) in 400 mg/l organske snovi in 5 mg/l cianida (desni respirogrami). ............................................................................................................... 68 Slika 23. Prikaz gibanja KPK pri dolo itvi celi ne prirasti heterotrofne biomase.............. 69 Slika 24. Shematski prikaz porabe organske snovi (KPK) preko kemijske analize, respiracijske meritve (ozna eno poudarjeno) in izra una (nepoudarjen leže i tisk)... 70 Slika 25. Krivulja rasti biomase (X), poraba substrata (S) in hitrost porabe kisika (OUR) pri dodatku organske snovi (KPK = 400 mg/l) ........................................................... 71

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Slika 26. Respirogram preskusa z dodatkom organske snovi (400 mg/l KPK) in 3 paralelkami dodatka 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida. Prva paralelka z oznako (1) je služila za prikaz primera izra una hitrosti rasti biomase. ............................................ 73 Slika 27. Podatki za OUR in ln (OUR/OURo) za respirogram 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida. ......................................................................................................................... 74 Slika 28. Izvrednotenje hitrosti rasti biomase iz respirograma s prikazom regresijske analize v asu eksponentne faze rasti (substrat: 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida; koncentracija biomase: 50 mg/l MLSS). ...................................................................... 74 Slika 29. Izvrednotenje hitrosti rasti biomase iz respirograma s prikazom regresijske analize v asu, ko je bila hitrost rasti biomase ob dodatku samo organske snovi maksimalna (substrat: 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida; koncentracija biomase: 50 mg/l MLSS). ................................................................................................................. 75 Slika 30. Primer primerjave rezultatov med matemati nim modelom (polna rta) in meritvami (krožci) za preskus dne 19. 4. 2000. ........................................................... 77 Slika 31. Primer porabe raztopljenega kisika v odvisnosti od asa (h) pri dodatku razli ne za etne koncentracije organske snovi (od 50 mg/l do 200 mg/l KPK). ....................... 79 Slika 32. Odvisnost vrednosti za etnega OUR od dodatka organske snovi(od 25 mg/l do 600 mg/l KPK). ............................................................................................................ 81 Slika 33. Hitrosti rasti biomase izražena na dan ob dodatku organske snovi(od 25 mg/l do 600 mg/l KPK). ............................................................................................................ 82 Slika 34. Skupna poraba kisika ob dodatku organske snovi (od 25 mg/l do 600 mg/l KPK). ...................................................................................................................................... 83 Slika 35. Poraba kisika pri dodatku organske snovi 400 mg/l KPK in pri razli nem dodatku organske snovi (od 50 mg/l do 400 mg/l KPK) in obenem enaki koncentraciji cianida 0,5 mg/l......................................................................................................................... 84 Slika 36. Poraba kisika pri razli nem dodatku organske snovi (od 100 mg/l do 400 mg/l) in enaki koncentraciji cianida 10 mg/l ter pri dodatku samo organske snovi 400 mg/l. .. 85 Slika 37. Za etni OUR ob dodatku organske snovi 400 mg/l in 50 mg/l ter razli nem dodatku cianidnega iona od 0,1 mg/l do 10 mg/l (Power = trend); ve ji oznaki na Y osi ozna ujeta kontrolo brez cianida. ................................................................................. 87 Slika 38. Prikaz odvisnosti dolžine »lag faze« od koncentracije cianidnega iona (od 0 mg/l do 10 mg/l) pri razli nem dodatku organske snovi (400 mg/l KPK in 50 mg/l KPK); ve ji oznaki na Y osi ozna ujeta kontrolo brez cianida. .............................................. 88 Slika 39. Prikaz povpre nih vrednosti hitrosti rasti v asu, ko je bila hitrost rasti biomase ob dodatku samo organske snovi maksimalna, ob razli nih dodatkih cianida od 0,2 do 10 mg/l pri koncentraciji organske snovi od 50 do 400 mg/l. Kontrolo predstavlja krivulja brez prisotnosti cianida. .................................................................................. 89 Slika 40. Prikaz povpre nih vrednosti maksimalnih hitrosti rasti ob razli nih dodatkih cianida od 0,2 do 10 mg/l pri koncentraciji organske snovi od 50 do 400 mg/l, ........ 90 Slika 41. Poraba raztopljenega kisika pri dodatku organskega substrata (400 mg/l KPK) in razli nimi dodatki cianida (od 0,1 mg/l do 0,5 mg/l) kot potencialnega inhibitorja.... 91 Slika 42. Odvisnost za etnega OUR od dodatka substrata (400 mg/l KPK) in razli nih koncentracij cianida (od 0,0 mg/l do 10,0 mg/l) v asu »lag faze«.............................. 93 Slika 43. Maksimalna hitrost rasti biomase ob razli nih dodatkih cianida k organski snovi (KPK = 400 mg/l; koncentracija cianida od 0 mg/l do 10 mg/l).................................. 94 Slika 44. Hitrost rasti biomase z dodatkom cianida v asu, ko je bila hitrost rasti biomase ob dodatku KPK maksimalna....................................................................................... 95

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Slika 45. Skupna poraba kisika ob dodatku organske snovi (400 mg/l KPK) pri razli nih dodatkih cianida (od 0,0 mg/l do 10,0 mg/l). ............................................................... 96 Slika 46. Kemijska analiza osnovnih parametrov v preskusu z dodatkom 400 mg/l organske snovi (KPK razlika = KPK biomase). ........................................................................ 100 Slika 47. Kemijska analiza osnovnih parametrov v preskusu z dodatkom 400 mg/l organske snovi in 5 mg/l cianida (KPK razlika = KPK biomase). ............................................ 100 Slika 48. Respirogram z izmerjeno koncentracijo topnega KPK in koncentracijo biomase pri dodatku 400 mg/l KPK (oznaka: KPK) in 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida (oznaka: KPK+CN)................................................................................................................... 104 Slika 49. Respirogram z izmerjenimi vrednostmi ATP pri dodatku 400 mg/l KPK (oznaka: KPK) in 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida (oznaka: KPK+CN) ter zmanjšanje koncentracije cianida v raztopini................................................................................ 104 Slika 50. Prikaz respirograma ob 2 x dodatku organske snovi k izhodnemu dodatku 400 mg/l KPK in 400 mg/l KPK + 5 mg/l cianida. ........................................................... 106

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

KAZALO PRILOG Priloga A. Izra un OUR iz vhodnih podatkov respirometra za krivuljo 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida (1). Priloga B. Prikaz biokineti nih parametrov iz respirogramov ob dodatku razli nih koncentracij organske snovi, MLSS = 50 mg/l. Priloga C. Prikaz biokineti nih parametrov iz respirogramov ob dodatku razli nih koncentracij cianida k 400 mg/l organske snovi; MLSS biomase = 50 mg/l.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

OKRAJŠAVE IN SIMBOLI Simbol

Pomen

µ µ(S) ∆Go µmax,I µA µH µ max(KPK)

Specifi na hitrost rasti biomase Hitrost rasti biomase pri dodani koncentraciji substrata Gibbsova prosta energija Maksimalna specifi na hitrost rasti biomase ob inhibiciji Specifi na hitrost rasti biomase avtotrofne biomase Specifi na hitrost rasti heterotrofne biomase Maksimalna specifi na hitrost rasti biomase v asu, ko je hitrost rasti ob dodatku samo organske snovi maksimalna Maksimalna specifi na hitrost rasti biomase Maksimalna specifi na hitrost rasti avtotrofne biomase Maksimalna specifi na hitrost rasti heterotrofne biomase Povpre na vrednost meritev Koeficient odmiranja Biokemijska potreba po kisiku Biokemijska potreba po kisiku, dolo ena z respirometrijo (BPK short term) Cianidni ion Koncentracija raztopljenega kisika v plinski fazi Maksimalna koncentracija raztopljenega kisika v plinski fazi v nasi enju Koncentracija raztopljenega kisika v teko i fazi Maksimalna koncentracija raztopljenega kisika v teko i fazi v nasi enju Raztopljeni kisik Henryjeva konstanta (0,031) Maksimalno zmanjšanje raztopljenega kisika pred dodatkom inhibitorja Maksimalno zmanjšanje raztopljenega kisika po dodatku inhibitorja Koncentracija inhibitorja Temperaturni koeficient Kriterijska funkcija Hidrolizni koeficient Korelacijski koeficient Koncentracija nasi enja oz. koncentracija inhibitorja pri 1/2 rs,max Masni koeficient prenosa kisika Koncentracija nasi enja oz. koncentracija amonijevega dušika pri 1 /2 rs,max Koncentracija nasi enja oz. koncentracija raztopljenega kisika za avtotrofne mikroorganizme pri 1/2 rs,max Koncentracija nasi enja oz. koncentracija raztopljenega kisika za heterotrofne mikroorganizme pri 1/2 rs,max Kemijska potreba po kisiku Kemijska potreba po kisiku – KPK biomase Kemijska potreba po kisiku – topni Koncentracija nasi enja oz. koncentracija substrata pri 1/2 rs,max Koncentracija nasi enja oz. koncentracija substrata pri 1/2 rs,max ob inhibiciji Maksimalna vrednost Minimalna vrednost Število vzorcev

µ max µ max,A µ max,H avg b BPK BPKst CN Cplin Cplin* Ctek Ctek* DO H h h’ I K KF kh KI KI kLa KNH KOA KOH KPK KPKbio KPKtop Ks KS,I Max Min N

Enota 1/h 1/h kJ/mol 1/h 1/h 1/h 1/h 1/h 1/h 1/h 1/h mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l / mg/l.min mg/l.min mg/l 1/oC 1/h mg/l 1/s mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l -

XII

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Simbol

Pomen

ORP OUR

Oksidacijsko-redukcijski potencial Hitrost porabe kisika

OUR* OURmax* OUR0 OURex,C OURex,N OURex,tot. OURmax OURmeritev OURmodel OURza RAer r re re’ ri ri’ rmax rs rxB rxs S SNH SO SRT MLSS Ss Std T t td TPK VP MLVSS VT XA XB XB,0 XH XP XS Y YA YH YH *

Hitrost porabe kisika v asu meritev Maximalna izmerjena hitrost porabe kisika Hitrost porabe kisika na za etku eksponentne faze Hitrost porabe kisika za razgradnjo ogljika Hitrost porabe kisika za razgradnjo dušika Skupna hitrost porabe kisika Maksimalna hitrost porabe kisika Hitrost porabe kisika – meritev Hitrost porabe kisika – model Za etna hitrost porabe kisika Hitrost rasti avtotrofov Hitrost procesa razgradnje Eksogena poraba kisika pred dodatkom inhibitorja Eksogena poraba kisika po dodatku inhibitorja Endogena poraba kisika pred dodatkom inhibitorja Endogena poraba kisika po dodatku inhibitorja Maksimalna hitrost procesa razgradnje Hitrost porabe substrata Hitrost odmiranja Hitrost razpada neraztopljenega substrata Koncentracija substrata Koncentracija amonijevega dušika Koncentracija kisika Starost biomase Koncentracija suhe snovi Lahko razgradljiv substrat Standardni odklon Temperatura as Generacijski as Teoreti na potreba po kisiku Volumen plinske faze Koncentracija organske suhe snovi Volumen teko e faze Koncentracija avtotrofne biomase Koncentracija biomase Koncentracija biomase na za etku eksponentne faze Koncentracija heterotrofne biomase Partikulatni substrat Topni oziroma razgradljivi substrat Koeficient prirasti biomase (KPK biomase / KPK substrata) Koeficient prirasti avtotrofne biomase Koeficient prirasti heterotrofne biomase Koeficient prirasti biomase (MLVSS / KPK substrata)

Enota mV mg/l.h ali mg/g MLSS.h mg/g MLSS.h mg/g MLSS.h mg/g MLSS.h mg/g MLSS.h mg/g MLSS.h mg/g MLSS.h mg/g MLSS.h mg/g MLSS.h mg/g MLSS.h mg/g MLSS.h mg/l.h mg/l.h mg/l.min mg/l.min mg/l.min mg/l.min mg/l.h mg/l.h mg/l.h mg/l.h mg/l mg/l mg/l dni mg/l mg/l o C h h mg/l ml mg/l ml mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l / mg/mg mg/mg mg MLVSS/mgKPK

XIII

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

UVOD

Vse strožji predpisi EU in Slovenije na podro ju iš enja odpadnih voda in kakovosti izpustov v vodna telesa zahtevajo poglobljeno znanje o kakovosti odpadne vode in njenem vplivu na mikroorganizme, ki so osnovni dejavnik v procesu iš enja. Obenem je potrebno poznati tudi aktivnost in stanje aktivne biomase (Roš, 2001). Pri biološkem iš enju odpadnih voda je zelo pomembna ocena o njihovem vplivu na nosilce iš enja-mikroorganizme, kajti tako se lahko izognemo zmanjšanju u inka delovanja istilne naprave. Preskusi za dolo evanje strupenosti v vodnem mediju so postopki, pri katerih se za odkrivanje ali merjenje vplivov ene ali ve snovi uporabljajo vodni organizmi (Rand, 1995). Koli ina in kakovost odpadne vode v asu dneva ali celo ur mo no niha, kar pomeni nihanje v biokemijski obremenitvi in ob asno pove ano obremenitev z razli nimi toksi nimi substancami (Ossenbruggen in sod., 1996). Zaradi tega je biološko iš enje odpadne vode oteženo in ob asno prihaja do zaviranja aktivnosti biomase, ki se ne more tako hitro odzvati na trenutno obremenitev z encimsko (metabolno) aktivnostjo (Grady in sod., 1996). Obi ajno analize sestave odpadne vode temeljijo na relativno enostavnih fizikalnih in kemijskih metodah lo itve topnih, koloidnih in suspendiranih deležev. Vendar se fizikalno kemijske metode ne navezujejo na proces in ne izražajo deležev lahko in hitro razgradljivega dela v odpadni vodi, zato so manj primerne za samostojno oceno in kontrolne namene (Brouver in sod., 1998). Z respirometrijo lahko dolo imo delež lahko razgradljivega substrata. Delo je bilo opravljeno na trenutno najve ji istilni napravi v Slovenji, ki se soo a s problematiko industrijskih odpadnih vod, ki jo lo ijo od klasi nih komunalnih naprav. Zaradi tega razloga se biomasa odziva druga e kot bi teoreti no pri akovali in proces deluje marsikdaj netipi no. Dolo ene snovi, ki so prisotne v odpadni vodi, povzro ajo ob asno manjši u inek iš enja ogljikovih sestavin in izostanek nitrifikacije v ve ini leta. Raziskave odziva biomase na specifi ne potencialno toksi ne snovi naj bi pokazale meje razgradnje in pomembnost zmanjšanja koncentracije inhibitorja z enakomernim doziranjem le-tega v sistem s strani uporabnikov, predvsem industrije. Izbor cianida kot inhibitorja je temeljil na ob asni prisotnosti cianida v odpadni vodi, ki jo sprejema istilna naprava. Izvor cianida v dotoku je predvsem s strani farmacevtske industrije. Respirometrija je merjenje in interpretacija biološke hitrosti porabe kisika po biološki oziroma metabolni poti pri definiranih razmerah preskusa. Tehnika se v zadnjem asu zelo razvija in je primerna za ovrednotenje delovanja procesa z uporabo aktivne biomase in pridobivanje biokineti nih karakteristik. Poraba kisika je namre neposredno povezana z rastjo biomase in razgradnjo substrata. Respirometrija ima širši (ne le ožji biokemijski) pomen, ni le stroga biokemijska definicija, saj omogo a ovrednotenje porabe kisika v

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

elektronski transportni verigi heterotrofnih organizmov (vklju no s protozoji) in avtotrofov, kot so nitrifikatorji skozi encimske in kemijsko oksidativne procese. Omogo a u inkovito povezavo med meritvami respiracije in dejanskim procesom iš enja odpadne vode, ki vklju uje odstranjevanje substrata in rast biomase (Gernaey in sod. 2001). Rezultati respirometri nih preskusov imajo svojo vrednost le, e so pravilno interpretirani in jih spremljajo dodatni podatki o razmerah med meritvijo: vir biomase, sestava dodanega substrata in pogoji reakcije. Vrednotenje respiracije obsega: aritmeti ne izra une, primerjavo, povezovanje v celoto in oceno parametrov (Spanjers in sod., 1999). Ker je respirometrija direktno povezana z rastjo biomase ter odstranjevanjem substrata, je metoda koristna za modeliranje in upravljanje procesa z aktivnim blatom. V zgodnjem obdobju je bila uporaba te tehnike osredoto ena predvsem na merjenju biokemijske porabe kisika (BPK) odpadne vode. Kasneje, po letu 1960, pa se je respirometrija pokazala kot uspešna metoda za modeliranje in vodenje procesov, dolo anju biokineti nih parametrov ter ugotavljanju strupenosti (Sozen in sod.,1996). V delu je predstavljena moderna analiti na metoda vrednotenja aktivnosti biomase, ki je prisotna v sistemih istilnih naprav in opisan postopek respirometri ne dolo itve inhibitornega vpliva posamezne snovi, v našem primeru cianida. Namen dela je bil uvesti enostaven in u inkovit laboratorijski preskus, kot neposredno uporabno metodo za dolo itev inhibicije dihanja mikroorganizmov in hitrosti rasti, na podlagi spremljanja porabe kisika ob dodatku substrata. Preskus naj bi bil uporaben za dolo itev ustreznosti dolo ene odpadne vode za razgradnjo v aerobni istilni napravi in s tem za spremljanje delovanja sistema istilne naprave. Ob dodatku inhibitorja dolo imo inhibitorni vpliv glede na za etno hitrost porabe kisika, stopnjo respiracije (OUR-oxygen uptake rate) in glede na “lag fazo”. Karakteristike substrata in odziv biomase so dolo ljive z maksimalno hitrostjo rasti ter površino in višino vrha na respirogramu. Respirometri na dolo itev porabe kisika je uporabna predvsem na istilnih napravah, ki se sre ujejo inhibitornimi odpadnimi vodami, ker tehnologa opozori na posledice dodatka dolo ene odpadne vode v sistem aerobnega iš enja. Ob poznavanju vpliva toksikanta je mogo e izvajati ustrezne tehnološke ukrepe, ki omilijo toksi ni vpliv. Dolo itev cianida kot inhibitorja je precej komplicirana, ker pri reakciji z biomaso ne gre le za biokemijsko razgradnjo, ampak je klju ni dejavnik tudi izpihovanje cianida iz medija. Zato smo v nalogi skušali uvesti primerno metodo za prepoznavanje kompleksnega substrata, ki se pojavlja v naravi in opredeliti pot dolo itve inhibicije v primeru pojavljanja tovrstnega inhibitorja v delujo i istilni napravi. V našem delu smo želeli združiti fizikalno kemijsko analizo odpadne vode z vse bolj uporabljano tehniko respirometrije, ki omogo a ovrednotenje odziva biomase na dodani substrat skozi porabo kisika za endogeno in eksogeno respiracijo. Dolo itev hitrosti rasti mikroorganizmov in ostalih kineti nih parametrov pri razli nih razmerah je pomembna pomo pri uspešnem vodenju procesa biološke razgradnje (Vanrollenghem in sod., 1994). Inhibitorni vplivi v kombiniranih komunalno industrijskih sistemih istilnih naprav povzro ajo številne težave pri zagotavljanju relativno nizkih mejnih dopustnih koncentracij v iztoku (Grunditz in sod., 1998). Inhibicija je ponavadi omejena na dolo en as v letu

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

(cikli no ali necikli no) in je vezana na razli ne vire oziroma razli ne snovi v odpadni vodi, ki jih je težko odkriti in najti njihov izvor. Namen našega dela je bil: • uvedba preskusa za dolo itev inhibicije dihanja in hitrosti rasti na podlagi spremljanja porabe kisika; • uvedba izra una hitrosti rasti; • dolo itev aktivnosti in prirasti biomase v odvisnosti od razpoložljivega neinhibitornega substrata; • dolo itev aktivnosti in prirasti biomase v odvisnosti od razpoložljivega inhibitornega substrata; • dolo itev vpliva inhibitornega substrata - cianida na biomaso; • dolo itev primerljivosti rezultatov pri konstantnih pogojih preskusa; • dol itev ustreznosti metode za preskušanje inhibitornega vpliva razli nih odpadnih vod; Eksperimentalno delo vklju uje naslednje korake: 1/ dolo itev porabe kisika za razgradnjo organske snovi in hitrosti rasti za neinhibitorni substrat; 2/ dolo itev inhibicije hitrosti rasti na primeru cianida kot inhibitorja ob dodatku organske snovi kot substrata; 3/ izra un biokineti nih parametrov za dolo itev inhibitornega vpliva; 4/ primerjalno analizo z uporabo matemati nega modeliranja; 5/ dolo itev metabolne poti inhibicije na primeru cianida. Zasnova dela temelji na raziskavah uporabe respirometri nega preskusa, ki je v svetu že uveljavljen do te mere, da bo uporaben na istilni napravi. To pomeni, da je preskus respirometrije, ki predstavlja le orodje za dolo itev odziva biomase, potrebno podkrepiti s kemijskimi parametri, ki podajo celovito sliko u inkovanja posameznih substratov na biološke procese. Samo v tem primeru dobimo realno sliko vpliva inhibitorne snovi na biomaso istilne naprave in s tem u inkovito pomo pri vodenju procesa. V delu smo se osredoto ili na biološki pristop k dolo itvi aktivnosti biomase. Metoda respirometrije je predstavljala orodje za spremljanje tipi nih bioloških procesov, kot so rast, razvoj biomase, razgradnja substrata in vpliv inhibitorja. Z analizo ATP smo proces opredelili tudi z energetskega vidika.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

PREGLED OBJAV

2.1

POMEN MIKROORGANIZMOV V NARAVI

Mineralizacija snovi v naravi poteka s pomo jo mikroorganizmov, predvsem bakterij in gliv. Vzrok za njihov velik prispevek k mineralizaciji je njihova navzo nost povsod v biosferi, hitra rast in metabolizem, ter njihove združene sposobnosti razgradnje vseh naravnih organskih spojin (Azad, 1976), ki je posledica obstoja razli nih vrst mikroorganizmov v biosferi (Akunna in sod., 1994). Odpadna voda vsebuje veliko organskih in anorganskih snovi (substratov). Nobena vrsta mikroorganizmov nima biokemijskega potenciala za porabo vseh sestavin substrata. Razvije se raznolika mikrobna združba, ki metabolno preraste kompetitorske vrste s selektivno rastjo. Hitrost razgradnje substrata je direktno odvisna od prehranjevalnih zahtev mikroorganizmov. Razdelitev mikroorganizmov po na inu prehrane vklju uje štiri vrste dejavnikov: vir energije, vir ogljika, donor elektronov in akceptor elektronov (Wood, Ljungdahl, 1991). Proces z uporabo aktivne biomase je v osnovi aerobni proces s kemoheterotrofno mikrobno združbo, ki razgrajuje organske spojine v odpadni vodi kot del njihovih energetskih reakcij in reakcij biosinteze, kjer se uporablja raztopljeni kisik kot akceptor elektronov (Orhon in Artan, 1994). 2.2

OSNOVE OKSIDATIVNIH ŽIVLJENJSKIH PROCESOV

Proces iš enja odpadne vode temelji na odstranjevanju polutantov iz odpadne vode s serijo biokemijskih reakcij. Snovi, ki se odstranjujejo s temi reakcijami, predstavljajo biorazgradljivi del odpadne vode. V teh procesih so biokemijske reakcije (ponavadi ob prisotnosti raztopljenega kisika) posledica metabolne aktivnosti mikroorganizmov. Pojem metabolizem definira vse biokemijske reakcije pretvorbe in procese, ki se dogajajo v živih celicah (Orhon in Artan, 1994). Heterotrofni vodni organizmi porabljajo kisik, raztopljen v vodi. Pri stiku vode in zraka pride do vzpostavitve snovnega prenosa in ravnotežja (Sekoulov in sod., 1991). Plini, ki so sestavni del zraka, imajo lastnost, da se razli no raztapljajo v vodi, kar je odvisno od njihovih lastnosti in njihove absolutne koli ine v vodni in zra ni fazi (Lewandowski, 1982). eprav je kisik bolj topen kot drugi plini, npr. dušik, je njegova absolutna koli ina v vodi (12-15 ppm) zelo majhna v primerjavi z enako koli ino zraka. Dejavniki okolja mo no vplivajo na topnost plinov v vodi. Pove ana temperatura in slanost zmanjšujeta topnost plinov. Pove an tlak oz. globina vode ve a koncentracijo raztopljenega kisika v vodi.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Ko je kisik raztopljen, se s pomo jo turbulentnega gibanja vode koncentracijsko enakomerno porazdeli po celotni prostornini. Samo s procesom difuzije bi koncentracijsko izena enje kisika v vodni fazi lahko potekelo ve let (Eriksen in sod., 1986). V istilnih napravah je vnos kisika za aerobno iš enje odpadne vode zagotovljen z globinskim vpihovanjem zraka. Vpihovanje zraka omogo a: • • •

veliko sti no površino med teko o in plinsko fazo in tako velik snovni prenos kisika v vodno fazo; zagotavlja mešanje ter s tem koncentracijsko izena enje kisika po celotnem volumnu; obenem zagotovi stik aktivnega blata s kisikom obogateno odpadno vodo.

Dihanje (respiracija) je osnovna funkcija vseh živih organizmov. V oksidativni atmosferi poteka kot biološka oksidacija, respiratorna veriga je nasprotna pot fotosinteze (Karlson, 1980). Respiracija je metabolni proces nastajanja ATP (Slika 1) v katerem so organske ali anorganske snovi donor elektronov in anorganske snovi, kot so raztopljeni kisik, nitrit, nitrat ali sulfat delujejo kot akceptorji elektronov. e je kisik edini prejemnik elektronov, je proces aerobna respiracija. ATP nastaja, ko se elektroni iz substrata prenašajo po elektronski transportni verigi od enega metabolnega nosilca do naslednjega in kon no do kisika. Tako biomasa pretvarja energijo intramolekularnih vezi v substratu v visoko energetsko fosfatne vezi ATP. Energija se uporabi za sintezo razli nih molekulskih sestavin, ki so potrebne za celi no rast in razvoj (Spanjers in sod. 1996).

ATP

e-donor (substrat) C18H19O3N, NH4, Fe2+

ATP

e-akceptor O2, NO3-, SO42-…

Slika 1. Shema nastanka ATP (Spanjers, 2000).

Meritev porabe kisika je osnova za izra un razli nih frakcij vira ogljika od lahko razgradljivega, lahko hidrolizirajo ega do po asi razgradljivega. Za dolo itev razli nih frakcij substrat filtriramo. Normalno se lahko razgradljive ogljikove snovi dotoka porabijo v asu 1 ure, lahko hirolizirajo substrat pa v asu od 1 do 2 ur. Po za etni visoki stopnji porabe kisika, stopnji rasti organizmov in razgradnji substrata, se stopnja respiracije zniža v dveh korakih: najprej do vmesne faze, ko je lahko razgradljiv material že porabljen in nato do po asnejše in relativno konstantne faze oksidacije (endogene faze), ko poteka t.i. avtodigestija oziroma razkroj odmrlih mikroorganizmov (Watts in Chavenor-Shaw, 1998).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Celi na prirast je stehiometrijski koeficient, ki izraža koli ino novo nastale biomase na koli ino odstranjenega substrata (KPK substrata za heterotrofe ali amonijevega dušika za avtotrofe). Ostali del substrata se porabi za vzdrževanje energije mikroorganizmov (Rozich in Gaudy, 1992; Spanjers, 1993; Spanjers in sod., 1998).

prirast biomase

Y 1-Y O2

H2O

Energija +CO2 +H2O

Slika 2. Shema aerobne respiracije heterotrofne biomase oziroma pretvorbe substrata v novo celi no biomaso (Y) in energijo (1-Y) (Spanjers, 1998).

Heterotrofna biomasa porablja ogljik kot substrat (Slika 2) in le del (1-Y) porabljenega organskega substrata se oksidira za nastanek energije, ves ostali substrat (Y- koeficient prirasti heterotrofne biomase v mg KPK biomase/mg KPK substrata), ki je polovica utežnega deleža, se vklju i v novo biomaso. Nitrifikatorji pa porabijo le manjši del amonijevega dušika v substratu za vklju itev v biomaso, ve ina substrata se oksidira za nastanek energije. Nitrifikacija avtotrofnih organizmov prispeva okoli 40 odstotkov porabe kisika k skupni porabi kisika (Spanjers in sod., 1995). Avtotrofni nitrifikatorji rpajo energijo z oksidacijo amonijevega dušika v nitritnega in nitrita do nitrata. Zaradi karakteristik rasti pri visokih obremenitvah hitro izginejo (Kujawa-Grzelak in Rensink, 1994). Njihova maksimalna hitrost rasti je ponavadi manjša kot hitrost odmiranja (Drtil in sod., 1993). Imajo ve ji saturacijski koeficient za porabo substrata kot heterotrofne bakterije. Heterotrofi zato prevladujejo v kompeticiji za dušik (Muller in sod., 1995). Slika 2 predstavlja klasi no pot porabe substrata. V primeru dodanega substrata oziroma odpadne vode, se neadaptirana biomasa spremeni. Dodatek inhibitorja vpliva tako na razvoj mikroorganizmov, ki se kaže v nastajanju biomase, kot tudi na proizvodnjo energije, praviloma v enakem deležu. Izjema so snovi ki delujejo kot t.i. »uncoupling« dejavniki, oz. snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, kjer se zavre nastajanje ATP, oksidacija substrata pa je še vedno prisotna (Stryer, 1988). V primeru dodatka protonforne snovi, ki razklaplja elektronsko transportno verigo in oksidativno fosforilacijo, se poruši ravnotežje med nastalo biomaso in tvorbo energije. U inek snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, se kaže v dejstvu, da oksidacija substrata poteka, omejena pa je tvorba ATP, zato je prirast biomase

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

majhna. Ohranitev proste energije je vitalna vez med procesom anabolizma nove biomase in katabolizmom organskih polutantov. Zato izguba katabolne energije omejuje anabolizem in se izraža z metabolizmom snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo in v zmanjšani prirasti biomase. Vir proste energije v procesu aerobne respiracije mikrobnih celic je oksidacija substrata oziroma protonska transportna pot skozi biološko membrano. Ta je gonilna sila fosforilacije ADP, da tvori energijsko bogate vezi v ATP. Nastajanje ATP je lahko zavrto skozi substratno oksidacijo z zaviranjem protonskega transporta, kar omejuje tvorbo ATP obenem pa stimulira oksidacijo substrata. Protonfori so kemijske snovi, ki nosijo protone skozi biološke membrane in obenem zmanjšujejo protonski transport oksidativne fosforilacije. Metabolizem snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo v procesu iš enja odpadne vode, se kaže skozi zmanjšano prirast biomase na enoto odstranjenega substrata. Pri raziskavi u inka snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, je potrebno upoštevati populacijsko dinamiko in u inek razgradnje substrata glede na zmanjšano prirast biomase (Low in sod., 2000). 2.3

BIOLOŠKO IŠ ENJE S SUSPENDIRANO BIOMASO

Za sprejem odpadne vode na istilno napravo ter dolo itev u inka iš enja istilne naprave je pomembno poznati njeno koli insko in koncentracijsko obremenitev ter vpliv na mikrobno združbo. To lahko definiramo s številnimi fizikalnimi, kemijskimi in biološkimi parametri. V zadnjem asu se za dolo itev parametrov modelov bioloških istilnih naprav pogosto uporabljajo tudi diskontinuirni preskusi. Respirometri ni preskus predstavlja zelo pomembno orodje za spremljanje in vrednotenje biološkega iš enja odpadne vode. Z respirometrom je mogo e tudi sprotno kontrolirati prezra evalni sistem in u inkovitost iš enja (Draaijer in sod., 1997). S primernim vrednotenjem podatkov lahko statisti no dolo imo trende ter nihanja tako v koli ini in obremenitvi kot tudi inhibiciji ali toksi nosti (npr. tedenska ali sezonska) in na podlagi teh podatkov se lahko izra unajo nekateri parametri modela bioloških procesov (Vanrolleghem in sod., 1999). Uporaba matemati nih modelov je na podro ju biološkega iš enja odpadnih voda vedno bolj pogosta. Modele uporabljamo za boljše razumevanje procesov iš enja, kot pomo pri na rtovanju istilnih naprav, kot pomo pri obratovanju in za izboljšano vodenje naprav. Pred uporabo modela moramo model najprej prilagoditi na napravo, to je ustrezno nastaviti parametre modela. Ker so standardni modeli kot je npr. ASM1 model (Henze in sod., 1987), ki se uporabljajo na podro ju istilnih naprav nelinearni in kompleksni, je dolo itev ustreznih parametrov modela zahtevna naloga. Odpadno vodo v osnovi delimo na: 1/ komunalno odpadno vodo; 2/ industrijsko odpadno vodo, 3/ padavinsko vodo. Odpadna voda je sestavljena iz razli nih sestavin. Posamezna snov ima lahko razli en u inek na okolje (Toman, 1987; Henze in sod. 1995):

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

• • • • • • • • • •

mikroorganizmi - patogene bakterije, virusi: tveganje pri kopanju ter užitnosti školjk; biorazgradljive organske snovi: pomanjkanje kisika v rekah in jezerih; druge organske snovi - detergenti, pesticidi, maš obe, olja, fenoli, cianidi: toksi ni vpliv, bio akumulacija; obarvanost: toksi ni vpliv, bio akumulacija; hraniva - dušik, fosfor: evtrofikacija, pomanjkanje kisika, toksi ni vpliv; kovine - Hg, Pb, Cd, Cr, Cu, Ni: toksi ni vpliv, bio akumulacija; anorganske spojine – kisline, baze, cianid: toksi ni vpliv; termalni vpliv - vro a ali mrzla voda: vpliv na spremembo življenjskih pogojev za floro in favno; vonj in okus - vodikov sulfid: neprijeten ob utek, toksi ni vpliv; radioaktivnost: toksi ni vpliv, akumulacija.

Pri karakteriziciji odpadne vode se tako sre amo z dvema poglavitnima težavama: •

Dolo eni analizni parametri za odpadno vodo nam dajo le okvirno sliko njenega kemizma. V rezultatih splošnih analiz so tako lahko skrite dolo ene spojine, ki inhibitorno vplivajo na proces biološkega iš enja odpadne vode. Tako je priporo ljivo, da poleg okvirne splošne sestave dolo imo tudi stopnjo inhibicije aktivnega blata, saj je prakti no nemogo e dolo iti natan no spojinsko sestavo odpadne vode. Pozitivni preskusi inhibicije pomagajo pojasniti vzroke za zmanjšanje aktivnosti in u inka iš enja odpadne vode. Poleg tega pa so tudi na in dolo itve potencialnih polutantov na iztoku iz virov onesnaženja.

•

Splošni analizni parametri (KPK, N-org;...) so dejansko skupek razli no mikrobiološko razgradljivih delov (hitro razgradljivi, po asi razgradljivi, inertni,...), ki pa so v kemijski analizi dolo eni kot celota.

Aktivno blato (Dular, M. in sod., 1997) je nakopi ena biomasa (kosmi), ki pri obdelavi odpadne vode v istilni napravi nastane z rastjo bakterij in drugih mikroorganizmov, obi ajno ob prisotnosti raztopljenega kisika. Mikrobna sestava je mo no odvisna od zunanjih pogojev. Biološki na in iš enja odpadnih vod temelji na življenjski dejavnosti mikroorganizmov, ki razgrajujejo organske snovi v koloidnem in raztopljenem stanju v odsotnosti ali prisotnosti kisika (Zagorc-Kon an in sod., 1999). Te snovi so obi ajno naravnega izvora (biogene snovi) in jih mikroorganizmi z lahkoto razgradijo v ogljikov dioksid, vodo in novo biomaso. Ta proces imenujemo mineralizacija ter je mo no zaželena na vseh istilnih napravah. V primeru, da je topni material nerazgradljiv (ksenobiotiki) za dano mikrobno kulturo, se le ta izlo i iz sistema v enaki koncentraciji, kot je na vstopu v sistem razen (inertni del odpadne vode), e ni bil podvržen kemijskemu ali fizikalnemu procesu (Eikelboom, 2000). V naravi živi veliko mikroorganizmov, katerih metabolizem lahko izrabimo za namene iš enja odpadne vode. Upoštevati moramo njihove osnovne metabolne zakonitosti. Zato

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

je osnovno biokemijsko znanje zelo pomembno pri razumevanju in na rtovanju iš enja odpadne vode (Cloete in Muyima, 1997). V biološke procese v istilnih napravah je vklju ena vrstno pestra združba razli nih mikroorganizmov, ki tvorijo tako imenovano aktivno blato. Sestava aktivnega blata je mo no odvisna od zunanjih pogojev (Durakovi , 1995). Najbolj pomemben del mikroorganizmov se na istilni napravi samostojno vzgoji. Na splošno lahko mikroorganizme v aktivnem blatu razdelimo v naslednje skupine (Roš, 1993): • • • • •

bakterije (glavna naloga je primarna transformacija in razgradnja raztopljenih organskih snovi z ekstracelularnimi encimi), glive (pojavijo se tam, kjer je nizek pH; tekmujejo za hrano skupaj z bakterijami), alge (za svoj obstoj potrebujejo svetlobo zato se pojavljajo na površini biofiltrov), protozoji (pojavljajo se v nizko obremenjenih istilnih napravah; prehranjuje se z bakterijami, glivami, algami in suspendiranimi snovmi ter je pomemben del sekundarnega usedanja v istilnih napravah), metazoji (ve celi ne živali, ki se v glavnem pojavljajo v biofiltrih in nižje obremenjenih istilnih napravah).

Na selekcijo organizmov v istilni napravi vpliva: • • • • •

substrat (organizmi morajo biti sposobni razgraditi substrat – odpadno vodo); elektronski akceptor (npr. kisik ali nitrat; aerobni ali anaerobni pogoji); karakteristika usedanja ( e so organizmi veliki se z lahkoto usedajo in tako ponovno vrnejo v reakcijske bazene); temperatura; hitrost rasti mikroorganizmov (minimalna hitrost rasti, pri kateri organizmi lahko preživijo v napravi, je življenjskega pomena).

Mikroorganizmi za preživetje in razmnoževanje potrebujejo: • • • •

makroelemente (ogljik, dušik in fosfor); mikroelemente; vir energije; ' redukcijsko mo ' .

