Aruanne - Keskkonnainvesteeringute Keskus · FNA vaba lämmastikushape ( free nitrous acid ) HRT hüdrauliline viibeaeg ... Osad annuspuhastil baseeruvad Anammox tehnoloogiad on kaitstus

TARTU 2013

SA Keskkonnainvesteeringute Keskuse projekt 1187

(SLOKT11119)

EFEKTIIVSE AUTOTROOFSE LÄMMASTIKUÄRASTUSE

TEHNOLOOGIA RAKENDUSUURING

Aruanne

Projekti vastutav täitja:

Prof. Toomas Tenno

Lämmastikuärastustehnoloogia rakendusuuring Aruanne

2/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

1 SISUKORD

1 Sisukord .......................................................................................................................... 2

2 Kasutatud lühendid.......................................................................................................... 4

3 Sissejuhatus ..................................................................................................................... 5

4 Eesmärgid ........................................................................................................................ 7

5 Kirjanduse ülevaade ........................................................................................................ 8

5.1 Kõrge lämmastikusisaldusega reoveed .......................................................................... 8

5.2 Üheastmelised ja kaheastmelised Anammox-seadmed .................................................. 9

5.3 MBBR süsteem ja sobilikud biokilekandjad ................................................................ 10

5.4 Aktiivmudatehnoloogia deammonifikatsiooniks ......................................................... 11

5.5 Anammox protsessi tööstuslik kasutamine madala C/N suhtega reovee korral .......... 11

5.6 Anammox protsessi optimaalsed ja inhibeerivad tingimused ...................................... 12

5.7 Nitriti mõju Anammox protsessile ............................................................................... 13

5.8 Ülevaade deammonifikatsiooni tehnoloogiast ............................................................. 13

5.9 Deammonifitseerimise eeldused .................................................................................. 14

6 Metoodika ..................................................................................................................... 16

6.1 Laboratoorsed pilootseadmed ja analüüsimetoodikad ................................................. 16

6.2 Laboratoorsete reaktorite opereerimine ....................................................................... 16

6.3 Annuskatsed ................................................................................................................. 20

6.4 Pooltööstusliku pilootseadme tehniline kirjeldus......................................................... 21

6.4.1 Tehnilised andmed ....................................................................................................... 21 6.4.2 Opereerimisühik 1 ........................................................................................................ 25 6.4.3 Opereerimisühik 2 ........................................................................................................ 25 6.4.4 Opereerimisühik 3 ........................................................................................................ 26 6.5 Pilootsedme opereerimisühikute töötsüklite kirjeldused ............................................. 26

6.5.1 Opereerimisühik 1 ........................................................................................................ 26 6.5.2 Opereerimisühik 2 ........................................................................................................ 27 6.5.3 Opereerimisühik 3 ........................................................................................................ 27 6.6 Analüüsimeetodid ........................................................................................................ 28

6.6.1 Proovivõtt ..................................................................................................................... 28 6.6.2 Keemilised analüüsid ................................................................................................... 28 6.6.3 Mikrobioloogilised analüüsid ...................................................................................... 32

7 Tulemused ja arutelu ..................................................................................................... 34

7.1 Settevee omadused ....................................................................................................... 34


3/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

7.2 Uuringud pooltööstuslikul katseseadmel ..................................................................... 37

7.2.1 Opereerimisühik 1 ........................................................................................................ 37 7.2.2 Opereerimisühik 2 ........................................................................................................ 45 7.2.3 Opereerimisühik 3 ........................................................................................................ 48 7.3 Anammox bakterite populatsiooni arvukuse hindamine .............................................. 51

8 Laboratoorses mahus reaktorsüsteemid ........................................................................ 52

8.1 Üheastmelised nitritatsioon-Anammox tehnoloogiad .................................................. 52

8.1.1 Biokile (MBBR) reaktorsüsteemid .............................................................................. 52 8.1.2 Üheastmelised aktiivmudasüsteemid ........................................................................... 54 8.2 Kaheastmelised deammonifikatsioonitehnoloogiad .................................................... 56

8.2.1 Kaheastmelise MBBR tööefektiivsus ja nitriti inhibitsiooni testid .............................. 56

8.2.2 Kaheastmeline UASB süsteem .................................................................................... 57 8.2.3 Nitriti inhibitsioon nitritatsioon-Anammox süsteemides ............................................. 58

8.3 Mikrobioloogilised analüüsid ...................................................................................... 60

8.3.1 Bakterite kooslus biokilesüsteemides .......................................................................... 60 8.3.2 Mikroorganismide kooslus aktiivmudasüsteemides .................................................... 63

8.3.3 Pürosekveneerimise tulemused .................................................................................... 65 8.3.4 Bakterikultuuride iseloomustus Floresents in-situ Hübridisatsiooni tehnikaga ........... 66