Mikroorganizmi pridobijo energijo ter redukcijsko mo iz oksidacijskih reakcij, pri emer se prenesejo elektroni iz substrata, ki se reducira na terminalni akceptor elektronov (NADH +H+ in FADH2). Koli ina energije, ki se sprosti, je odvisna od oksidacijskega stanja substrata oz. števila elektronov, ki se prenesejo na akceptor. Visoko reducirajo e spojine vsebujejo ve elektronov in imajo ve jo prosto energijo od mo no oksidiranih spojin ne glede ali so organske ali anorganske. Pri oksidaciji ogljikovih spojin, ki jih dolo amo s KPK, ima spojina z visokim razmerjem KPK:C mo an redukcijski potencial. Skrajni možni spojini sta CH4 kot najbolj reducirana oblika in CO2 kot najbolj oksidirana oblika. Vse organske spojine se nahajajo med tema dvema skrajnostima (Lehninger, 1971).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Mikroorganizmi pri razgradnji odpadne vode uporabljajo svoj metabolizem. Metabolizem so vse biokemijske pretvorbene reakcije, ki se zgodijo v živi celici s pomo jo encimov (Landeka, 1995). Encimska reakcija te e z maksimalno hitrostjo, ko so na encimu zasedena vsa aktivna mesta. Biokemijske reakcije so vedno združljive. Produkt ene reakcije služi kot reaktant druge reakcije. Poznamo tudi inhibicijo encimskih reakcij, kjer pride do za asne ali trajne zasedenosti aktivnega mesta (Boch in sod., 1991). Standardni oksidacijsko-redukcijski potencial (ORP) je merilo za koli ino prenesenih elektronov. ORP je v praksi zelo uporaben parameter za ugotavljanje poteka biokemijskih reakcij v šaržnih reaktorjih. Z njim lahko napovemo potek nitrifikacije, denitrifikacije ter za etek anaerobne razgradnje (Levstek, 2002). Z vklju itvijo in izklju itvijo kisika tako vplivamo na potek iš enja, saj ima raztopljen kisik najve ji vpliv na vrednost ORP (200 mV pri naraš anju kisika iz 0 na 2 mg/l) (Lo in sod., 1994). Po definiciji je prirast (Y) stehiometrijski koeficient, ki nam pove, kolikšna je bila prirast biomase na enoto odstranjenega substrata. e je koli ina nove biomase odvisna od proizvedenega ATP, le ta pa od odstranjenega substrata - donorja elektronov, lahko zaklju imo, da je pri veliki razliki v ORP velik Y. Tak primer je pri aerobnih heterotrofih, ki kot donor elektonov uporabijo organski substrat in akceptor elektronov kisik. Nekoliko manjši Y je pri heterotrofih, ki kot akceptor elektronov uporabljajo NOx (denitrifikatorji), še manjši pa pri avtotrofih (nitrifikatorjih), ki kot donor elektonov uporabljajo NH4+, kot najbolj reducirano obliko (Henze in sod., 1995 a). Da mikroorganizem na podlagi pridobljene energije lahko producira celi ne sestavine, morata biti zagotovljena dva pogoja (Grady in sod., 1999): •

•

oksidacijsko stanje ogljikove spojine, kot gradnika celice mora biti enako oksidacijskemu stanju celice. e je manjše, pride do oksidacije le te in dodatne tvorbe energije, kar ima za posledico produkcijo biomase. e je ve je, pride do redukcije, za kar je potrebna rezervna celi na energija. število ogljikovih atomov – idealno število so 3 atomi, e jih je ve , pride do katabolizma in s tem pridobivanja energije, e jih je manj, pa do anabolizma in s tem porabe energije.

V primeru NH4+ kot donorja elektronov in CO2 kot vira ogljika imamo dvakratno izgubo energije (E) in zato posledi no zelo nizek Y (avtototrofni nitrifikatorji). Prirast na odstranjen substrat je zelo nizka in zato moramo držati aktivno blato dovolj dolgo v sistemu, da lahko zagotovimo uspešno delovanje avtotrofnih nitrifikatorjev. Prirast je neodvisna od hitrosti reakcije in je tako funkcija skupine mikroorganizmov, vira ogljika in energije ter obratovalnih pogojev. S starostjo blata se prirast biomase zmanjšuje ravno zaradi priraš anja avtotrofnih mikroorganizmov. Pri dolo itvi prirasti blata nastopijo težave, ker mikroorganizmi del substrata porabijo za lastno vzdrževanje, tako da v principu dolo imo dejansko prirast biomase, ki je manjša od skupne prirasti. Za iš enje odpadne vode je odgovoren širok spekter mikroorganizmov, ki s svojim razli nim metabolizmom razgrajuje razli ne sestavine odpadne vode. Hitrost razgradnje je tako odvisna od mikrobne kulture ter njenih potreb po dolo enem substratu. iš enje

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

odpadne vode z aktivnim blatom je v glavnem aerobni proces, kjer so mikroorganizmi kemoheterotrofi. Razgrajujejo organski ogljik iz odpadne vode, za kar pridobijo energijo za sintezo novih celic, pri emer uporabijo kisik kot akceptor elektronov. Drugi dve skupini, ki sta odgovorni za odstranjevanje dušika sta: • •

kemolitotrofne bakterije ki uporabljajo bolj reducirane oblike dušika kot sta NH4+ in NO2-, ki jih oksidirajo v nitrat; nitrat služi kot elektronski akceptor za heterotrofe, ki ga pretvorijo v elementarni dušik. Proces je anaeroben.

Za optimalen potek aerobne razgradnje potrebuje heterogena združba organizmov zadosti raztopljenega kisika. Splošen potek reakcij kažejo naslednje ena be (vse reakcije potekajo ob prisotnosti ustreznih katalizatorjev) (Toman, 1987): 1. reakcija: biokemijska encimska oksidacija substrata organska snov + raztoplj. O2 → CO2 + H2O + energija 1

... ( 1)

CxHyOz + (x - /4y - /2z)O2 → xCO2 + /2y H2O + ∆HI

2. reakcija : rast celic - nastajanje nove biomase organska snov + NH3 + O2 → protoplazma + energija

... ( 2)

n(CxHyOz) + nNH3 + n(x + 1/4y - 1/2z - 5)O2 →

(C5H7O2N)n + n(x - 5)CO2 + n/2(y - 4)H2O + ∆HII 3. reakcija: endogena respiracija protoplazma + O2 → CO2 + H2O - NH3 + energija

... ( 3)

(C5H7O2N)n + 5nO2 → 5nCO2 + nH2O - nNH3 + ∆HIII 4. reakcija - nitriticija koncentracija amonijevega dušika + O2 → nitrit + H2O + energija

... ( 4)

NH4+ + 3/2 O2 → 2H+ + 2H2O + NO2- + ∆HIV 5. reakcija - nitratacija nitrit + O2 → nitrat + energija

... ( 5)

NO2- + 1/2 O2 → NO3- + ∆HV 4. in 5. reakcija lahko porabita tudi do 40 % celotne porabe kisika. V sistemu z aktivnim blatom je stopnja respiracije oziroma poraba kisika vezana na aerobne aktivnosti organizmov ter odvisna od vrste ter koncentracije substrata in procesnih razmer. Nanjo lahko vplivajo številni dejavniki (Henze in sod.1995, a): • asovno odvisni pretok dotoka ter njegova sestava;

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

• • • • • •

pretok skozi sistem npr. epast tok, popolnoma premešan sistem; neprezra ene cone; heterotrofna in avtotrofna hitrost rasti; vra anje aktivnega blata ter blatnenice (gnile vode); starost blata; u inkovitost prezra evalnih naprav.

Omenjeni procesi potekajo v delu istilne naprave, ki jo imenujemo prezra evalnik. V drugem delu - naknadnem (sekundarnem) usedalniku pa se lo ujeta aktivno blato in organsko razbremenjena voda, pri emer pa se procesi razgradnje ne ustavijo. Odpadno vodo dovajamo v prezra evalnik, suspenzijo aktivnega blata stalno prezra ujemo in mešamo. Organsko razbremenjena voda in aktivno blato (kosmi) gravitacijsko odtekata v naknadni usedalnik, kjer se trdna in teko a faza (kosmi in voda) lo ita. Del aktivnega blata (povratno blato - recikel) vra amo v proces, preostanek aktivnega blata odvajamo iz istilne naprave (odve no blato) (Roš, 2001). Številni med seboj odvisni biološki procesi so življenjsko pomembni za dobro delovanje mikrobne združbe istilne naprave in s tem njene u inkovitosti (Levstek, 2002). Kemijsko proces iš enja odpadne vode poteka po naslednjih stopnjah (Henze in sod., 1995, a):

po asi razgradljiva snov hidroliza lahko razgradljiva snov hidroliza zelo lahko razgradljiva snov rast biomasa odmiranje inertni material

Slika 3. Trisubstratni model, potek razgradnje odpadne snovi na istilni napravi, vklju uje biološko odstranitev fosforja in dušika (Henze in sod., 1995 a).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Najpomembnejše pretvorbe mikrobne združbe v procesu razgradnje organske snovi oziroma iš enja odpadne vode so rast, hidroliza, odmiranje in adsorpcija (Henze, 1995). Slika 3 prikazuje idealen teoreti en primer razgradnje substrata, ki v naravi predstavlja iš enje odpadne vode z zmanjšanjem koncentracije organske snovi in mineralizacijo. V realnem sistemu pospešeno odmiranje lahko povzro ijo tudi toksi ne snovi. Zaviranje razgradnje se lahko kaže na akutnem ali kroni nem nivoju (težke kovine). V tem delu smo se osredoto ili na možnost napovedi spremembe teh reakcij z vrednotenjem respirometi nih preskusov. Hitrost porabe substrata lahko zapišemo npr. po Monodovem modelu, ki je predstavljen v naslednjem poglavju. Hitrost razgradnje organske snovi je odvisna od števila mikroorganizmov. Ve je je število mikroorganizmov, hitrejša je reakcija. Monodova ena ba je matemati ni zapis preskusov, ki so bili narejeni s istimi kulturami, vzgajanimi na istovrstnem substratu. V procesih iš enja odpadne vode imamo opravka z neznanimi spojinami in koncentracijami substrata. Koncentracijo substrata namre dolo imo z nespecifi nima parametroma kot sta KPK in BPK5. V sistemu z aktivnim blatom ne moremo spremljati rasti ene same vrste mikroorganizmov ampak celotne mikrobne združbe, katere sestava in aktivnost sta mo no odvisni od pogojev rasti. Kljub tema dvema pomembnima razlikama pa je v literaturi dovolj podatkov, da lahko potrdimo, da je Monodova ena ba dober model, ki prikazuje odvisnost rasti aktivne biomase od koncentracije skupnega substrata izraženega kot KPK ali BPK5. Seveda se podatki v literaturi med seboj razlikujejo zaradi razli nih pogojev rasti biomase (dejavniki okolja) in sestave substrata. Biološko iš enje odpadne vode vklju uje raznoliko vrstno in števil no sestavo mikroorganizmov, ki se aktivno odzivajo na okolje v procesu iš enja. U inkovit in stabilen proces biološkega iš enja odpadne vode je mogo e dose i le z optimalno povezavo bioloških, inženirskih znanj in prakti nih izkušenj. Biološki vidik procesov iš enja odpadne vode je bil v preteklosti zapostavljen, eprav predstavlja klju ni dejavnik v procesu. Izraz »biologija« pomeni v glavnem empiri no zbrane izkušnje s spontano razvito, adaptirano biomaso. Pazljivo sledenje aktivnosti biomase omogo a izboljšanje njene u inkovitosti, ki se kaže tudi v boljši ekonomi ni plati procesa (Glancer in sod., 1993). Biološka narava procesa iš enja odpadne vode zahteva, da proces ovrednotimo vedno znova glede na trenutno situacijo (Kristensen in sod., 1992). Ker je rast bakterij, ki opravljajo glavnino razgradnje odpadne vode logaritmi na, je doseganje kvalitetnega in u inkovitega iš enja odpadne vode v smislu razgradnje organskih snovi in energetske var nosti najoptimalnejše, ko je stopnja rasti organizmov maksimalna (Watts in Cavenor-Shaw, 1998). istilna naprava ni nikdar stabilen sistem, temve je vedno izpostavljen stresom. Pretok, sestava in koncentracija posameznih sestavin odpadne vode se stalno spreminjajo. Razli ni biološki procesi potekajo simultano in vsak od procesnih delov zahteva posebne razmere in se razli no odziva na motnje, npr. razgradnja ogljikovih snovi in nitrifikacija sta kompetitivna procesa za raztopljeni kisik (Spanjers, 1993).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Kljub prihajajo im novim tehnologijam biološkega iš enja odpadne vode, je sistem z uporabo aktivne biomase še vedno napogosteje uporabljan princip (Watanabe in sod., 1994). Skoraj stoletje so ga uspešno uporabljali predvsem kot konvencionalni sistem za razgradnjo ogljikovih spojin. Šele nekaj zadnjih let se izrablja in preverja njegov potencial za odstranjevanje drugih nutrientov. Kompleksnost teh procesov je narekovala dolo itev novih parametrov substrata in biomase za boljše razumevanje in razlago tradicionalnih prametrov BPK, KPK in suhe snovi (Trevizo in Nirmalakhandan, 1999). Dodatni parametri opisujejo nutriente, potencialne polutante, nerazgradljive organske snovi… z namenom ugotoviti vpliv in vzpostaviti procesne razmere za njihovo biološko razgradnjo. Zato je potrebno razumevanje kompleksnih biokemijskih procesov, kot so nitrifikacija, denitrifikacija in biološko odstranjevanje fosforja iz odpadne vode (Orhon in Artan, 1994). Proces z uporabo aktivne biomase temelji na razgradnji biorazgradljivih sestavin odpadne vode s serijo biokemijskih reakcij, ki se kažejo v metabolni aktivnosti mikroorganizmov v prisotnosti raztopljenega kisika (Tišler in Zagorc-Kon an, 1994; Tišler in Zagorc-Kon an, 1995). V bioloških sistemih aktivne biomase biokemijski principi dolo ajo uspešnost razgradnje substrata organskih ali anorganskih snovi, ki se kaže v nastajanju biomase in porabi raztopljenega kisika (Guwy in sod., 1998). Heterotrofna mikrobna populacija porablja snovi odpadne vode za energijo in rast. Raztopljeni kisik omogo a mikrobom oksidacijo dela organskih snovi odpadne vode. Substrat je vklju en v dva razli na procesa: lahko je vklju en v sosledje reakcij razgradnje, kjer se pretvori najprej v številne intermediarne produkte in nato v stabilne kon ne produkte s stvarjanjem energije (katabolizem ali disimilacija), ali pa je del reakcij, kjer se izdelajo glavne biokemijske sestavine celic iz vmesnih produktov po razli nih biosintetskih poteh (anabolizem ali asimilacija). Vklju evanje v obe metabolne poti je odvisno od narave substrata in nutrientnih zahtev mikroorganizmov (Eikelboom, 2000). U inkoviti sistemi aktivne biomase rezultirajo v vklju itvi frakcije organskega ogljika v novo celi no biomaso skozi biosintezo, preostanek pa se oksidira do ogljikovega dioksida s kataboli no reakcijo. Koli ina kisika, ki se porabi v procesu za pridobivanje energije in porabo organskega ogljika iz odpadne vode za rast je mera za biokemijsko potrebo po kisiku, ki je potrebna za metabolno o iš enje odpadne vode (Levstek, 2002). Poraba kisika in rast mikrobov sta vzporedna in medsebojno odvisna procesa (Rozich in Gaudy, 1992). Dušik in fosfor se deloma tudi razgradita skupaj z organskim ogljikom kot del sintetiziranega celi nega materiala odvisno od elementarne kemijske sestave mikroorganizmov. Dušikove snovi se dokon no oksidirajo do nitrata po druga nih katabolnih poteh pri specifi nih razmerah procesa (Grady in Lim, 1980). Na aktivnost biomase vpliva ve spremenljivk (Watts in Cavenor-Shaw, 1998): • • • •

tip prisotnih organizmov; dejanska koncentracija aktivnih mikroorganizmov; narava in mo substrata (koli ina lahko in manj razgradljivega substrata); vplivi okolja: 1/ temperatura, 2/ kisik, 3/ pH, 4/ inhibitorne snovi, 5/ dušik in fosfor (Antoniou in sod., 1990).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

1/ Temperatura: S pove anjem temperature se zmanjšuje koncentracija kisika v vodi, saj se topnost kisika s pove anjem temperature manjša. Zaradi pove anja temperature se pove uje tudi biokemijska razgradnja organskih snovi, zaradi esar se koncentracija kisika še dodatno zmanjša. Vsak organizem ima dolo eno temperaturno obmo je aktivnosti, ki je odvisno od samega organizma in pri temperaturah izven tega obmo ja prihaja do odmiranja organizmov (Pedersen in Petersen, 1996). Pri pove ani temperaturi se zaradi zmanjšane koncentracije raztopljenega kisika dihanje organizmov pove a in zaradi tega so organizmi izpostavljeni ve ji koli ini strupenih snovi (Tišler, 1978). Temperaturna odvisnost v biološkem procesu je opisana z eksponentno ena bo (Rozich in Gaudy, 1992):

rmax (T) = rmax (20 o C) ⋅ e kjer je: rmax T K

K ⋅ (T - 20)

... ( 6)

maksimalna hitrost procesa razgradnje (mg/h) temperatura (oC) koeficient (1/oC)

Za aerobne procese velja gornja ena ba v obmo ju od 0oC do 32oC. V tem obmo ju je sprememba okoli 0,1 mg/h na 1oC. V temperaturnem obmo ju od 32oC do 40oC je hitrost razgradnje konstantna, nad 45oC pa se ob utno zmanjša. 2/ Kisik: Potrebo po kisiku v aerobnih razmerah lahko opišemo z Monodovo ena bo: r = rmax ⋅

kjer je: r SO KS,O

SO KS, O + SO

hitrost procesa razgradnje (mg/h) koncentracija kisika (mg/l) koncentracija kisika pri ˝ rmax (mg/l)

... ( 7)

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Slika 4. Vpliv raztopljenega kisika na stopnjo nitrifikacije (Orhon in Artan, 1994).

Slika 4 kaže vpliv raztopljenega kisika na stopnjo nitrifikacije, pri emer je RAaer hitrost rasti avtotrofov pri aerobnih pogojih. 3/ pH: Aerobni procesi so mo no odvisni od pH. Vrednost pH je odvisna od pritekajo e odpadne vode, nizek pH nastane pri nitrifikaciji ali pa je povezan s kemijskim obarjanjem fosforja. V literaturi najdemo podatek, da je optimalni pH za razgradnjo odpadne vode med vrednostjo 6 in 9 (Bever in sod., 1995). Pri spremembi pH redko opazimo direktni vpliv na organizme. Bolj pogost je posredni vpliv, ko pri pove anju pH in pove anju trdote vode zmanjšamo strupenostni vpliv, ker nekatere snovi, naprimer težke kovine preidejo iz aktivne v neaktivno obliko (Tišler, 1987). 4/ Inhibitorne snovi: Vpliv inhibitornih snovi je predstavljen v nadaljevanju. 5/ Dušik in fosfor: Vpliv dušika in fosforja lahko izrazimo z dvojno Monodovo ena bo, ki kaže na inhibicijo rasti le pri nizkih koncentracijah dušika in fosforja zaradi pomanjkanja življenjsko pomembnih elementov. 2.4

OSNOVNI PROCESI RAZGRADNJE SUBSTRATA

Mikroorganizmi predstavljajo osnovo biološke stopnje istilne naprave. Za svojo rast in razmnoževanje uporabljajo biološko razgradljivi organski del odpadne vode in s tem sodelujejo v istilnih procesih. Strupene snovi lahko zmanjšajo (inhibirajo) rast in razmnoževanje in s tem vplivajo na u inkovitost iš enja (Johanides, 1976). Osnovna procesa pri kompleksnem sistemu iš enja odpadne vode sta mikrobna rast in odmiranje. Ker je poraba substrata povezana z rastjo mikroorganizmov, se v kompleksnem sistemu iš enja odpadne vode obravnavata skupaj. Mikrobno odmiranje je odvisno od koncentracije biomase, manjša je koncentracija biomase, manjše je odmiranje (Wilderer in sod., 1991).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

2.4.1

Krivulja rasti

Hitrost rasti mikrobne združbe, ki jo lahko spremljamo direktno z dolo itvijo koncentracije oz. števila celic v gojiš u (Blok, 1976) po ISO 15522: 1997, daje zna ilno krivuljo, ki jo imenujemo krivulja rasti. Prikazuje odvisnost koncentracije populacije mikroorganizmov od asa. Hitrost rasti biomase se spreminja v odvisnosti od koncentracije substrata tako, da lo imo 6 razli nih faz rasti.

Slika 5. Prikaz krivulje rasti bakterijske kulture (mikrobna razgradnja) in porabe substrata z opredelitvijo stopenj iš enja odpadne vode (Orhon in Artan, 1994).

Ve ina reaktorjev z aktivnim blatom deluje na kontinuirni na in, zato lahko na grafu krivulje rasti in koncentracijskem profilu dolo imo stacionarno stanje za dano napravo. Ker je namen iš enja odpadne vode v tem, da dosežemo im ve jo u inkovitost, obratujejo istilne naprave pri zelo nizki koncentraciji substrata v prezra evalnih bazenih, zaradi esar se ne pojavi eksponentna faza rasti biomase. Za istilne naprave tako lo imo tri na ine obratovanja: visoko aktivne, konvencionalne in s podaljšanim prezra evanjem (Grady in sod., 1996). Slika 5 kaže razmerje med respiracijo, porabo substrata in prirastjo biomase v šaržnem reaktorju, kjer je razvidna tipi na krivulja rasti v šestih razli nih fazah. V fazi porabe substrata mikrobna združba porablja kisik in obenem naraš a koncentracija biomase. Na sliki (Slika 5) so predstavljeni tudi na ini iš enja odpadne vode: A = visoko aktivna biomasa ; B = konvencionalni sistem; C = podaljšana aeracija. Faze rasti: 1 = faza prilagajanja (lag); 2 = za etna rast; 3 = eksponentna faza rasti; 4 = faza upadanja rasti; 5 = stacionarna faza; 6 = endogena faza – faza odmiranja Po adaptacijski fazi (»lag faza«), ko se biomasa prilagaja na novo okolje, sledi faza priraš anja, ki je nave ja v eksponentni fazi rasti. Iz te faze se dolo i specifi na hitrost rasti

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

biomase (µ), ki je odvisna od koncentracije in vrste substrata. Ko se koncentracija substrata zmanjša, se tudi rast umiri ter nato po asi zamre. Ko se koncentracija substrata zmanjša prakti no na ni , se pri ne odmiranje biomase (Henze in sod., 1987). Faze krivulje rasti (Rozich in Gaudy, 1992): 1/ Faza prilagajanja ali »lag faza«, vklju uje adaptacijo kulture mikroorganizmov na nove življenjske pogoje. »Lag faza« je lahko razli no dolga, odvisno od sposobnosti kulture mikroorganizmov, da prilagodi svoj encimski sistem novo nastalim razmeram. Pri tem imajo pomembno vlogo tudi starost celic in sprememba procesnih razmer, kar se kaže v adaptacijski fazi. 2/ Logaritemska ali eksponentna faza: Bakterije lahko za svojo rast uporabijo le majhne in enostavne molekule. To so spojine kot so ocetna kislina, etanol, metanol, glukoza…Faza eksponentne rasti je faza najhitrejšega razmnoževanja mikroorganizmov in proizvodnje metabolitov, ki so vezani na rast. Število celic se podvojuje, dokler je na voljo dovolj hrane in ni strupenih prozvodov metabolizma. V tej fazi imajo mikroorganizmi konstantne parametre rasti. Ta parametra sta generacijski as in maksimalna specifi na hitrost rasti. V ena be eksponentne faze lahko vklju imo tudi odmiranje (Orhon in Artan, 1994). V našem delu smo odmiranje izklju ili. Faktor odmiranja je namre 10 x manjši kot faktor rasti (Henze in sod., 1987) in sicer je: • •

maksimalna specifi na hitrost rasti heterotrofne boimase: 6/dan; specifi na hitrost izgube heterotrofne biomase: 0,40/dan.

3/ Stacionarna faza: Mikroorganizmi po eksponentni fazi prehajajo v stacionarno fazo, kjer je koncentracija mikrobne združbe konstantna. V tej fazi celice živijo in se ne razmnožujejo in zelo majhna prirast je v ravnotežju z odmrlimi celicami. Dolžina stacionarne faze je odvisna od aktivnosti in adaptiranosti biomase ter je lahko dolga tudi nekaj dni. 4/ Faza odmiranja: Stacionarna faza se kon a s fazo odmiranja, ko je v dolo enem asovnem obdobju število odmrlih celic ve je od števila novo nastalih celic. Na celi nem nivoju se razgradnja substrata in aktivnost biomase kaže v porabi raztopljenega kisika za metabolne procese v celici. 2.4.2

Mikrobna rast

Hitrost rasti biomase (dXB/dt oz. ∆XB/∆t) je vedno izražena kot specifi na hitrost rasti biomase, to je hitrost rasti na celi no biomaso, ki se je pove ala v asovnem intervalu dt ali ∆t (Baler, 2000). Eksponentno fazo rasti oziroma mikrobno rast lahko matemati no opišemo z diferencialno ena bo za to no dolo eno koncentracijo substrata (Orhon in Artan, 1994):

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

dXB = ⋅ XB dt

... ( 8)

kjer je: XB koncentracija biomase v mg/l µ specifi na hitrost rasti biomase v 1/h t as rasti v h dXB/dt je trenutna sprememba prirasti celic v asu in predstavlja hitrost rasti biomase. Maksimalna specifi na hitrost rasti biomase je konstantna med eksponentno fazo, ki je karakteristi na za vsak sistem. Dokler je µ konstanten, velja naslednja ena ba:

XB = XB, O

⋅t

... ( 9)

kjer je: XB,0 koncentracija biomase na za etku eksponentne faze v g/l Iz gornje ena be dobimo naslednjo zvezo: XB = XB,0 ⋅ e

⋅t

... ( 10)

Koncentracija celic naraš a eksponentno s asom, in sicer hitreje, im ve ja je µ. as, ki je potreben za podvojitev koncentracije celic med eksponentno fazo, imenujemo generacijski as. Generacijski as, td aktivnega blata, pri emer se koncentracija pove a za faktor 2, je tako zapisan s spodnjo ena bo: td =

ln2

... ( 11)

kjer je: td generacijski as v h Parametra µ in td uporabljamo za opisovanje in vrednotenje eksponentne rasti kulture mikroorganizmov. Poraba substrata po asu je premo sorazmerna s hitrostjo rasti in koncentracijo biomase in obratno sorazmerna s koeficientom prirasti, zato lahko hitrost rasti biomase povežemo s specifi no hitrostjo porabe substrata. Dobimo naslednjo ena bo: rs =

kjer je:

dS = − ⋅ XB dt Y

... ( 12)

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Y S rs

koeficient prirasti biomase (KPK biomase/ KPK substrata) koncentracija substrata v mg/l kot KPK hitrost porabe substrata v mg/l.h

Uporaba zgornje ena be je odvisna od na ina, kako se hitrost rasti biomase odziva na koncentracijo limitirajo ega substrata. Najboljšo povezavo za hitrost rasti biomase dobimo iz saturacijske krivulje (Slika 6), ki jo je opisal Monod in je postavljena na podlagi eksperimentalnih podatkov za iste kulture: =

max

kjer je: Ks

⋅

S KS + S

... ( 13)

koncentracija nasi enja oz. koncentracija substrata pri 1/2 rs,max v mg/l maksimalna specifi na hitrost rasti biomase v 1/h

µmax

oziroma z upoštevanjem prirasti blata dobimo ena bo:

rs = −

µ max Y

⋅

S ⋅ XB Ks + S

... ( 14)

To ena bo uporabljamo le v primeru, ko je substrat limitni dejavnik. Tu je maksimalna specifi na hitrost rasti biomase odvisna od pogojev okolja kot so temperatura, pH, kisik, nutrienti, inhibitorne snovi. V primeru razli nih substratov, se hitrost razgradnje oz. hitrost rasti biomase ravna po naslednjem na elu: = µ max⋅

S1 S2 Sn ⋅ ⋅ ⋅⋅ ⋅ Ks,1 + S1 Ks,2 + S2 Ks, n + Sn

... ( 15)

kjer indeksi od 1 do n pomenijo razli ne substrate. Pri ve ji koncentraciji substrata (S > 5 Ks) je hitrost rasti biomase (razgradnje) prakti no neodvisna od S (imamo tako imenovani 0. red reakcije), tako da lahko ena bo poenostavimo: =

max

Pri manjših koncentracijah substrata je Ks + S ≈ Ks lahko ena bo zapišemo:

... ( 16)

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

max

⋅

S Ks

... ( 17)

Dobimo linearno odvisnost hitrosti rasti (razgradnje) od koncentracije substrata, kar pomeni, da gre za reakcijo 1. reda. Grafi ni prikaz odvisnosti hitrosti rasti od koncentracije substrata je prikazan na naslednji sliki (Slika 6).

HITROST RASTI (1/dan)

0. red

1. red

SUBSTRAT

Slika 6. Grafi ni prikaz Monodove ena be

2.4.3

Odmiranje mikroorganizmov

Živi organizmi imajo dolo en as življenja. Stopnja odmiranja je življenjsko pomembna za pretvorbo snovi v biološki istilni napravi. Odmiranje pomeni izgubo biomase v endogeni fazi zaradi pridobitve energije za vzdrževanje osnovnih funkcij celic. Matemati no to pomeni drugi del zaporednih procesov, ko se porabi ves eksogeni substrat za sintezo novih celi nih sestavin in se del biomase nato razgradi v endogenem metabolizmu. Izrazimo ga kot reakcijo 1. reda glede na koncentracijo biomase. rXB = b ⋅ XB

kjer je: rXB b

hitrost odmiranja v mg/l.h koncentracija odmiranja v 1/h

... ( 18)

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Oziroma: dXB = − b ⋅ XB dt

2.4.4

... ( 19)

Hidroliza

V procesu hidrolize se velike molekule razgradijo v male direktno razgradljive molekule. Lahko se vzporedno dogaja hidroliza neraztopljenega in raztopljenega substrata. Obi ajno je hidroliza tista, ki dolo a hitrost razgradnje odpadne vode, pogosto pa jo omenjajo kot reakcijo prvega reda npr. pri razgradnji neraztopljenih snovi (Xs): rxs = kh ⋅ Xs

kjer je: rxs kh Xs

hitrost razpada neraztopljenega substrata v mg/l.h koeficient hidrolize v 1/h koncentracija neraztopljenega substrata v mg/l

2.4.5

Adsorpcija

... ( 20)

Aktivno blato ima veliko specifi no površino in je tako sposobno vezave snovi na svojo površino z molekulskimi silami. V prvih 10 minutah kontakta biomase z adsorbljivim substratom se praviloma adsorbira okoli 40 % substrata na biomaso (Glancer, 1993). Adsorpcija ni proces pretvorbe, pa pa mo no vpliva na sam proces razgradnje. 2.4.6

Interpretacija Monodove ena be

Interpretacija Monodove ena be prikazuje, da vrednosti dveh koeficientov, µmax in Ks dolo ata potek krivulje, ki povezuje koncentracijo substrata S in hitrost rasti biomase µ. Slika 7 prikazuje razli ne krivulje rasti z izra unanimi vrednostmi Ks 10 mg/l in 100 mg/l in µmax 3,0 in 6,0 na dan. Kot prikazuje slika manjše vrednosti Ks pove ujejo ob utljivost µ pri majhnih spremembah koncentracije substrata. Pri ve jih vrednostih µmax se to odraža v ve jih vrednostih µ za katerokoli koncentracijo substrata. Obenem to pomeni, da za dani µ v biološkem reaktorju, v reaktorju ostaja manjša koncentracija substrata kot v sistemih z ve jo vrednostjo µmax. Na drugi strani kombinacija visokega Ks in nizkega µmax dolo i najboljšo delujo o stabilnost in zmanjša ob utljivost µ na spremembe v koncentraciji substrata (Orhon in Artan, 1994 in Cloete in Muyima, 1997).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

HITROST RASTI (1/dan)

max =

6/dan, Ks = 10 mg/L

max =

6/dan, Ks = 100 mg/L

max =

3/dan, Ks = 100 mg/L

4 max =

3/dan, Ks = 10 mg/L

200

100

300

400

500

600

Slika 7. Vpiv vrednosti µmax in Ks na Monodovo krivuljo (Orhon in Artan, 1994).

H 2O rast O2 SS

XB XP odmiranje

hidroliza

Slika 8. Prikaz rasti, hidrolize in odmiranja v procesu metabolizma (Spanjers, 2000).

Slika 8 prikazuje metabolno pot rasti, hidrolize in odmiranja biomase, kjer je: XP partikulatni substrat XS topni oziroma razgradljivi substrat, ki se porablja v hidrolizi enako kot dotok SS lahko razgradljivi KPK v mg/l XB koncentracija biomase v mg/l

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Dotok substrata oziroma odpadne vode v proces aktivne biomase pomeni vnos biorazgradljivega materiala v proces. To se kaže v prirasti biomase in s tem povezano v respiracijski porabi kisika, ki je ve ja kot endogena stopnja respiracije (Spanjers in sod., 1999). Ta t.i. dejanska stopnja respiracije je funkcija koncentracije biorazgradljivih snovi v prezra evalnem reaktorju, ki je neto rezultat treh procesov: dodatka z dotokom, izgube skozi iztok in biološke razgradnje (Spanjers in sod., 1998). as potreben za doseganje dejanske respiracije, je odvisen od volumna reaktorja, kon ne koncentracije kisika in karakteristik blata (Giroux in sod., 1998). Maksimalna hitrost respiracije je dosežena, kadar je koncentracija biološko razgradljive snovi zelo velika in biomasa raste z maksimalno hitrostjo tako, da se hitrost porabe kisika približa maksimalni vrednosti (Novak in sod. 1994). V realnem procesu aktivne biomase je respiracija rezultat oksidacije ve sestavin substrata heterogene populacije mikrobov. To pomeni, da je maksimalna respiracijska hitrost dosežena le, e je vsak od posameznih substratov v presežku, kar je v realnem substratu redko (Harremoes in sod., 1991). Tudi maksimalna stopnja respiracije je neodvisna od koncentracije substrata in je pokazatelj koncentracije aktivne biomase (Nowak in sod., 1994). Ob ve dodatkih enakega substrata se kaže zmanjšanje maksimalne respiracijske hitrosti, ker pride do red enja biomase. Ta pojav ovrednotimo z izra unom BPK (Giroux in sod., 1998). Respiracija je matemati no izražena v obliki rasti in odmiranja (vklju ena rast nitrifikatorjev) z naslednjimi ena bami (Spanjers in sod., 1998): ro =

1 − YH 4,57 − YA ⋅ µ max (SS , So ) ⋅ XH + ⋅ µ max (SNH , So ) ⋅ XA YH YA

... ( 21)

Prvi del ena be opisuje respiracijo ogljika in drugi del respiracijo dušika. Specifi ne rastne hitrosti µmaxH (SS, So) in µmaxA (SNH, So) so odvisne od koncentracije substrata SS in SNH in od koncentracije raztopljenega kisika So. Za heterotrofe tako velja:

µH (SS , So ) =

µ max H ⋅ SS K S + SS

⋅

So KOH + So

... ( 22)

Za avtotrofe velja:

µA(SNH , So ) = kjer je:

µ max A ⋅ SNH KNH + SNH

⋅

So KOA + So

... ( 23)

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

KNH KOA KOH

koncentracija nasi enja oz. koncentracija amonijevega dušika pri 1/2 rs,max v mg/l koncentracija nasi enja oz. koncentracija raztopljenega kisika za avtotrofne mikroorganizme pri 1/2 rs,max v mg/l koncentracija nasi enja oz. koncentracija raztopljenega kisika za heterotrofne mikroorganizme pri 1/2 rs,max v mg/l

Respiracijo dolo a rast in odmiranje tako heterotrofov kot tudi nitrifikatorjev. Pri velikih koncentracijah substrata (Ss, SNH in So) se biološko lahko razgradljiv substrat in amonijev substrat približata nasi enju in obenem respiracija doseže maksimalno vrednost. e se ves substrat oksidira, je vrednost biološko lahko razgradljivega substrata in amonijevega substrata blizu ni in je endogena respiracija odvisna izklju no od koncentracije biomase (Lazarova in sod., 1997). Koncentracija substrata se nikdar ne približa ni li tudi, e ni prisotnega zunanjega vira substrata, ker substrat ponovno nastaja zaradi odmiranja in posledi ne hidrolize. Nitrificirajo a biomasa z endogeno respiracijo nitrificira del dušika, ki se sprosti ob odmiranju biomase. V ena bah je nakazana heterotrofna rast povezana samo z eno vrsto substrata (So), heterotrofi pa lahko rastejo na ve vrstah substrata, kar je razvidno iz skupne porabe kisika. Nitrifikacija je dvostopenjski proces in obsega oksidacijo amonijevega dušika do nitrita in oksidacijo nitrita do nitrata (Spanjers,1993). DOLO ANJE HITROSTI RASTI MIKROORGANIZMOV GLEDE NA PORABO KISIKA

2.5

Respirometrija predstavlja enostavno in dovolj ob utljivo orodje za dolo itev aktivnosti biološkega blata oz. delovanja mikroorganizmov. Med respiracijo ter porabo raztopljenega kisika v aktivnem blatu obstaja mo na povezava. Ker je dolo itev koncentracije raztopljenega kisika enostavna meritev, se pogosto uporablja za dolo itev hitrosti respiracije ter za kontrolo procesa z aktivnim blatom. Eksogena hitrost respiracije je poraba kisika za razgradnjo substrata. Koncentracija raztopljenega kisika v bioreaktorju je dolo ena z dvema konkuren nima procesoma, preskrbo s kisikom in porabo kisika za eksogeno respiracijo (Kong in sod., 1996). Eksogena poraba kisika vsebuje kinetiko aerobne razgradnje C in N substratov heterotrofnih in avtotrofnih mikrobov (Gaudy in Gaudy, 1990). Procesa sta neodvisna in lo eno porabo kisika za respiracijo lahko združimo z ena bo: OURex, tot. = OURex,C + OURex,N

kjer je: OURex,tot. OURex,C OURex,N

skupna hitrost porabe kisika v mg/g MLSS.h hitrost porabe kisika za razgradnjo ogljika v mg/g MLSS.h hitrost porabe kisika za razgradnjo dušika v mg/g MLSS.h

... ( 24)

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Iz respirogramov in odgovorjajo ih hitrosti respiracije ob dodatku ogljikove komponetne in dušika je razvidno, da je eksogena hitrost respiracije mešanice C in N, enaka vsoti eksogenih hitrosti respiracije za posamezen element (Kong in sod., 1996). Za respirometri ne preskuse lahko uporabimo isto ali mešano kulturo mikroorganizmov (Brouver in sod., 1998). Preskusi z uporabo mešane kulture (aktivno blato) nam dajo realnejšo sliko strupenostnega vpliva na mikroorganizme in jih uporabljamo za analizo pri kontinuirnih izpustih odpadnih voda (Beach in sod., 1995). Tip biomase je zelo pomemben za ovrednotenje meritve. Po razli nih literaturnih virih je lahko izvor biomase iz prezra evalnega reaktorja, povratnega blata, odpadne vode ali vzgajane kulture. Stanje biomase in razmere (pH, raztopljeni kisik, obremenitev s substratom) deloma dolo ajo rezultat meritve. Na in vzor enja je zelo pomemben, ker samo reprezentativno odvzeti vzorci predstavljajo razmere v prezra evalnem reaktorju na istilni napravi. Vir substrata za respirometrijo je lahko surova ali usedena odpadna voda, iztok, blatnenica iz gniliš , sestavljeni kompozitni substrat ali specifi na snov. Specifi ni susbstrat, kot sta acetat ali amonijev dušik, se lahko uporabi za dolo itev oksidacije ene ali ve snovi v odpadni vodi. Lahko se uporabijo tudi specifi ne snovi, ki niso substrat, temve inhibitorji dela ali celotnega biokemijskega procesa. Avtorji poudarjajo pomembnost referen ne porabe kisika za izra un odstotka inhibicije. Referen ne vrednosti dolo imo z meritvijo porabe kisika pred dodatkom toksi ne snovi, z vzporedno respirometri no meritvijo brez dodatka toksi ne snovi ali z alternativnim dodajanjem sinteti ne odplake in toksi ne snovi (Hiraishi, 1988; Spanjers in sod., 1996). Ve ja kot je koncentracija biomase, ve ja je poraba kisika, izražena kot hitrost porabe kisika (OUR). Spodnja ena ba velja v primeru, da je hitrost rasti biomase maksimalna, ko je razmerje med substratom in koncentracijo biomase veliko: ln

OUR = OUR0

max

⋅t

... ( 25)

kjer je OUR0 hitrost porabe kisika na za etku eksponentne faze mg/g MLSS.h Iz naklona krivulje porabe kisika v kombinaciji z meritvijo parametrov KPK, suhe snovi in organske suhe snovi biomase izra unamo respiracijo za posamezno snov ali celotno odpadno vodo. V primeru, da koncentracija substrata ni maksimalna, tudi hitrost rasti biomase ne kaže maksimalne vrednosti. Gornjo ena bo zapišemo v naslednji obliki: ln

OUR = OUR0

(S)

⋅t

kjer je:

µ(S)

hitrost rasti biomase pri dodani koncentraciji substrata v 1/h

... ( 26)

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Pri visoki koncentraciji substrata velja: µ(S) = µmax

... ( 27)

Z dolo itvijo hitrosti rasti pri razli nih za etnih koncentracijah substrata S dobimo odvisnost med hitrostjo rasti in za etno koncentracijo substrata. Poenostavljena analiza podatkov za dolo itev respirometrije substrata, ki jo dolo imo eksperimentalno je vklju ena v ena bi, ki se uporablja za izra un razmerja med µ in S v primeru substrata brez inhibitornega vpliva in opisuje hiperbolo po Monodu (Kroiss in sod., 1992). Simbol µmax ozna uje najve jo vrednost µ ne glede na to, kako velika je koncentracija lahko razgradljivega vhodnega KPK v reaktorju. Vrednost Ks je numeri no enaka koncentraciji S ko je µ enak polovici µ max (Rozich in Gaudy, 1992). Med zapisom hitrosti rasti biomase v odvisnosti od koncentracije substrata se pojavijo stehiometrijske in kineti ne koeficiente. V teh koeficienth so zajete neznanke o dejanskih procesih, ki se dogajajo med mikrobno razgradnjo odpadne vode (difuzija, adsorbcija,...) in v resnici niso konstantne (Rolfs in sod., 1997), vendar matemati no opisujejo procese: • •

Stehiometri ni koeficienti opisujejo masna razmerja posameznih snovi v odpadni vodi in aktivnem blatu in so za razliko od kineti nih parametrov relativno neodvisne od tipa organizmov in dinamike, ki so ji podvrženi. Kineti ni koeficienti opisujejo hitrosti reakcij, ki potekajo pri procesu iš enja. Pogosto so zelo odvisne od tipa organizmov, ki so v aktivnem blatu, zato se njihove vrednosti spreminjajo od naprave do naprave. Prav tako pa se tudi v primeru dolo ene naprave s asom spreminjajo.