8.4 Kokkuvõte .................................................................................................................... 70

9 Viited ............................................................................................................................. 72

10 Publikatsioonid .............................................................................................................. 74

10.1 Avaldatud artiklid......................................................................................................... 74

10.2 Ettekanded konverentsidel ........................................................................................... 76


4/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

2 KASUTATUD LÜHENDID

Anammox anaeroobne ammooniumi oksüdatsioon

AOB ammooniumit oksüdeerivad bakterid

FA vaba ammoniaak (free ammonia)

FNA vaba lämmastikushape (free nitrous acid)

HRT hüdrauliline viibeaeg (hydraulic retention time)

ISO Rahvusvaheline Standardiorganisatsioon (International Organization for

Standardization)

KHT keemiline hapnikutarve

MBBR liikuvate kandjatega biokilepuhasti (moving-bed biofilm reactor)

NOB nitritit oksüdeerivad bakterid

RBC biorootor (rotating biofilm contactor)

SBR annuspuhasti (sequencing batch reactor)

SFS Soome Standardiseerimisliit (Suomen Standardisoimisliitto)

TAN kogu ammooniumlämmastik (total ammonia nitrogen)

VSS põletuskadu (volatile suspended solids)


5/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

3 SISSEJUHATUS

Lämmastikuühendite jõudmine looduslikku vesikeskkonda põhjustab veekogude

eutrofeerumist (kinnikasvamist), hapniku puudujääki ning elukeskkonna mitmekesisuse

vähenemist (Van Hulle et al., 2010). Seega on oluline tagada reoveepuhastuses efektiivne

lämmastikuärastus. Keskkonnasaaste lämmastikuühenditega on valdavalt inimtekkeline.

Kõrgete üldlämmastiku kontsentratsioonidega reovett tekitavaid tööstusi (väetiste, värvainete,

ravimite tootmine) on palju ning antud kõrge N/C suhtega (lämmastiku/süsiniku suhe)

reovete käitlemine on energiamahukas. Tänapäeval rakendatakse üha rohkem reoveesette

anaeroobset kääritamist metaani tootmiseks. Protsessi käigus tekib aga lämmastikurikas

reovesi, mille puhastamine tavapärase nitrifikatsioon-denitrifikatsioon tehnoloogia abil on

majanduslikult ebaefektiivne suurema hapniku- ja süsinikuallika (heterotroofseks

lämmastikuärastuseks ebapiisaval hulgal orgaanilist süsiniku olemasolu settevees) kulu tõttu.

Reoveepuhastusjaamades kasutatakse valdavalt bioloogilisi puhastusmeetodeid. Enam

kasutatakse reoveepuhastites lämmastikuärastuse läbiviimiseks nitrifikatsioon-

denitrifikatsioon protsessidel põhinevaid tehnoloogiaid. Selleks, et suurendada

reoveepuhastite lämmastikuärastuse võimekust ning vähendada protsessi hinda on arendatud

anaeroobset ammooniumi oksüdatsiooni (edaspidi ka Anammox) tehnoloogiat. Käesolevaks

ajaks on Anammox protsessi uuritud juba üle kümne aasta ning on kindlaks tehtud, et

tegemist on oluliselt energiasäästlikuma lämmastikuärastuse protsessiga kui seni kasutatavad

nitrifikatsiooni-denitrifikatsiooni protsessid. Autotroofsed lämmastikuärastuse protsessid,

kaasa arvatud nitritatsioon-anammox protsessid, võimaldavad efektiivselt puhastada kõrge

lämmastikusisaldusega reovett, hoides ühtlasi kokku ka opereerimiskuludelt. Protsessi

koosneb kahest etapist, kus nitritatsiooni faasis oksüdeeritakse 55 – 60% ammooniumist

nitritiks ning Anammox faasis oksüdeeritakse ülejäänud ammoonium gaasiliseks

lämmastikuks, kasutades nitritit elektronaktseptorina. Efektiivse anammox-protsessi

kindlustamiseks on vajalik saavutada NO2-/NHx suhe 1,32 (Van de Graaf et al.1996). Sellist

nitriti ja ammooniumi suhet aga tavapäraselt reovees ei leidu. Seetõttu on oluline anammox

protsess kombineerida alati eelneva aeroobse osalise nitritatsiooniprotsessiga, mille käigus

tekib süsteemi vajalik kogus nitritit.