V literaturi so objavljene številne procedure za dolo itev kineti nih in stehiometrijskih koeficientov ter pravilne karakterizacije odpadne vode po posameznih sestavinah. Pri vseh teh postopkih se je potrebno zavedati dejstva, da so: •

• •

Postopki dolo evanja napisani za laboratorijsko dolo evanje, katerih pogoji so druga ni od pogojev v realnih sistemih. Dobljene številke se tako lahko znatno razlikujejo od pravih vrednosti. Rešitve matemati nih modelov tako lahko vodijo do nerealne slike. Raz lenjevanje procesov v podprocese prinese še ve je število procesnih spremenljivk in parametrov, kar vodi še do bolj nejasnega dolo evanja posameznih koeficientov. Na drugi strani pa je v vseh teh koeficientih skrito neznanje o dejanskih biokemijskih dogajanjih v celicah – vsi procesi so posplošeni na Monodov model.

Tako se na eni strani sre amo s prevelikim posploševanjem procesov, na drugi strani pa s prevelikim številom že tako težko dolo ljivih koeficientov in sestavin odpadne vode. V literaturi se pojavlja dolo en razpon kineti nih in stehiometrijskih koeficientov

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

(Preglednica 1, Preglednica 2). Avtorja Orhon in Artan sta zbrala razli ne vrednosti kineti nih koeficientov za komunalno in razli ne industrijske odpadne vode, ki so jih dobili razli ni avtorji. Preglednica 1. Vrednosti kineti nih in stehiometrijskih koeficientov za komunalno odpadno vodo (Orhon in Artan, 1994).

Ks µmax (mg/l) (1/dan) 0,60 12-80 1,70 43-223 6,00 100 3,75 22 1,43-13,20 25-120 3,20-3,75 22-60 * izra un iz MLVSS

YH*

(gMLVSS/gKPK)

0,38-0,67 0,31-0,35 0,50-0,67 0,67 0,42-0,75 0,40-0,67

b (1/dan) 0,010-0,140 0,016-0,068 0,048-0,055 0,070 0,040-0,075 0,070-0,090

osnova za izra un BPK5 KPK BPK5 KPK BPK5 KPK

vir Pearson, 1968 Pearson, 1968 Lavrence, 1970 Lavrence, 1970 San, 1992 San, 1992

Preglednica 2. Vrednosti kineti nih in stehiometrijskih koeficientov za industrijsko odpadno vodo (Grady in Lim, 1980; Grady in sod., 1999; San, 1992).

Vrsta industrijske odpadne vode Tekstilna Perutninska Predelovalnica rakov Strojarne Oljarne Mlekarne * izra un iz MLVSS

µmax (1/dan) 0,10-6,96 18,50 0,91 0,36 2,45

Ks (mg/l) 86-95 500 85 133 350 100

YH*

(gMLVSS/gKPK)

0,52-0,73 1,32 0,50 0,64 0,28 0,48

b Osnova za (1/dan) izra un 0,13-0,12 BPK5 0,72 BPK5 0,07-1,60 BPK5 0,19 BPK5 0,08 BPK5 0,05 BPK5

Preglednica 3. Primerjava parametrov po Monodu (Kong in sod., 1996).

avtor

ASM 1 ASM3 Kong in sod. (1996) Henze in sod. (1987) Slide, Dare (1987) Chudoba in sod. (1989) Drtil in sod. (1993) Sharma , Ahlert (1977)

oksidacija C µmax (h-1.10-2 ) 6,0 2,0 1,1 - 2,1 6,0 1,3 – 1,9 0,4 – 2,7

oksidacija C Ks (mg/l) 20,0 2,0 0,4-1,2 20,0 1,5-3,0 0,4-3,2

nitrifikacija µmax (h-1.10-2 )

nitrifikacija KNH (mg NH4-N/l)

0,80 1,00 0,06 – 0,09 0,80

1,00 1,00 0,53-0,88 1,00

0,70 – 1,00 0,40 - 2,20

0,28-0,61 0,06-5,60

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Primerjava Monodovih parametrov po avtorju Kongu in sod. 1996, vsebuje razli ne podatke, ki kažejo da je respiracija zelo odvisna od procesnih razmer in posledi no od kondicije biomase in možnosti prilagoditve na dolo en substrat (Preglednica 3).

2.5.1

Vrste inhibicije biomase

Dandanes je iš enje odpadne vode zelo zapleten proces zaradi prisotnosti biološko nerazgradljivih ali težko razgradljivih sestavin, kot so težke kovine in druge toksi ne organske spojine, ki delujejo kot inhibitorji (Nowak in Svardal, 1993). Vpliv tovrstne odpadne vode je potrebno ovrednotiti iz treh vidikov: vpliv na istilno napravo, na recipient in na blato (Grunditz in sod., 1998). Najbolj pomembni del je dolo itev numeri ne vrednosti, ki dolo i stopnjo inhibitornega u inka ter obenem varnostni dejavnik. Preglednica 4 prikazuje mejne inhibitorne koncentracije težkih kovin in cianida na heterotrofne in avtotrofne mikroorganizme v aktivnem blatu (US EPA, 1977; Anthony in Breimhurst, 1981). Preglednica 4. Mejne koncentracije nekaterih inhibitorjev mikrobne združbe.

Inhibitor Arzen Kadmij Krom – skupni Krom – 6+ Baker Cianid Nikelj Cink

Mejna koncentracija v mg/l za heterotrofne mikroorganizme 0,05 1,00 10,00 1,00 1,00 0,10 1,00 1,00

Mejna koncentracija v mg/l za avtotrofne mikroorganizme 0,1 0,5 0,5 0,1

Vrednosti v tabeli odražajo minimalno koncentracijo, ki kaže inhibitorni u inek pri razli nih preskusnih pogojih. Podatki ne vklju ujejo znanstvene osnove za ekstrapolacijo v druge situacije, ne glede na pogoje okolja. Te mejne vrednosti ne dajo to ne informacije o varnosti mejne vrednosti in koncentraciji, kjer lahko pri akujemo opazen inhibitorni odgovor (Madoni in sod., 1999). Zato razumevanje in uporaba koncepta inhibicije vklju uje fizikalni in matemati ni opis z enostavnimi in zna ilnimi biokineti nimi parametri (Anthony in Breimhurst, 1981). Tehnike respirometrije so uporabne za dolo itev BPK in biokineti nih parametrov tako netoksi nih kot tudi toksi nih odpadnih vod (Kong in sod., 1996). Poleg sestavin, ki stimulirajo rast, se v odpadni vodi pojavljajo tudi snovi, ki rast zavirajo ali upo asnijo (Kilroy in Gray, 1992). Specifi na hitrost rasti biomase je odvisna od koncentracije substrata tako za neinhibitorne kot tudi za inhibitorne substrate (Guwy in sod., 1998). Toksi ni substrat lahko vpliva na hitrost rasti biomase tako, da se hitrost rasti biomase

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

pove uje do dolo ene koncentracije substrata, nadaljni porast koncentracije substrata pa znižuje hitrost rasti biomase (Rozich in Castens, 1986). Mesto, na in in vpliv delovanja inhibitorja so odvisni od vrste inhibitorja, prisotnih mikroorganizmov ter pogojev okolja (Strotman, 1994). Soodvisnost ve pogojev hkrati lahko pove a stopnjo inhibicije. V literaturi se pojavljajo dolo ene mejne inhibicijske koncentracije posameznih snovi, ki pa o realnem procesu ne povejo kaj dosti, saj so obi ajno osnovane na preskušanju istih snovi ter dolo ene z laboratorijskimi preskusi, katerih pogoji se razlikujejo od pogojev v realnem procesu (Keesman in Spanjers, 1999; Gernaej in sod., 2001). Avtorja Orhon in Artan, 1994 opisujeta ve možnih zapisov kineti nih ena b za dolo itev inhibitornega vpliva. Poleg substratne inhibicije, ki jo omenjata avtorja Orhon in Artan, 1994, inhibitorje po definiciji Volskaya in Gradya delimo v štiri tipe glede na vpliv na µ in Ks: • • • •

kompetitivni inhibitor: ne vpliva na µmax in pove a vrednost Ks; nekompetitivni inhibitor (1): zmanjša µmax in ne vpliva na vrednost Ks; nekompetitivni inhibitor (2): zmanjša µmax in zniža vrednost Ks; mešani inhibitor: zmanjša µmax in pove a vrednost Ks.

Inhibicijska kinetika respiracijske aktivnosti sledi naslednjim na elom (Kroiss in sod., 1992): 1/ Substrata inhibicija: dolo eni substrati se lahko vežejo na prosti encim ali na kompleks encim-substrat. Ta vrsta inhibicije je najpogosteje uporabljena v opisovanju inhibicije odpadne vode. Kinetiko inhibitornih snovi (Rozich, Gaudy, 1992) lahko opišemo s Haldanejevo ena bo, ki opisuje substratno inhibicijo v nekaterih encimskih sistemih. Zapis vpliva inhibitorne substance po Haldaneju smo uporabili pri našem delu in je prikazan v naslednji ena bi: =

max, I

⋅

S S2 S + KS, I + KI

... ( 28)

kjer je:

µmax,I KS,I

maksimalna specifi na hitrost rasti biomase ob inhibiciji v 1/h koncentracija nasi enja oz. koncentracija substrata pri 1/2 rs,max ob inhibiciji v mg/l koncentracija nasi enja oz. koncentracija inhibitorja pri 1/2 rs,max v mg/l

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Slika 9. Povezava med hitrostjo rasti, µ in koncentracijo substrata, S po Monodu (neinhibitorni substrat) po Haldaneju (inhibitorni substrat) (Rozich in Gaudy, 1992).

Slika 9 prikazuje povezavo med hitrostjo rasti, µ in koncentracijo substrata, S po Monodu (neinhibitorni substrat) po Haldaneju (inhibitorni substrat). Parameter µmax je maksimalna hitrost rasti biomase, ki jo dosežemo pri inhibitornem substratu in S* koncentracija inhibitornega substrata, kjer je µ=µ*. Pove anje koncentracije substrata se odraža z znižanjem hitrosti rasti. Poleg substratne inhibicije poznamo še kompetitivno in nekompetitivno reverzibilno inhibicijo. Ena be, ki opredeljujejo inhibicijo, opisujejo modeliranje procesa iš enja odpadne vode na osnovi prakti nih meritev, vendar se moramo zavedati, da je encimska kinetika in rastna hitrost vodena na molekularnem nivoju (Melcer in sod., 1992). Ugotovljeno je, da so ena be skadne z realnimi podatki za substrat in imajo numeri ne vrednosti biokineti nih snovi, kvantitativno vrednost za ocenitev delovanja sistema aktivnega mulja (Rozich in Gaudy, 1992). 2 / Kompetitivna inhibicija: V tem primeru substrat in inhibitor tekmujeta za isto mesto na encimu. Kompetitivna inhibicija nastopi takrat, ko se neka inhibitorna molekula konkuren no veže s substratom na aktivni center. To dejstvo v splošnem kaže na strukturno podobnost med inhibitorjem in substratom. e je koncentracija inhibitorja zadosti visoka, lahko popolnoma izpodrine substrat in tako blokira encim. Nasprotno se z ve anjem koncentracije substrata izrine inhibitor iz aktivnega centra. Konkuren nost se ravna po zakonu o vplivu mas. Jakost vezave inhibitorja moramo izraziti s koeficientom inhibicije.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Kompetitivna reverzibilna inhibicija vpliva na kinetiko rasti z naraš anjem saturacijskega koeficienta, Ks. Hitrost rasti biomase pri kompetitivni inhibiciji je opisana z naslednjo ena bo:

⋅ Ss Ks ⋅ I KS + Ss + KI maxI

Koncentracija KI izraža inhibitorni vpliv substrata na rast celic. velika, je inhibicija minimalna.

... ( 29)

e je vrednost KI zelo

3/ Nekompetitivna inhibicija: Inhibitor se veže na drugo mesto encima kot substrat tako, da nastane kompleks med inhibitorjem-encimom-substratom, ki v naslednji stopnji razpade do produkta. Pri nekompetitivni inhibiciji inhibitor vpliva na aktivni center tako, da se substrat še veže, potek reakcije pa zaostaja. Primer je reverzibilno blokiranje SH-skupin s Cu in Hg-spojinami. Za regulacijo metabolizma tovrstna inhibicija nima ve jega pomena. Nekompetitivna reverzibilna inhibicija vpliva na kinetiko rasti z znižanjem maksimalne specifi ne hitrosti rasti:

⋅ Ss ⋅ KI (KS + Ss ) ⋅ (KI + I ) maxI

... ( 30)

kjer je I koncentracija inhibitorja v mg/l 4/ Mešana inhibicija: vpliva na zve anje saturacijskega koeficienta ter znižanje maksimalne hitrosti rasti. Pri raziskavah vpliva razli nih inhibitornih substanc se v ve ini primerov izkaže, da stehiometrija reakcij ni natan no definirana. Obenem se pri dolo itvi inhibicije sre amo pogosto še s fizikalnimi pojavi (npr. izpihovanje pri cianidu, adsorpcija...). Kinetika pri mikroorganizmih ni odvisna samo od osnovnega procesa razgradnje, ampak tudi od fizikalnih odnosov (Andreadakis in sod., 1997).

2.5.2

Princip dolo anja inhibicije z respirometrijo

Številne substance toksi no vplivajo na biološke oksidacijske procese. Odvisno od narave in koncentracije inhibitorne substance lo imo delno ali popolno inhibicijo (Kilroy in Gray, 1992). Inhibicija se lahko kaže v motnjah ozmotskega ravnotežja ali v motnjah encimskih sistemov (Palm in sod., 1980). Nivo koncentracije inhibitorne snovi je odvisen tudi od ostalih dejavnikov kot so koncentracija hraniv, temperatura ter tip mikroorganizma. V dolo enih primerih se dolo ena vrsta mikroorganizma sama adaptira na koncentracijski nivo inhibitorne snovi (Roš, 1993).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Znani inhibitorji v biološkem oksidacijskem procesu so:

• • •

organske snovi, ki so inhibitorne v ve jih koncentracijah, vendar biorazgradljive v manjših koncentracijah (cianid, fenol, formaldehid...); težke kovine; anorganske snovi in amonijev dušik pri ve ji koncentraciji.

Koncentracija inhibitorja, ki pokaže zaviranje je odvisna od:

• • • • •

2.5.3

mikrobne sestave aktivnega blata; njegove adaptiranosti oz. neadaptiranosti na inhibitor; koncentracije toksi ne snovi; temperature; vira ogljika kot standardnega substrata.

Preskus inhibicije celi nega dihanja – endogena poraba kisika

Endogeno porabo kisika – ri lahko dolo imo takrat, ko v sistemu ni zunanjega vira energije. S kisikom nasi en sistem prenehamo prezra evati ter tako izmerimo razliko koncentracij kisika v teko i fazi v dolo enem asovnem obdobju (merjenje z odprtim respirometrom – dolo itev endogene respiracije). Po dolo itvi vrednosti ri moramo sistem ponovno nasititi s kisikom. Ko dosežemo nasi enost s kisikom, dodamo inhibitor pri stalnem prezra evanju sistema. Po dolo enem asu (obi ajno eni uri) se ponovno dolo i endogeni del porabe kisika – ri’ (Roš, 1993). Zaradi dodanega inhibitorja je druga endogena poraba kisika – ri’ manjša od prve - ri. Procent inhibicije endogene respiracije tako lahko izra unamo na naslednji na in:

% inhibicije =

ri − ri ′ ⋅ 100 ri

... ( 31)

kjer je: ri endogena poraba kisika pred dodatkom inhibitorja (mg/l.min) ri’ endogena poraba kisika po dodatku inhibitorja (mg/l.min)

2.5.4

Preskus inhibicije porabe substrata – eksogena poraba

Ko v suspenzijo aktivnega blata v endogeni fazi dodamo substrat, se poraba kisika naglo pove a. Koncentracija kisika v sistemu se zmanjša, dokler se ne porabi ves substrat. Na ta na in dobimo respirogram (dolo itev eksogene respiracije). Postopek za dolo itev inhibicije: Suspenzijo aktivnega blata v endogeni fazi prenesemo v reaktor. Ko je sistem nasi en s kisikom, dodamo znani substrat z znano biorazgradljivostjo ter posnamemo respirogram, ki je oblika krivulje na grafu, ki opiše odvisnost hitrosti

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

porabe kisika (abscisa) od asa (ordinata). Ko koncentracija kisika ponovno doseže ravnotežje, dodamo inhibitor, prezra ujemo ter pred ponovnim dodatkom substrata po akamo dolo en as (obi ajno 1 uro). Ponovno posnamemo respirogram. Zaradi inhibicije se drug respirogram lo i od prvega po manjši eksogeni porabi kisika (manjši vrh). Procent inhibicije na eksogeno respiracijo tako lahko dolo imo na naslednji na in: % inhibicije =

h − h' re − re′ ⋅ 100 = ⋅ 100 h re

... ( 32)

kjer je: h maksimalno zmanjšanje koncentracije kisika pred dodatkom inhibitorja (mg/l.min) h’ maksimalno zmanjšanje koncentracije kisika po dodatku inhibitorja (mg/l.min) re eksogena poraba kisika pred dodatkom inhibitorja (mg/l.min) re’ eksogena poraba kisika po dodatku inhibitorja (mg/l.min) 2.6

PRIMERI DOLO ANJA INHIBICIJE Z ZAPRTIM RESPIROMETROM

Respiracija je koli ina kisika, ki ga v asovni enoti porabijo mikroorganizmi za razgradnjo snovi. Z dolo itvijo hitrosti respiracije lahko razložimo dva pomembna biološka procesa, ki jih moramo kontrolirati v istilni napravi: rast biomase ter poraba substrata Ker ne moremo meriti respiracije znotraj biomase, izrabljamo možnost meritve porabe kisika biomase iz okolja (Spanjers in sod., 1998). Vrednost hitrosti porabe kisika (OUR) je ponavadi okoli 50 g O2/kg MLVSS.h. Vrednost od 20 do 40 g O2/kg MLVSS.h kaže, da je biomasa še aktivna (prisotnih veliko živih mikroorganizmov) in je na voljo zadosti substrata v obliki organske snovi. Nizka hitrost porabe kisika od 5 do 10 g O2/kg MLVSS.h se pojavlja v primeru prisotnosti toksi nih vplivov na biomaso, e ni prisotne lahko razgradljive organske snovi ali, e je blato stabilizirano (npr. z aerobno stabilizacijo blata) (Henze in sod., 1995). Endogena respiracija je definirana kot porab kisika brez prisotnosti substrata iz zunanjega vira. Vklju uje odmiranje bakterij (in isto asno rast v primeru regeneracije v fazi odmiranja) ter porabo kisika protozojev. Je neodvisna od koncentracije substrata in pokazatelj koncentracije aktivne biomase (Spanjers, 1993). Endogena respiracija je odvisna od stanja in aktivnosti biomase (Sozen in sod., 1996). Endogena respiracija ni nikdar konstantna, ker je zaradi avtolize celic vedno prisotna dolo ena koli ina lahko razgradljivega substrata, tudi e ni zunanjega dodatka (Giroux in sod., 1998). V primeru uporabe zaprtega respirometra se endogena in eksogena respiracija avtotrofov in heterotrofov dolo ata so asno (Spanjers, 1993). Aktivnost mikroorganizmov lahko dolo imo in merimo z respiromeri. To so naprave za merjenje dihanja oziroma respiracije biomase v procesu razgradnje odpadne vode. Iz rezultatov meritev lahko izra unamo nekatere procesne parametre biološke razgradnje. Obstaja ve tipov respirometrov, ki se razlikujejo po na inu izvedbe.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Respirometer je bioreaktor, ki vklju uje sondo za meritev kisika, kopel za vzdrževanje konstantne temperature in sistem za prezra evanje in mešanje. Meritev lahko vodimo preko ra unalnika. Respirometri ne tehnike so lahko: kontinuirna, semi-kontinuirna, diskontinuirna, in-line, on-line, in situ… Respirometer je reaktor, ki deluje na principu aktivne biomase, torej podobno kot istilna naprava (Spanjers in sod., 1996). Lo imo enostavne do popolnoma avtomatizirane respirometre. Osnovni tip respirometra je sestavljen iz reaktorske posode, lo ene od bazena z aktivnim blatom, v katerem je aktivno blato in substrat. Vsi respirometri merijo respiracijsko hitrost z enako tehniko, to je merjenje spremembe koncentracije raztopljenega kisika, ki se porablja v procesih razgradnje substrata. Delovanje respirometra vklju uje lahko razli ne tehnike dolo itve koli ine raztopljenega kisika, ki jo biomasa sprejme iz teko ine. Merilne tehnike delimo na podlagi pretoka v posameznih stopnjah (pretok ali stati ni princip) in faze, v kateri merimo koncentracijo kisika (plin ali teko ina). Kong in sodelavci, 1996, so razvili metodo, imenovano ARIKA za simultano dolo itev sestavljenih biogenih substanc (C in N). Izra un omogo a simultano dolo itev inhibicijske kintike oksidacije ogljika in nitrifikacije. Respirogram meritev pri dodatku mešanice C in N je pokazal zmanjšanje koncentracije kisika za 4 mg/l, pri eksogeni respiracijski hitrosti heterotrofnega dela okoli 1,0 mg/l.minuto in zmanjšanje koncentracije kisika avtotrofnega dela okoli 0,4 mg/l.minuto. Meritev ob lo enem dodatku C in N je pokazala eksogeno respiracijo za C okoli 0,7 mg/l.minuto, za N 0,4 mg/l.minuto. Pri dodatku 20 mg/l KPK in 2,5 mg/l NH4+-N/l je prirast biomase okoli 10 mg/l, kar je malo v primerjavi z za etno koncentracijo MLVSS, ki je bila 2,5 g/l. Dolo ili so koeficient prirasti biomase heterotrofov YH, ki je bil pri dodatku acetata 20 mg/l KPK 0,78 g KPK/g KPK (Kong in sod., 1994) oziroma 0,67 (Henze, 1987) in ocenili prirast avtotrofov YA na 0,24 g KPK/g N. V izra unih dolo itve stopne inhibicije so upoštevali, da je prirast biomase ves as procesa konstantna. Respirometri ne sprotne preskuse so izvajali s kombinacijo C in N ter dodatkom toksikanta. Kroiss in sodelavci, 1997, so razvili metodo za opis inhibicijske kinetike nitrifikacije za mešane vzorce odpadne vode in vpliv na mešano kulturo mikroorganizmov. Procent inhibicije biološke nitrifikacije so definirali z ena bo: % I = (1- µmax / µ) . 100

... ( 33)

Kroiss in sod., 1992, so ugotovili, da strarost blata ne vpliva bistveno na procent inhibicije. Avtorji ocenjujejo, da je nujno dolo iti stopnjo inhibicije (reverzibilni proces) ali toksi nosti (ireverzibilni proces) posameznih snovi in poudarjajo, da je opredelitev v primeru kompozitnih vzorcev težko dolo ljiva.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Watts in Cavenor-Shaw, 1998, podajata rezultate respirometri ne on-line meritve z dodajanjem ATU (aliltiourea) in fenola v razli nih koncentracijah. Dodatek 0,5 mg/l ATU ne kaže inhibitornega vpliva na biomaso. Dodatek 1,0 mg/l ATU kaže od 21 do 24 % inhibicijo. Dodatek 10 mg/l fenola kaže negativno inhibicijo v vrednosti okoli 15 %, kar pomeni, da fenol v tej koncentraciji pove a porabo kisika, ker je razgradljiv substrat. Dodatek 20 mg/l fenola kaže od 4 % do 20 % inhibicijo in dodatek 40 mg/l fenola kaže 21 % do 28 % inhibicijo (Spanjers in sod., 1996). Druga raziskava inhibicije fenola v koncentraciji od 0 do 30 mg/l na neadaptirano biomaso je pokazala, da fenol kaže zaviralni u inek na proces nitrifikacije v rangu od 12 do 20 mg/l. Biomasa s substratom HN4-Cl brez fenola kaže vrednost respiratorne porabe kisika od 59,0 do 67,5 mg/l.h in ne kaže inhibicije, z dodatkom 10 mg/l fenola kaže respiracijo okoli 42,0 mg/l.h in 63 do 73 % zaviranje, dodatek od 12 do 15 mg/l fenola pa kaže respiracijo od 31,0 do 36,0 mg/l.h in 53 % u inek zaviranja nitrifikacije (Pantea in sod., 1990). Rozich opisuje hitrost rasti biomase pri razli nih dodatkih vhodnih koncentracij fenola npr. pri dodatku 50 mg/l fenola so dolo ili µ 0,150 1/h (Rozich in Gaudy, 1993). Razli ni avtorji poro ajo o inhibiciji fenola na nitrifikatorje in sicer: Tomlinson in Stafford v lo enih objavah poro ata, da koncentracija 5,6 mg/l fenola povzro a 75 % inhibicijo NH4N oksidacije aktivne biomase, Richardson poro a, da mejna detekcijska koncentracija fenola zavira nitrifikacijo, Neufeld poro a, da koncentracija od 15,0 mg/l fenola 50 % inhibira nitrifikacijo (Pantea in sod.,1990). Na primeru raziskav inhibicije fenola, ki kažejo zelo razli ne mejne vrednosti inhibicije tako heterotrofov kot avtotrofov, so skušali pokazati odvisnost inhibitornega vpliva od razli nih dejavnikov (bioloških dejavnikov – stanja biomase in fizikalnih dejavnikov) (Babcock in sod., 1992). Karakteristike rasti biomase vplivajo na kineti ne parametre v odvisnosti od preskusnih pogojev. Obenem razmerje med substratom in biomaso vpliva na kineti ne parametre (Ellis in sod., 1996; Barnes in sod., 1981). Gutierrez in sod., 2001 poro ajo, da noben preskus dolo itve toksi nosti oziroma zaviranja aktivnosti biomase ni zadosti kompleksen, da bi ga bilo mogo e uporabiti v vseh okoliš inah. Pri dolo anju dejavnikov, ki vplivajo na respiracijo aktivne biomase in odnosu med respiracijskim inhibicijskim preskusom in drugimi biološkimi preskusi, so ugotovili korelacijo med specifi no porabo kisika in kakovostjo izto ne iš ene vode (Babcock in sod., 1992). 2.7

VPLIV CIANIDOV NA PROCES RAZGRADNJE

Cianidi se pojavljajo v odpadnih vodah iz treh virov: komunalna odpadna voda (organski material, drevesa, sadje), ozra je (zanemarljivo) in komercialni oziroma industrijski vir (kovinska industrija, proizvodnja plastike, kurjenje premoga, izcedne vode...) (Kang in Kim, 1993).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Cianidi, vezani z glikozidom (sladkor), ki se imenuje amigdalin, naravno proizvajajo nekatere rastline. Naravno se proizvajajo in koncentrirajo v semenih nekaterih plodov, v jabolkih, ešnjah, breskvah in slivah. Tudi drugi organizmi naravno proizvajajo cianide, torej so naravno prisotni v naravi, eprav so koncentracije zelo nizke (WHO, 1988). Ve je koncentracije cianidov v odpadni vodi povzro ajo predvsem industrijski viri, ki so posledica lovekovega delovanja (Meeussen in sod., 1992). Industrijski iztoki odpadne vode v istilno napravo ob ajno vsebujejo od 0,01 mg/l do 10 mg/l cianida (Wild in sod., 1994). Izkazalo se je, da razmerje med enostavnimi in kompleksnimi cianidnimi oblikami iz industrijskih virov ni vedno enako. Nekatere oblike cianidov so akutno toksi ne. Prosti cianid v koncentraciji pod 0,1 mg/l je lahko toksi en za nekatere ob utljive vodne vrste. Zaradi tega je po podatkih USEPA in EC List 2 – Directive 76/464/EEC, cianid na mednarodni prednostni listi onesnaževalcev (Wild in sod., 1994; Casey, 1997). Zaradi toksi ne narave cianidov je zelo pomembno ovrednotiti možen vpliv cianida na proces razgradnje odpadne vode, še posebno na aktivno biomaso, ker lahko pozro i slabšo kvaliteto iztoka in vpliva na vodno favno recipienta (Hawkins, 1980). Cianidi so spojine, ki vklju ujejo katerokoli spojino, ki vsebuje cianidni ion (CN skupino). Obstoja ve razli nih oblik cianida, organskih in anorganskih (WHO, 1988). V vodi je cianid v obliki molekularnega kislega vodikovega cianida (HCN) (Pohlandt in sod., 1983), ki je opredeljen kot prosti ali enostavni cianid. Enostavni cianidi so tisti, ki se dokon no pretvorijo v vodikov cianid (HCN) po zakisanju do pH vrednosti pod 4. Teko i vodikov cianid je zelo šibka kislina (pruska kislina), ki se lahko sprosti iz vode v plinsko fazo (APHA, 1998). Cianidni ion ima veliko tendenco delovanja kot ligand in je zato pogosto asociiran s kovinskimi kompleksi (Pohlandt in sod., 1983). Cianidni kompleksi z razli nimi kovinami so razli no stabilni, odvisno od oksidacijskega stanja kovine (Cotton in Wilkinson, 1972) in jih lahko okvirno razrvstimo v šibke kompleksirane cianide in mo ne kompleksirane cianide. V prvo skupino sodijo kompleksi s kadmijem, svincem, nikljem in cinkom (Chapman, 1992), druga skupina pa vklju uje zelo stabilne heksacianoferate, heksacianokobaltate in tiocianate (Lordi in sod., 1980). Kompleksirani cianidi se razgradijo v procesu razkroja, gretja ali z metodami razgradnje, ki sprostijo vodikov cianid. Skupni cianidi so prosti ali kompleksirani (koordinacijsko vezani) (Wild in sod., 1994). Razmerje med prostim in koordinacijsko vezanim cianidom v vodi je odvisno od pH vrednosti in koncentracije težkih kovin, ki lahko tvorijo cianidno-kovinske komplekse (Meeussen in sod, 1992). V alkalnem mediju je prosti cianid popolnoma ioniziran in tvori stabilne kovinske koordinacijske spojine. V nevtralnem in kislem mediju je prosti cianid šibko ioniziran, zato nastaja in se sproš a vodikov cianid. Šibke koordinacijske spojine kovinskih cianidov se razgradijo pri pH vrednosti pod 4 in sprosti se vodikov cianid (Pohlandt in sod., 1983).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Strupenost cianidov je odvisna od kemijske oblike. Akutna strupenost za življenjske oblike je omejena na prosti vodikov cianid v raztopini. Ta je visoko hlapna teko ina s karakteristi nim vonjem in zelo strupena (Neufeld in sod., 1986). Cianid deluje na respiratorno verigo, ki je kon na pot, pri kateri sproš eni elektroni energetskih virov potujejo do kon nih akceptorjev elektronov. Elektroni se prenašajo skozi verigo preko serije nosilcev, ki se imenujejo citohromi. Vse molekule NADH+H+ in FADH2, ki nastanejo ob metabolnih reakcijah, oddajo svoje elektrone citohromom sodelujo im v respiratorni verigi (Orhon in Artan, 1994). Cianidni ion deluje kot nespecifi ni encimski inhibitor in mo no toksi no u inkuje z inhibicijo encima citohrom c oksidaze ter onemogo a porabo kisika živim celicam (WHO, 1988).

Slika 10. Respiratorna veriga in mesta vstopa elektronov iz razli nih substratov, kjer je razvidno tudi mesto delovanja cianida (Lehninger, 1972).

Slika 10 prikazuje tudi mesta delovanja inhibitorjev elektronskega transporta in mesta protonskega transmembranskega transporta, potrebnega za sintezo ATP. Toksi na narava cianida ima lahko pomembne negativne posledice za rutinsko delovanje konvencionalne istilne naprave. Iz raznovrstnosti kemijskih oblik cianida je razvidno, da prisotnost cianida v vodi ni nujno problemati na, temve je potrebno dolo iti ali je cianid v obliki, ki zavira aktivnost biomase, ali je netoksi en (Wild in sod., 1994). Mejna vrednost cianidov za izpust v kanalizacijo in na istilno napravo je obi ajno pod 1 mg/l cianida (Ur.l. RS 35/96). Za doseganje te vrednosti morajo onesnaževalci z ve jimi koncentracijami cianida, le-tega pred istiti pred izpustom v istilno napravo. Najpogosteje uporabljane metode za odstranjevanje cianida so kemijske oksidacijske tehnike, med njimi alkalni-klorinacijski-oksidacijski proces, ki se uporablja za izlo anje do 500 mg/l cianida.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Cianid se lahko veže s klorom ali hipokloritom in v naslednji reakciji dobimo cian klorid (Kenfield in sod., 1988): NaCN + Cl2

CNCl + NaCl

... ( 34)

Hlapni toksi ni cian klorid nato reagira in tvori natrijev cianat, ki je približno tiso krat manj toksi en kot cianid (Eckenfelder, 1989): CNCl + 2NaOH

NaCNO + H2O + NaCl

... ( 35)

Ta reakcija je po asna pod pH vrednostjo 8, pri pH 8,5 pa pote e v 30 minutah. Nato sledi kloriranje cianata do ogljikovega dioksida in dušika: 2 NaCNO + 4NaOH + 3Cl2

2CO2 + 6NaCl + N2 + 2H2O

... ( 36)

eprav je ta metoda lahko zelo u inkovita pri razstrupljanju cianida, pa ima kar nekaj pomanjkljivosti. Ne deluje pri kompleksih cianida z nikljem in srebrom zaradi nizkih reakcijskih hitrosti (Eckenfelder, 1989). Proces tudi proizvaja blato, ki ga je potrebno lo eno shranjevati (Ho in sod., 1990). Obenem zelo kontaminiranih odpadnih vod ni mogo e u inkovito obdelati. Glede na te pomanjkljivosti so preskušali tudi druge metode obdelave, npr. z ozonom, s kalijevim permanganatom, z oksidacijo z vodikovim peroksidom in s formaldehidom, obarjanje z železovimi solmi in apnom, fotokataliti ne pretvorbe z UV žarki, ionsko izmenjavo, polisulfidom, aktivnim ogljem, elektrokemijsko razgradnjo (Wild in sod., 1994) in anodno oksidacijo (Ögütveren in sod., 1999). V uporabi so tudi biološke tehnike izlo anja cianida, kot je adaptirana biomasa. Z ustrezno vodenim postopkom je mogo e razgraditi do 200 mg/l cianida v netoksi ne snovi in sicer: ogljikov dioksid, vodo in dušik (Harden in sod., 1983; Pandey in sod., 1987). Te metode lahko u inkovito izlo ijo cianid iz odpadne vode, da se jo lahko izpuš a v kanal in na istilno napravo. Industrijski viri imajo torej velik vpliv na koncentracijo cianida v odpadni vodi in so zaradi ekonomskega vidika dobro raziskani. Problem cianida v odpadni vodi, ki jo sprejemajo konvencionalne istilne naprave, pa je deležen manj pozornosti v strokovni literaturi. Doto na odpadna voda istilnih naprav ponavadi vsebuje manj kot 0,5 mg/l cianida. Ponavadi se cianid nahaja v raztopljeni obliki in v obliki koordinacijskih spojin. Mikrobne vrste, ki so odgovorne za razgradnjo cianida, še niso natan no poznane in raziskane (Heger in sod., 1995). Ker je cianid v odpadni vodi prisoten v glavnem v raztopljeni obliki, so poti odstranjevanja naslednje (Raef in sod., 1977):

• •

Izpihovanje v ozra je kot vodikov cianid; Adsorpcija na delce in odstranjevanje z usedanjem;

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

• •

Kemijska pretvorba v druge cianidne oblika ali vodo, dušik…; Biološka razgradnja v neškodljive produkte.

S primarnim usedanjem surove odpadne vode se izlo ijo suspendirane snovi iz vode. Obenem je to tudi mehanizem za odstranjevanje težkih kovin (EPD, 1992). Cianid v raztopljeni fazi se z usedanjem torej ne izlo i. Nekateri avtorji sicer poro ajo o majhnem deležu odstranjevanja skupnega cianida v fazi primarnega usedanja z adsorpcijo, eprav je ta mehanizem v sistemih brez prezra evanja verjetno zanemarljiv (Raef in sod., 1977). V procesu primarnega usedanja imajo nekateri enostavni cianidni ioni potencial za izpihovanje iz raztopine kot vodikov cianid. Potencial odstranjevanja cianida v procesu primarnega usedanja je majhen. Ve ina cianida ostane v odpadni vodi, ki vstopa v proces biološkega iš enja (Wild in sod., 1994). Razli ni avtorji poro ajo o odstranjevanju cianida iz odpadne vode v procesu biološkega odstanjevanja z aktivno biomaso. Stopnja odstranjevanja je v ve ini nad 70 % in vklju uje vse omenjene mehanizme (izpihovanje, adsorpcijo, biološko razgradnjo in kemijsko pretvorbo) (Raef in sod., 1977). U inek je odvisen od dejavnikov, ki kontrolirajo te mehanizme odstranjevanja. Izpihovanje vodikovega cianida je pomemben v primeru intenzivnega mešanja in prezra evanja. Izpihovanje cianida prispeva 15 % k odstranjevanju skupnega cianida (Harden in sod., 1983). Cianid se v sistemu istilne naprave odstranjuje tudi z adsorpcijo na delce in se izlo i v sekundarnem usedalniku. Raef in sod., 1977 so odkrili, da se cianid ne odstranjuje z neflokuliranimi celicami, približno 12 % odstranitve pa se doseže ob prisotnosti flokuliranih celic, ker ekstracelularne karakteristike celic dolo ajo delež odstranitve. Podobno je avtor Garber, 1986, dolo il, da se 16 % cianida izlo i z blatom. Odstranjevanje cianidov s kemijsko transformacijo dosedaj ni bilo deležno veliko pozornosti. Raef in sod., 1977 poro ajo, da se cianidi odstranjujejo iz odpadne vode s hidrolizo in polimerizacijo. Vendar ti procesi niso tako pomembni kot reakcija cianida v prisotnosti sladkorjev, ki tvorijo cianohidrine, ki nato hidrolizirajo in polimerizirajo. Te reakcije imajo optimum pri pH 11 in rezultat je nastanek biorazgradljivih produktov (Raef in sod., 1977). V splošnem je kemijska pretvorba cianida manj pomembna kot adsorpcija na kosmi e blata. Biološka razgradnja cianida v procesu iš enja odpadne vode je zelo pomembna. Cianidi se v primeru nizke koncentracije lahko razgradijo do dolo ene koncentracije. Ve je koncentracije cianidov so inhibitorne ali celo toksi ne za mikrobne populacije. Obenem je pomembna tudi temperatura procesa; razgradnja cianida se zmanjšuje z nižanjem procesne temperature (Wild in sod., 1994). Koncentracija cianidov v iztoku iš ene vode komunalne istilne naprave so ponavadi v obmo ju med 0,01 in 0,1 mg/l. Iztoki istilnih naprav, ki sprejemajo tudi industrijsko odpadno vodo ponavadi vsebujejo od 13 % do 36 % cianidov v enostavni obliki. Iztoki iz istilnih naprav pogosto vsebujejo še druge polutante in ne le cianid. Zato je lo itev vpliva posameznih snovi težavna in nenatan na. Ugotovljeno je bilo, da cianidi v koncentraciji do 0,15 mg/l ne vplivajo zaviralno na vodne organizme. Z upoštevanjem razred evanja je inhibitorni vpliv na vodne organizme malo verjeten.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Lahko pa cianidi delujejo zaviralno ali celo toksi no na mikroorganizme biomase istilne naprave. Še posebno so ob utljivi mikroorganizmi, ki sodelujejo v procesih nitrifikacije in denitrifikacije. Prisotnost cianidov povzro i motnje v respiratorni verigi z inhibicijo citohrom oksidaznega sistema (Lewandowski, 1984). Obenem se pri razgradnji cianidov sproš ajo težke kovine iz koordinacijskih spojin, kar lahko zavre biološko aktivnost (Metcaff in Eddy, 1991). Vpliv cianidov na nitrifikacijo so raziskovali številni avtorji. Vpliv mejnih koncentracij pa je zelo razli en. Metcaff in Eddy, 1991 omenjata, da je koncentracija 0,34 mg/l cianidov zaviralna za nitrifikacijo. Richardson, 1985, poro a, da koncentracija >0,5 mg/l cianidov zavira procese enostopenjskega sistema, ki razgrajuje fenole, cianide in amonijev dušik, Neufield in sod., 1986 poro ajo, da CN v vseh koncentracijah inhibira maksimalno nitrifikacijsko hitrost. Pantea in sod., 1990, poro ajo, da so ugotovili 50 % zaviralni u inek pri koncentraciji 0,07 mg/l CN. Kong in sodelavci so z metodo ARIKA dolo ili tudi inhibicijsko kinetiko cianidov. Kombinacija C in N ter postopno dodajanje cianida od koncentracije 0,013 mg/l do 1,588 mg/l je povzro il inhibicijo in zmanjšanje eksogene inhibicijske stopnje od 1,0 mg/l na minuto do 0,3 mg/l na minuto. Iz njihovih respirogramov je razvidno, da dodatek cianidnega iona najbolj vpliva na stopnjo nitrifikacije. Ugotovili so tudi, da je cianidni ion nekompetitivni inhibitor za oksidacijo ogljikovih snovi in mešani inhibitor za nitrifikacijo (Kong in sod. 1996).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

MATERIAL IN METODE DELA

3.1

MATERIAL

3.1.1

Respirometer

Uporabljeni respirometer (proizvajalec ECHO, Slovenske Konjice) je zaprtega tipa z meritvijo raztopljenega kisika v plinasti fazi, ki je v neposredni korelaciji z raztopljenim kisikom v suspenziji aktivnega blata. Meritev je odziv procesnega dogajanja v celici. Skozi zaprti respirometer kroži zrak v plinastem delu, odpadna voda z biomaso pa ves as miruje v teko em delu respirometra. Merjenje respiracije je ra unalniško vodeno. Sestavlja ga 12 merilnih mest (Slika 11). Respirometer meri skupno porabo kisika, to je endogeno in eksogeno porabo kisika. Endogena respiracija biomase je poraba kisika za dihanje. Dolo itev je mogo a na za etku preskusa po maksimalnem prezra evanju biomase ali v kon nem delu preskusa, ko je substrat že porabljen, poraba kisika se zniža na nivo endogenega dihanja. Rezultat meritve je sprememba koncentracije raztopljenega kisika v plinski fazi v volumskih odstotkih, ki jih prera unamo na koncentracijo raztopljenega kisika v teko i fazi po Henryevem zakonu (masa plina, raztopljenega v enoti prostornine topila je premo sorazmerna z njegovim delnim tlakom. Ker merimo koncentracijo kisika v plinastem delu, smo iz koncentracije kisika v plinasti fazi prera unali hitrost porabe kisika oziroma respiracijo biomase (OUR) v teko em delu z upoštevanjem masnih bilanc in Henryjevega zakona po naslednji ena bi:

OUR(t ) =

dC P (t ) V (H + P ) dt VT

... ( 37)

kjer je: Cplin(t) koncentracija kisika v plinastem delu v mg/l Vplin volumen plinastega dela v ml Vtek volumen teko ega dela v ml H Henryjeva konstanta Meritev je odvisna od koncentracije substrata in potrebnega asa za respiracijsko aktivnost. Pomembne so predvsem razmere v okolju, ki morajo biti konstantne (pH, ionska sestava, temperatura in koncentracija biomase), ker le v tem primeru ne vplivajo na rezultat (Novak in sod., 1995). Za vzdrževanje stalne temperature smo uporabili vodno kopel in temperaturo v preskusih vzdrževali v optimalnem rangu za rast mikroorganizmov (20 ± 2oC).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Metodo oz. pravilnost dobljenih eksperimentalnih rezultatov smo preverili z izra unom kemijskih parametrov na naslednja na ina: 1/ Teoreti na poraba kisika za razgradnjo amonijevega dušika mora ustrezati prakti no izmerjeni koli ini porabljenega kisika. S kemijsko analizo amonijevega dušika oziroma nastalega nitratnega dušika smo ugotovili dejansko koli ino oksidiranega dušika in izra unali ustrezno porabo kisika po stehiometrijski ena bi nitrifikacijske oksidacije amonijevega dušika. 2/ Vrednost prirasti biomase, ki smo jo dolo ili s pomo jo izvedenih diskontinuirnih preskusov, je pokazala primerljivost z vrednostjo, ki smo jo dobili z respirometri no meritvijo.

Slika 11. Shema uporabljenega respirometra.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Sestavni deli uporabljenega respirometra:

• • • • • • • • • • •

merilnik kisika; merilnik ogljikovega dioksida; merilnik ogljikovodikov; preklopni ventili; rpalka za vzor evanje; rpalka za prepihavanje z zrakom; merilnik in kontroler pretoka; merilnik tlaka; ADAM 5000 mikrokontroler; Genie program; aše z nastavkom za analizo plina in dodajanjem vzorca.

Hitrost in kontrolo pretoka zraka dolo imo glede na spremembo temperature gretega tenkoplastnega senzorja, ki je posledica toka plina. Senzor je zaš iten proti kemijskim vplivom s tanko plastjo naparjenega kvarca (Preglednica 5). Preglednica 5. Parametri merjenja hitrosti in kontrole pretoka zraka s termi nim masnim detektorjem.

Parameter Obmo je merjenja Obmo je nastavitve Lo ljivost Odzivni as Temperaturno obmo je Vlaga Izhod

Obmo je 0 .. 5 l/min 0 .. 5 l/min napetost izhoda ADAM 1mV 1,5 s -10 do + 50°C 0 do 90 % relativne vlage ( ne vpliva) linearen pretoku

Kisik merimo z elektrokemijskim senzorjem (Preglednica 6). Preglednica 6. Parametri merjenja raztopljenega kisika z elektrokemijsko galvansko celico.

Parameter Merilno obmo je Lo ljivost Natan nost Odzivni as Temperaturno obmo je Vlaga

Obmo je 0 - 25% 0,01% 1% celotne skale 10 s od vstopa vzorca 0 do + 45°C 0 do 90 % relativne vlage ( ne vpliva)

Slika 12 prikazuje shemo galvanskega senzorja.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Slika 12. Shema galvanskega merilnika kisika.

Senzor kisika deluje na principu galvanskega lena kovina-zrak in se sestoji iz svin eve elektrode (anoda) in katode iz zlata, ker je ta len najbolj ob utljiv na spremembo v koncentraciji kisika. Kisik difundira skozi PTFE membrano (politerfloretilen – teflon) in reagira na Au elektrodi, ki je tik ob membrani. Kisik elektrokemijsko reagira in povzro i napetost med obema elektrodama. e je senzor v stiku z dano koncentracijo kisika, se ez as vzpostavi ravnotežje med koncentracijo kisika v membrani in koncentracijo kisika v tankem sloju elektrolita (LiOH) med membrano in elektrodo. Napetost med elektrodama je sorazmerna koncentraciji O2 na zunanji strani membrane. Ogljikov dioksid merimo z IR senzorjem (Preglednica 7). Preglednica 7. Parametri merjenja ogljikovega dioksida z dvožarkovnim IR detektorjem.

Parameter Merilno obmo je Lo ljivost Natan nost Odzivni as Temperaturno obmo je Vlaga

Obmo je 0 – 2.000 ppm 1 ppm 1% celotne skale 10 s od vstopa vzorca 0 do + 45°C 0 do 90 % relativne vlage ( ne vpliva)

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Princip delovanja infrarde ega merilnika CO2: Ve ina ogljikovodikov absorbira energijo v obmo ju infrarde ega spektra. Absorpcija je selektivna pri to no dolo enih frekvencah, to je pri resonan nih frekvencah vezi v molekulah. Za plinasti CO2 je ta frekvenca 4,265 µm. Merjenje pri karakteristi ni valovni dolžini omogo a selektivnost za dolo en plin, intenziteta absorpcije pa daje podatek o njegovi koncentraciji. Senzor, ki je prikazan na naslednji sliki (Slika 13), je sestavljen iz infrarde ega izvora svetlobe, vzor evalne celice, infrarde ega filtra in detektorja.

Slika 13. Shema infrarde ega merilnika CO2.

Prepihavanje izhod

Vzorec vhod

Merilni moduli

Slika 14. Prikaz vhodnih in izhodnih kanalov, ter merilnih modulov

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Modul za kisik

Modul za ogljikov dioksid

kanal 1/2 kanal 3/4

rpalka

Modul za zajem podatkov

Modul za ogljikovodike

kanal 5/6

Slika 15. Shema merilnega sistema

kanal 9/10

kanal 7/8

vklop/izklop

kanal 11/12

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Slika 16. Komandna ploš a s programom Genie, ki smo ga uporabili za respirometri ne meritve (zgoraj) in prikaz spreminjanja koncentracije kisika, CO2 in ogljikovodikov v asu procesa (spodaj).

Potek dela z respirometrom:

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Nastavimo as prepihovanja z zrakom. Isto asno se prepihajo tudi preto ni senzorji in izvede kontrolna meritev koncentracije kisika v plinasti fazi. Od te za etne koncentracije kisika se odštejejo izmerjene koncentracije kisika v asu meritve. Trajanje asa meritve smo dolo ili eksperimentalno, ko se koncentracija kisika ni ve spreminjala. V prvi fazi vzorec in senzorje prepihamo s t.i. sinteti nim zrakom, ki je definirana mešanica zraka (20,5% O2, 5-10 ppm CO2, ostalo N2). as prepihavanja mora biti dovolj dolg, da se zamenja kompletna vsebina zraka v steklenici. V asu mirovanja se ustavijo rpalke in zaprejo vsi ventili. Raztopina se meša, a ne prepihuje z zrakom. V tem asu se zaradi snovnega prenosa v teko o fazo in porabe kisika za respiracijo biomase koncentracija kisika v plinasti fazi zmanjšuje in obenem naraš a koncentracija ogljikovega dioksida. Pri kon nem izra unu upoštevamo tudi as mirovanja, ki smo ga v našem primeru naravnali na 30 minut. as mirovanja je odvisen od števila zasedenih mest na respirometru in uporabljali smo razpon od 30 minut do 60 minut. V asu meritve se zrak nad raztopino pre rpa skozi preto ne celice merilnikov, izmeri koncentracija preostalega kisika in CO2 ter zavrže in nadomesti z novo definirano mešanico zraka. Kot rezultat se podajaja povpre je zadnjih 5 meritev. Respirometer ima vgrajen precizni merilnik in inštrument za kontrolo hitrosti zraka (MFC – mass flow controler). Hitrosti lahko spreminjamo v obmo ju od 0 – 1 l/min. V program pod pozicijo »koncentracija O2 v zraku« lahko vstavimo koncentracijo standarda (tehni ni zrak = 268,345 mg/l), ki je potrebna za kontrolno meritev kisika po opravljeni fazi prepihavanja z zrakom. Ker so meritve, izvedene na ta na in, dale nestabilne rezultate, smo v našem primeru za dolo itev koncentracije kisika in CO2 v definirani mešanici zraka (iz jeklenke) uporabili prazno steklenico zaradi spremembe temperature v prostoru meritve. Izmerjeno vrednost koncentracije kisika in CO2 v prazni steklenici smo odšteli od vsake meritve v vzorcu. Koncentracija kisika je prikazana v odstotkih, ki jih prera unano v mg/l na normalne pogoje. Koncentracija ogljikovega dioksida je prikazana v ppm in jo prera unamo v mg/l na normalne pogoje.

3.1.2

Pilotna istilna naprava

Pilotna istilna naprava je služila kot vir biomase za respirometri ne preskuse. V njej smo s konstantnim doziranjem vedno enakega substrata vzdrževali imbolj enako aktivno biomaso ves as preskusov. Pred za etkom preskusov smo biomaso adaptirali na dodani substrat. Aktivno biomaso smo vzgajali v klasi ni aerobni pilotni istilni napravi preddenitrifikacijskega tipa, ki jo sestavljata dve stopnji: anoksi na in aerobna v

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

volumskem razmerju 30 % : 70 %. Stopnji sta povezani z notranjim recikliranjem nastalega nitrata iz aerobne stopnje v anoksi no. Recikel je 2-3 krat dotok. Zunanji recikel vodi iz dna usedalnika aktivno biomaso nazaj v anoksi no stopnjo in volumsko predstavlja 1 x pretok. Volumen reaktorjev je 15 litrov. Slika 17 prikazuje laboratorijsko pilotno istilno napravo: 1- anoksi ni reaktor , 2- aerobni reaktor , 3- usedalnik .

Slika 17. Shemati ni prikaz laboratorijske pilotne istilne naprave z ozna enimi linijami pretokov.

3.1.3

Biomasa

Pri našem delu smo uporabljali biomaso, ki je bila vzgajana pri konstantnem dodatku sinteti ne odpadne vode vsaj 1 mesec in ni bila adaptirana na uporabljeni inhibitor (Slika 18). Koncentracijo uporabljene biomase smo vzdrževali v obmo ju od 2 g/l do 4 g/l. Biomasa je bila prilagojena na sinteti no odpadno vodo, ki je bila vedno enake sestave. S tem smo dosegli relativno konstantne razmere in vzdrževali imbolj konstantno sestavo in aktivnost biomase v daljšem asovnem obdobju. S tem smo omogo ili imbolj kostantne rezmere preskusa in se izognili nihanjem, ki bi jih povzro ala spremenljiva biomasa.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Slika 18. Mikroskopska slika aktivne biomase, fazno kontrastna mikroskopija, Olympus, 500 x pove ava.

3.1.4

Substrat

Aktivnost mikroorganizmov v biomasi aktivnega blata je razvidna iz vsebnosti organske suhe snovi in je odvisna od ogljikovih hidratov, proteinov, nukleinskih kislin in lipidov, ki so osnovne sestavine dotoka na istilno napravo, zato je substrat za meritev dolo itve mikrobne aktivnosti v obstoje i biološki stopnji istilne naprave ponavadi iztok iz mehanske stopnje. Pri našem delu smo za meritev avtotrofne in heterotrofne respiracije biomase uporabili kot biogeni C in N substrat Na-acetat in amonijev dušik (NH4Cl) ter dodali okoli 20 % odpadne vode. Izbrani snovi sta glavni sestavini komunalne odpadne vode (Volskay in Grady, 1988; Klapwijk in sod., 1988) in dajeta dobro definiran respirogram brez adaptacije biomase. Substrat za pripravo in adaptacijo biomase je bila sinteti na odpadna voda. Na sistemu je obenem potekala raziskava biološkega odstranjevanja ogljikovih in dušikovih snovi iz odpadne vode, torej proces vklju uje poleg biološke razgradnje ogljikovih sestavin tudi nitrifikacijo in denitrifikacijo. Dodano organsko snov smo analizirali kot KPK.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Sinteti na odpadna voda je bila sestavljena iz naslednjih sestavin: ORGANSKI DEL in NUTRIENTI: kvasni ekstrakt kazeinski pepton mesni ekstrakt natrijev acetat trihidrat NH4Cl K2HPO4 KH2PO4

130 mg/l 130 mg/l 130 mg/l 540 mg/l 40 mg/l 24 mg/l 8 mg/l

ANORGANSKI DEL oz. MINERALI: CaCO3 100 mg/l MgCO3 100 mg/l NaCl 40 mg/l 500 mg/l FeCl3 . 6 H2O 3.2

METODE

3.2.1

Dolo itev cianida

Koncentracijo cianida smo dolo ali s CN analizatorjem (proizvajalec Iskra Horjul), ki poteka z ion selektivno amperometri no preto no elektrodo za cianid. Meritev vklju uje proste, šibke in labilne cianide. Uporabljena metoda preskušanja je interna metoda MP 030 (ZZV Kranj).

3.2.2

Dolo itev ustreznega razmerja med substratom in biomaso

V primeru visokega razmerja med substratom in biomaso, pri respiracijski meritvi lahko pride do pomanjkanja raztopljenega kisika v asu maksimalne porabe. Biomasa med preskusom priraš a in lahko se dogodi, da se pove a tudi za 300 % in v tem primeru bi prišlo do pomanjkanja kisika. Za preskuse smo uporabili koncentracijo biomase 50 mg/l. V primeru uporabe ve je koncentracije biomase v preskusih, smo dobili hitro porabo kisika in je bilo vrednotenje rezultatov nemogo e. Za dolo itev ustreznega razmerja med koncentracijo substrata in biomaso smo meritve izvajali pri pogojih razli ne obremenitve biomase (koncentracija substrata glede na koncentracijo biomase). Dolo ili smo razmerje med koncentracijo substrata in koncentracijo biomase, pri katerem je bila v asu maksimalne rasti koncentracija kisika v teko i fazi (substrat + biomasa + voda) vedno nad kriti no mejo (2 mg/l). V primeru

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

pomanjkanja kisika se pojavi omejitev hitrosti rasti, do esar bi lahko prišlo v primeru previsoke za etne in posledi no maksimalne koncentracije biomase. V meritvi smo k prezra eni biomasi dodali substrat v razli nih koncentracijah, obi ajno od 50 do 400 mg/l organske snovi (KPK). Uporabljena koncentracija biomase je bila 50 mg/l izražena kot MLSS. Razmerje med koncentracijo substrata in koncentracijo biomase je bilo pri 50 mg/l (KPK) 1 g KPK/g MLSS in pri 400 mg/l 8 g KPK/g MLSS. Dejanska koncentracija aktivne biomase je od 30 % do 50 % in je dejansko razmerje med koncentracijo biomase in koncentracijo substrata še ve je.

3.2.3

Ponovitve meritev

Respiracijske meritve smo izvedli s ponovitvami preskusov, ki so bili izvedeni po enakem postopku. V preskusih smo uporabili adaptirano mešano življenjsko združbo razgrajevalcev, ki smo jo gojili pri konstantnih razmerah (substrat, temperatura, hidravli ni zadrževalni as, koncentracija raztopljenega kisika) v laboratorijskem pilotnem reaktorju. Preskuse smo izvajali vzporedno v dveh paralelkah in obnovljivost preverili v razli nih asovnih obdobjih v razmaku nekaj dni. Zaradi vklju enosti biološke narave preskusov, ki že same po sebi kažejo razli no aktivnost, ponovljivosti nismo statisti no izvrednotili. Dolo ili smo, da so meritve ustrezne, e se rezultati niso razlikovali za ve kot 30 %.

3.2.4

Preverjanje pravilnosti delovanja respirometra

Pravilnost delovanja respirometra smo preverili s primerjavo vrednosti porabe kisika za razgradnjo odpadne vode, ki smo jo dobili na dva razli na na ina istega preskusa in sicer respirometri no z porabo raztopljenega kisika in stehiometri no preko razgradnje amonijevega dušika. Predpostavili smo, da mora biti primerjava vrednosti porabljenega kisika za oksidacijo amonijevega dušika enaka, e jo izmerimo respirometri no ali izra unamo preko naslednje stehiometrijske ena be: NH4+ + 2 O2 → NO3- + 2 H+ + H2O

... ( 38)

Ocenili smo, da so respiracijske meritve ustrezne v primeru, da se vrednosti razlikujeta najve za 20 % zaradi razli nega izra una vrednosti (množenje napak zaradi upoštevanja povpre nih vrednosti). Za kontrolo porabe kisika smo uporabili meritev in izra un porabe kisika na avtotrofnem nivoju, ki jo uporabljajo tudi tuji strokovni viri (Spanjers, 1994), ker je lažje izra unljiv zaradi ve je porabe kisika avtotrofov v primerjavi s heterotrofi. Stehiometri ni izra un vrednosti porabe kisika temelji na dolo itvi koncentracije amonijevega dušika na za etku

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

in na koncu preskusa. Respiracijska vrednost porabe kisika je bila pridobljena s preskusi in na na in, ki je opisan v nadaljevanju.

3.2.5

Kontrola prirasti biomase

Na za etku dela smo s pomo jo masne bilance porabe substrata (na osnovi KPK) dobili osnovo za razumevanje procesa v nadaljnjih preskusih kot kontrolno meritev. Procese tvorbe nove biomase in proizvedene energije smo izvrednotili z izra unom preskusa ob dodatku organske snovi. Za kontrolo prirasti biomase smo uporabili dva razli na postopka dolo itve in sicer diskontinuirne preskuse in respiracijo s so asno kemijsko analizo. Izvedli smo dva lo ena preskusa. Upoštevali smo, da so respiracijske meritve pravilno izvedene v primeru, da se vrednosti obeh postopkov razlikujeta najve za 20 %. 3.2.5.1

Dolo itev celi ne prirasti z diskontinuirnim preskusom

Diskontinuirni preskusi so temeljili na dolo itvi hitrosti izginevanja organske snovi substrata oziroma nastanka nove biomase. Z uporabo regresijske analize smo za posamezno analizirano vrednost KPK dobili naklon hitrosti porabe (KPKtop) ali nastanka KPK (KPKbio). Iz razmerja med vrednostima smo dobili vrednost za prirast biomase (Y). V laboratorijsko ašo z odpadno vodo brez suspendiranih snovi prenesemo aktivno blato z za etno koncentracijo biomase približno 200 mg MLSS/l. Sistem mešamo in prezra ujemo. V dolo enih asovnih intervalih (obi ajno vsako uro) dolo imo KPK skupnega in topnega dela. Zaradi prirasti biomase se skupni KPK zmanjša na ra un zmanjšanja topnega KPK. Razlika med skupnim in topnim KPK je KPK novo nastale biomase (KPKbio). Pri našem preskusu dolo itve heterotrofne prirasti smo dolo ili vrednost: YH =

KPKbio KPKtop

kjer je: KPKbio KPKtop 3.2.5.2

... ( 39)

KPK biomase v mg/l (= KPK skupni – KPK topni) KPK topni v mg/l Izra un celi ne prirasti biomase iz respirograma

Drugi postopek je bil respirometri ni. Merili smo porabo kisika ter obenem ob za etku in koncu preskusa izmerili koncentracijo organske snovi substrata. Na podlagi skupne porabe

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

kisika in porabljene organske snovi substrata (Slika 2) smo izra unali prirast biomase (Y). Izra un Y iz respirograma je temeljil na dejstvu, da je 1-YH = BPKst/∆ ∆KPKtop

... ( 40)

kjer je:

∆KPKtop BPKst

razlika med za etnim KPKtop in kon nim KPKtop skupna potreba po kisiku, dolo ena z respirometrijo (BPK short term) v mg/l

3.2.6

Respirometri ni preskusi

Osnovni namen našega dela je bila dolo itev respiracije ob dodatku substrata brez inhibitorja in z inhibitorjem (cianid). Mikroorganizmi so osnovni dejavniki bioloških procesov istilne naprave, ki za svojo rast in razmnoževanje uporabljajo biološko razgradljivi organski del odpadne vode in s tem sodelujejo v istilnih procesih. Strupene snovi lahko zmanjšajo (inhibirajo) rast in razmnoževanje in s tem vplivajo na u inkovitost procesa. Za preskuse smo vzeli biomaso aerobnega procesa istilne naprave v endogeni fazi, kar pomeni, da smo jo pred preskusom temeljito prezra evali brez dodatka substrata in je biomasa porabljala kisik samo za endogeno dihanje, brez prisotnosti substrata. Substrat za preskuse je bila sinteti na odpadna voda, ki je vsebovala ogljik in dušik v razmerju 6,3:1, ki pospešuje predvsem rast heterotrofov. Sinteti na odpadna voda je bila dotok na pilotno istilno napravo, torej je bila biomasa adaptirana na substrat. Kot za etno koncentracijo kisika pred porabo smo upoštevali koncentracijo v kontrolni steklenici. Kon na koncentracija kisika je odvisna od nastavljenega asa meritve. Razlika med za etno in merjeno koncentracijo po dolo enem asu predstavlja porabo kisika v tem asu. Ob meritvi smo zrak vedno zamenjali in s tem prepre ili preveliko zmanjšanje koncentracije kisika v plinasti fazi in zagotovili enakomeren vnos v teko o fazo. Meritev smo zaklju ili v asu, ko je po eksponentni fazi poraba kisika znatno zmanjšana in je dosegla stacionarno stanje. Meritve so zaradi majhne koncentracije biomase (50 mg/l) in dolge »lag faze« potekale nekaj dni. Mikroorganizmi po dodatku substrata po dolo enem asu (po zaklju ku »lag faze«) pove ajo respiracijo, kar povzro i zmanjšanje koncentracije raztopljenega kisika. Ko je glavnina substrata oksidirana, se nivo raztopljenega kisika spusti do bazne linije. Iz porabe kisika, ki jo prikazuje respirogram, izra unamo respiracijo, ki je klju ni parameter za ovrednotenje karakteristik odpadne vode in kinetike aktivne biomase. Biomaso in substrat s prezra evano vodo smo hermeti no zaprli v respiracijske steklenice (12 mernih mest) ter postavili v termostatirno kopel z magnetnoim mešalom. Pokrovi steklenic so bili povezani z respirometrom in z jeklenko definirane mešanice zraka. Preskusi so potekali isto asno na 10 mernih mestih (v 10 steklenicah, 2 steklenici smo

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

uporabili za kontrolni namen). Vsak preskus smo izvedli v 2 paralelkah. Prekusi so potekali po naslednjem na rtu: 1. Prvo serijo respiracijskih meritev smo izvedli z dodatkom samo organske snovi (od 25 mg/l do 600 mg/l KPK) k biomasi (MLSS 50 mg/l). 2. V preskusih vrednotenja inhibicije cianida smo dodali razli no koncentracijo organske snovi (v isti seriji preskusov: od 25 mg/l do 600 mg/l KPK) in kombinirali z enako koncentracijo cianida (v razli nih serijah preskusov: od 0,1 mg/l do 10 mg/l). Referen no porabo kisika smo dolo ili z respiracijsko meritvijo brez dodatka toksi ne snovi (cianida). 3. Preskuse z dodatkom inhibitorja smo izvedli z dodatkom enake koncentracije organske snovi (v razli nih serijah preskusov od 25 mg/l do 600 mg/l KPK) in dodatkom razli ne koncentracije inhibitorja (v istih serijah preskusov: od 0,1 mg/l do 10 mg/l). Referen no porabo kisika smo dolo ili z vzporedno respiracijsko meritvijo z enako koncentracijo organske snovi brez dodatka toksi ne snovi (cianida).

3.2.7

Vrednotenje respirograma in izra un hitrosti rasti

Osnovni namen našega dela je bil dolo iti hitrost rasti biomase ob razli nem dodatku organske snovi in hkrati vrednotenje inhibitornega vpliva cianida na osnovi respirometri ne dolo itve hitrosti rasti. Respiracijska meritev je sestavljena iz ve ih asovnih intervalov meritve. En asovni interval meritve predstavlja meritev v asu od prepiha oz. menjave zraka do meritve in predstavlja porabo kisika v tem asu. Matemati no vrednotenje respirograma: • Rezultat meritev je koncentracija preostalega kisika v plinasti fazi v volumskih odstotkih. Hitrost porabe kisika v asovnem intervalu v posamezni steklenici dobimo tako, da koncentracijo kisika v preskusnem reaktorju odštejemo od koncentracije v kontroli. Razlika predstavlja porabljen kisik v plinasti fazi v volumskih odstotkih v asu. Volumske odstotke prera unamo na koncentracijo v mg/l v plinasti fazi. En volumski odstotek zraka po plinasti ena bi vsebuje 13,09 mg kisika na liter pri konstantnem tlaku in temperaturi. • Ker respiracija poteka v teko i fazi, je potrebno za dolo itev respiracije prera unati koncentracijo kisika iz plinaste na teko o fazo s pomo jo upoštevanja ravnotežja. Koncentracija kisika v plinasti in teko i fazi je v ravnotežju. Predpostavimo, da je snovni prenos kisika iz plinaste v teko o fazo hiter ter, da gre KLa proti neskon nosti (KLa →∞) in koncentracija kisika v teko i fazi je enaka nasi enju (Spanjers in sod., 1998). Za prera un koncentracije kisika iz plinaste v teko o fazo uporabimo Henry-jev zakon.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

•

S pomo jo masnih bilanc izra unamo hitrost porabe kisika v teko i fazi v asovnem intervalu meritve (cikel mirovanja, prepiha in meritve).

Masna bilanca za teko o fazo: DCtek/dt = KLa(Ctek* - Ctek) – OUR

... ( 41)

kjer je: Ctek koncentracija raztopljenega kisika v teko i fazi v asu t v mg/l Ctek* koncentracija nasi enja kisika v teko i fazi v mg/l Masna bilanca za plinasto fazo: d(Vplin.Cplin) / dt = - Vtek .KLa (Cplin* - Cplin)

... ( 42)

kjer je

Cplin Cplin* Vplin Vtek

koncentracija kisika v plinasti fazi v mg/l maksimalna koncentracija kisika v plinasti fazi pri nasi enju v mg/l volumen plinaste faze v ml volumen teko e faze v ml

Pri tej bilanci smo predpostavili, da se volumen plinaste faze ne spreminja. Po združitvi gornjih ena b dobimo ena bo, ki opredeljuje porabo kisika za respiracijo: OUR = dCtek/dt (Vplin/Vtek+H)

... ( 43)

kjer je: H Henryeva konstanta, 0,031 Hitrost porabe kisika v mg/l na merjeno asovno enoto prera unamo v mg/l.h in naprej v g/g biomase (MLSS).h. Dobimo hitrost porabe kisika za razgradnjo (respirogram). Iz respirograma lahko dolo imo naslednje faze:

•

»Lag faza«: ni prirasti biomase in dOUR/dt je konstanten. Za dolo itev asa trajanja »lag faze« smo upoštevali meritve v asu, ko se vsaka naslednja meritev še ni razlikovala od prejšnje za ve kot 3 %. Ta odstotek smo upoštevali kot merilo za lo itev obeh faz in smo ga dolo ili na podlagi analize ve ih respirogramov. Eksponentna faza rasti: poraba kisika po ena bi 47; naklon je odvisen od koncentracije organske snovi. Za dolo itev eksponentne faze smo upoštevali meritve v asu, ko se je vsaka naslednja meritev razlikovala od prejšnje za ve kot 5 %. Ta odstotek smo dolo ili na podlagi izvrednotenja razli nih respirogramov.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

• •

Faza nitrifikacije ali porabe težje razgradljivega substrata; drugi vrh na respirogramu. Endogena faza je faza, ko je substrat že porabljen in ni merljive porabe kisika in prirasti biomase (tudi faza odmiranja biomase).

V izra unu hitrosti rasti predpostavljamo, da je pove ana hitrost porabe kisika (OUR) posledica prirasti biomase (Orhon in Artan, 1994). Iz tega sledi, da je:

dX = µ.X dt

... ( 44)

mogo e zapisati tudi kot

dOUR = µ.OUR dt

... ( 45)

Po rešitvi zgornje ena be dobimo: ln OUR = µ .t

... ( 46)

S pomo jo logaritmiranja hitrosti porabe kisika (OUR) v eksponentni fazi rasti smo iz naklona krivulje dolo ili hitrost rasti biomase:

µ=

ln OUR t

... ( 47)

Najprej smo dolo ili hitrost rasti biomase za neinhibitorni substrat. Izvedli smo ve preskusov z dodatkom razli nih koncentracij organske snovi (od 25 mg/l do 600 mg/l KPK) k biomasi enake sestave. V nadaljevanju smo dolo ili hitrost rasti biomase za neinhibitorni substrat. Izvedli smo ve preskusov z dodatkom razli nih koncentracij organske snovi (od 25 mg/l do 600 mg/l KPK) in inhibitorja – cianida (od 0,1 mg/l do 10,0 mg/l) k biomasi enake sestave. Hitrost rasti biomase smo izra unali enako kot za neinhibitorni substrat z razliko, da v primeru dodatka inhibitorja, ki kaže daljšo »lag fazo«, podajamo dve hitrosti rasti in sicer:

• •

hitrost rasti biomase v asu, ki je enak eksponentni fazi rasti neinhibitornega subastrata pri isti koncentraciji organske snovi; hitrost rasti biomase v eksponancialni fazi pri isti koncentraciji.

Iz respirograma lahko dolo imo tudi naslednje biološke parametre, ki temeljijo na fizikalno izmerjenih parametrih po posameznih fazah:

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

• • • •

•

3.2.8

Za etna hitrost porabe kisika (OURza .) po dodatku substrata, ki vklju uje endogeno porabo kiska in za etno eksogeno porabo pred za etkom prirasti biomase. Za etna poraba kiskia je odvisna od koncentracije substrata po ena bi po Monodu. Iz za etne porabe kisika dolo imo trenutno inhibicijo v primeru dodatka inhibitorja pri isti koncentraciji organske snovi na podlagi razlike med za etno respiracijo brez in z dodatkom inhibitorja Iz podatkov odvisnosti OUR od koncentracije substrata z in brez dodatka inhibitorja dobimo krivuljo, ki jih ovrednotimo po ena bi po Monodu ali Haldaneju. Iz diagrama krivulj OUR ali hitrosti rasti v odvisnosti od koncentracije substrata dobimo maksimalno stopnjo respiracije in maksimalno hitrost rasti biomase v delu krivulje, ko se hitrost rasti biomase in OUR ne spreminjata ve . Polovi no vrednost maksimalne hitrosti rasti in OUR povežemo s krivuljo in dobimo koncentracijo substrata, ki opredeljuje koeficient Ks. Ks je torej koncentracija substrata pri polovi ni maksimalni hitrosti rasti ali polovi nem maksimalnem OUR. Površina pod krivuljo odvisnosti OUR od asa predstavlja skupno porabo kisika za razgradnjo dodanega organskega substrata – hitro dolo ljivi BPK (BPKst). Skupno porabo kisika smo izra unali z numeri no integracijo posameznih to k (površina pod krivuljo). Maksimalna višina vrha krivulje OUR predstavlja najve jo porabo kisika, ki je odvisna od koncentracije substrata.

Preverjanje rezultatov preskusov z matemati nim modelom

Vrednotenje procesa iš enja odpadne vode s pomo jo matemati nega modeliranja je v zadnjem asu uporabljena metoda, s katero lahko preverimo in dolo imo kineti ne parametre (Gujer in sod., 1995; Gujer in sod., 1999; Gujer in sod., 2000). Z uporabo matemati nega modela ASM1 smo preverili nekatere dobljene respirometri ne parametre. Za matemati ni opis bioloških reakcij v respirometru smo uporabili poenostavljen ASM1 model (Vre ko in sod., 2002). Za preverjanje ujemanja med matemati nim modelom in rezultati preskusov smo uporabili rezultate preskusov, ki so bili izvedeni pod enakimi pogoji v razmaku nekaj dni. Preskusi so bili opravljeni tako, da smo v respirometer dali koli ino biomase 50 mg/l in koli ino organske snovi (substrat) 400 mg/l in merili koncentracijo kisika v plinastem delu vsako uro ter izra unali hitrost porabe kisika (OUR). Rezultate poteka respiracije pri ve ih enako vodenih preskusih (Slika 21) smo izvrednotili z matemati nim modelom tako, da smo parametre matemati nega modela dolo ili z uporabo optimizacije. Podatke respirograma smo obdelali na dva neodvisna na ina in sicer: • s postopkom respiracijskih meritev, opisanem v tej nalogi; • s poenostavljenim matemati nim modelom. Ocenili smo, da je primerjava rezultatov ustrezna, e se ne razlikujejo za ve kot 20 %.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

3.2.9

Dolo itev koli ine biomase z ATP bioluminiscen nim preskusom

Dolo itev koli ine ATP, ki je merilo za koli ino prisotne aktivne biomase, smo izvajali z ATP bioluminscen no metodo po postopku Sigma, ZDA (ATP bioluminscent assay kit), ki se uporablja za kvantitativno bioluminiscentno dolo itev ATP v vzorcih, ki vsebujejo od 2 x 10-12 do 8 x 10-5 mola/l (ali 10-12 do 4 x 10-5 g/ml, glede na molekulsko težo 507 g/mol proste kisline). Metoda temelji na porabi ATP in emisiji svetlobe, ko luciferaza katalizira oksidacijo luciferina. 3.2.9.1

Ekstrakcija ATP iz bakterijskih celic

Uporabimo pufer: 100 mM Tris-HCl – 2 mM EDTA, pH 7.8. Ekstrahiramo z vrelim pufrom. EDTA povzro i razpad celi nih ovojev bakterij (predvsem zunanje membrane pri G- vrstah). Vrednost pH okoli 7.8 je optimalni pH za encim luciferazo. Detekcija ATP iz bakterijskih celic

3.2.9.2

Merili smo koli ino ATP v vzorcih, ki smo jih odvzeli periodi no ob so asni meritvi porabe kisika in sicer na vsakih 5 ur meritve. Vzorce smo obdelali po posebnem postopku (uporabili smo reagente SIGMA: Stock No. FL-AA; Adenosine 5´- triphosphate (ATP) bioluminescent assay kit), merili svetlobo, ki nastaja pri reakciji z luminometrom in nato s pomo jo umeritvene krivulje izra unali koncentracijo ATP v vzorcih. Reakcija: •

ATP + luciferin + Mg2+ + kresni ja luciferaza → adenil-luciferin + PPi

•

adenil-luciferin + O2 → oksiluciferin + AMP + CO2 + svetloba

Za razred evanje smo uporabili sterilno deionizirano vodo. Vsa steklovina in plastika, ki bo prišla v kontakt z vzorci ali reagenti mora biti popolnoma ista oz. ne sme biti prisotnega ATP. Priporo eno je namakanje v 1N HCl preko no i, nato spiranje z s sterilno milli Q vodo oz. sterilno deionizirano vodo in sterilizacija (s sušenjem). Pipetni nastavki se smejo uporabiti le po enkrat in predhodno ne smejo priti v kontakt s kožo ali kontaminiranimi površinami. Optimalni pogoji: • pHopt = 7,8 (v mejah od 7,4 do 7,8) • C(Mg2+)opt = 10-3 – 10-2 M • Topt = sobna temperatura Reagente (Sigma) pripravimo po naslednjem postopku:

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

1/ FL-AAM = ATP ASSAY MIX Priprava: Vsebino stekleni ke raztopimo v 5 ml sterilne vode. Rahlo mešamo, dokler se vsebina ne raztopi. Vsebina naj 1 uro stoji na ledu, da se popolnoma raztopi. Ta raztopina je stabilna vsaj 2 tedna, e je shranjena pri 0 – 5°C in zaš itena pred svetlobo; med tem asom lahko pride do rahlega zmanjšanja nastanka svetlobe in zmanjšanja ob utljivosti. Pred vsakodnevno uporabo, moramo narediti novo umeritveno krivuljo. Vsebino lahko zamrznemo na –20°C za kasnejšo uporabo. Raztopina je stabilna za 2 – 3 cikle zamrzovanja in odtajevanja. Takšna priprava FL-AAM je u inkovita za dolo anje koncentracije ATP v vzorcih v mejah 2 x 10-12 do 2 x 10-9 mol / l. e potrebujemo manj ob utljiv sistem, FL-AAM red imo s pufrom za red enje. 2/ FL-AAB = »ATP ASSAY MIX DILUTION BUFFER« Priprava: Vsebino stekleni ke raztopimo v 50 ml sterilne vode. Raztopina je stabilna vsaj 2 tedna pri 0 – 5°C. Vsebino lahko alikvotiramo in zamrznemo na –20°C. 3/ FL-AAS = ATP STANDARD Priprava: Vsebino raztopimo v 2 ml sterilne vode in tako dobimo 1 milimolarno (1x 10-3 M) raztopino ATP. Pripravimo red itveno vrsto (red imo s sterilno vodo ali s pufrom za red enje – FL-AAB). Stopnja razred enja je odvisna od zaželene ob utljivosti. Raztopina je stabilna vsaj 24 ur pri 0 – 5°C ali ve kot 2 tedna pri –20°C. Red itve so stabilne do 8 ur, e so shranjene na ledu. 3.2.9.3

Ekstrakcija in detekcija ATP iz bakterijskih celic

Pred meritvijo ATP v vzorcih pripravimo standardne raztopine ATP (FL-AAS) in pripravimo dvojni logaritemski diagram: log RLU (relative luminescent units) v odvisnosti od log koncentracije ATP. Narišemo umeritveno premico in dolo imo ena bo premice. Nato izmerimo RLU vzorcev, iz katerih s pomo jo ena be umeritvene premice izra unamo koncentracijo ATP v vzorcih. Ekstrakcija ATP (Zrimec, 2001): • v epruvete pripravimo 0,9 ml 0,1M Tris-HCl z 2 mM EDTA, pH 7,8, • pufer segravamo 3 minute v vodni kopeli pri 100°C, • v pufer vbrizgamo 0,1 ml homogeniziranega vzorca, • mešanico segrevamo 3 minute v vodni kopeli pri 100°C, • vzorce ohladimo v ledeni kopeli.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

3.2.9.4

Merjenje ATP

Vzorce z ekstrahiranim ATP (ki so bili najve 24 ur na –20°C) oz. standardne raztopine ATP, prenesemo na 0°C. 100 µl reagenta FL-AAM (ki ga lahko tudi predhodno razred imo s pufrom za razred enje) prenesemo v epuvetko in pustimo stati 3 minute, da se porabi morebitni endogeni ATP in s tem zmanjša morebitni šum ter reagent ogreje na optimalno temperaturo za delovanje luciferaze. Na sobni temperaturi segrejemo tudi prvi standard oz. prvi vzorec, dodamo 100 µl standarda ali vzorca k reagentu, premešamo, merimo koli ino svetlobe z luminometrom. Izmeriti moramo še vsa možna ozadja in jih ( e niso zanemarljiva) odšteti od izmerjenih vrednosti standarda oz. vzorca.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

REZULTATI

Rezultati predstavljajo izvrednotenje respiracijskih meritev po naslednjih sklopih:

• • • • • •

dolžina »lag faze«; za etni OUR izra un hitrosti rasti v eksponentni fazi; v primeru dodatka inhibitorja smo dolo ili hitrost rasti biomase dodatno še v asu, ko je bila kontrola (dodatek samo organske snovi) v eksponentni fazi rasti; maksimalni OUR za dani respirogram; BPKst – skupna potreba po kisiku, dolo ena z respirometrijo.