Laboratoorsetel seadmetel ning pilootseadmel uuriti, kuidas ammoniumlämmastiku (NHx-N)

nitritatsiooni ja anaeroobse ammooniumi oksüdatsiooni (Anammox) protsessi abil viiakse

molekulaarseks lämmastikuks. Piloot- ja laborikatsetes kasutatati substraadina Tallinna

Reoveepuhastis metaankääritamise läbinud lämmastikurikast settevett lahjendamata kujul

ning käivitatati protsess reaktoritesse siseneva vädu temperatuuril. Kuna pikemat aega on


6/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

teadlastele huvi pakkunud, millised on Anammox protsessi vaheühendid ning kuidas need

võiksid täismahulistes süsteemides protsessi efektiivsust mõjutada, uuriti täiendavalt protsessi

vaheühendite rolli ning nende kasutusvõimalusi protsessi juhtimiseks.

Eksperimentaalses osas laboratoorsete katsete teostamise järel analüüsiti saadud tehnoloogia

ülekandmise võimalusi pooltööstusliku mahuga reaktoritesse. Pooltööstuslikes seadmetes

uuriti protsessi kolme erineva tehnoloogilise lahendusega : kaheetapiline eraldatud faasidega

nitritatisoon-anammox reaktorsüsteem, aktiivmuda põhinev annuspuhasti (ingl. sequencing

batch reaktor - SBR) ja liikuvate kandjatega vahelduva aeratsiooniga biokilepuhasti (ingl.

moving bed bioreactor - MBBR). Kõik kolm opereerimisühikut asuvad Tallinna

Reoveepuhastusjaama territooriumil ning sissevooluna kasutavad metaantanki käärimisjäägi

separeerimise tulemusel tekkivat rejektvett.

Pilootseadmetes katsetati erinevaid koormusi ja hüdraulilist viibeaega ning neid opereeriti nii

mesofiilsetes kui ka reaalselt tehnoloogiliselt saavutatavates submesofiilsetes tingimustes.

Katsete käigus määrati pidevalt seadmete sisse- ja väljavoolu parameetrid ning mõõdeti

lämmastikuärastuse efektiivsus ja lämmastikuärastuse kiirused. Määrati ka orgaanilise ja

anorgaanilise süsiniku kontsentratsioon seadmete sisse- ja väljavoolus. Optimeeritud

parameetritel pilootseadme tööl viidi läbi ka detailsed laborikatsed, mille kaudu saab

kinnitada annammox protsessi toimumist. Saadud tulemusi saab kasutada täismahulise

tehnoloogilise lahenduse koostamiseks.


7/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

4 EESMÄRGID

Käesoleva töö eesmärk on anda ülevaade nitritatsioon-anammox tehnoloogiast kõrge

lämmastiku- ja madala süsinikusisaldusega reovee puhastamiseks kompaktsetes

pooltööstulikes (3000 L) ühemahutilises ja kahemahutilistes biokile ja aktiivmuda

süsteemides ning leida töötav tehnoloogiline lahendus. Seadme käivitamist reaalse reovee

puhastamisel ning läbi keemiliste parameetrite määramise optimeeriti seadme tööd.

Kuna varasemad tehnoloogiaarenduse projektid on näidanud, et laboratoorses mahus läbi

viidud katsete üleviimisel tööstuslikku mahtu tekib olulisel määral tehnoloogilisi

komplikatsioone, on käesoleva projekti peamiseks eesmärgiks viia läbi tehnoloogia tarnijatest

sõltumatu autotroofse lämmastikuärastuse protsessi käivitus pooltööstuslikus mahus.

Alljärgnevalt on esitatud projektil detailsemad eesmärgid:

- Nitritatsioon- Anammox protsessi käivitamine pooltööstuslikul pilootseadmel ning

autotroofse lämmastikuärastuse protsessi läbiviimine reoveepuhasti settevee

käitlemisel;

- Nitritlämmastiku produtseeriva bakterikoosluse kasvatamine nitritatsioonimahutis

ning nitrifikatsiooni inhibeerimine SHARON- põhises süsteemis;

- Annustestide abil määrata, millise lämmastikuärastuse efektiivsuse saavutavad biokile

kandjad optimaalsetes ja inhibeerivates opereerimise tingimustes;

- Uurida lahjendamata vädu käitlemisel lämmastikuärastust autotroofsete bakterite abil

erinevate reaktori konfiguratsioonide korral ja leida sobivamad lahendused.


8/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

5 KIRJANDUSE ÜLEVAADE

5.1 KÕRGE LÄMMASTIKUSISALDUSEGA REOVEED

Kõrge lämmastikusisaldusega reoveed tekivad reovee liigmuda, sõnniku, mustvee

(tualettruumist tulev reovesi) ja muude orgaaniliste jäätmete metaankääritamisel (Gut et al.,

2007). Samuti tekivad N-rikkad veed tapamajades, liha-, piima- ja pärmitööstustes,

lämmastikväetiste tootmisel, kukersiitpõlevkivi poolkoksistamisel, metallurgias ning

prügilates nõrgveena (Zekker et al., 2011; Vlaeminck et al., 2009; Zekker et al., 2012; Qiao et

al., 2010).