V odpadni vodi prisotne toksi ne snovi vplivajo na razgradnjo organske snovi v mešani kulturi aktivnega blata istilne naprave. Razvoj analiti ne metode respirometrije je osnova za dolo itev inhibitornega vpliva na biološki sistem za iš enje odpadne vode. Na osnovi rezultatov in postavljene hipoteze ocenjujemo, da je respirometri na metoda primerna tudi v razmerah, ko sam substrat težko definiramo. Preskusili smo splošno in nespecifi no metodo za dolo anje vpliva toksikanta v reaktorju in njegov vpliv na mikrobno združbo z vrednotenjem hitrosti rasti. Zbrani rezultati kažejo, da je respirometri na metoda primerno orodje za spremljanje razgradnje v odvisnosti od oksidacije substrata. Zaviranje razgradnje smo dolo ili z respiracijskimi meritvami s primerjavo dodatka organske snovi in organske snovi z inhibitorjem. Respiracijska meritev je rezultat dveh procesov: 1/ porabe kisika za endogeno respiracijo v celicah in 2/ respiracije za razgradnjo substrata – eksogena respiracija. V našem primeru smo uporabili metodo zaprtega respirometra, kjer so asno merimo endogeno in eksogeno respiracijo. Preskusi so vklju evali dolo itev respiracije predvsem na heterotrofnem nivoju. Avtotrofni nivo porabe kisika je bil zaradi majhne hitrosti rasti zakrit. Rezultati, ki prikazujejo nihanja (v slikah so predstavljeni s povpre no vrednostjo, minimalno in maksimalno vrednostjo pri razli nih preskusih) za etne in skupne porabe kisika ter hitrosti rasti pri razli nih dodatkih organske snovi in inhibitorja so dobljeni na osnovi ve posameznih meritev pri enakem dodatku substrata. Nihanje je posledica bioloških pojavov in spreminjajo e aktivnosti biomase. 4.1

PREVERJANJE MERITEV

4.1.1

Dolo itev razmerja med koncentracijo substrata in koncentracijo biomase

Koncentracija suhe snovi aktivnega blata na istilnih napravah je ponavadi od 3.000 mg/l do 6.000 mg/l. Vsi opisani preskusi so bili izvedeni s koncentracijo biomase 50 mg/l, kar je

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

zagotavljalo ustreznost meritev in možnost izra una parametrov glede na vrsto in zmogljivost respirometra.

1,6

10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

kisik v plinski fazi (%)

1,4 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0 0

kisik v teko i fazi (mg/l)

Pred za etkom preskusov smo dolo ili tisto razmerje med koncentracijo substrata in koncentracijo biomase ter intenziteto mešanja (z mešalom), ki še zagotavlja zadosten vnos kisika tudi v asu najve je porabe kisika. Na slikah (Slika 19, Slika 20) sta prikazana primera porabe kisika v plinasti in v teko i fazi za najve je izbrano razmerje med koncentracijo biomase in koncentracijo substrata pri razli ni hitrosti mešanja in s tem vnosa kisika.

as (ure) 250 mg/l KPK; F:M = 4,2 (plinska faza)

200 mg/l KPK;F:M = 3,3 (plinska faza)

150 mg/l KPK; F:M = 2,5 (plinska faza)

100 mg/l KPK; F:M = 1,7 (plinska faza)

50 mg/l KPK; F:M = 1,2 (plinska faza)

250 mg/l KPK; F:M=4,2 (teko a faza)

Slika 19. Primerjava porabe kisika merjene v plinasti fazi pri razli ni obremenitvi blata in poraba kisika v teko i fazi pri najve i preskušani obremenitvi blata (KPK substrata:MLSS biomase = 4,2) pri zadostnem vnosu kisika (rpm = 960/minuto).

Iz gornje slike (Slika 19) je razvidno, da se koncentracija raztopljenega kisika v teko i fazi ob visokem razmerju substrata in biomase tudi v asu maksimalne porabe kisika, ne zmanjša pod koncentracijo 3,6 mg/l. Minimalna koncentracija raztopljenega kisika v teko i fazi mora biti vedno nad 2 mg/l (Orhon in Artan, 1994). Iz slike je tudi razvidno, da eksponentna rast ni omejena s pomanjkanjem kisika. Respirogram odvisnosti koncentracije kisika v teko i fazi od porabe kisika v plinasti fazi ob visokem razmerju substrata in biomase pri nezadostnem vnosu kisika (Slika 20) kaže, da je v eksponentni fazi rasti prišlo do pomanjkanja kisika. Pomanjkanje kisika je razvidno

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

tudi iz respirograma merjenja kisika v plinasti fazi, ki je vidno iz krivulje, ki kaže prekinitev eksponentne rasti. Iz spodnjih slik je razvidno, da je najpomembnejši dejavnik zadostni vnos kisika v teko o fazo, ki je bil v naših preskusih zagotovljen samo z magnetnim mešalom in je potekal le preko fazne površine med plinasto in teko o fazo. Hitrost mešala smo regulirali tako, da smo dobili immanjše strižne sile in imve ji vnos kisika iz plinaste v teko o fazo. Na podlagi navedenih preskusov smo vse nadaljnje preskuse izvajali pri 960 obratih na minuto.

9 8

0,8

6 5

0,6

0,4

3 2

0,2

kisik v teko i fazi (mg/l)

kisik v plinski fazi (%)

1,2

0 0

10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 as (ure)

250 mg/l KPK; F:M = 4,2 (plinska faza)

200 mg/l KPK; F:M = 3,3 (plinska faza)

150 mg/l KPK; F:M = 2,5 (plinska faza)

100 mg/l KPK; F:M = 1,7 (plinska faza)

50 mg/l KPK; F:M = 1,2 (plinska faza)

250 mg/l KPK; F:M=4.2 (teko a faza)

Slika 20. Primerjava porabe kisika merjene v plinasti fazi pri razli ni obremenitvi blata in poraba kisika v teko i fazi pri najve ji preskušani obremenitvi blata (KPK substrata : MLSS biomase = 4,2) pri pomanjkanju kisika (rpm = 600/minuto).

Razmerje med koncentracijo substrata in koncentracijo biomase (Preglednica 8) izra unano z MLSS biomase glede na KPK substrata je bilo v vseh preskusih ve je od 1 oziroma ve je od 3, e upoštevamo literaturne podatke, da je v suhem delu aktivne okoli 30 % biomase (Henze in sod., 1995).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Preglednica 8. Koncentracija aktivne biomase, KPK in razmerje med koncentracijo substrata in koncentracijo biomase v preskusih.

MLSS KPK KPK: MLSS

mg/l mg/l mg/mg

4.1.2

50 50 1,0

50 75 1,5

50 100 2,0

50 200 4,0

50 300 6,0

50 400 8,0

Ponovitve meritev

Meritve kažejo variabilnost med rezultati zaradi spreminjajo ega razmerja med aktivnimi in neaktivnimi mikroorganizmi ter vrstno sestavo mikroorganizmov, ki se je med vzdrževanjem kulture spreminjala zaradi nedefiniranih dejavnikov mikrobnega okolja. e bi v preskusih uporabili monokulturo mikroorganizmov, bi njeno aktivnost lahko bolj natan no kontrolirali (Grunditz in sod., 1998) in verjetno bi bilo sipanje rezultatov manjše. Vendar je istilna naprava heterogen sistem mešane življenjske združbe, zato smo se odlo ili za takšen potek preskusov, pri emer smo se zavedali, da je hitrost rasti biomase razli na pri razli nih koncentracijah organske snovi. Organska snov enake sestave ima teoreti no gledano vedno enako porabo kisika za kemijsko oksidacijo KPK. Biološka razgradnja, vrednotena kot BPK, pa ima lahko razli no porabo kisika za mikrobno oksidacijo, odvisno od adaptibilnosti organizmov in njihove metabolne aktivnosti. 400

OUR (mgO2/mgMLSS.h)

350 300 250 200 150 100 50 0 0

10 10.4.

20 25 as (ure) 19.4. 21.4.

30 12.5.

16.5.

Slika 21. Poraba kisika pri dodatku organske snovi (KPK = 400 mg/l) pri petih enako vodenih preskusih v razli nem asovnem obdobju.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Slika 21 prikazuje respirograme enako vodenih preskusov, ki so bili izvedeni v razmaku nekaj dni. Za organsko snov, ki predstavlja 400 mg/l KPK, smo dolo ili povpre no vrednost in standardni odmik za parametre, ki opisujejo respiracijsko meritev (Preglednica 9). Koncentracija biomase je bila v vseh preskusih 50 mg/l MLSS. Biomasa za vse preskuse je bila vzgajana na enak na in (pilotna istilna naprava), nihanja so posledica razli ne aktivnosti biomase ob razli nih dnevih in odziva na dodani substrat. Preglednica 9. Prikaz rezultatov enako vodenih preskusov dolo itve respiracije v razli nih dneh.

datum

OURza

»lag faza«

mg/g MLSS.h 10.04. 31,6 19.04. 23,9

h 7,0 7,0

µmax

OURmax

as do doseganja OURmax 1/h mg/g MLSS.h h 6,5 329 18,5 6,8 289 19,5

21.04.

18,9

8,0

6,8

292

20,5

12.05. 16,05. Povpr.vred. Min.vred. Maks.vred. Std

24,5 26,9 25,2 18,9 31,6 4,6

7,0 7,8 7,4 7,0 8,0 0,5

8,1 7,8 7,2 6,5 8,1 0,7

294 272 295 272 329 20

18,0 18,0 18,9 18,0 20,5 1,1

Standardni odmik oziroma razli nost porabe kisika za biokemijsko razgradnjo organske snovi pri enakih procesnih razmerah prikazuje spreminjajo o metabolno aktivnost mikrobne združbe v sicer procesno enako vodenih preskusih ter vklju uje eksperimentalno napako pri preskusih. Slika 22 predstavlja paralelne respirograme (porabo kisika v plinasti fazi) v istem preskusu, ki so bili izvedeni isto asno z enakimi izhodnimi parametri, ki kažejo primerljivost rezultatov in rang eksperimentalne napake v istem preskusu.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

kisik v plinasti fazi (%)

3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 0

400 mg/l KPK 400 mg/l KPK 400 mg/l KPK + 5,0 mg/l CN

40 as (ure)

400 mg/l KPK 400 mg/l KPK + 5,0 mg/l CN 400 mg/l KPK + 5,0 mg/l CN

Slika 22. Respirogram vzporednih isto asnih preskusov z dodatkom 400 mg/l organske snovi (levi respirogrami) in 400 mg/l organske snovi in 5 mg/l cianida (desni respirogrami).

4.1.3

Preverjanje pravilnosti delovanja respirometra s porabo kisika

Rezultati primerjave respirometri no izmerjene porabe kisika za oksidacijo amonijevega dušika in dejanske koncentracije amonijevega dušika kažejo, da je skupna poraba kisika v asu med za etno in kon no dolo itvijo koncentracije amonijevega dušika, enaka 132 mg/l in razlika v koncentraciji amonijevega dušika je enaka 26 mg/l N-NH4. Na podlagi eksperimenta lahko izra unamo porabo kisika, ki je bila 5,07 g O2/g N-NH4 (132 mg/l O2 / 26 mg/l N-NH4). Teoreti na stehiometrijsko izra unana poraba kisika za oksidacijo amonijevega dušika je (4,57 – YA) g O2/g N-NH4 oziroma 4,33 g O2/ g N-NO3 (Orhon in Artan, 1994). Izra un je izpeljan iz masnih bilanc za kisika in amonijev dušik po ASM1. Ob predpostavki, da je prirast avtotrofne biomase 0,24 mg KPK/mg N (Henze in sod., 1987) smo izra unali, da je za oksidacijo oksidirane koli ine amonijevega dušika potrebno 4,57-YA= 4,33 g O2/g NNH4. Iz rezultatov primerjave izra unane in dejanske porabe kisika za nitrifikacijo lahko zaklju imo, da je izmerjena poraba kisika primerljiva z izra unano vrednostjo, e upoštevamo vpliv heterotrofov, prirast avtotrofov in endogeno porabo kisika. Iz rezultatov

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

izvedene kontrole porabe kisika, ki se razlikujejo za 15 %, lahko zaklju imo, da so bile respiracijske meritve pravilno izvedene.

4.1.4

Kontrola prirasti biomase

4.1.4.1

Dolo itev celi ne prirasti s diskontinuirnim preskusom

Slika 23 prikazuje prakti no dolo itev prirasti heterotrofne biomase.

700 KPK skupni = -7,0582x + 569,28 R2 = 0,8445

600

KPK (mg/l)

500 400 KPK biomase = 15,027x + 262,7 R2 = 0,9402

300 200

KPK topni = -22,085x + 306,58 R2 = 0,9631

100 0 0

as (ure) KPK skupni

KPK topni

KPK biomase

Slika 23. Prikaz gibanja KPK pri dolo itvi celi ne prirasti heterotrofne biomase.

Pri našem preskusu dolo itve heterotrofne prirasti smo dolo ili vrednost:

YH =

15,0 = 0,68 mgKPKbio/mg KPKtop - 22,1

kjer je:

KPKbio KPKtop

KPK biomase v mg/l KPK topni v mg/l

... ( 48)

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Prirast heterotrofov v našem primeru je bila 0,68 (mg KPKbio/mg KPKtop). Literaturne vrednosti se gibljejo od 0,46-0,67 (mg KPKbio/mg KPKtop). 4.1.4.2

Dolo itev celi ne prirasti bomase iz respirograma

Na podlagi eksperimentalnih podatkov respirometri nega preskusa smo s kemijsko analizo na za etku preskusa dolo ili dodatek 384 mg/l KPK, po kon anem preskusu je bila koncentracija KPK v raztopini 36 mg/l. Razlika je 348 mg/l KPK, ki se je porabil za tvorbo energije na eni strani in prirast biomase na drugi strani. e predpostavimo, da je organska snov 100 % razgradljiva pomeni, da je razgradnja potekala delno z vklju itvijo v novo biomaso in delno v tvorbo energije. Skupna potreba po kisiku, dolo ena z respirometrijo (BPKst), dobljena iz respirograma, je bila 124 mg/l, kar je manjše od teoreti ne vrednosti skupne porabe kisika, ki je 348 mg/l. Torej se je 124 mg/l KPK pretvorilo v energijo, razlika do 348 mg/l, ki predstavlja 224 mg/l, pa za nastanek nove biomase.

KPK bio (nova biomasa) = 224 mg/l za etni KPKtop = 384 mg/L kon ni KPKtop = 36 mg/L ∆ KPKtop = 348 mg/l KPK

1-Y H2O

skupna poraba kisika (respirometri no) (BPKst)= 124 mg/l

Slika 24. Shematski prikaz porabe organske snovi (KPK) preko kemijske analize, respiracijske meritve (ozna eno poudarjeno) in izra una (nepoudarjen leže i tisk).

Iz slike (Slika 24) sledi izra un prirasti biomase glede na odstanjeni KPK, ki je v našem primeru 224 mg/l / 348 mg/l = 0,64 (mg KPKbio/mg KPKtop). 4.2

KRIVULJA RASTI

Krivuljo rasti biomase smo dolo ili eksperimentalno z respiracijsko meritvijo, prikazana je na naslednji sliki (Slika 25). Iz respirograma, ki predstavlja hitrost porabe kisika, lahko preko izra unov dolo imo prirast biomase in zmanjšanje koncentracije substrata oziroma porabo substrata.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

200

180

160

140

120

100

OUR (mg/g MLSS.h)

S (mg KPK/l), X (mg MLSS/l)

V za etku je potek krivulje, ki prikazuje rast biomase, podoben poteku krivulje respiracije. Po dolo enem asu (v našem primeru po 13 urah) pa je respiracija pove ana in ni ve proporcionalna s hitrostjo rasti mikrobne združbe.

0 0

10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24

as (ure)

X - koncentracija biomase

S - koncentracija substrata

OUR

Slika 25. Krivulja rasti biomase (X), poraba substrata (S) in hitrost porabe kisika (OUR) pri dodatku organske snovi (KPK = 400 mg/l)

Slika 25 prikazuje klju ne faze procesa porabe substrata in rasti biomase: »lag faza« traja od za etka preskusa do okoli 10 ur; eksponentna faza traja od 10 ur do okoli 18 ur; sledi stacionarna faza in faza odmiranja biomase, ki iz slike ni razvidna, ker je preskus trajal le 22 ur. 4.3

IZRA UN HITROSTI RASTI BIOMASE IZ OUR

Izra un hitrosti rasti biomase iz respiracijskih meritev smo izvedli s pomo jo programa Excell. Izra un smo izvedli na podlagi matemati nih ena b za porabo kisika. Osnovna meritev porabe kisika je podana v odstotku porabe kisika v plinasti fazi v dolo enem asovnem intervalu, ki je v naših preskusih znašal ½ ure. Za izra un hitrosti rasti biomase smo upoštevali dobljene rezultate oziroma podatke, ki so prikazani v tabeli priloge (Priloga A, stolpci od 1 do 8) in veljajo za dodani substrat

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

oziroma organsko snov 400 mg/l (KPK). Enak izra un smo uporabili tudi pri kombinaciji razli nih koncentracij dodatkov organske snovi in cianida. Na osnovi meritev smo izra unali hitrost rasti biomase. S pomo jo masnih bilanc smo izra unali hitrost porabe kisika (OUR) v asovnem intervalu meritve, kjer smo upoštevali naslednje korake: 1. 2.

as preskusa v urah; Porabo kisika v plinasti fazi v odstotkih;

3. Prera unamo porabo kisika v plinasti fazi iz odstotkov v koncentracijo v mg/l pri emer upoštevamo, da je 1 volumski % kisika v plinasti fazi 13,09 mg/l pri standardnih pogojih (pri temperaturi 20oC in tlaku 1,013 kPa); 4. Porabo kisika v teko i fazi prera unamo iz plinaste faze v koncentracijo v mg/l v intervalu mirovanja in izra unamo po naslednji ena bi: OUR* = kjer je H OUR*

dCplin Vplin ⋅ +H dt Vtek

... ( 49)

Henryjeva konstanta (0,031); hitrost porabe kisika v teko i fazi v mg/l v asu med meritvami

Pri tem upoštevamo povezavo med koncentracijo v plinasti fazi in teko i fazi je zapisana s Henryevim zakonom, da je masa plina, raztopljenega v enoti prostornine topila, premo sorazmerna z njegovim delnim tlakom: 5. OUR* prera unamo v OUR v mg/l.h. Graf odvisnosti OUR od asa predstavlja porabo kisika za razgradnjo med preskusom. 6.

OUR prera unamo še v mg O2/g MLSS.h.

7. Vsota skupne porabe kisika do dolo enega asa se izra una s prištevanjem vrednosti iz stolpca 4. Ta vrednost predstavlja t.i. »short term BOD« oziroma BODst. 8. Vrednost OUR v asu t delimo z vrednostjo OUR v asu 0 ter dobljeno vrednost logaritmiramo. V fazi eksponentne rasti je krivulja ln OUR/OUR0 linearna in naklon predstavlja hitrost rasti biomase. Vsako merjeno to ko logaritmiramo na naslednji na in: OURt/OURt=0.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

3,0

kisik v plinasti fazi (%)

2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 as (ure)

400 mg/l KPK

400 mg/l KPK + 5,0 mg/l CN (1)

400 mg/l KPK + 5,0 mg/l CN

Na osnovi podatkov o porabi kisika v plinasti fazi po gornjem vzorcu (koraki od 1 do 8) za vsako krivuljo smo izra unali OUR, kot je prikazano na tabeli (Priloga A). Iz podatkov gornje tabele smo izrisali krivulji OUR in ln (OURt/OURo), ki ju prikazuje slika (Slika 27). Nato smo s pomo jo regresijske analize v asu eksponentne faze od itali hitrost rasti biomase v enoti na uro in iz tega podatka dobili hitrost rasti biomase na dan (Slika 27). Hitrost rasti ob dodatku organske snovi in cianida smo ra unali na dva na ina in sicer: • maksimalno hitrost rasti; • hitrost rasti v asu, ko je bila v istem preskusu hitrost rasti pri dodatku samo organske snovi, maksimalna. e je v dotoku na istilno napravo prisoten cianid je pomembno, s kakšno intenziteto se leta razgradi v asu zadrževanja substrata na istilni napravi. V primeru dolge »lag faze« lahko odpadna voda s strupom (cianidom) odte e ne iš ena v recipient.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

4,0 3,5

250

3,0

200

2,5 2,0

150

1,5

100

1,0 0,5

ln (OUR/OURo)

OUR (mg O2/ gMLSS.h)

300

0,0

-0,5 0

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 as (ure) OUR ln (OUR/OURo)

Slika 27. Podatki za OUR in ln (OUR/OURo) za respirogram 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida.

400

2,5 2,0

300 y = 0,3156x - 7,0815 2 R = 0,992

250 200

1,5 1,0

150 100

ln (OUR/OURo)

OUR (mg O2/ gMLSS.h)

350

0,5

50 0

0,0 0

OUR

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 as (ure) ln (OUR/OURo) Linear (ln (OUR/OURo))

Slika 28. Izvrednotenje hitrosti rasti biomase iz respirograma s prikazom regresijske analize v asu eksponentne faze rasti (substrat: 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida; koncentracija biomase: 50 mg/l MLSS).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Iz respirograma je razviden as »lag faze«, ki je bil približno 23 ur. V tem asu je bil za etni maksimalni OUR v asu »lag faze«, ki vklju uje endogeno in eksogeno respiracijo 8,4 mg/g MLSS na uro. Hitrost rasti biomase v asu eksponentne faze smo dolo ili s pomo jo regresijske analize v asu najve je hitrosti rasti biomase (Slika 28). V našem preskusu je bil naklon premice 0,3156 na uro, kar pomeni hitrost rasti 7,6 na dan. Regresijski koeficient je bil velik in sicer 0,992. Na osnovi regresijske analize respirograma, ki predstavlja hitrost rasti biomase ob dodanem substratu skupaj z inhibitorjem, smo dolo ili hitrost rasti biomase, ki bi bila najve ja ob dodatku substrata brez inhibitorja, to je v asu od 10,0 do 19,5 ure (Slika 29). V tej fazi razgradnje je bila hitrost rasti biomase 0,0538 na uro, kar je enako 1,3 na dan. Regresijski koeficient ujemanja je bil majhen (0,8359) in kaže, da združba še ni bila v eksponentni fazi rasti.

400

2,5 2,0

300 y = 0,0538x - 0,9863 R2 = 0,8359

250 200

1,5 1,0

150

0,5

100

ln (OUR/OURo)

OUR (mg O2/ gMLSS.h)

350

0,0

50 0

-0,5 0

OUR

5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 as (ure) ln (OUR/OURo) Linear (ln (OUR/OURo))

Slika 29. Izvrednotenje hitrosti rasti biomase iz respirograma s prikazom regresijske analize v asu, ko je bila hitrost rasti biomase ob dodatku samo organske snovi maksimalna (substrat: 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida; koncentracija biomase: 50 mg/l MLSS).

V primeru dodatka samo organske snovi brez inhibitorja smo izra unali samo hitrost rasti biomase v asu eksponentne faze (Slika 28).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

4.4

PREVERJANJE IZRA UNA Z MATEMATI NIM MODELIRANJEM

Za preverjanje izra una z matemati nim modelom smo uporabili podatke 5 preskusov. Preskusi so bili izvedeni z dodatkom 400 mg/l KPK v razmaku nekaj dni. Preskusi so bili izvedeni z uporabo biomase, ki je bila prilagojena na dodani substrat oziroma mineralno podlogo. Rezultati posameznih preskusov se med seboj nekoliko razlikujejo kljub temu, da so bili preskusi izvedeni pri enakih pogojih. Te razlike so verjetno posledica za etnega spreminjajo ega se razmerja med aktivnimi in neaktivnimi mikroorganizmi v biomasi. Primer ujemanja med modelom in meritvami je prikazan na naslednji sliki (Slika 30), ki vsebuje podatke o hitrosti porabe kisika v mg/l.h v asu eksponentne faze rasti. Vrednosti parametra za hitrosti rasti, dobljenega z matemati nim modelom in z našim izra unom so podane v tabeli (Preglednica 10). Z matemati nim modelom smo dolo ili tudi ostale parametre, predstavljene preglednici. Postavljeni model smo optimizirali na meritve s spreminjanjem možnih spremenljivk (koeficientov: µ, Ks, YH, XH(0), Ss(0)). Najve ja težava pri izvedbi optimizacije je bila izbira za etka in konca meritev respiracije. Uporabljeni model ne opisuje razmer v za etni fazi, ko se biomasa prilagaja na substrat, prav tako pa ne opisuje razmer od nekega trenutka v fazi upadanja respiracije, ko postanejo procesi odmiranja in hidrolize prevladujo i. Za etek in konec meritev smo dobili tako, da smo preskušali razli na podro ja meritev tako dolgo, dokler nismo dobili ujemanja modela z meritvami (Vre ko in sod., 2002). Za etne vrednosti koncentracije biomase (XH(0)) ter za etne koncentracije substrata (Ss(0)) so v modelu nižje od dejanskih, ker smo zaradi omejitve modela optimizacijo za eli šele v eksponentni fazi rasti. Nižji za etni KPK v modelu je posledica razgradnje substrata v asu »lag faze«. Rezultati kažejo, da je ujemanje med modelom in meritvami ustrezno, ker se podatki za hitrost rasti ne razlikujejo za ve kot 10 %. Iz rezultatov našega izra una in primerjavo z modelom (Slika 30) lahko ocenimo, da je matemati ni model uporaben za preverjanje in dopolnitev eksperimentalno dobljenih podatkov in kineti nih parametrov.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

20 18 16

OUR (mgO2/l.h)

14 12 10 8 6 4 2 0 13

t (h) Slika 30. Primer primerjave rezultatov med matemati nim modelom (polna rta) in meritvami (krožci) za preskus dne 19. 4. 2000. Preglednica 10. Optimalni parametri modela respirometra pri razli nih preskusih (kolone od 1 do 5) in primerjalno empiri no dobljena hitrost rast heterotrofov po našem izra unu (kolona 6).

10. 4. 2000

H (1/dan) 1 model 7,1

16,2

0,78

343

H (1/dan) 6 meritev 6,8

19. 4. 2000

7,3

7,5

0,80

340

7,2

21. 4. 2000

6,3

8,6

0,77

337

6,5

12. 5. 2000

8,1

39,9

0,75

330

8,1

16. 5. 2000

9,1

20,3

0,82

363

8,6

Datum Preskusa

KS (mg/l) 2

YH 3

XH(0) (mg/l) 4

Ss(0) (mg/l) 5

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

4.5

RAZGRADNJA NEINHIBITORNEGA SUBSTRATA

Intenzivnost bioloških procesov je odvisna predvsem od biorazgradljivosti in koncentracije substrata. Ve ja koncentracija dodanega substrata v procesu pogojuje ve jo hitrost reakcije, kar pomeni v procesu iš enja odpadne vode ve jo hitrost razgradnje. Hitrost razgradnje se pove uje do stopnje, ko hitrost razgradnje postane neodvisna od koncentracije substrata (ni elni red reakcije). Osnovni namen je bil dolo itev hitrosti rasti pri razli nih dodatkih organske snovi. Iz rezulatov je razvidno, da je hitrost rasti razli nih dodatkih organske snovi eksponentna. Iz dobljene krivulje od itamo maksimalno hitrost rasti biomase v delu krivulje, kjer se hitrost rasti biomase s koncentracijo ne spreminja ve . Za etna vrednost OUR v asu »lag faze« definira aktivnost biomase, ki je odvisna od vrstne strukture prisotnih mikroorganizmov. Ko se substrat porabi, se hitro za ne zmanjševati poraba kisika za eksogeno respiracijo in biomasa preide v fazo endogenega dihanja. Respirometri ni preskusi so obsegali meritev ob dodatku samo organske snovi v razli nih koncentracijah. Preskuse smo izvedli v ve ih ponovitvah. Posamezne dobljene vrednosti so prikazane v prilogi (Priloga B). Primer respirograma z dodatkom 50, 75, 100, 150 in 200 mg/l KPK je predstavljen na naslednji sliki (Slika 31). Z ostalimi preskusi smo dobili respirogame za postopne dodatke od 25 mg/l KPK do 600 mg/l KPK, ki so predstavljeni v naslednji tabeli (Preglednica 11).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

0,9 0,8 kisik v plinasti fazi (%)

0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 0

200 mg/l KPK 75 mg/l KPK

25 30 as (ure)

150 mg/l KPK 50 mg/l KPK

100 mg/l KPK

Slika 31. Primer porabe raztopljenega kisika v odvisnosti od asa (h) pri dodatku razli ne za etne koncentracije organske snovi (od 50 mg/l do 200 mg/l KPK).

Iz respirograma (Slika 31) je razvidna za etna »lag faza«, ki se skrajšuje s pove anjem koncentracije organske snovi. Razlo imo lahko tudi razli ne vrednosti za etne respiracije v odvisnosti od koncentracije dodatka organske snovi. Za etna vrednost OUR je izra unana kot povpre je OUR v asu od 0,5 do 3 ur in je razmeroma konstantna v asu »lag faze«.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Preglednica 11. Prikaz respirometri nih parametrov pri razli nem dodatku organske snovi, MLSS = 50 mg/l.

vrednost

avg

OURza

mg/l

mg/gMLSS.h

1/dan

mg/gMLSS.h

mg/l

600 400 300

std

avg

200

std

avg

150

std

avg

100

std

avg

std

avg

std

avg std

24,1

8,0

2,9

std

avg

skupna potreba as do po kisiku OURmax (BPKst)

KPK

std

avg

hitrost as rasti »lag faze« biomase

6,4

OURmax

289,6

20,5

0,5

115,6 12,7

28,7

8,0

6,3

293,7

19,9

80,7

4,8

1,3

1,2

39,1

2,5

4,6

34,7

11,0

5,1

224,1

21,1

69,4

9,4

2,2

1,2

30,7

3,4

7,1

22,8

10,0

5,1

122,1

20,9

41,6

12,6

2,0

1,1

47,8

2,8

5,0

26,6

10,7

5,5

75,2

20,3

38,0

6,2

2,3

1,3

26,6

1,5

5,6

25,7

14,5

4,0

66,2

20,8

32,3

4,6

3,6

1,2

22,4

1,8

7,1

13,5

13,0

4,2

43,0

21,8

25,6

9,2

1,4

0,5

21,2

0,4

6,1

15,0

13,9

1,8

30,6

20,4

17,5

6,9

3,7

0,6

12,2

1,7

4,6

7,0

13,1

1,0

25,1

20,3

9,5

1,6

0,2

KPK je vrednost, ki smo jo dobili na podlagi izra una za željeni dodatek organske snovi in ga nismo prakti no merili. Preglednica 11 prikazuje povpre no vrednost in standardni odmik parametrov za dodani substrat. Posamezne izmerjene vrednosti so prikazane v prilogi (Priloga B).

2,1

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

4.5.1

“Lag faza”

Dolžina »lag faze« je odvisna od dodane koncentracije substrata (Preglednica 11). as trajanja »lag faze« pri ve ji koncentraciji dodanega substrata je krajši, kot as trajanja pri manjši koncentraciji substrata, ker je metabolizem ob obilici substrata pospešen. Pri dodatku KPK od 50 mg/l do 100 mg/l je povpre ni as »lag faze« 13,8 ure, pri dodatku od 150 mg/l do 300 mg/l je as »lag faze« povpre no 10,6 ure, pri dodatku nad od 400 mg/l do 600 mg/l pa je povpre ni as »lag faze« 8 ur.

4.5.2

Za etni OUR

Za etna vrednost OUR je izra unana kot povpre je OUR v asu od 0,5 do 3 ur in je razmeroma konstantna v asu »lag faze«.

OUR za etni (mg/g MLSS.h)

45 40 35

34,7

28,7

25,7 26,6

24,1

22,8

20 15

15,0 13,5

10 7,0

5 0 0

100

200

300

400

500

600

organska snov (mg/l KPK) Slika 32. Odvisnost vrednosti za etnega OUR od dodatka organske snovi(od 25 mg/l do 600 mg/l KPK).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Slika 32 prikazuje odvisnot vrednosti za etnega OUR od dodane koncentracije dodanega substrata. Koncentracijsko razli ni dodatki organske snovi v respirometru razli no vplivajo na za etno stopnjo respiracije, ki je ob vsakem ve jem dodatku ve ja. Trend naraš anja smo opazili do dodatka substrata 200 mg/l KPK (KPK substrata : MLSS biomase ≥ 4), kar pomeni izraženo hitrost porabe kisika 22,8 ± 12,6 mg/g MLSS.h. Nadaljnje pove anje koncentracije dodanega substrata ne vpliva bistveno na ve jo za etno stopnjo respiracije. Krivulja hitrosti porabe kisika kaže eksponentno rast, ki je zna ilna za neinhibitorni substrat.

4.5.3

Maksimalna hitrost rasti biomase

Po »lag fazi« nastopi faza porabe substrata zaradi hitre rasti biomase, ki je razvidna iz eksponentnega dela krivulje in je odvisna od koncentracije dodanega substrata.

9 8

hitrost rasti (1/dan)

7 6,4

6,3

5,5

5,1

4,24,0

4 3 2

1,8

1,0

0 0

100

200

300

400

500

600

organska snov (mg/l KPK) Slika 33. Hitrosti rasti biomase izražena na dan ob dodatku organske snovi(od 25 mg/l do 600 mg/l KPK).

Iz naklona krivulje OUR po asu izra unamo hitrost rasti biomase v fazi eksponentne rasti. Slika 33 vsebuje minimalne, povpre ne in maksimalne vrednosti za parameter hitrosti rasti pri razli ni koncentraciji organske snovi od 50 mg/l do 600 mg/l KPK.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Hitrost rasti biomase je odvisna od koncentracije substrata (Rozich in Gaudy, 1993). Serije preskusov z uporabo razli ne koncentracije organske snovi so pokazale razli no hitrost rasti biomase. Pri nizki koncentraciji substrata je odvisnost hitrosti rasti od substrata 1. reda (linearna odvisnost), pri koncentraciji nad 200 mg/l organske snovi pa smo dolo ili konstantno hitrost rasti biomase (0. red), ki je neodvisna od dodane koncentracije substrata (Slika 33). Maksimalna hitrost rasti biomase je razvidna iz gornje slike in kaže vrednost okoli 6,5 /dan.

4.5.4

Skupna poraba kisika

Iz slike (Slika 34) je razvidna skupna poraba kisika ob dodatku organske snovi (od 25 mg/l do 400 mg/l) v fazi eksponentne rasti. Ve ja koncentracija dodane organske snovi kaže ve jo porabo kisika.

140

skupna poraba kisika (mg/l)

120

116

100 80,7

80 69,4 60 40

32,3 25,6 17,5 9,5

38,0

41,6

0 0

100

200

300

400

500

600

organska snov (mg/l KPK) Slika 34. Skupna poraba kisika ob dodatku organske snovi (od 25 mg/l do 600 mg/l KPK).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

4.6

RAZGRADNJA INHIBITORNEGA SUBSTRATA - CIANID

Za uvedbo postopka dolo itve vpliva inhibitorja smo uporabili preskusno substanco cianid (KCN). Vpliv cianida smo izvrednotili lo eno po fazah razgradnje na dva na ina. V prvem primeru smo preskuse pripravili tako, da smo merili porabo kisika pri razli ni vsebnosti organske snovi in enaki koncentraciji cianida, v drugem primeru pa pri enaki vsebnosti organske snovi (400 mg/l) in razli ni za etni koncentraciji cianida od 0,1 mg/l do 10,0 mg/l. V preliminarnih preskusih dolo itve strupenosti smo ugotovili, da je inhibitorna koncentracija cianida okoli 0,5 mg/l. Za lažjo interpretacijo vrste vpliva cianida smo izvedli tudi preskuse z ve jo koncentracijo cianida od 0,1 mg/l do 10 mg/l. Z ve jim razponom koncentracije smo skušali dobiti podatke za dolo itev inhibicijskega vpliva cianida na biomaso.

4.6.1

Vpliv cianida: dodatek cianida k substratu z razli no koncentracijo organske snovi

Preskuse smo izvajali z dodatkom cianida k osnovnemu substratu od 50 mg/l KPK do 600 mg/l KPK. Kontrolo je predstavljala organska snov. Na naslednjih slikah (Slika 35, Slika 36) predstavljamo dva primera respirograma zgoraj navedenih preskusov in sicer z majhnim dodatkom, 0,5 mg/l cianida in velikim dodatkom, 10 mg/l cianida.

kisik v plinski fazi (%)

2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0

20 25 as (ure)

400 mg/l KPK 300 mg/l KPK + 0,5 mg/l CN100 mg/l KPK + 0,5 mg/l CN-

400 mg/l KPK + 0,5 mg/l CN200 mg/l KPK + 0,5 mg/l CN50 mg/l KPK + 0,5 mg/l CN-

Slika 35. Poraba kisika pri dodatku organske snovi 400 mg/l KPK in pri razli nem dodatku organske snovi (od 50 mg/l do 400 mg/l KPK) in obenem enaki koncentraciji cianida 0,5 mg/l.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

kisik v plinasti fazi (%)

2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 as (ure)

400 mg/l KPK 300 mg/l KPK+10 mg/l CN 100 mg/l KPK+10 mg/l CN

400 mg/l KPK+10 mg/l CN 200 mg/l KPK+10 mg/l CN 50 mg/l KPK+10 mg/l CN

Slika 36. Poraba kisika pri razli nem dodatku organske snovi (od 100 mg/l do 400 mg/l) in enaki koncentraciji cianida 10 mg/l ter pri dodatku samo organske snovi 400 mg/l.

Na podlagi vrednotenja respirogramov (Slika 35, Slika 36), ki predstavljata primer za izra un, predstavljen v poglavju 4.3, smo izra unali klju ne parametre respiracijskih meritev, ki so predstavljeni v tabeli (Preglednica 12). Kontrolni preskus predstavlja dodatek organske snovi brez dodatka cianida. Iz rezultatov respiracijskih meritev lahko zaklju imo, da se as »lag faze« podaljšuje s pove anjem koncentracije dodanega cianida pri enaki koncentraciji KPK. Za etna poraba kisika ob dodatku cianida je manjša, kot samo ob dodatku organske snovi. S pove anjem koncentracije dodanega cianida se za etna poraba kisika zmanjšuje. V fazi eksponentnega dela krivulje je maksimalna poraba kisika ve ja v primeru dodatka cianida v primerjavi s preskusom, kjer smo dodali samo organsko snov v enaki koncentraciji (Preglednica 12).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Preglednica 12. Povpre ne vrednosti respirometri nih parametrov preskusov z dodatkom razli ne koncentracije organske snovi (KPK) in razli ne koncentracije cianida; MLSS biomase je 50 mg/l.

KPK mg/l 400 300 200 100 50 400 300 200 100 50 400 300 200 100 50 400 300 200 100 50 400 300 200 100 50 400 300 200 100 50 400 300 200 100 50

CN mg/l 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,2 0,2 0,2 0,2 0,2 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 1,0 1,0 1,0 1,0 1,0 3,0 3,0 3,0 3,0 3,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 10,0 10,0 10,0 10,0 10,0

OURza »lag faza« µmax (KPK) OURmaks mg/gMLSS.h h 1/dan mg/gMLSS.h 28,7 8,0 6,3 293,7 34,7 11,0 5,1 224,1 22,8 10,0 5,1 122,1 14,5 4,0 66,2 25,7 15,0 13,9 1,8 30,6 17,2 10,0 6,3 371,0 16,6 10,0 5,9 291,0 16,4 12,0 5,1 192,0 17,0 1,2 127,0 16,1 14,9 20,0 0,6 48,0 15,6 10,0 4,0 336,5 14,2 14,8 3,1 229,5 13,3 16,5 2,1 148,0 11,8 18,5 0,9 138,0 9,1 21,3 0,3 59,5 20,0 13,0 3,6 233,0 23,0 14,5 2,9 181,5 16,5 15,3 1,7 158,5 18,0 0,9 133,5 12,0 9,4 20,5 0,3 75,0 10,4 12,0 4,1 291,3 9,4 14,0 3,1 291,0 9,6 16,0 2,0 267,0 18,0 1,4 133,0 13,3 10,1 20,0 0,3 62,0 12,0 15,8 2,3 306,0 11,8 18,7 1,7 281,0 10,9 19,7 1,3 256,2 10,3 22,7 0,9 114,8 9,0 27,5 0,2 67,3 8,7 19,0 1,4 274,0 9,7 26,0 0,6 268,0 30,0 0,1 200,0 10,1 10,3 35,0 0,0 92,5 9,2 45,0 0,0 46,5

as do OURmax h 19,9 21,1 20,9 20,8 20,4 21,0 21,0 21,5 25,0 26,0 29,5 29,0 28,5 28,3 28,0 25,5 27,0 27,0 28,0 30,0 24,0 33,5 28,0 29,5 31,0 32,0 32,0 33,7 35,0 38,8 46,3 50,0 50,8 50,5 57,3

µmax 1/dan 6,3 5,1 5,1 4,0 1,8 7,5 7,6 6,7 5,3 3,6 7,2 7,1 7,3 6,7 4,9 8,6 7,8 7,5 6,2 5,5 8,4 8,3 7,9 5,9 4,9 4,6 4,8 4,3 4,4 3,9 5,1 5,7 5,4 4,3 2,9

skupna poraba kisika mg/l 80,7 69,4 41,6 31,3 17,5 84,3 64,0 45,4 38,3 25,5 87,8 71,3 44,9 33,1 23,2 83,5 76,0 43,0 33,0 24,5 88,2 97,1 51,9 38,6 24,7 93,5 76,7 54,8 34,0 24,9 95,3 89,3 67,0 45,7 38,4

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

4.6.1.1

Za etni OUR

Iz slike (Slika 37) je razvidno, da cianid vpliva na zmanjašanje za etne hitrosti porabe kisika. Pri manjši koncentraciji cianida je vpliv bolj izražen kot pri ve ji koncentraciji cianida. Z manjšanjem koncentracije za etnega KPK se vpliv cianida na za etni OUR zmanjšuje.

OUR za etni (mg/g MLSS.h)

35 30 25 20

-0,1791

y = 21,967x 2 R = 0,6902

15 10

-0,0873

y = 12,854x 2 R = 0,4411

5 0 0

5 6 CN (mg/l)

400 mg/l KPK Power (50 mg/l KPK)

50 mg/l KPK Power (400 mg/l KPK)

Slika 37. Za etni OUR ob dodatku organske snovi 400 mg/l in 50 mg/l ter razli nem dodatku cianidnega iona od 0,1 mg/l do 10 mg/l (Power = trend); ve ji oznaki na Y osi ozna ujeta kontrolo brez cianida.

4.6.1.2

“Lag faza”

Prikaz dolžine »lag faze« ob razli nem dodatku organske snovi in cianidnega iona (Slika 38) kaže, da se z ve anjem koncentracije cianida »lag faza« podaljšuje. Obenem kaže, da je biomasa ob dodatku manjše koncentracije KPK bolj ob utljiva na pove ano koncentracijo cianida v asu »lag faze«. Ob dodatku 10 mg/l cianida je »lag faza« pri 400 mg/l KPK okoli 18 ur, pri 50 mg/l KPK pa okoli 45 ur. V primeru manjšega dodatka organske snovi je bila »lag faza« daljša, na kar je lahko vplival dodani inhibitor. V primeru ve je koncentracije inhibitorne substance pa je potrebno zagotoviti ve jo koli ino neinhibitornega substrata.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

trajanje lag faze (h)

50 y = 2,4931x + 17,78 2 R = 0,9009

40 30 20 10

y = 0,8921x + 10,46 2 R = 0,902

0 0

5 6 CN (mg/l)

400 mg/l KPK Linear (50 mg/l KPK)

50 mg/l KPK Linear (400 mg/l KPK)

Slika 38. Prikaz odvisnosti dolžine »lag faze« od koncentracije cianidnega iona (od 0 mg/l do 10 mg/l) pri razli nem dodatku organske snovi (400 mg/l KPK in 50 mg/l KPK); ve ji oznaki na Y osi ozna ujeta kontrolo brez cianida.

4.6.1.3

Hitrost rasti biomase

Z mikrobiološkega stališ a se hitrost rasti biomase spreminja glede na koncentracijo inhibitorja in glede na spremembo v koncentraciji osnovne organske snovi, ki je dodana biomasi. V primeru konstantne koncentracije organske snovi do razlike v hitrostih rasti prihaja le zaradi razli nega dodatka koncentracije strupene snovi. Za ovrednotenje vpliva toksikanta na biomaso je pomembna tako hitrost rasti biomase v asu eksponentne porabe kisika kot tudi hitrost rasti biomase v asu, ko v primeru dodatka samo organske snovi dolo imo najve jo hitrost rasti biomase.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Preglednica 13. Maksimalna hitrost rasti biomase (minimalna, maksimalna in povpre na vrednost meritev) ob razli nih koncentracijah dodanega cianida in 400 mg/l organske snovi in hitrost rasti biomase v asu maksimalne razgradnje organske snovi.

CN mg/l 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 1,0 3,0 5,0 10,0

400 mg/l KPK µmax min.vr. maks.vr. povpr.vr. (1/dan) (1/dan) (1/dan) 4,0 8,1 6,4 4,9 5,9 5,3 5,2 7,5 6,3 4,9 5,9 5,5 5,1 5,9 5,5 5,5 8,8 6,8 8,0 9,2 8,6 5,5 8,4 8,4 4,1 5,4 4,6 4,8 5,4 5,1

400 mg/l KPK µmax (KPK) min.vr. maks.vr. povpr.vr. (1/dan) (1/dan) (1/dan) 4,0 8,1 6,4 4,8 5,9 5,3 4,6 6,3 5,4 4,0 5,1 4,4 3,2 5,0 3,9 3,1 4,2 3,7 3,1 4,1 3,6 1,9 1,3

2,7 1,5

2,3 1,4

10,0 9,0 hitrost rasti (1/dan)

8,0 7,0 6,0 5,0 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 0

100

150

200

250

300

350

400

organska snov (mg/l KPK) 0,2 mg/l CN 5,0 mg/l CN

0,5 mg/l CN 10,0 mg/l CN

1,0 mg/l CN 0,0 mg/l CN

3,0 mg/l CN

Slika 39. Prikaz povpre nih vrednosti hitrosti rasti v asu, ko je bila hitrost rasti biomase ob dodatku samo organske snovi maksimalna, ob razli nih dodatkih cianida od 0,2 do 10 mg/l pri koncentraciji organske snovi od 50 do 400 mg/l. Kontrolo predstavlja krivulja brez prisotnosti cianida.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Iz rezultatov slike (Slika 39) je razvidno, da hitrost rasti biomase, izra unana v asu, ko je ob bila hitrost rasti ob dodatku samo organske snovi najve ja, ob prisotnosti 0,2 mg/l cianida eksponentna, medtem ko ve je koncentracije dodatka cianida kažejo manjšo hitrost rasti biomase. Nihanja med preskusi so razvidna iz rezultatov posameznih preskusov (Priloga C), na sliki podajamo povpre ne vrednosti.

maksimalna hitrost rasti (1/dan)

10,0 9,0 8,0 7,0 6,0 5,0 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 0

100

150

200

250

300

350

400

organska snov (mg/l KPK) 0,2 mg/l CN3 mg/l CN-

0,5 mg/l CN5 mg/l CN-

1 mg/l CN10 mg/l CN-

Slika 40. Prikaz povpre nih vrednosti maksimalnih hitrosti rasti ob razli nih dodatkih cianida od 0,2 do 10 mg/l pri koncentraciji organske snovi od 50 do 400 mg/l,

Primerjava slik (Slika 39 in Slika 40) kaže, da so vrednosti maksimalne hitrosti rasti ve je od vrednosti dobljenih, v asu najve je hitrosti rasti, ob dodatku KPK. Maksimalna hitrost rasti biomase je ve ja od kontrole (samo organska snov, brez cianida) v primeru, e je koncentracija cianida od 0,5 mg/l do 3,0 mg/l. Maksimalna hitrost rasti biomase je manjša od kontrole v primeru, ko je koncentracija cianida ve ja od 5 mg/l in se s pove anjem organske snovi zmanjšuje.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

4.6.2

Vpliv cianida: dodatek razli ne koncentracije cianida k substratu z enako koncentracijo organske snovi (400 mg/l)

Namen preskusov je bil dolo iti vpliv razli nih koncentracij cianida na biomaso preko porabe kisika pri enakem dodatku organske snovi. Primer preskusa je prikazan na respirogramu (Slika 41).

kisik v plinasti fazi (%)

2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0

20 25 30 35 40 45 as (ure) 400 mg/l KPK+0,0 mg/l CN 400 mg/l KPK+0,1 mg/l CN 400 mg/l KPK+0,2 mg/l CN 400 mg/l KPK+0,3 mg/l CN 400 mg/l KPK+0,4 mg/l CN 400 mg/l KPK+0,5 mg/l CN

Slika 41. Poraba raztopljenega kisika pri dodatku organskega substrata (400 mg/l KPK) in razli nimi dodatki cianida (od 0,1 mg/l do 0,5 mg/l) kot potencialnega inhibitorja.

Iz grafi nega prikaza (Slika 41) je razvidno:

• • •

Za etna poraba kisika v asu »lag faze« se praviloma znižuje ob pove ani prisotnosti cianida; »Lag faza« se podaljšuje ob pove ani koncentraciji dodanega cianida; Višina vrha, ki predstavlja maksimalno porabo kisika se s pove evanjem koncentracije cianida pove uje.

Na naslednji tabeli (Preglednica 14) so predstavljene povpre ne vrednosti in standardni odmiki za preskuse z razli nim dodatkom cianida pri 400 mg/l KPK. Preglednica 14. Rezultati povpre nih vrednosti in standardnega odmika respirometri nih preskusov z dodatkom razli nih koncentracij cianida k 400 mg/l organske snovi v obliki KPK.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

izra unani CN

OURza

mg/l

mg/g MLSS.h

avg

0,0

std avg

0,1

std avg

0,2

std avg

0,3

std avg

0,4

std avg

0,5

std avg

1,0

std

»lag faza« µmax (KPK) h

1/dan

OURmax*

as do OURmax*

µmax

skupna poraba kisika

mg/g MLSS.h

1/dan

mg/l

28,7

6,3

293,7

19,9

6,3

80,7

4,8

1,3

1,2

39,1

2,5

1,2

4,6

19,3

11,4

5,3

277,5

21,8

5,3

80,3

1,4

0,6

0,5

21,3

1,3

0,4

1,0

16,6

12,2

5,4

323,7

23,0

6,3

82,8

0,6

2,3

0,9

50,8

2,0

1,2

1,7

15,0

15,1

4,4

298,7

26,3

5,5

85,0

2,0

0,4

0,6

11,1

1,3

0,5

3,3

13,0

16,8

3,9

286,3

28,3

5,5

87,0

2,6

2,0

1,0

10,0

0,6

0,4

4,4

15,1

12,2

3,7

327,7

29,2

6,8

89,2

4,2

3,8

0,6

44,2

6,5

1,8

3,3

13,5

15,0

3,6

233,0

25,5

8,6

83,5

1,6

1,4

0,7

9,9

0,7

0,8

4,9

avg

3,0

10,4

12,0

4,1

291

24,0

8,4

88,2

avg

5,0

12,0

15,8

2,3

306,0

32,0

4,6

93,5

1,8

1,0

0,4

73,4

1,7

0,7

5,3

8,7

19,0

1,4

274,0

46,3

5,1

95,3

1,2

1,4

0,1

35,4

1,1

0,4

24,7

std avg std

10,0

Rezultati posameznih preskusov so podani v prilogi (Priloga C). 4.6.2.1

“Lag faza”

Iz rezultatov posameznih, enako izvedenih preskusov (Slika 41) je razvidno, da se ob enakem dodatku organske snovi, »Lag faza« podaljšuje s pove evanjem koncentracije dodanega cianida. »Lag faza« je podobno kot pri dodatku samo organske snovi, krajša pri ve ji koncentraciji organske snovi in enaki koncentraciji cianida. Pri dodatku 0,1 mg/l CN je »lag faza« trajala 11,4 ure, pri dodatku 10 mg/l CN pa je »lag faza« trajala 19,0 ure.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Zaviranje za etne porabe kisika se kaže že ob dodatku 0,1 mg/l CN. Podobno odvisnost kaže Slika 38. Respirogrami in izra uni kažejo na inhibitorni u inek cianida v asu »lag faze«. 4.6.2.2

Za etni OUR

Preskusi vrednotenja za etne porabe kisika ob konstantnem dodatku substrata (KPK = 400 mg/l) in razli nih dodatkih cianida (od 0,1 mg/l do 10,0 mg/l) so pokazali, da je pri ve jih dodatkih cianida manjša za etna stopnja respiracije. Podobno odvisnost kaže slika (Slika 42). Za etna vrednost OUR je izra unana kot povpre je OUR v asu od 0,5 do 3 ur in je razmeroma konstantna v asu »lag faze«.

OUR za etni (mg/g MLSS.h)

35 30

28,7

25 20

19,3 16,6

13,5 10,4

12,0 8,7

5 0 0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10,0

CN (mg/l) Slika 42. Odvisnost za etnega OUR od dodatka substrata (400 mg/l KPK) in razli nih koncentracij cianida (od 0,0 mg/l do 10,0 mg/l) v asu »lag faze«.

Iz prikaza (Slika 42) je razvidno, da se za etni OUR nelinearno zmanjšuje z dodatkom cianida. Razviden je vpliv cianida na za etni OUR, ki kaže zaviranje ob dodatku cianida. Za etna stopnja respiracije je ob enakem dodatku substrata in so asnem dodatku cianida manjša v primeru ve je koncentracije inhibitorja.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

4.6.2.3

Maksimalna hitrost rasti biomase

Slika 43 kaže maksimalno hitrost rasti biomase ob dodatku razli nih koncentracij cianida v asu eksponentne faze. Maksimalna hitrost rasti biomase ob razli nih dodatkih cianida in 400 mg/l KPK pri koncentraciji cianida pod 5 mg/l ni odvisna od koncentracije cianida. Manjša hitrost rasti biomase pa se kaže pri koncentraciji cianida nad 5 mg/l. Enako kaže Slika 40.

maksimalna hitrost rasti (1/dan)

10 9

8,6

8 7

6,8

6,4

6 5

5,1

4,6

4 3 2 1 0 0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10,0

CN (mg/l) Slika 43. Maksimalna hitrost rasti biomase ob razli nih dodatkih cianida k organski snovi (KPK = 400 mg/l; koncentracija cianida od 0 mg/l do 10 mg/l).

4.6.2.4

Hitrost rasti biomase v asu maksimalne hitrosti rasti ob dodatku organske snovi

Izra unali smo tudi hitrost rasti biomase ob dodatku cianida v asu, ko je bila hitrost rasti biomase ob dodatku samo organske snovi (KPK) maksimalna (Slika 44). Hitrost rasti biomase se v asu, ko je bila le-ta najve ja pri dodatku samo organske snovi, zmanjšuje s pove anjem koncentracije cianida. Iz rezultatov sklepamo na prisotnost inhibicije cianida.

StraĹžar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, BiotehniĹĄka fakulteta, odd. za biologijo, 2003

9,0 8,0

hitrost rasti (1/dan)

7,0 6,0

6,4 5,3

5,0

4,4

4,0

3,6

3,0 2,3

2,0

1,4

1,0 0,0 0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0 6,0 CN (mg/l)

7,0

8,0

9,0

10,0

Slika 44. Hitrost rasti biomase z dodatkom cianida v asu, ko je bila hitrost rasti biomase ob dodatku KPK maksimalna.

4.6.2.5

Skupna poraba kisika

Na sliki (Slika 45) je prikaz skupne porabe kisika ob dodatku organske snovi (400 mg/l KPK) pri razli nih dodatkih cianida (od 0,0 mg/l do 10,0 mg/l). Iz slike je razvidno minimalno pove anje skupne porabe kisika ob pove ani koncentraciji dodanega inhibitorja â&#x20AC;&#x201C; cianida.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

120

skupna poraba kisika (mg/l)

110 100 95,3

93,5 90 80

87,0 83,5 80,7

88,2

70 60 0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10,0

CN (mg/l) Slika 45. Skupna poraba kisika ob dodatku organske snovi (400 mg/l KPK) pri razli nih dodatkih cianida (od 0,0 mg/l do 10,0 mg/l).

4.7

DOLO ITEV VPLIVA CIANIDA NA BIOMASO

4.7.1

Izpihovanje cianida in adsorpcija na biomaso

Koncentracija dodanega cianida suspenziji aktivne biomase se s asom zmanjšuje zaradi ve dejavnikov, med drugim izpihovanja, adsorpcije in razgradnje. Koli ina izpihanega cianida je odvisna od vrednosti pH (pri nižji vrednosti pH je izpihovanje bisveno ve je, kot pri višji vrednosti pH), trdote vode in prisotnosti raztopljenih in suspendiranih snovi. Primer zmanjšanja koncentracije cianida v asu preskusov je prikazan v preglednici (Preglednica 15). Na podlagi analize cianidnega iona lahko zaklju imo, da se je koncentracija cianida takoj ob dodatku biomase zmanjšala od za etne koncentracije 5,0 mg/l na 4,4 mg/l, kar pomeni adsorpcijo 11% cianida. Vpliv cianida je torej odraz dejanske koncentracije cianida v raztopini in ne dodane koncentracije. Biomasa adsorbira snovi, v nadaljnjem asu preskusa te e izpihovanje iz raztopine in razgradnja. Po 29 urah se je

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

kocentracija cianida zmanjšala na 0,3 mg/l in se do konca trajanja preskusa (77 ur) ni ve bistveno zmanjšala. Zaradi funkcionalne omejenosti respirometa (meritev v zaprti posodi brez možnosti odvzema vzorca) smo dejansko koncentracijo cianida dolo ali le ob asno. Vrednosti za koncentracijo cianida so podane kot za etna koncentracija cianida pred dodatkom biomase in organske snovi.

4.7.2

Vpliv cianida na respiratorno verigo

Cianid je po literaturi znani inhibitor dihalne verige, kar je razvidno tudi iz naših rezultatov o itnega zmanjšanjea OURza ob pove anju dodatka cianida in podaljšanju »lag faze«. Opazili smo, da tudi ob 10 mg/l dodatka cianida biomasa ni popolnoma inhibirana. Cianid zaviralno vpliva na dihalno verigo in blokira citokrom aa3 oksidazo, dokler se koncentracija cianida zaradi izpihovanja in adsorpcije na biomaso ne zmanjša pod mejno inhibitorno koncentracijo. Ko se biomasa osvobodi biološkega pritiska inhibitorja, postane normalno aktivna in za ne intenzivno porabljati kisik. Vzrok za ve jo porabo raztopljenega kisika v eksponentni fazi rasti po izpihovanju in adsorpciji v primeru dodatka cianida glede na dodatek samo organske snovi, je pove ana encimska aktivnost zaradi zaviranja aktivnosti biomase in obenem pove ane koncentracije substrata zaradi delnega odmiranja ob utljivih mikroorganizmov, ki kasneje predstavljajo razgradljivo organsko snov za aktivne mikroorganizme. Tudi analiza sinteze ATP v primerjavi s kontrolo kaže, da mikroorganizmi dodatno sintetizirajo encime za razgradnjo substrata, ki pa je ustavljena, dokler se dihalna veriga zopet ne vzpostavi, kar se zgodi, ko se koncentracija cianida zmanjša do meje, ko ne vpliva ve na aktivnost biomase. V tem primeru je za razgradnjo substrata na voljo ve encimov kot v kontrolnem preskusu z dodatkom samo organske snovi. Ti encimi se aktivirajo, ko se zaradi izpihovanja in adsorpcije koncentracija cianida zmanjša pod menjo koncentracijo. Posledica ve je koncentracije encimov pomeni ve jo hitrost rasti biomase v eksponentni fazi rasti glede na kontrolni preskus, ki predstavlja samo dodatek organske snovi. Možnost delovanja cianida z u inkom razklapljanja elektronske transportne verige in fosforilacije bi se kazal skozi manjšo prirast biomase ob so asno pove ani porabi kisika. V primeru, da dolo ena snov deluje kot snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, je dolo itev hitrost rasti biomase z respiracijsko meritvijo potrebno podkrepiti s kemijsko analizo KPK biomase. Na ta na in potrdimo ali ovržemo našo predpostavko dolo itve hitrosti rasti, da je koncentracija kisika (dO2/dt) premosorazmerna s koncentracijo novo nastale biomase (dX/dt). Upoštevali smo dve možnosti:

•

V primeru, da bi bila poraba kisika velika v primerjavi s preskusi brez dodatka cianida in biomasa ne bi priraš ala, poraba substrata pa bi bila velika (majhna

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

•

prirast biomase, Y) je možen vzrok, da je cianid snov, ki razklaplja elektronsko transportno verigo in fosforilacijo. V primeru, da bi bila poraba kisika velika v primerjavi s preskusi brez dodatka cianida, biomasa bi priraš ala, poraba substrata pa bi bila velika (velika prirast biomase, Y) je možen vzrok, da cianid v »lag fazi« blokira in inhibira dihalno verigo in ne deluje kot snov, ki razklaplja elektronsko transportno verigo in fosforilacijo.

Za preskus dolo itve u inka cianida kot snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo smo izvedli serijo respirometri nih preskusov z dodatkom cianida ter vzporedno kemijsko analizo ter dolo ili koncentracijo ATP. Preskusi so tekli enako kot zgoraj opisani. K 50 mg/l biomase smo dodali 400 mg/l KPK ter 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida v ve paralelkah. Respirometri ni preskus je tekel 50 ur in vsakih 5 ur smo odvzeli vzorec za kemijsko analizo in dolo itev koncentracije ATP. 4.7.2.1

Dolo itev vpliva cianida na biomaso s kemijsko analizo

V primeru samo dodatka organske snovi na hitrost rasti biomase vpliva samo koncentracija razgradljivega ogljika. Ob dodatku enake koncentracije cianida in pove anem dodatku organske snovi cianid kot respiratorni strup vpliva na respiracijo, ker je vpliv cianida ve ji v asu ve je encimske aktivnosti metabolizma in je sprejem cianida kot neposrednega toksikanta ve ji. To se kaže v preostanku ve je koncentracije organske snovi (KPK topni) v za etni fazi preskusa v primeru dodatka cianida in izostanku nitrifikacije, ki se kaže v konstantni koncentraciji nitrata skozi ves as preskusa. Primerjava s preskusom dodatka samo organske snovi kaže manjši kon ni delež organske snovi in ve jo koncentracijo nitrata, kar kaže na ve jo aktivnost tako heterotrofov kot tudi avtotrofov v sistemu. Kemijsko analizo smo izvedli so asno ob preskusu (Slika 26) z dodatkom organske snovi (400 mg/l KPK) in dodatkom organske snovi in cianida (400 mg/l KPK + 5,0 mg/l CN). Rezultati kemijske analize so razvidni iz preglednice (Preglednica 15) in iz slik (Slika 46, Slika 47).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Preglednica 15. Kemijski parametri v asu preskusa z dodatkom 400 mg/l organske snovi in 5 mg/l cianida.

as h

CN mg/l

NO3-N mg/l

KPK mg/l

KPKtop mg/l

KPK/ KPKtop oz.KPKbio mg/l

400 mg/l KPK + 5,0 mg/l CN 0 17 24 29 41 52 77

4,440 1,650 1,380 0,293 0,238 0,280 0,271

7,50 7,35 7,47 7,49 7,42 7,55 7,65

489 437 413 335 216 169 213

440 395 343 212 57 44 33

49 42 70 123 160 125 180

0 0 0 0 0 0 0

7,50 7,67 7,40 6,99 8,91 32,00 40,13

489 298 263 253 235 238 209

440 67 44 42 42 41 57

49 231 219 211 193 197 152

400 mg/l KPK 0 17 24 29 41 52 77

100

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

600

40 NO3-N (mg/l)

400

300

20 15

200

KPK (mg/l)

500

100

5 0 0

20 NO3-N

as (ure)

KPK skupni

KPK topni

0 100

KPK razlika

Slika 46. Kemijska analiza osnovnih parametrov v preskusu z dodatkom 400 mg/l organske snovi (KPK razlika = KPK biomase).

600

500

35 30

400

300

20 15

200

KPK (mg/l)

CN / NO3-N (mg/l)

100

5 0 0

0 100

as (ure)

CN-

NO3-N

KPK skupni

KPK topni

KPK razlika

Slika 47. Kemijska analiza osnovnih parametrov v preskusu z dodatkom 400 mg/l organske snovi in 5 mg/l cianida (KPK razlika = KPK biomase).

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

101

So asni dvig nitrata in drugega manjšega vrha respirograma v preskusu z dodatkom organske snovi bil lahko posledica aktivnosti avtotrofne biomase, vendar respirogram preskusa s cianidom, ko se nitrat ne spreminja, tudi kaže drugi manjši vrh. Zato ocenjujemo, da je drugi, manjši vrh porabe kisika, ki je razviden iz respirogramov, posledica aktivnosti procesa nitritacije ali porabe težje razgradljivega substrata. Cianid se izpihuje iz raztopine. Izpihovanje je eden izmed vzrokov za podaljšanje »lag faze«. Verjetno se po u inkovitem izpihovanju iz raztopine, ko se koncentracija cianida zmanjša pod kriti no mejo, aktivnost biomase za ne pove evati, za ne se proces razgradnje, biomasa priraš a in poraba kisika se za ne pove evati. 4.7.2.2

Dolo itev vpliva cianida na biomaso s koncentracijo ATP

S kombinacijo respirometrije in kemijske analize smo skušali dolo iti možen vpliv cianida na biomaso kot snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo. U inek snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, se kaže v dejstvu, da oksidacija substrata poteka, omejena pa je tvorba ATP, zato je prirast biomase nizka. Ohranitev proste energije je vitalna vez med procesom anabolizma (sklapljanja elektronske transportne verige in fosforilacije) nove biomase in katabolizmom organskih polutantov. Zato izguba kataboli ne energije omejuje anabolizem in rezultira v metabolizmu snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo in v zmanjšani prirasti biomase. Vir proste energije v procesu aerobne respiracije mikrobnih celic je v glavnem skozi proces oksidativne fosforilacije. Substratna oksidacija se kaže skozi protonsko transportno pot skozi celi no membrano in to predstavlja gonilno silo za fosforilacijo ADP, da tvori energijsko bogate vezi v ATP. Nastajanje ATP je lahko zavrto skozi substratno oksidacijo z zaviranjem protonskega transporta, kar omejuje tvorbo ATP obenem pa simultano stimulira oksidacijo substrata. Protonfori so kemijske snovi, ki nosijo protone skozi celi ne membrane in tako zmanjšujejo protonski gradient, potreben za oksidativno fosforilacijo. Metabolizem snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo v procesu iš enja odpadne vode se kaže skozi znižano prirast biomase na enoto odstranjenega substrata. Pri raziskavi u inka snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, je potrebno upoštevati populacijsko dinamiko in u inek razgradnje substrata glede na zmanjšano prirast biomase. Skupno število bakterij v biomasi pri koncentraciji organske suhe snovi 35 mg/l oziroma 50 mg/l suhe snovi, je okoli 1,75 x 1010. Koncentracija 1 mg/l cianida vsebuje 2,3 x 1019 molekul. Število molekul cianida na eno bakterijo 1,3 x 109 je dovolj za inhibicijo. Bakterije so nameš ene v flokuli in s predpostavko, da je premer flokule 100 µm, je število flokul pri koncentraciji biomase 50 mg/l 5 x 104. Bakterije se nahajajo v biofilmu in transport cianida je limitiran z difuzijo. Z ve jo koncentracijo cianida se ta transportira globlje v flokulo in vse ve bakterij je blokirano s cianidom. Tako so bakterije na površini biofilma najbolj izpostavljene delovanju cianida. V preskusih z dodatkom cianida k organski snovi je bila poraba kisika ve ja kot v preskusih samo z dodano organsko snovjo. Teoreti na vrednost KPK za cianid je nizka in

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

102

ne prispeva bistveno k pove anju KPK vrednosti substrata (5-10 %) (ASM 3). Ne glede na pove ano porabo kisika v preskusih z dodatkom cianida, je razgradnja substrata in s tem metabolna aktivnost vidno zmanjšana glede na preskuse z dodatkom samo organske snovi. Iz tabele (Preglednica 19) je razvidno, da je preostanek organske snovi ob koncu preskusa v primeru dodatka cianida še vedno 180 mg/l KPK, v primeru dodatka samo organske snovi pa je preostanek KPK le 152 mg/l. Izra un OUR in maksimalne hitrosti rasti biomase iz respirograma v primeru dodatka cianida (Slika 48) kaže ve jo vrednost kot v primeru dodatka samo organske snovi. Izra un maksimalne hitrosti rasti iz kemijske analize celi nega KPK pa kaže manjšo vrednost v primeru dodatka cianida. Vrednost maksimalne hitrosti rasti, izra unane iz celi enga KPK pri dodatku samo organske snovi 400 mg/l KPK, kaže izra un 2,1 na dan, medtem ko je bila maksimalna hitrost rasti biomase ob dodatku 5 mg/l CN k 400 mg/l KPK, 0,3 na dan, e upoštevamo celi ni KPK. Za boljše razumevanje vpliva cianida na biomaso, je smiselno respiracijske meritve dopolniti s kemijsko analizo, ki kaže kljub ve ji porabi kisika ob dodatku cianida, manjšo prirast celi nega KPK od izra unanega.

103

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Preglednica 16. Rezultati kemijske analize in analize koncentracije ATP, izvedene vzporedno z respirometri nim preskusom; izvedba preskusa: 1/ dodatek 400 mg/l KPK; 2/ 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida.

as h

KPK KPKtop KPKbio mg/l mg/l mg/l DODATEK SAMO KPK (400 mg/l) 0 435 384 51 5 498 455 43 10 462 406 56 415 312 103 15 20 348 89 259 25 320 53 267 30 299 48 251 35 278 44 234 40 301 37 264 45 276 37 240 DODATEK KPK (400 mg/l) + CN (5 mg/l)

MLSS mg/l

ATP (10-7)g/mg

42,5 35,8 46,7 85,8

3,25 2,63 2,90

216,1 222,6 209,0 194,9 219,7 199,6

2,59 2,39 1,89 2,40 1,85 2,26

0 5

435 511

384 475

51 36

42,5 30,0

1,97

10 15 20 25 30 35 40 45

515 490 488 473 348 300 270 274

457 455 448 384

58 35 40 89

48,3 29,2 33,3 74,2

1,12 1,72 1,16 1,04

110 79 68

190 191 206

158,3 159,3 171,5

2,29 2,17 1,85

104

3,5

500 450 400 350 300 250 200 150 100 50 0

kisik v plinasti fazi (%)

3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0

30 as (ure)

kisik (dodatek KPK) biomasa (dodatek KPK) topni KPK(dodatek KPK)

topni KPK (mg/l KPK) koncentracija biomase (mg MLSS/l)

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

kisik (dodatek KPK+CN) biomasa (dodatek KPK+CN) topni KPK (dodatek KPK+CN)

Slika 48. Respirogram z izmerjeno koncentracijo topnega KPK in koncentracijo biomase pri dodatku 400 mg/l KPK (oznaka: KPK) in 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida (oznaka: KPK+CN).

3,5 kisik v plinasti fazi (%) ATP (E-7 g/mg MLSS) CN (mg/l)

3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0

kisik (dodatek KPK) ATP (dodatek KPK) koncentracija CN

25 30 35 40 45 50 as (ure) kisik (dodatek KPK+CN) ATP (dodatek KPK+CN)

Slika 49. Respirogram z izmerjenimi vrednostmi ATP pri dodatku 400 mg/l KPK (oznaka: KPK) in 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida (oznaka: KPK+CN) ter zmanjšanje koncentracije cianida v raztopini.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

105

Sliki (Slika 48, Slika 49) prikazujeta rezultate respirometri nega preskusa in vzporedne rezultate ATP analize vzorcev, ki smo jih med preskusom odvzeli na vsakih 5 ur. Iz prikaza (Slika 48) je razviden vpliv cianida na porabo kisika, na porabo substrata in porast koncentracije biomase. Slika 49 kaže koncentracijo ATP skupaj s porabo kisika in koncentracijo cinaida. Iz slike je razvidno, da je koncentracija ATP ob dodatku samo organske snovi približno 2 x ve ja kot v primeru dodatka cianida k organski snovi. Ko se koncentracija cianida zmanjša pod 1 mg/l, se v primeru dodatka cianida pri ne eksponentna faza rasti, ki se izkazuje v pove anju porabe kisika in dvigu ATP. Koncentracija ATP se po 25-30 urah dvigne na enak nivo kot v primeru preskusa brez dodatka cianida. Natan na analiza podatkov je predstavljena v spodnji tabeli (Preglednica 16). Preglednica 17. Vrednotenje respirometri nih in kemijskih analiz. Parameter

400 mg/l Inhibitorni KPK + vpliv 5 mg/l CN Izmerjeni in izra unani parametri v asu, ko je bila poraba kisika ob dodatku samo organske snovi maksimalna (po 25 urah) 6,0 0,5 Da 1/dan µmax Generacijski as ure 2,9 33,0 Da ln2/µmax 331 0 Da mg/l KPK Razlika KPKtop (∆S) BPKst mg/l O2 103 23 Da (1 – Y) energija 0,3 0,0 Da BPKst /∆S Y (prirast) 1–Y 0,7 0,0 Da ATP 10-7 mg ATP/ 2,4 1,0 Da g MLSS Izmerjeni in izra unani parametri v asu maksimalne porabe kisika 6,0 7,2 Ne 1/dan µmax iz OUR 2,1 0,3 Da 1/dan µmax iz X Generacijski as ure 2,3 Ne 2,9 ln2/µmax as »lag faze« ure 12 18 Da Izmerjeni in izra unani parametri po 40 urah MLSS na za etku mg/l 50 50 MLSS po 40 urah mg/l 219,7 159,3 Da Razlika MLSS mg/l + 170 + 109 Da Razlika KPK mg/l + 204 + 131 Da KPKtop na za etku KPKtop po 40 urah Razlika Y (prirast) BPKst po 40 urah 1–Y Y (prirast) ATP po 40 urah

Enota

mg/l mg/l mg/l KPK mg/l O2 10-7 mg ATP/ g MLSS

Izra un

∆X / ∆S BPKst / ∆S 1–Y

400 mg/l KPK

384 37,4 347 0,59 124 0,35 0,65 1,9

384 78,9 305 0,43 116 0,38 0,62 2,2

Da Da Da Da Ne Ne Ne

106

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

Vpliv cianida po asu smo preverili s periodi nimi dodatki samo organske snovi 400 mg/l KPK in organske snovi in cianida pri isti biomasi. Preskuse smo izvajali na enak na in kot prejšnje z razliko, da smo ponovili dodatek organske snovi v asu, ko je bila poraba kisika že na minimalni ravni in je bila glavnina substrata že porabljena. Iz rezultatov slike (Slika 50) je razvidno, da je poraba kisika pri dodatku samo organske snovi relativno konstantna in kaže približno enake vrednosti ob ponovnem dodatku (horizontalna premica na sliki). V primeru dodatka cianida v koncentraciji 5 mg/l se kaže pove anje porabe kisika ob ponovnem dodatku organske snovi (poševna premica na sliki). Biomasa se po izpihovanju cianida iz raztopine vrne v aktivno stanje in za ne po zmanjšanju koncentracije cianida intenzivno porabljati kisik, kar se kaže v pove ani porabi kisika.

4,0

kisik v plinski fazi (%)

3,5 3.dodatek KPK

3,0

2.dodatek KPK

2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0

400 mg/l KPK 400 mg/l KPK 400 mg/l KPK + 5 mg/l CN

50 as (ure)

100

400 mg/l KPK 400 mg/l KPK + 5 mg/l CN 400 mg/l KPK + 5 mg/l CN

Slika 50. Prikaz respirograma ob 2 x dodatku organske snovi k izhodnemu dodatku 400 mg/l KPK in 400 mg/l KPK + 5 mg/l cianida.

Iz rezultatov je razvidno, da po izpihovanju in adsorpciji cianida ob ponovnem dodatku organske snovi, sledi takojšnja rast biomase, ki je glede na kontrolni preskus brez cianida pove ana in se ob ponovnih dodatkih še pove uje. Biomasa se torej po izpihovanju cianida iz raztopine ponovno aktivira celo z ve jo porabo kisika. Ugotovili smo, da je v primeru dodatka cianida in 2 ter 3 kratnem dodatku organske snovi, poraba kisika pove ana, kar pomeni pove ano aktivnost biomase.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

107

RAZPRAVA IN SKLEPI

Izvedena raziskava temelji na respirometri nem preskusu dolo itve inhibicije preskusne substance-cianida na heterotrofno mikrobno populacijo. Z uporabo inhibicijskega modela smo dolo ili razmerje med koncentracijo substrata in inhibitornim u inkom ter ovrednotili vpliv inhibicije. Cianid je eden izmed polutantov, ki se pogosto pojavlja v industrijski odpadni vodi v merljivih koncentracijah tudi do 5 mg/l. Cianid je specifi na inhibitorna snov, ki vpliva na biomaso z bolj kompleksnimi mehanizmi kot nekatere druge strupene snovi. Iz rezultatov preskusov je razvidno, da je poraba kisika pove ana v primeru dodatka cianida, eprav leta ne prispeva bistveno k pove anju vrednosti KPK. Za dolo itev inhibitornega vpliva cianida na neprilagojeno biomaso smo uporabili KCN v razli nih koncentracijah. Uporabljena biomasa je bila vzgojena v pilotni istilni napravi na sinteti ni odpadni vodi, ki se uporablja za C in N substrat. Namen našega dela je bil ovrednotiti vpliv cianida kot inhibitorja na proces v istilni napravi. Ob dodatku cianida se lag faza podaljša. Ker je »lag faza« ob dodatku cianida podaljšana, se substrat, ki vsebuje organsko snov in cianid, ne razgrajuje enako hitro kot substrat, ki vsebuje samo organsko snov. Ker je as zadrževanja odpadne vode v procesu istilne naprave omejen na 15-20 ur, bo ob prisotnosti cianida organska snov prešla istilno napravo in se v istilni napravi ne bo razgradila. V tem primeru se bo odpadna voda s cianidom nerazgrajena odvajala v vodotok. Iz rezultatov preskusov lahko zaklju imo, da je respirometrija uporabno orodje za dolo itev porabe substrata. Z respirometri nimi preskusi dolo imo biološke parametre (OUR, hitrost rasti, prirast biomase), ki opredeljujejo vpliv substrata na aktivnost biomase. Zaradi kompleksnega delovanja cianida je ovrednotenje vpliva cianida na biomaso zelo težko samo z respirometrijo, temve je smiselno respirometri ne preskuse dopolniti s kemijsko analizo. Preskusi z dodatkom organske snovi (neinhibitorni substrat) v razli nih koncentracijah od 25 mg/l KPK do 600 mg/l KPK so pokazali enostavno dolo ljivost respiracijske aktivnosti (Preglednica 11). as trajanja »lag faze« je odvisen od koncentracije substrata in se zmanjšuje s pove anjem koncentracije dodane organske snovi. Vrednost za etne hitrosti porabe kisika v asu »lag faze« se pove uje do koncentracije dodatka okoli 200 mg/l KPK in nadaljnje pove anje organske snovi ne vpliva ve bistveno na za etno hitrost porabe kisika (Slika 32). Maksimalna hitrost rasti biomase se pove uje eksponentno v odvisnosti od dodanega substrata (Slika 33). Skupna poraba kisika je linearno odvisna od koncentracije dodanega organskega substrata, ve ja koncentracija dodanega organskega substrata pogojuje ve jo skupno porabo kisika (Slika 34). Preskusi z dodatkom cianida kot inhibitorja v koncentracijah od 0,1 mg/l do 10,0 mg/l k substratu z razli no koncentracijo organske snovi (Preglednica 12), so pokazali, da cianid zmanjšuje za etno hitrost porabe kisika. Manjša je koncentracija organske snovi, manjši je

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

108

vpliv cianida na za etni OUR (Slika 37, primerjava vrednosti pri dodatku 400 mg/l organske snovi kot KPK in 50 mg/l organske snovi kot KPK). Trajanje »lag faze« se izraža s podaljševanjem le-te ob ve jih dodatkih cianida. V »lag fazi« je biomasa ob dodatku manjše koncentracije organske snovi bolj ob utljiva na koncentracijo cianida, kot ob dodatku ve je koncentracije organske snovi (Slika 38). Maksimalna hitrost rasti biomase v asu, ko je bila hitrost rasti biomase ob dodatku samo organske snovi maksimalna, se ob razli nih dodatkih cianida zmanjšuje s pove anjem koncentracije cianida in pri pove anem dodatku organske snovi nad 0,2 mg/l eksponenta rast ni ve izražena (Slika 39). Maksimalna hitrost rasti biomase ob dodatku cianida in organske snovi ne izraža jasnega trenda, vendar je vrednost pri dodatku 10 mg/l cianida k organski snovi nižja kot pri dodatku pod 1 mg/l (Slika 40). Razultati so podobni pri dodatku razli ne koncentracije cianida k enaki koncentraciji organske snovi (400 mg/l KPK) (Preglednica 14). Ob enakem dodatku organske snovi in razli nem dodatku cianida (400 mg/l KPK in od 0 mg/l do 10 mg/l cianida) se »lag faza« podaljšuje s pove anjem koncentracije dodanega cianida. Za etna hitrost porabe kisika je bila pri ve jih dodatkih cianida eksponentno manjša (Slika 42). Maksimalna hitrost rasti biomase ni razvidno odvisna od koncentracije cianida (Slika 43). Maksimalna hitrost rasti biomase, dolo ena v asu, ko je bila hitrost rasti biomase samo ob dodatku organske snovi maksimalna, se eksponentno zmanjšuje s pove anjem koncentracije dodanega cianida (Slika 44). Skupna poraba kisika se malenkost pove uje s pove evanjem koncentracije dodanega cianida (Slika 45). Preskuse smo izvajali do koncentracije dodatka cianida 10,0 mg/l. Na podlagi rezultatov respiracijskih meritev lahko zaklju imo, da: • Ve ja koncentracija cianida podaljšuje »lag fazo« (pri koncentraciji dodane organske snovi od 50 mg/l do 600 mg/l) – posledica inhibicije; • OURza . se z ve anjem koncentracije dodanega cianida niža – posledica inhibicije; • Hitrost rasti biomase v asu maksimalne hitrosti rasti ob dodatku samo organske snovi se zmanjšuje z ve anjem koncentracije cianida do 10 mg/l – posledica inhibicije; • Maksimalna hitrost rasti biomase se z ve anjem koncentracije dodanega cianida ne spreminja – ne izraža na inhibitornega vpliva; • OURmaks. in BPKst se z ve anjem koncentracije dodanega cianida pove ujeta – je posledica vpliva inhibitorja; • as do doseganja OURmaks. se podaljšuje – posledica inhibicije. Iz rezultatov je razvidno, da cianid inhibitorno vpliva na biomaso. Biomasa za ne priraš ati s asovnim zamikom in razgradnja cianida je upo asnjena. Aktivnost biomase je omejena, dokler se zaradi izpiha koncentracija cianida toliko ne zmanjša, da se biomasa vrne v aktivno stanje. Primerjava z respirogramom prepoznavne organske snovi pa izraža kratko »lag fazo« in takojšnjo eksponentno stopnjo porabe kisika. Cianid zavira razgradnjo organske snovi ob dodatku v sistem. Ko je ravnotežje vzpostavljeno, je vpliv cianida na respiratorno aktivnost oziroma dihalno verigo zmanjšan.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

109

V preskusih smo predpostavili ve možnosti vpliva cianida na biomaso. Pri dolo itvi vpliva cianida smo izhajali iz dejstva, da je cianid možni inhibitor respiracije skozi u inek razklapljanja elektronske transportne verige in fosforilacije in obenem možni substrat za razgradnjo, kar je lahko oksidacija cianida. Poleg biokemijskih u inkov je potrebno upoštevati še izpihovanje cianida iz raztopine. Predpostavke, ki smo jih upoštevali pri vrednotenju inhibitornega u inka cianida na biomaso: 1/ Možnost kemijske oksidacije smo izklju ili, ker je kisik za cianid nizko aktiven oksidant in zahteva dolo ene procesne pogoje. Biološka oksidacija cianida je tudi mogo a, vendar je teoreti ni KPK cianida nizek in biološka oksidacija ne predstavlja velike vrednosti. 2/ Pomemben dejavnik vpliva cianida na biomaso je izpihovanje cianida iz raztopine. Ko se koncentracija cianida zmanjša pod mejno koncentracijo, se pri ne normalna prirast biomase in obenem za ne razgradnja substrata, kar je razvidno iz hitrosti rasti, ki je v kon ni fazi približno enaka pri vseh preskusih, ne glede na koncentracijo dodanega cianida. 3/

Cianid reverzibilno vpliva na encimske sisteme dihalne verige.

Posledica delovanja cianida na respiratorno verigo je lahko avtoliza dela celic biomase, ki predstavljajo nov substrat za razgradnjo. as »lag faze« oziroma zamika pove anja porabe kisika je vezan na koncentracijo cianida. Možen vzrok za pove ano porabo kisika v primeru dodatka cianida je tudi delno odmiranje biomase v za etni fazi, ki v eksponentni fazi rasti deluje kot substrat. Pove anje odmiranja biomase je lahko posledica vpliva cianida na dihalno verigo. Odmrla biomasa tako predstavlja substrat za aktivno biomaso, ki se aktivira po izpihovanju. Vzrok za pove anje porabe kisika po dodatku cianida je lahko tudi adaptacija mikroorganizmov na cianid. Maksimalna hitrost rasti biomase se je z dodatkom cianida ob enakem dodatku organske snovi pove evala, zato smo z analizo koncentracije ATP in vzporednimi kemijskimi analizami ter so asnim respirometri nim preskusom preverili možnost vpliva cianida kot snovi, ki razklaplja elektronsko transportno verigo in fosforilacijo (Preglednica 16, Slika 48, Slika 49). Na podlagi analiz v asu maksimalne rasti samo ob dodatku organske snovi iz preskusov z dodatkom cianida lahko zaklju imo, da cianid zaviralno vpliva na biomaso in inhibira dihalno verigo. Inhibicija dihalne verige je razvidna iz podatkov o porabi substrata; substrat (KPKtop) se ne porabi v 25 urah. Iz dolo itve parametrov BPKst in ATP lahko sklepamo na omejeno aktivnost biomase po 25 urah trajanja preskusa (Preglednica 17). as trajnaja »lag faze« se v primeru dodatka cianida podaljša, iz esar sklepamo na inhbitorni vpliv. Generacijski as je bil v primeru dodatka organske snovi 2,9 ure. V primeru dodatka organske snovi in cianida je bil generacijski as 33 ur (po 25 urah trajanja respiracijske meritve) oziroma 2,3 ure (po 40 urah trajanja respiracijske meritve), kar pomeni, da mikroorganizmi rastejo približno 10 krat po asneje kot v primeru dodatka samo organske snovi.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

110

Iz respirogramov je razvidno, da je hitrost rasti biomase v asu eksponentne faze ob dodatku cianida ve ja, kot ob dodatku samo organske snovi. Iz tega ne moremo sklepati na inhibicijo, možen pa bi bil vpliv kot snovi, ki razklaplja elektronsko transportno verigo in fosforilacijo v primeru, da bi bila prirast biomase v primeru dodatka cianida manjša, kot ob dodatku samo organske snovi. Pove anje porabe kisika po dodatku cianida je lahko tudi posledica adaptacije mikroorganizmov na cianid. Ob koncu preskusa (po 40 urah) je bila koncentracija biomase ob dodatku samo organske snovi ve ja, kot ob dodatku cianida k organski snovi (Preglednica 17). Koncentracija preostalega substrata (KPKtop) je bila samo ob dodatku organske snovi manjša kot v primeru dodatka cianida k organski snovi. Na podlagi analize topnega KPK in prirasti biomase smo izra unali prirast biomase, ki je bila v primeru dodatka samo organske snovi ve ja kot v primeru dodatka cianida k organski snovi. Iz manjše prirasti biomase v primeru dodatka cianida smo sklepali na možnost vpliva cianida kot snovi, ki razklaplja elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, zato smo prirast biomase izra unali še iz skupne porabe kisika. Analiza skupne porabe kisika je pokazala ve jo skupno porabo kisika v primeru dodatka samo organske snovi, kot ob dodatku cianida k organski snovi. Tudi na podlagi skupne porabe kisika smo izra unali prirast biomase v obeh primerih (dodatek organske snovi in dodatek organske snovi in cianida). Vrednosti 0,65 (organska snov) in 0,62 (organska snov in cianid)) se med seboj bistveno ne razlikujeta, zato smo izklju ili možnost vpliva kot snovi, ki razklaplja elektronsko transportno verigo in fosforilacijo. Prirast biomase, izra unana iz pove anja koncentracije biomase po asu (0,59), je v primeru dodatka organske snovi primerljiva z izra unom prirasti iz porabe kisika (0,65). Za dokon no dolo itev vrste vpliva cianida na mikroorganizme in možnosti vpliva kot snovi, ki razklaplja elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, smo dolo ili koncentracijo ATP. Koncentracija ATP po 40 urah je v primeru dodatka cianida (2,2 x 10-7 g/mg) podobna kot v primeru dodatka organske snovi in cianida (1,9 x 10-7 g/mg). Iz analize ATP in respiracijskih meritev lahko zaklju imo, da se cianid ne obnaša kot snov, ki razklaplja elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, temve na aktivnost biomase vpliva izpihovanje cianida iz raztopine. Ko se koncentracija cianida zmanjša pod mejno koncentracijo (okoli 1 mg/l za koncentracijo biomase 50 mg MLSS/l) se biomasa aktivira in za ne pospešeno porabljati kisik. Na osnovi izvedenih respiracijskih meritev lahko zaklju imo, da cianid ne deluje kot snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo. Biomasa ob dodatku cianida za ne kisik porabljati kasneje. Zato je »lag faza« podaljšana. Aktivna biomasa je v asu »lag faze« vezana na sintezo encimskih poti, ki so bistvene kasneje v eksponentni fazi rasti, ko mikroorganizmi porabljajo kisik kot terminalni akceptor elektronov. V za etni, »lag fazi« še niso vzpostavljeni encimski sistemi za razgradnjo inhibitorja. V primeru inhibicije mikroorganizmov, le-ti iš ejo druge metabolne poti za dosego reakcije preko alternativnih terminalnih akceptorjev. V primeru pomanjkanja encimske kapacitete in so asne pove ane koncentracije substrata se metabolna aktivnost preusmeri na alternativne encimske poti. V asu preskusa se zamenja vsaj 10 generacij mikroorganizmov in lahko pote e encimska adaptacija biomase na cianid.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

111

Razvije se encimski sistem, ki je neodvisen od klasi nega encimskega sistema, respiratorna blokada se obide z vzpostavitvijo alternativne encimske adaptacije. Sposobnost adaptacije biomase je odvisna od hitrosti rasti.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

112

Sklepi:

•

Predstavljena respirometri na metoda je lahko v pomo pri obvladovanju procesa istilne naprave v smislu vodenja in ustrezne kontrole aktivnosti biomase. Z respirometri nimi preskusi lahko dolo imo vpliv preskusne snovi na biomaso istilne naprave in predvidimo posledice tako za biomaso kot tudi za vodotok. Na podlagi preskusov respiracije se lahko odlo imo, ali je dolo en substrat sprejemljiv za istilno napavo. Lahko izra unamo dolo ene procesne parametre, na podlagi katerih bolj kakovostno vodimo proces iš enja.

•

Cianid inhibitorno vpliva na aktivnost biomase. Vpliva na hitrost porabe kisika in s tem na biološko aktivnost biomase. Z uporabljeno respirometri no metodologijo smo njegov vpliv zaznali kot znižanje za etne porabe kisika za respiratorno aktivnost biomase (OURza ) in obenem kot podaljšanje »lag faze«.

•

Substrat se v procesu iš enja v istilni napravi zadržuje omejen as. Ker se substrat s cianidom razgrajuje bistveno po asneje, kot sama organska snov, se lahko zgodi, da se cianid izlo i iz istilne naprave nerazgrajen ali delno razgrajen. Zato so možne negativne posledice na vodotok.

•

Ob dolo itvi inhibitornega u inka cianida je pomembno upoštevati izpihovanje iz raztopine (streeping) in adsorpcijo na biomaso. Ko koncentracija cianida v raztopini doseže kriti no vrednost (pod 1 mg/l), biomasa za ne intenzivno porabljati kisik.

•

Ker cianid deluje kot kompleksni inhibitor biokemijske razgradnje, je smiselno poleg respirometri nega preskusa porabe kisika izvesti tudi kemijske analize.

•

Izra uni ter kemijske in biokemijske analize (ATP) ne izražajo možnosti, da bi dodani cianid na razgradnjo vplival kot snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, ampak vpliva na biomaso kot inhibitor dihalne verige.

•

Na podlagi rezultatov lahko zaklju imo, da je metoda uporabna tudi v primerih drugih, tudi kompleksnih inhibitornih substanc, kjer obstaja možnost delovanja na razgradnjo po principu snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo. V teh primerih je smiselno respiracijske meritve in kemijsko analizo dopolniti še z analizo koncentracije ATP.

•

Izdelan in uveden izra un hitrosti rasti na podlagi meritve raztopljenega kisika v plinasti fazi je primerljiv z vrednostmi, dobljenimi s pomo jo matemati nega modeliranja.

•

Nadaljnje delo bo obsegalo prenos pridobljenega znanja v prakso. Preskuse bomo izvedli v odprtem respirometru z dejansko koncentracijo biomase (4-6 g/l MLSS) in s pilotnimi preskusi dolo ili vpliv cianida v razmerah, kot se pojavljajo v istilni napravi.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

113

POVZETEK

V delu smo uporabili metodo respirometrije za dolo itev vpliva preskusne substance, v našem primeru cianida, na respiratorno aktivnost biomase. V procesu iš enja odpadnih vod je tovrstna analiza lahko v pomo pri vodenju istilne naprave v smislu kontrole in nadzora u inkovitosti procesa v delujo i istilni napravi in pri odlo itvi o sprejemu dolo enega substrata v iš enje. Ugotovili smo, da cianid inhibira aktivnost biomase v asu zadrževanja v procesu in lahko nerazgrajen ali le delno razgrajen zapusti istilno napravo, kar negativno vpliva na vodotok. Delo je obsegalo izra un hitrosti rasti biomase na podlagi spremljanja porabe kisika za neinhibitorni substrat (samo organska snov) in za inhibitorni substrat (organska snov in cianid). Dolo ili smo biološke parametre, ki opredeljujejo aktivnost biomase ter dolo ili vpliv odziva biomase na dodani substrat. Uporabljeni respirometer je bil zaprtega tipa z meritvijo raztopljenega kisika v plinasti fazi. Predstavljeno delo je obsegalo raziskave biomase z ve inskim deležem heterotrofnih mikroorganizmov, ki so manj ob utljivi od avtotrofov. Biomaso smo vzgajali v pilotni istilni napravi z definiranim substratom. Uporabljena biomasa je bila gojena pri konstantnih procesnih pogojih, ker je le v tem primeru mogo e dobiti primerljive rezultate. Preskusi so pokazali ustrezno primerljivost rezultatov pri konstantnih pogojih procesa. Pri raziskavi respirometrije smo podali izra un hitrosti rasti iz porabe kisika, ki smo ga primerjali z matemati nim modelom. Osnovni izra unani in izmerjeni respirometri ni parametri, ki so odvisni od koncentracije organske snovi in inhibitorja, v našem primeru cianida, so: za etna poraba kisika (OURza ); as trajanja »lag faze«; maksimalna hitrost rasti biomase; hitrost rasti biomase v asu, ko je bila hitrost rasti biomase ob dodatku samo organske snovi, maksimalna (samo v primeru dodatka inhibitorja); maksimalna poraba kisika (OURmax); as, v katerem je bila dosežena maksimalna poraba kisika (OURmax) in skupna poraba kisika. V primeru neinhibitornega susbstrata smo izvedli meritve z dodatkom od 25 mg/l do 600 mg/l organske snovi. Dolo ili smo eksponentno rast hitrosti porabe kisika in hitrosti rasti ter linearno rast skupne porabe kisika. Raziskave z dodatkom cianida smo izvajali na dva na ina: 1/ z dodatkom serij enakega dodatka cianida k substratu z razli no koncentracijo organske snovi in 2/ z dodatkom razli nih koncentracij cianida k substratu z enako koncentracijo organske snovi (400 mg/l KPK). V primeru dodatka inhibitornega substrata (cianida–KCN) v koncentracijah od 0,1 do 10,0 mg/l, smo dolo ili vpliv na znižanje za etne porabe kisika ter podaljšanje »lag faze«, iz esar sklepamo na inhibitorni vpliv cianida. Obenem se hitrost rasti biomase v asu, ko je bila hitrosti rasti ob dodatku samo organske snovi maksimalna, zmanjšuje, kar tudi izraža inhibitorni vpliv cianida. Maksimalna hitrost rasti biomase se z ve anjem koncentracije dodanega cianida ne spreminja in ne izraža inhibitornega vpliva. Podobno se OURmaks in

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

BPKst z ve anjem dodatka cianida pove ujeta – ne izraža inhibitornega vpliva. doseganja OURmaks se podaljšuje in ta parameter izraža inhibitorni vpliv.

114

as do

Iz respirogramov v asu eksponentne rasti je razvidno, da je hitrost rasti biomase ob dodatku cianida ve ja, kot ob dodatku samo organske snovi. To dejstvo ne izraža inhibitornega vpliva, vendar se »lag faza« v primeru dodatka cianida podaljša, kar izraža inhbitorni vpliv. asovni zamik v porabi kisika je vezan na sintezo alternativnih encimskih poti, ki se aktivirajo kasneje v eksponentni fazi rasti, ko mikroorganizmi porabljajo kisik kot terminalni akceptor elektronov. Primerjava prirasti biomase in koncentracije ATP ob dodatku samo organske snovi in ob dodatku cianida k organski snovi, ne izraža vpliva cianida kot snovi, ki razklapljajo elektronsko transportno verigo in fosforilacijo, temve je bistven dejavnik izpihovanje cianida iz raztopine. Ko se koncentracija cianida zmanjša pod mejno koncentracijo (okoli 1 mg/l za koncentracijo biomase 50 mg MLSS/l) se biomasa aktivira in za ne pospešeno porabljati kisik. Cianid je torej reverzibilni inhibitor dihalne verige. V nalogi smo ugotovili, da je cianid kompleksni inhibitor dihalne verige. Opazili smo, da tudi ob 10 mg/l dodatka cianida, biomasa ni popolnoma neaktivna. Razlog za to je raznovrstnost in posledi no razli na ob utljivosti biomase na cianid. Cianid je reverzibilni inhibitor, ker je odziv biomase ob prisotnosti cianida asovno zakasnjen. Po fazi izpihovanja cianida iz raztopine se je aktivnost biomase celo pove ala. Iz rezultatov hitrosti rasti in skupne porabe topnega KPK je razvidno, da cianid inhibira dihalno verigo. Adaptibilnost biomase na dodani cianid je bila izvedena s perodi nimi dodatki samo organske snovi 400 mg/l KPK in cianida pri isti biomasi. Poraba kisika pri dodatku samo organske snovi je bila relativno konstantna in je kazala enake vrednosti ob ponovnem dodatku. V primeru dodatka cianida v koncentraciji 5 mg/l, je poraba kisika ob ponovnem dodatku organske snovi pove ana, ker se biomasa po izpihovanju cianida iz raztopine vrne v aktivno stanje. Iz predstavljenih rezultatov je razvidno, da je metoda respirometrije uporaben model za oceno in ovrednotenje vpliva posameznega inhibitorja na biomaso istilne naprave, vendar jo je v primeru cianida, ki deluje kompleksno, smiselno dopolniti s kemijsko analizo in analizo koncentracije ATP.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

115

SUMMARY The work evaluates the applicability of the respirometric method for the determination of the influence of an inhibitory substrate, cyanide, on the activity of biomass. Respirometry can help in managing the wastewater treatment process in the sense of controlling and supervising of the wastewater treatment efficiency so as at decission of receiving the substrate into wastewater treatment process. Cyanide inhibits the biomass activity in the process and the effluent with cyanide can leave the wastewater treatment plant undegraded, which can affect the river negatively. The work includes the growth rate determination of biomass on the basis of dissolved oxygen consumption in case of a non-inhibitory substrate (solely a organic substrate) as well as for an inhibitory substrate in the case of cyanide (cyanide and organic substrate). We determined biological critical parameters needed for the determination of biomass activity and the effects of the added substrate. The respirometer used was of closed type, measuring dissolved oxygen in the gas phase. The tests were made on a heterotrophic microbial population, which is less sensitive than an autotrophic one. The biomass was grown under defined process conditions in a pilot plant, to ensure comparability of results. The experiments showed good repeatability under constant process conditions. The results allowed simple determination of the growth rate according to the Monod relation for a non-inhibitory organic substrate, which is characteristic of activated sludge. The study of respirometry allowed growth rate calculation, which was confirmed by mathematical modelling. The results show the dependence of the main respirometric parameters on organic matter addition (expressed as COD) and also on added inhibitory substrate concentration, in our case cyanide. This dependence was shown by the following measured and calculated respirometric parameters: initial oxygen consumption (OURza ); the duration of the lag phase; maximal growth rate; growth rate at the time when the growth rate on addition of solely carbon was maximal (only for cyanide addition); maximal oxygen consumption (OURmax); the time at which maximal oxygen consumption was reached and total oxygen consumption. In the case of the non-inhibitory substrate we tested different carbon substrate additions from 25 mg/l to 600 mg/l as COD. We determined the exponental growth curve for respiration rate and the growth rate and the linear curve for total oxygen consumption. The study with cyanide addition included two phases: 1/ serial addition of the same amount of cyanide to different organic substrate concentrations, and 2/ the addition of different amounts of cyanide to the same organic concentration (400 mg/l as COD). In the case of an addition of an inhibitory substrate (cyanide as KCN) at concentrations from 0.1 mg/l to 10.0 mg/l we determined its inhibitory influence in terms of a lower initial oxygen consumption and prolongation of the lag phase. Thus the growth rate at the time when the growth rate on the addition of a solely carbon source was maximal, showed a drop, which also demonstrates the inhibitory influence of cyanide on biomass activity.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

116

However, maximal growth rate does not change on increasing cyanide concentration and does not show an inhibitory influence. The parameters OURmax and BODst show higher values at higher cyanide additions, and do not show any inhibitory effect. But the time when OURmax reaches its maximal value is longer, showing the inhibitory effect. The respirograms in the exponential growth phase show a higher growth rate on cyanide addition than on carbon addition only. The duration of the lag phase in the case of cyanide addition is longer, which shows an inhibitory effect. On cyanide addition the consumption of oxygen is slower and the lag phase is longer; this is connected with the alternative enzymatic pathway and the synthesis of enzymes which become active in the exponential growth phase, when the microorganisms use oxygen as a terminal electron acceptor. Comparison of the growth rate and ATP activity on addition of only carbon and on addition of cyanide show that cyanide does not affect the biomass by the uncoupling effect. The main influence is stripping of cyanide from the solution. When the cyanide concentration drops under the critical value (about 1 mg/l at a biomass concentration of 50 mg/l) the biomass reactivates and starts to consume oxygen again. Thus cyanide acts as a reversible inhibitory agent of the respiratory chain. As has been stated, cyanide proved to be a complex inhibitor of the respiratory chain. But even at a cyanide concentration of 10 mg/l the biomass is not totally inactive. The reason for this is microbial diversity and different microbial sensitivities to cyanide. Cyanide is an rreversibly inhibitory substance if we take total biomass activity into account. After cyanide stripping the biomass activity strongly increased again. On the basis of chemical analysis at the time of maximum growth on addition of a solely carbon source, from the experiments with cyanide addition it is evident that cyanide inhibits the biomass. From the results on growth rate and total dissolved oxygen consumption it is evident that cyanide inhibits the respiration chain. The adaptability of biomass to cyanide was tested by periodic organic matter additions and also of cyanide additions to the same biomass. The oxygen consumption on organic matter addition alone was relatively constant and showed the same values on repeated addition. In the case of cyanide addition (5 mg/l) to organic matter, the oxygen consumption showed a higher value on repeated addition. The results show that after stripping of cyanide the biomass returns to the active state, which can be seen from the higher oxygen consumption. In conclusion, the results show that the respirometric method can be a useful tool for the evaluation of the influence of an inhibitory substance on biomass activity, but in the case of cyanide, which demonstrates complex activity, it seems sensible to perform chemical analysis and analysis of ATP activity also.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

117

VIRI

Akunna J., Bizeau C., Moletta R., Bernet N., Heduit A.1994. Combined organic carbon and complete nitrogen removal using anaerobic and aerobic upflow filters. Wat.Sci.Tech., 30,12: 297-306. American Public Health Association, American Water Works Association 1998. Standard methods for the Examination of Water and Wastevater, 20th Edition, Water Evironmental Federation, Washington D.C.: 8010/ 1-28. Andreadakis A.D., Kalergis C.M., Kartsonas N., Anagnostopoulos D. 1997. Determination of the impact of toxic inflows on the performance of activated sludge by wastewater characterization. Wat.Sci.Tech., 36,2-3: 45-52. Anthony R.M., Breimhurst L.H. 1981. Determining Maximum Influent Concentrations of Priority Pollutants for Treatment Plants. J. Wat.Poll.Fed. 53 (11): 1457. Antoniou P., Hamilton J., Koopman B., Jain R., Holloway B., Lyberatos G., Svoronos S.A. 1990. Effect of temperature and pH on the effective maximum specific growth rate of nitrifying bacteria. Wat.Res., 24,1: 97-101. Artiga P., Oyanedel V., Garrido J.M., Mendez R. 2002. A novel titrimetric method for monitoring toxicity on nitrifying biofilms. International Specialised Conference on Biofilm Monitoring. Portugal: 347-350. Azad H. 1976. Industrial Wastewater Management Handbook, McGraw-Hill Book Company, New York: 538 str. Babcock R. W., Ro K. S., Hsieh C.-C., Stenstrom M. K. 1992. Development of an off-line enricher-reactor process for activated sludge degradation of hazardous wastes. Water Environm. Research. 64, 6: 782-791. Baler M. 2000. Vrednotenje strupenosti industrijskih odpadnih vod za aerobno biološko istilno napravo. Univerza v Ljubljani, Fakulteta za kemijo in kemijsko tehnologijo, Ljubljana. Diplomsko delo: 102 str. Barnes D., Bliss P.J., Gould B.W., Vallentine H.R. 1981. Water and Wastewater engineering systems. Pitman publishing, Melbourne: 230 str. Beach M. I., Beach J. S.,Jr., Cadena F. 1995. Respirometric methods for rapid toxicity/inhibition assessment of industrial wastewater. 50th Purdue Industrial Waste Conference Proceedings: 234 str. Blok J. 1976. Measurements of the viable biomass concentration in activated sludge by respirometic techniques. Wat.Res. 10: 919-925.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

118

Bock E., Koops H.P., Harms H. 1991. Biochemistry of nitrifying organisms. Cell biology of nitrifying bacteria. Academic Press Limited. 7: 171-200. Brouwer H., Klapwijk A., Keesman K.J. 1998. Identification of activated sludge and wastewater characteristics using respirometric batch-experiments. Wat.Res., 32,4: 12401254. Casey T.J. 1997. Unit Treatment Processes in Water and Wastewater Engineering. Wiley Series in Water Resources Engineering: 280 str. Casey T.J., Davitt M., Purcell P.J. 1997. Pilot plant study of enhanced biological removal of nitrogen and phosphorus from wastewater. 125 str. Chapman D. 1992. Water Quality Assessments: A Guide to the Use of Biota, Sediments and Water in Environmental Monitoring. Chapman and Hall, London. 261 str. Cloete T.E., Muyima N.Y.O. 1997. Microbial Community Analysis. analysis: The key to the design of biological wastewater treatment systems. IAWQ Scientific and technical report. 5: 98 str. Cotton F.A., Wilkinson. 1972. Advanced Inorganic Chemistry: A Comprehensive Text. Willey-Interscience, New York. Dochain, D., Vanrolleghem P. A., van Daele M. 1995. Structural identifiability of biokinetic models of activared sludge respiration, Wat. Res. 29, 11, 2571-2578. Draaijer H., Buunen A., Dijk J. 1997. Respirometry provides full-scale control. Control and Instrumentation. WQI. Drtil M., Nemeth P., Bodik I. 1993. Kinetic constants of nitrification. Wat.Res., 27,1:3539. Dular M., Roš M., Trontelj A., Kompare B., Tišler T. 1997. Izrazje s podro ja voda, Slovensko društvo za zaš ito voda, Ljubljana: 107 str. Durakovi S. 1995. Op a mikrobiologija. Znanstveno stru na biblioteka: 463 str. Durakovi S. 1995. Primijenjena mikrobiologija. Znanstveno stru na biblioteka: 327 str. Durakovi S., Durakovi L.1998. Priru nik za rad u mikrobiološkom laboratoriju. CIP Zagreb: 354 str. Eikelboom, D., H. 2000. Process control of activated sludge by microscopic investigation, IWA Publishing, England: 156 str.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

119

Ellis T. G., Barbeau D. S., Smets B. F., Grady C.P. L., Jr. 1996. Respirometric technique for determination of extant kinetic parameters describing biodegradation. Wat. Envir. Res., 68: 917-926. Garber W.F. 1986. Ocean disposal systems for sewage sludge and effluent. Water Sci. Technol., 18: 219-226. Gernaey A.Krist, Petersen Britta, Ottoy Jean-Pierre, Vanrolleghem. 2001. Activated sludge monitoring with combined respirometric-titrimetric measurements. Wat.Res.,35, 2:12801294. Giroux E. Y., Spajners H., Patry G., Takacs I. 1998. Dynamic modelling for operational design of a respirometer. Glancer, M., Ban, S., Pascik, I. 1993. Upgrading of Waste Water Treatment Plants for the Biological Nitrogen Removal by the Injection of On-Line Prepared Mixed Cultures. 2nd International Specialized Conference on Upgrading of Wastewater Treatment Plants. Berlin. 153-163. Grady C. P. L., Lim, H. C. 1980. Biological Wastewater Treatement-Theory and Applications. Marcel Dekker. New York 315 str. Grady Jr. C.P.L., Smets B.F., Barbeau D.S. 1996. Variability in kinetic parameter estimates:A review of possible causes and a proposed terminology. War.Res., 30,3: 742748. Grady, C. P. L., Lim, H. C.1980. Biological Wastewater Treatement - Theory and Applications, Marcel Dekker, New York. Grady, L., C., L., Daigger, G., T., Lim, H., C. 1999. Biological Wastewater Treatment, 2. izdaja, Marcel Dekker, USA: 1076. Grunditz C., Gumaelius L., Dalhammar G. 1998. Comparison of inhibition assays using pure cultures of nitrogen removing bacteria applied to industrial wastewater. Gujer, W., Henze, M., Mino, T., Van Loosdrecht, M. 2000. Activated sludge models ASM1, ASM2, ASM2D and ASM3. IWA Publishing, London, England. Gujer, W., Henze, M., Mino, T., Van Loosdrecht, M. 1999. Activated sludge model ASM2. Water Sci. Technol., 39 (1), 183-193. Gujer, W., Larsen, T. 1995. The implementation of biokinetics and conservation principles in ASIM. Water Sci. Technol., 31 (2), 257-266. Gutierrez M., Etxebarria L., Fuentes L. 2001. Evaluation of wastewater toxicity: Comparative study between Microtox and activated sludge oxygen uptake inhibition. Wat. Res., 36: 2002: 919-924.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

120

Guwy A.J., Buckland H., Hawkes F.R., Hawkes D.L. 1998. Active biomass in activated sludge: Comparison of respiromertry with catalase activity measured using an on-line monitor. Wat.Res., 32,12: 3705-3709. Harden D., Jones D.D., Gauthier J.J. 1983. Adaptation of an industrial activated sludge process to the removal of cyanide. Vir: Proceedings of the 38th Industrial Waste Conference. Purdue Univ., 289-298. Harremoes Poul, Bundgaard Erik, Henze Mogens. 1991. Developments in wastewater treatment for nutrient removal. Hawkins J.E. 1980. Application of the expanded bed technique for the denitrification of a sewage effluent. J. Inst. Water Eng. Sci., 34: 361. Heger W., Jung S., Horst P. 1995. Acute and prolonged toxicity to aqatic organisms of new and existing chemicals and pesticides, Chemosphere, 31, 2707-2726. Henze M., Harremoes P., Jansen la Cour J., Arvin E. 1995 a. Wastewater Treatment. Springer –Verlag. 373 str. Henze, M., Grady, C., P., L., Gujer, W., Marais, G. v. R., Matsuo, T. 1987. Activated sludge model No. 1, IAWPRC Scientific and Technical Report No. 1, IAWPRC Task Group on Mathematical Modelling for Design and Operation of Biological Wastewater Treatment, England. Henze, M., Gujer, W., Mino, T., Matsuo, T., Wentzel, M. C., Marais, G. v. R. 1995 b. Activated sludge model No. 2, IAWPRC Scientific and Technical Report No. 3, IAWPRC Task Group on Mathematical Modelling for Design and Operation of Biological Wastewater Treatment. England: 32 str. Henze, M., Harremoes, P., Jansen, J., Arvin, E.1995 c. Wastewater Treatement - Biological and Chemical Processes, Springer, Berlin. 383 str. Hiraishi A.1988. Respiratory quinone profiles as tools for identifying different bacterial populations in activated sludge.34, 39-56. Ho S.P., Wang Y.Y., Wan C.C. 1990. Electrolytic decomposition of cyanide effluent in an electrochemical reactor packed with stainless still fibre. Wat.Res., 24: 1317-1321. International standard ISO 15522. 1997. Water quality – Determination of the inhibitory effect of water constituents on growth of activated sludge microorganisms, International Organization for Standardization, Geneve. Johanides V., Kor ulanin A., Mari A., Divjak S. 1976. Industrijska Mikrobiologija I, Sveu ilišna naklada Liber, Zagreb, 104-110.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

121

Jones W.L., Mirpuri R.G., Villaverde S., Lewandowski Z., Cunningham A.B. 1997. The effect of bacterial injury on toulene degradation and respiration rates in vapor phase bioreactors. Wat.Sci.Tech., 36,1: 85-92. Kang S. M., Kim D. J. 1993. Degradation of cyanide by a bacterial mixture composed of new types of cyanide-degrading bacteria. Biotechnology Letters, 15, 2: 201-206. Karlson, P. 1980. Biokemija. 1. izdaja. Ljubljana, Državna založba Slovenije: 443 str. Keesman K.J., Spajners H. 1999. Endogenous model state and parameter estimation from an extensive batch experiment. Kilroy A.C., Gray N.F. 1992. The toxicity of four organic solvents commonly used in the pharmaceutical industry to activated sludge. Wat.Res., 26,7:887-892. Klapwijk A., Brouwer H., Vrolijk E., Kujawa K. 1998. Control of intermittently aerated nitrogen removal plants by detection endpoints of nitrification and denitrification using respirometry only. Wat.Res., 32,5: 1700-1703. Kong Z., Vanrolleghem P.,Willems P.,Verstraete W.1996.Simultaneous determination of inhibition kinetics of carbon oxidation and nitrification with a respirometer. Wat. Res., 30, 4: 825-836. Kristensen G.H., Jorgensen P.E., Henze M. 1992. Characterization of functional microorganism groups and substrate in activated sludge and wastewater by AUR, NUR and OUR. Wat.Sci.Tech., 25,6: 43-57. Kroiss H., Fenz R., Prendl L. 1997. Verbesserung der Absetz – und Eindickeigenschaften von Belebtschlammen. Wiener Mitteilungen Band, 141, 187-217. Kroiss H., Schweighofer P., Frey W., Matsche N. 1992. Nitrification inhibition – a source identification method for combined municipal and/or industrial wastewater treatment plants. Wat.Sci.Tech., 26,5-6: 1135-1146. Kujawa-Grzelak K., Rensink J.H. 1994. High biological nutrient removal from domestic wastewater and bulking sludge control. European Water Pollution Control., 4, 4: 22-32. Landeka, T.1995. Odabir mikroorganizama za uklanjanje dušika iz otpadne vode grada Zagreba simultanim procesom nitrifikacije i denitrifikacije, Doktorska disertacija, Zagreb. Lawrence D. 1999. Handbook of genetic algotithms, Van Nostrand Reinhold, New York, 1991.Optimisation Toolbox User' s Guide. The Math Works, Inc. Lazarova V., Nogueira R., Manem J., Melo L. 1997. Control of nitrification efficiency in a new biofilm reactor. War.Sci.Tech., 36,1: 31-41. Lehninger A.L. 1971. Bioenergetics, 2. Izdaja. New York, W.A.Benjamin inc.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

122

Lehninger A.L.1972. Bichemistry. 6. izdaja. New York, Worth Publishers, Inc. 833 str. Levstek, M. 2002. Modeliranje dinami nega delovanja pilotne biološke istilne naprave za odstranjevanje ogljikovih in dušikovih spojin. Magistrsko delo, FKKT, Ljubljana: 157 str. Lewandowski Z. 1982. Temperature dependency of biological denitrification with organic materials addention. Wat.Res., 16, 19-22. Lewandowski Z. 1984. Biological denitrification in the presence of cyanide. Water Res., 18: 289-297. Lewandowski Z., Beyenal H. 2002. Biofilm monitoring: a perfect solution in search for a problem. International Specialised Conference on Biofilm Monitoring. Portugal. 34-37. Lo C.K., Yu C.W., Tam N.F.Y., Traynor S.1994. Enhaced nutrient removal by oxidationreduction potential (ORP) controlled aeration in a laboratory scale extended aeration treatment system. Wat.Res., 28,10: 2087-2094. Lordi D.T., Lue-Hing C., Whitebloom S.W., Kelada N., Dennison S. 1980. Cyanide problems in municipal wastewater treatment plants. J. Wat.Pollut. Cont. Fed. 52: 597-609. Low E.W., Chase H.A., Milner M.G., Curtis T.P. 2000. Uncoupling of metabolism to reduce biomass production in the activated sludge proccess. Wat.Res., 34,12: 3204-3212. Madoni P., Davoli D., Guglielmi L. 1999. Response of sour and aur to havy metal contamination in activated sludge. Wat.Res., 33,10: 2459-2464. Melcer H., Bell J., Thompson D. 1992. Predicting the fate of volatile organic compounds in municipal wastewater treatment plants. Wat.Sci.Tech., 25,4-5: 383-389. Metcaf and Eddy Inc. 1991. Wastewater Engineering. Treatment, Disposal and Reuse. McGraw-Hill, New York, 3. Izdaja: 920 str. Muller E.B., Stuuthamer A.H., Verseveld H.W. 1995. A novel method to determine maximal nitrification rates by sewage aludge at a non-inhibitory nitrite concentration applied to determine maximal rates as a function of the nitrogen load. Wat.Res., 29,4: 1191-1197. Neufeld R., Greenfeld J., Rieder B. 1986. Temperature, Cyanide and Phenolic Nitrification Inhibition. Water Res. 20, 5: 633-642. Nowak N., Larrea L., Wanner J. 1994. Estimation of maximum specific growth rate of heterotrophic and autotrophic biomass: a combined technique of mathematical modelling and batch cultivations. Wat.Sci.Tech. 30: 171-180.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

123

Nowak O., Schweighofer P., Svardal K. 1994. Nitrification inhibition-A method for the estimation of actual maximum autotrophic growth rates in activated sludge systems. Wat.Sci.Tech., 30,6: 9-19. Nowak O., Svardal K. 1993. Observations on kinetics of nitrification under inhibiting conditions caused by industrial wastewater compounds. Wat.Sci.Tech., 28,2: 115-123. Nowak O., Svardal K., Schweighofer P. 1995. The dynamic behaviour of nitrifying activated sludge systems influenced by inhibiting wastewater compounds. Wat.Sci.Tech., 31,2: 115-124. Ögütveren Ü.B., Törü E., Koparal S. 1999. Removal of cyanide by anodic oxidation for wastewater treatment. Wat.Res., 33,8: 1851-1856. Orhon D., Artan N. 1994. Modelling of Activated Sludge Systems. A Technomic Publishing Company Book. 587 str. Palm J. C., Jenkins D., Parker D. S. 1980. Relationship between organic loading, dissolved oxygen concentration and sludge settleability in the completely-mixed activated sludge process. Journal WPCF, 52, 10: 2484-2506. Pandey R.A., Kumaran P., Shivaraman R., Parahad N.M., Kaul S.N. 1987. Cyanide and thiocyanate removal from LTC Watewater. Asian Environ., 9: 10-15. Pantea – Kiser L., Wukasch R. F., Alleman J. E. 1990. The effect of inhibitory compounds on biological nitrification. 44th Purdue Industrial waste Conference Proceedings. Lewis Publishers, Inc. Chelsea, Michingan 48118. Pedersen F., Petersen G.I. 1996. Variability of species sensitivity to complex mixtures. Wat.Sci.Techn., 33,6: 109-119. Pohlandt C., Jones E.A., lee A.F. 1983. A chritical evaluation og methods applicable to the determination og cyanides. J.S.Afr. Inst. Min.Metall., 83: 11-19. Raef S.F., Characklis W.G., Kessick .A., Ward C.H. 1977. Fate of cyanide and related compounds in aerobic microbial systems I . in II. Wat. Res., 11: 477-483 in 485-492. Rand, G. M. 1995. Fundamentals of Aquatic Toxicology, Effects, Enviromental Fate, and Risk Assessment, Second Edition, Taylor & Francis, North Palm Beach. Richardson M. 1985. Nitrification, Inhibition in the Treatment of Sewage, The Thames Water Authority, Nugent House, Reading UK. Roš M. 2001. Biološko iš enje odpadne vode. Založba GV: 243 str. Roš, M.: Respirometry of Activated Sludge, Tehnomic, Lancaster, USA. 1993: 151 str.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

124

Rozich A.F., Castens D. 1986. Inhibition kinetics of nitrification in continuous flow reactors. J.Wat.Pollut.Control Fed. 58: 220-226. Rozich, A., F., Gaudy, A., F.1992. Design and Operation of Activated Sludge Processes Using Respirometry, Lewis Publishers, USA: 189 str. San H.A. 1992. Mechanism of biological treatment in plug flow or batch systems. J.Env.Eng., Proc. ASCE. 118,4: 614. Sekoulov I., Wilderer P., Gulyas H. 1991. Verfahrenstechnische Konzepte fur den Einsatz spezieller Mikroorganismen im Rahmen der Abwasserreinigung. Wasser-Abwasser, 132, 3. Sözen S., Orhon D., San H.A. 1996. A new approach for the evaluation of the maximum specific growth rate in nitrification. Wat.Res., 30,7: 1661-1669. Spajners H., Takacs I., Brouwer H. 1999. Direct parameter extraction from respirograms for wastewater and biomass characterization. Wat.Sci.Tech., 39,4: 137-145. Spajners H., Vanrolleghem P. 1995. Respirometry as a tool for rapid characterization of wastewater and activated sludge. Wat.Sci.Tech., 31,2: 105-114. Spajners H., Vanrolleghem P., Nguyen K., Vanhooren H., Patry G.G. 1998. Towards simulation–benchmark for evaluating respirometry-based control strategies. Wat.Sci.Tech., 37,12: 219-226. Spanjers H. 1998. Respirometry in Control of Activated Sludge Processes. IAWQ. British Library Catalouguing in Publication data. 48 str. Spanjers H. 2000. Respirometrija aktivne biomase, 2. strokovna delavnica C N DomžaleKamnik. Spanjers H. Vanrolleghem P. 1995. Respirometry as a tool for rapid characterisation of wastewater and activated sludge. Wat.Sci.Tech. 31, 2: 105-114. Spanjers H., Vanrolleghem P., Olsson G., Dold P. 1996. Respirometry in Control of Activated Sludge Processes. Water Quality International ’96, 18 th Biennal International Conference & Exibition. Singapore: 185-194. Spanjers, H. 1993. Respirometry in Activated Sludge, doktorska disertacija. Wageningen Agricultural University, Nizozemska. Spanjers, H., Vanrolleghem, P. A., Olsson, G., Dold, P. L. 1998. IAWQ task group on respirometry): Respirometry in control of the activated sludge process: principles, IAWQ.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

125

Spanjers, H., Vanrolleghem, P., A., Olsson, G., Dold, P., L. 1998. Respirometry in control of the activated sludge process: principles, IAWQ task group on respirometry, England, 1998. Strotman, U.J 1994. Development and evaluation of a growth inhibition test with sewage bacteria for assessing bacterial toxicity of cemical coumpounds, Chemosphere, 28, 755773. Stryer L. 1988. Biochemistry, 3 izdaja. W.H. Freeman in co., New York. Tišler T. 1987. Prispevek k metodologiji ocenjevanj strupenosti odpadnih vod s testnimi organizmi, magistirsko delo, Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, Oddelek za biologijo, Ljubljana. Tišler T., Zagorc-Koncan J. 1994. The toxicity evaluation of wastewater from the chemical industry. Wat.Sci.Tech., 30,10: 107-111. Tišler T., Zagorc-Kon an J. 1995. Comparative assessment of toxicity of phenol, formaldehyde, and industrial wastewater to aquatic organisms. Toman, M. 1987. Vpliv raztopljenega kisika na biocinozo v biološki istilni napravi Doktorska disertacija, Biotehniška fakulteta, Ljubljana: 170 str. Trevizo C., Nirmalakhandan N. 1999. Prediction of microbial toxcity of industrial organic chemicals. Wat.Sci.Techn., 39,10-11: 63-69. U.S. Environmental Protection Agency. 1977. Federal Gudelines – State and Local Pretreatment Programs, Št. 1,2 in 3. EPA 730/9- 76-017. U.S. Environmental Protection Agency. 1975. Process design manual for nitrogen control. Office of technology transfer. U.S. Environmental Protection agency. Washington, DC. Vanrolleghem P. A., Kong Z., Rombouts G., Verstraete W. 1994. An On –Line Respirographic Biosensor for the Characterization of Load and Toxicity of Wastewaters. J.Chem.Tech.Biotechnol., 59, 321-333. Vanrolleghem P. A., Marc van Daele and Dochain, D. 1995. Practical identifiability of a biokinetic model of activared sludge respiration, Wat. Res. 29, 11, 2561-2570. Vanrolleghem P., Spajners H., Petersen B., Ginestet P., Takacs I. 1999. Estimating (combinations of) activated sludge model No.1 parameters and components by respirometry. Wat.Sci.Tech., 39,1: 195-214. Volskay V.T.,Jr., Grady C.P.,Jr. 1988. Toxicity of selected RCRA compounds to activated sludge microorganisms. Jounal WPCF. 60, 10: 1850-1856.

Stražar M. Vrednotenje zaviranja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2003

126

Vre ko D., Hvala N., Stražar M., Levstek M., Burica O. 2002. Nastavljanje parametrov bioloških procesov z uporabo respirometra. Delovno poro ilo IJS DP-8652. 12 str. Watanabe Y., Bang D.Y., Itoh K., Matsui K. 1994. Nitrogen removal from wastewaters by a bio-reactor with partially and fully submerged rotating biofilms. Wat.Sci.tech., 29,10-11: 431-438. Watts J., Cavenor-Shaw A.R. 1998. Introduction to Respirometry for Optimisation and Control. Respirometry Paper. Minworth Systems Limited. 24 str. Wild S.R., Rudd T., Neller A.1994. Fate and effects of cyanide during wastewater treatment processes. The Science of the Total Environment, 156, 93-107. Wilderer P.A., Rubio M.A., Davids L. 1991. Impact of the addition of pure cultures on the performance of mixed culture reactors. Wat.Res., 25,11: 1307-1313. Wood H.G., Ljungdahl G. 1991. Variations in Autotrophic Life. Academic press Limited. 234 str. World Health Organisation. 1988. Guidelines for Drinking-Water Quality: Health Criteria and Other Supporting Information. Geneva. 2. Zagorc-Kon an J., A. Žgajnar Gotvajn, M Roš, A. Drolc. 1999. Vaje iz ekološke tehnologije,6. izpopolnjena izdaja, Univerza v Ljubljani, Fakulteta za kemijo in kemijsko tehnologijo, Katedra za ekološko tehnologijo, Ljubljana. Zec M. 2000. Vrednotenje in uporaba matemati nih modelov biološkega iš enja odpadnih voda. Doktorska disertacija, Univerza v Ljubljani, Fakulteta za elektrotehniko, Ljubljana. Zhang Boran, Yamamoto Kazuo. 1998. Seasonal change of microbial population and activities in a building wastewater reuse system using membrane separation acivated sludge process. 234 str. Zrimec A. 2001. Uporaba modela elektrokonformacijske sklopitve pri študiju vpliva spremenljivega elektri nega polja na delovanje membranskih proteinov. Doktorska disertacija. Ljubljana. Biotehniška fakulteta. Oddelek za biologijo. S: 152.

Stražar M. Vrednotenje zaviraja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2002

ZAHVALA

Iskreno se zahvaljujem moralni mentorici in zvesti delovni sopotnici mag. Olgi Burici, ker mi je omogo ila izvajanje dela in me nesebi no podpirala pri delu. Posebno velika zahvala velja mojima dobrima prijateljema mag. Marjetki Levsek in Sebastjanu Podbevšku, ki sta mi velikodušno pomagala pri izvedbi dela in interpretaciji rezultatov. Marsikdaj sta mi z dobro voljo poklonila no ali as dopusta. Zahvaljujem se tudi dobremu strokovnemu sogovorniku Petru Cerarju in celotni ekipi C N, ki mi je na razne na ine pomagala in me vzpodbujala pri delu. Zahvaljujem se prof. Dr. Mihaelu J. Tomanu za visoko strokovno mentorsko vzpodbudo in pomo ter vsem lanom komisije, ki so mi strokovno pomagali z nasveti. Za pomembno pomo se zahvaljujem gospodu Darku Vre ku za pomo pri ra unalniških simulacijah in ekipi Oddelka za zootehniko za pomo pri analizi ATP. Velika hvala tudi prof. dr. Petru Ma ku, Oddelek za biokemijo Biotehniške fakultete v Ljubljani, za strokovne nasvete. Iskrena hvala mojim trem zlatim fantom, mami, pokojnemu o etu in dragim prijateljem, ki so me vedno vzpodbujali pri delu. Vzpodbuda in pomo vseh vas mi je omogo ila po 10 letih ponovno odstrniti zaveso sveta znanosti in morda bo tudi ta naloga majhen prispevek k velikim korakom loveštva.

Stražar M. Vrednotenje zaviraja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2002

PRILOGE Priloga A. Izra un OUR iz vhodnih podatkov respirometra za krivuljo 400 mg/l KPK in 5 mg/l cianida (1). as

poraba O2 poraba O2 poraba O2 OUR OUR skup. poraba O2 ln v plinasti fazi v plinasti fazi v teko i fazi v teko i fazi v teko i fazi v teko i fazi (OURt/OURo) OUR* mg/l h % mg/l mg/l mg/l.h mgO2/gMLSS.h 1 2 3 4 5 6 7 8 1,0 0,1330 1,7423 0,5111 1,0221 20,4430 0,5111 0,0000 1,5 0,0900 1,1790 0,3458 0,6917 13,8336 0,8569 -0,3905 2,0 0,0680 0,8908 0,2613 0,5226 10,4521 1,1182 -0,6708 2,5 0,0710 0,9301 0,2728 0,5457 10,9132 1,3910 -0,6277 3,0 0,0690 0,9039 0,2651 0,5303 10,6058 1,6562 -0,6562 3,5 0,0610 0,7991 0,2344 0,4688 9,3761 1,8906 -0,7795 4,0 0,0610 0,7991 0,2344 0,4688 9,3761 2,1250 -0,7795 4,5 0,0560 0,7336 0,2152 0,4304 8,6076 2,3402 -0,8650 5,0 0,0550 0,7205 0,2113 0,4227 8,4539 2,5515 -0,8830 5,5 0,0590 0,7729 0,2267 0,4534 9,0687 2,7782 -0,8128 6,0 0,0570 0,7467 0,2190 0,4381 8,7613 2,9973 -0,8473 6,5 0,0720 0,9432 0,2767 0,5533 11,0669 3,2740 -0,6137 7,0 0,0660 0,8646 0,2536 0,5072 10,1446 3,5276 -0,7007 7,5 0,0660 0,8646 0,2536 0,5072 10,1446 3,7812 -0,7007 8,0 0,0630 0,8253 0,2421 0,4842 9,6835 4,0233 -0,7472 8,5 0,0600 0,7860 0,2306 0,4611 9,2224 4,2538 -0,7960 9,0 0,0600 0,7860 0,2306 0,4611 9,2224 4,4844 -0,7960 9,5 0,0640 0,8384 0,2459 0,4919 9,8372 4,7303 -0,7315 10,0 0,0640 0,8384 0,2459 0,4919 9,8372 4,9763 -0,7315 10,5 0,0650 0,8515 0,2498 0,4995 9,9909 5,2260 -0,7160 11,0 0,0570 0,7467 0,2190 0,4381 8,7613 5,4451 -0,8473 11,5 0,0570 0,7467 0,2190 0,4381 8,7613 5,6641 -0,8473 12,0 0,0590 0,7729 0,2267 0,4534 9,0687 5,8908 -0,8128 12,5 0,0530 0,6943 0,2037 0,4073 8,1465 6,0945 -0,9201 13,0 0,0590 0,7729 0,2267 0,4534 9,0687 6,3212 -0,8128 13,5 0,0550 0,7205 0,2113 0,4227 8,4539 6,5325 -0,8830 14,0 0,0630 0,8253 0,2421 0,4842 9,6835 6,7746 -0,7472 14,5 0,0600 0,7860 0,2306 0,4611 9,2224 7,0052 -0,7960 15,0 0,0620 0,8122 0,2382 0,4765 9,5298 7,2434 -0,7632 15,5 0,0610 0,7991 0,2344 0,4688 9,3761 7,4778 -0,7795 16,0 0,0610 0,7991 0,2344 0,4688 9,3761 7,7122 -0,7795 16,5 0,0590 0,7729 0,2267 0,4534 9,0687 7,9389 -0,8128 17,0 0,0630 0,8253 0,2421 0,4842 9,6835 8,1810 -0,7472 17,5 0,0630 0,8253 0,2421 0,4842 9,6835 8,4231 -0,7472 18,0 0,0610 0,7991 0,2344 0,4688 9,3761 8,6575 -0,7795 18,5 0,0650 0,8515 0,2498 0,4995 9,9909 8,9073 -0,7160 19,0 0,0700 0,9170 0,2690 0,5380 10,7595 9,1763 -0,6419 19,5 0,0740 0,9694 0,2844 0,5687 11,3743 9,4606 -0,5863

Stražar M. Vrednotenje zaviraja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2002

poraba O2 poraba O2 poraba O2 OUR OUR skup. poraba O2 ln v plinasti fazi v plinasti fazi v teko i fazi v teko i fazi v teko i fazi v teko i fazi (OURt/OURo) OUR* h % mg/l mg/l mg/l.h mgO2/gMLSS.h mg/l 1 2 3 4 5 6 7 8 20,0 0,0700 0,9170 0,2690 0,5380 10,7595 9,7296 -0,6419 20,5 0,0750 0,9825 0,2882 0,5764 11,5280 10,0178 -0,5729 21,0 0,0770 1,0087 0,2959 0,5918 11,8354 10,3137 -0,5465 21,5 0,0790 1,0349 0,3036 0,6071 12,1428 10,6173 -0,5209 22,0 0,0850 1,1135 0,3266 0,6533 13,0651 10,9439 -0,4477 22,5 0,0800 1,0480 0,3074 0,6148 12,2965 11,2513 -0,5083 23,0 0,0760 0,9956 0,2920 0,5841 11,6817 11,5434 -0,5596 23,5 0,0880 1,1528 0,3382 0,6763 13,5262 11,8815 -0,4130 24,0 0,0960 1,2576 0,3689 0,7378 14,7558 12,2504 -0,3260 24,5 0,1100 1,4410 0,4227 0,8454 16,9077 12,6731 -0,1899 25,0 0,1250 1,6375 0,4803 0,9607 19,2133 13,1534 -0,0620 25,5 0,1450 1,8995 0,5572 1,1144 22,2875 13,7106 0,0864 26,0 0,1570 2,0567 0,6033 1,2066 24,1319 14,3139 0,1659 26,5 0,1710 2,2401 0,6571 1,3142 26,2838 14,9710 0,2513 27,0 0,2010 2,6331 0,7724 1,5448 30,8950 15,7434 0,4130 27,5 0,2510 3,2881 0,9645 1,9290 38,5804 16,7079 0,6351 28,0 0,2920 3,8252 1,1221 2,2441 44,8823 17,8300 0,7864 28,5 0,3290 4,3099 1,2642 2,5285 50,5695 19,0942 0,9057 29,0 0,4060 5,3186 1,5601 3,1202 62,4049 20,6543 1,1160 29,5 0,5010 6,5631 1,9252 3,8504 77,0070 22,5795 1,3263 30,0 0,5860 7,6766 2,2518 4,5036 90,0721 24,8313 1,4830 30,5 0,7130 9,3403 2,7398 5,4796 109,5929 27,5711 1,6791 31,0 0,8520 11,1612 3,2740 6,5479 130,9581 30,8451 1,8572 31,5 1,0150 13,2965 3,9003 7,8006 156,0123 34,7454 2,0323 32,0 1,1730 15,3663 4,5074 9,0149 180,2979 39,2528 2,1770 32,5 1,4480 18,9688 5,5642 11,1284 222,5673 44,8170 2,3876 33,0 1,6970 22,2307 6,5210 13,0420 260,8402 51,3380 2,5463 33,5 1,9770 25,8987 7,5970 15,1939 303,8781 58,9350 2,6990 34,0 2,2490 29,4619 8,6422 17,2843 345,6863 67,5771 2,8279 34,5 2,4250 31,7675 9,3185 18,6369 372,7387 76,8956 2,9032 35,0 2,4720 32,3832 9,4991 18,9981 379,9629 86,3947 2,9224 35,5 1,2320 16,1392 4,7342 9,4683 189,3666 91,1288 2,2260 36,0 0,4940 6,4714 1,8983 3,7966 75,9311 93,0271 1,3122 36,5 0,3160 4,1396 1,2143 2,4286 48,5713 94,2414 0,8654 37,0 0,3200 4,1920 1,2297 2,4593 49,1861 95,4711 0,8780 37,5 0,2620 3,4322 1,0068 2,0136 40,2711 96,4778 0,6780 38,0 0,2730 3,5763 1,0490 2,0981 41,9619 97,5269 0,7191 38,5 0,2640 3,4584 1,0145 2,0289 40,5786 98,5413 0,6856 39,0 0,2650 3,4715 1,0183 2,0366 40,7323 99,5597 0,6894 39,5 0,2670 3,4977 1,0260 2,0520 41,0397 100,5856 0,6969 40,0 0,2670 3,4977 1,0260 2,0520 41,0397 101,6116 0,6969 40,5 0,2660 3,4846 1,0221 2,0443 40,8860 102,6338 0,6931 41,0 0,2690 3,5239 1,0337 2,0674 41,3471 103,6675 0,7044

Stražar M. Vrednotenje zaviraja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2002

poraba O2 poraba O2 poraba O2 OUR OUR skup. poraba O2 ln v plinasti fazi v plinasti fazi v teko i fazi v teko i fazi v teko i fazi v teko i fazi (OURt/OURo) OUR* h % mg/l mg/l mg/l.h mgO2/gMLSS.h mg/l 1 2 3 4 5 6 7 8 41,5 0,2680 3,5108 1,0298 2,0597 41,1934 104,6973 0,7006 42,0 0,2740 3,5894 1,0529 2,1058 42,1156 105,7502 0,7228 42,5 0,2930 3,8383 1,1259 2,2518 45,0361 106,8761 0,7898 43,0 0,2580 3,3798 0,9914 1,9828 39,6563 107,8675 0,6626 43,5 0,3100 4,0610 1,1912 2,3825 47,6491 109,0587 0,8462 44,0 0,3240 4,2444 1,2450 2,4900 49,8010 110,3037 0,8904 44,5 0,2850 3,7335 1,0952 2,1903 43,8064 111,3989 0,7621 45,0 0,3110 4,0741 1,1951 2,3901 47,8028 112,5940 0,8494 45,5 0,3070 4,0217 1,1797 2,3594 47,1879 113,7737 0,8365 46,0 0,2840 3,7204 1,0913 2,1826 43,6527 114,8650 0,7586 46,5 0,2520 3,3012 0,9684 1,9367 38,7341 115,8333 0,6391 47,0 0,2080 2,7248 0,7993 1,5985 31,9710 116,6326 0,4472 47,5 0,2090 2,7379 0,8031 1,6062 32,1247 117,4357 0,4520 48,0 0,2110 2,7641 0,8108 1,6216 32,4321 118,2465 0,4615 48,5 0,1890 2,4759 0,7263 1,4525 29,0506 118,9728 0,3514 49,0 0,1760 2,3056 0,6763 1,3526 27,0524 119,6491 0,2801 49,5 0,1610 2,1091 0,6187 1,2373 24,7468 120,2678 0,1911 50,0 0,1130 1,4803 0,4342 0,8684 17,3689 120,7020 -0,1630 50,5 0,1650 2,1615 0,6340 1,2681 25,3616 121,3360 0,2156 51,0 0,1460 1,9126 0,5610 1,1221 22,4412 121,8971 0,0933 51,5 0,1560 2,0436 0,5995 1,1989 23,9782 122,4965 0,1595 52,0 0,1410 1,8471 0,5418 1,0836 21,6726 123,0383 0,0584 52,5 0,1410 1,8471 0,5418 1,0836 21,6726 123,5802 0,0584 53,0 0,1380 1,8078 0,5303 1,0606 21,2115 124,1104 0,0369 53,5 0,1300 1,7030 0,4995 0,9991 19,9819 124,6100 -0,0228 54,0 0,1300 1,7030 0,4995 0,9991 19,9819 125,1095 -0,0228 54,5 0,1310 1,7161 0,5034 1,0068 20,1356 125,6129 -0,0152 55,0 0,1220 1,5982 0,4688 0,9376 18,7522 126,0817 -0,0863 55,5 0,1180 1,5458 0,4534 0,9069 18,1374 126,5352 -0,1197 56,0 0,1510 1,9781 0,5802 1,1605 23,2097 127,1154 0,1269 56,5 0,1180 1,5458 0,4534 0,9069 18,1374 127,5688 -0,1197 57,0 0,1270 1,6637 0,4880 0,9760 19,5207 128,0569 -0,0462 57,5 0,1140 1,4934 0,4381 0,8761 17,5226 128,4949 -0,1542 58,0 0,0770 1,0087 0,2959 0,5918 11,8354 128,7908 -0,5465 58,5 0,1250 1,6375 0,4803 0,9607 19,2133 129,2711 -0,0620 59,0 0,1170 1,5327 0,4496 0,8992 17,9837 129,7207 -0,1282 59,5 0,1040 1,3624 0,3996 0,7993 15,9855 130,1204 -0,2460 60,0 0,1060 1,3886 0,4073 0,8146 16,2929 130,5277 -0,2269 60,5 0,1040 1,3624 0,3996 0,7993 15,9855 130,9273 -0,2460 61,0 0,1260 1,6506 0,4842 0,9684 19,3670 131,4115 -0,0541 61,5 0,1030 1,3493 0,3958 0,7916 15,8318 131,8073 -0,2556 62,0 0,0980 1,2838 0,3766 0,7532 15,0633 132,1839 -0,3054 62,5 0,0990 1,2969 0,3804 0,7608 15,2170 132,5643 -0,2952

Stražar M. Vrednotenje zaviraja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2002

poraba O2 poraba O2 poraba O2 OUR OUR skup. poraba O2 ln v plinasti fazi v plinasti fazi v teko i fazi v teko i fazi v teko i fazi v teko i fazi (OURt/OURo) OUR* h % mg/l mg/l mg/l.h mgO2/gMLSS.h mg/l 1 2 3 4 5 6 7 8 63,0 0,0890 1,1659 0,3420 0,6840 13,6799 132,9063 -0,4017 63,5 0,0960 1,2576 0,3689 0,7378 14,7558 133,2752 -0,3260 64,0 0,0790 1,0349 0,3036 0,6071 12,1428 133,5788 -0,5209 64,5 0,0740 0,9694 0,2844 0,5687 11,3743 133,8631 -0,5863 65,0 0,0880 1,1528 0,3382 0,6763 13,5262 134,2013 -0,4130 65,5 0,0880 1,1528 0,3382 0,6763 13,5262 134,5394 -0,4130 66,0 0,0960 1,2576 0,3689 0,7378 14,7558 134,9083 -0,3260 66,5 0,0860 1,1266 0,3305 0,6609 13,2188 135,2388 -0,4360 67,0 0,0890 1,1659 0,3420 0,6840 13,6799 135,5808 -0,4017 67,5 0,0920 1,2052 0,3535 0,7071 14,1410 135,9343 -0,3686 68,0 0,0900 1,1790 0,3458 0,6917 13,8336 136,2802 -0,3905 68,5 0,0810 1,0611 0,3113 0,6225 12,4502 136,5914 -0,4959 69,0 0,0900 1,1790 0,3458 0,6917 13,8336 136,9373 -0,3905

Stražar M. Vrednotenje zaviraja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2002

Priloga B. Prikaz biokineti nih parametrov iz respirogramov ob dodatku razli nih koncentracij organske snovi, MLSS = 50 mg/l. datum

18.02. 13.07. 03.07. min max avg 22.05. 11.04. 10.04. 12.05. 16.05. 21.04. 01.02. 13.01. 19.04. 07.01. 04.01. 29.12. 22.12. 29.08. 18.02. 22.02. Min Max Avg 22.02. 18.02. 13.01. 07.01. 04.01. 29.12. 22.12. Min Max avg 06.03. 27.03. 01.03. 28.02. 25.02. 22.02. 18.02. 13.01. 07.01. 04.01. 29.12. 22.12. 15.12. min max

KPK

OURza

mg/l

mg/gMLSS. h 24,0 21,2 27,0 21,2 27,0 24,1 36,0 29,0 31,6 24,5 26,9 18,9 30,0 22,0 23,9 27,0 32,0 30,5 34,4 26,8 33,2 32,8 18,9 36,0 28,7 28,0 31,0 22,0 30,0 40,0 45,0 47,0 22,0 47,0 34,7 15,0 29,3 10,0 10,0 10,0 10,0 26,0 22,0 30,0 38,0 43,5 40,0 12,0 10,0 43,5

600

400

300

200

»lag faza« h 9,5

6,0 7,5 7,0 7,0 7,5 8,0 8,0 10,0 7,0 10,0 7,0 10,0 7,0 9,5 8,0 8,5 6,0 10,0 8,0 12,0 10,0 12,0 10,0 10,0 15,0 8,0 8,0 15,0 11,0 9,0 6,0 8,0 11,0 11,0 10,0 10,0 10,0 10,0 10,0 15,0 10,0 10,0 6,0 15,0

OURmax*

as do OURmax *

skupna poraba O2

1/dan

mg/gMLSS.h

mg/l

6,4 6,9 5,9 5,9 6,9 6,4 4,6 7,2 6,5 8,1 7,8 6,8 6,1 8,1 6,8 5,1 6,6 5,0 4,6 5,6 5,0 6,5 4,6 8,1 6,3 3,8 4,6 7,2 6,0 4,9 5,6 3,9 3,8 7,2 5,1 4,2 4,4 6,1 6,0 6,3 4,4 2,9 6,9 5,5 4,6 4,7 4,2 5,5 2,9 6,9

289,6

20,5

266 344 329 294 272 292 250 278 289 210 325 364 330 298 302 256 210 364 294 190 220 230 200 201 272 256 190 272 224 95 154 75 65 77 110 85 157 130 173 190 200 77 65 200

18,0 19,5 18,5 18,0 18,0 20,5 17,0 22,0 19,5 20,0 20,0 27,0 23,0 18,0 21,0 19,0 17,0 27,0 19,9 23,0 18,0 20,0 17,0 20,0 27,0 23,0 17,0 27,0 21,1 23,0 19,0 19,0 22,0 19,0 22,0 20,0 21,0 17,0 20,0 27,0 25,0 18,0 17,0 27,0

128,0 116,0 102,7 102,7 128,0 115,6 81,1 83,6 81,4 83,6 69,9 84,9 80,5 72,3 79,5 79,2 83,0 80,0 81,0 77,6 84,0 89,0 69,9 89,0 80,7 72,1 69,3 60,6 62,9 82,6 70,0 68,0 60,6 82,6 69,4 38,3 48,2 36,4 36,9 38,0 43,7 43,8 42,5 41,8 53,7 40,0 38,0 39,0 36,4 53,7

Stražar M. Vrednotenje zaviraja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2002

datum

avg 27.03. 28.02. 25.02. min max avg 28.02. 22.02. 25.02. 07.01. 27.03. 18.02. 13.01. 04.01. 29.12. 22.12. min max avg 27.03. 28.02. min max avg 27.03. 13.01. 07.01. 28.02. 25.02. 04.01. 29.12. min max avg 25.02.

KPK

OURza

mg/l

mg/gMLSS. h 22,8 29,3 19,5 31,0 19,5 31,0 26,6 28,3 21,6 29,7 26,2 22,5 23,0 18,0 33,0 25,0 30,0 18,0 33,0 25,7 20,0 7,0 7,0 20,0 13,5 17,6 15,0 16,2 7,0 9,2 28,0 12,0 7,0 28,0 15,0 7,0

150

100

»lag faza« h 10,0 8,0 12,0 12,0 8,0 12,0 10,7 13,0 15,0 17,0 13,0 10,0 12,0 15,0 10,0 20,0 20,0 10,0 20,0 14,5 12,0 14,0 12,0 14,0 13,0 13,0 12,0 14,0 12,0 12,0 12,0 22,0 12,0 22,0 13,9

OURmax*

as do OURmax *

skupna poraba O2

1/dan

mg/gMLSS.h

mg/l

5,1 4,0 6,0 6,5 4,0 6,5 5,5 4,6 3,8 3,9 4,2 3,5 2,5 6,0 4,0 5,0 2,0 2,0 6,0 4,0 3,8 4,5 3,8 4,5 4,2 1,2 1,8 2,0 2,6 2,4 1,2 1,5 1,2 2,6 1,8 1,0

122 106 58 62 58 106 75 38 60 73 45 96 50 62 109 74 55 38 109 66 58 28 28 58 43 36 39 24 14 17 44 40 14 44 30

20,9 20,0 22,0 19,0 19,0 22,0 20,3 22,0 20,0 22,0 19,0 21,0 20,0 20,0 19,0 20,0 25,0 19,0 25,0 20,8 21,5 22,0 21,5 22,0 21,8 22,0 21,0 19,0 22,0 18,0 19,0 22,0 18,0 22,0 20,4

41,6 44,4 35,0 34,5 34,5 44,4 38,0 26,5 34,9 25,2 27,9 36,0 28,0 23,8 44,2 35,0 41,7 23,8 44,2 32,3 29,9 21,3 21,3 29,9 25,6 24,8 13,8 10,6 17,6 16,9 20,7 18,0 10,6 24,8 17,5 9,5

Stražar M. Vrednotenje zaviraja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2002

Priloga C. Prikaz biokineti nih parametrov iz respirogramov ob dodatku razli nih koncentracij cianida k 400 mg/l organske snovi; MLSS biomase = 50 mg/l. CN

OURza

mg/l mg/gMLSS.h 0,1 19,0 21,0 19,4 17,6 min 17,6 max 21,0 avg 19,3 std 1,4 0,2 17,2 16,0 16,5 min 16,0 max 17,2 avg 16,6 std 0,6 0,3 15,0 13,0 17,0 min 13,0 max 17,0 avg 15,0 std 2,0 0,4 14,0 10,0 15,0 min 10,0 max 15,0 avg 13,0 std 2,6 0,5 14,0 11,5 19,7 min 11,5 max 19,7 avg 15,1 std 4,2 1 14,6 12,3 min 12,3 max 14,6 avg 13,5 std 1,6 3 10,4 5 11,6 14,0 10,5 min 10,5 max 14,0 avg 12,0 std 1,8

»lag OURmax* as do µmax (KPK) faza« OURmax * h 1/h mg/gMLSS.h h 11,5 5,4 284 22,0 10,5 5,0 275 20,0 12,0 4,8 250 22,0 11,7 5,9 301 23,0 10,5 4,8 250 20,0 12,0 5,9 301 23,0 11,4 5,3 277 21,8 0,6 0,5 21 1,3 10,0 6,3 371 21,0 14,5 4,6 270 25,0 12 5,4 330 23,0 10,0 4,6 270 21,0 14,5 6,3 371 25,0 12,2 5,4 324 23,0 2,3 0,9 51 2,0 15,0 4,2 300 26,5 15,5 5,1 287 25,0 14,7 4,0 309 27,5 14,7 4,0 287 25,0 15,5 5,1 309 27,5 15,1 4,4 299 26,3 0,4 0,6 11 1,3 16,5 3,5 296 28,0 15,0 3,2 276 29,0 19,0 5,0 287 28,0 15,0 3,2 276 28,0 19,0 5,0 296 29,0 16,8 3,9 286 28,3 2,0 1,0 10 0,6 16,5 3,1 310 28,5 10,0 3,9 295 23,0 10,0 4,2 378 36,0 10,0 3,1 295 23,0 16,5 4,2 378 36,0 12,2 3,7 328 29,2 3,8 0,6 44 6,5 16,0 3,1 240 25,0 14,0 4,1 226 26,0 14,0 3,1 226 25,0 16,0 4,1 240 26,0 15,0 3,6 233 25,5 1,4 0,7 10 0,7 12,0 4,1 291 24,0 15,0 1,9 385 33,0 17,0 2,4 240 33,0 15,5 2,7 293 30,0 15,0 1,9 240 30,0 17,0 2,7 385 33,0 15,8 2,3 306 32,0 1,7 1,0 0,4 73

µmax 1/h 5,4 5,1 4,9 5,9 4,9 5,9 5,3 0,4 7,5 5,2 6,3 5,2 7,5 6,3 1,2 5,7 4,9 5,9 4,9 5,9 5,5 0,5 5,6 5,9 5,1 5,1 5,9 5,5 0,4 6,1 8,8 5,5 5,5 8,8 6,8 1,8 8,0 9,2 8,0 9,2 8,6 0,8 8,4 4,3 4,1 5,4 4,1 5,4 4,6 0,7

skupna poraba O2 mg/l 80,0 79,0 81,0 81,0 79,0 81,0 80,3 1,0 84,3 81,0 83,0 81,0 84,3 82,8 1,7 81,5 88,0 85,5 81,5 88,0 85,0 3,3 90,0 82,0 89,0 82,0 90,0 87,0 4,4 92,0 85,5 90,0 85,5 92,0 89,2 3,3 87,0 80,0 80,0 87,0 83,5 4,9 88,2 98,5 94,0 88,0 88,0 98,5 93,5 5,3

Stražar M. Vrednotenje zaviraja razgradnje odpadne vode z respirometrijo. Dokt. disertacija. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, odd. za biologijo, 2002

CN 10

mg/l

min max avg std

OURza mg/gMLSS.h 7,8 9,5 7,8 9,5 8,7 1,2

»lag OURmax* as do µmax (KPK) faza« OURmax * h 1/h mg/gMLSS.h h 20,0 1,5 249 45,5 18,0 1,3 299 47,0 18,0 1,3 249 45,5 20,0 1,5 299 47,0 19,0 1,4 274 46,3 1,4 0,1 35 1,1

µmax 1/h

4,8 5,4 4,8 5,4 5,1 0,4

skupna poraba O2 mg/l 77,8 112,7 77,8 112,7 95,3 24,7