Uuringud on näidanud, et kõrgeid NHx-N kontsentratsioone (ja seega ühtlasi kõrgeid vaba

ammoniaagi (FA) kontsentratsioone) sisaldab lisaks tööstuslikele reovetele ka

prügilanõrgvesi (NHx-N> 2000 mg L-1). Viimane sisaldab lisaks veel erinevaid

keskkonnaohtlikke saasteaineid.

Anaeroobse metaankäärituse jäägi separeerimise tulemusel saadavat reovett nimetatakse

rejektveeks ehk väduks, kasutatakse ka terminit settevesi. Kui reoveepuhastites eraldatakse

jääkmuda vädu tsentrifuugimisel ja pressimisel reoveesettest ning suunatakse tagasi reovee

puhastamisele, annab see samuti suure NHx-N koormuse (ca 30%) reovee bioloogilisele

lämmastiku ärastuse protsessile. Selle ammooniumisisaldus võib varieeruda suurtes piirides

(400–1700 mg N/l) sõltuvalt separeerimise astmest (Gut, 2006). Süsinikusisaldus võib

varieeruda veelgi suuremates piirides, aga üldjuhul jääb süsiniku-lämmastiku suhe (C/N) alla

kolme (Vlaeminck et al., (2012).

Munitsipaalreoveepuhastites, kus puhastatakse põhiliselt olmereovett ning kuhu kavatsetakse

rajada metaantankid liigmuda stabiliseerimiseks, hügieniseerimiseks ja sette koguse

väendamiseks, on väga tähtis, et rejektvett saaks eraldi käidelda ning mitte suunata kohe

tagasi biopuhastusse (Zekker et al., 2012). Kui rejektvesi suunata otse tagasi biopuhastusse,

suureneb reoveepuhasti lämmastiku koormus 15–20% (Szatkowska et al., 2007). Madala

süsiniku- ja kõrge lämmastikusisalduse tõttu ei suuda traditsiooniline reoveepuhasti, mis

töötab nitrifikatsioon-denitrifikatsioon tehnoloogial, sellist reovett efektiivselt puhastada

Lisanduva lämmastikukoormuse korral nõuab protsess intensiivsemat aeratsiooni ja suuremat

süsinikuallika doseerimist, milleks on tavaliselt metanool. Samuti suureneb tekkiva ja käitlust

vajava liigmuda kogus. Kõik see suurendab tunduvalt reoveepuhastuse kulusid ning odavam

on rejektvett eraldi autotroofses puhastusetapis käidelda (Gut et al., 2007; Zekker et al.,

2011; Jeanningros et al., 2010).


9/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Anammox protsess sobib lämmastikurikaste reovete käitlemiseks. Anammox protsessil on

mitmeid eeliseid klassikalise nitrifikatsioon-dentrifikatsiooni protsessi ees:

- Puudub vajadus orgaanilise süsiniku järele;

- Väiksem liigmuda teke (90% vähem);

- Kõrge lämmastikuärastuse efektiivsus (teoreetiliselt kuni 88%);

- Väike reaktori maht (kuni 50% väiksem, võrreldes denitrifikatsiooniga);

- Kokkuhoid opereerimiskuludelt (aereerimiselt ja lisasüsinikuallikalt) on võrreldes

tavapärase nitrifikatsioon-denitrifikatsiooni protsessiga 60-90%;

- CO2 emisiooni vähenemine kuni 90%, kuna vesinikkarbonaati tarbitakse protsessi

käigus, ning CO2 emissiooni ei toimu;

- Ei eraldu N2O, mis on oluline kasvuhoonegaas.

5.2 ÜHEASTMELISED JA KAHEASTMELISED ANAMMOX-

SEADMED

Kaheastmelistes Anammox süsteemides toimub eraldi reaktorites ammooniumlämmastiku

oksüdeerimine nitritlämmastikuks ning teises reaktorsüsteemis nitriti ja ammonium

samaaegne ärastus. Pärast kaheetapilise (nitritatsioon ja Anammox protsessid eraldi

mahutites) Anammox protsessi liikuvate biokilekandjatega süsteemis käivitamist on võimalik

lihtsamate/vähemate kontrollifaktoritega saavutada üheetapilistes lämmastikuärastuse

süsteemides efektiivne nitritatsiooni ning Anammox protsess. Üheastmelistes süsteemides

saab kasutada biokile (MBBR) ja mudapõhiseid (SBR) süsteeme, kaheastmelistes MBBR

süsteeme. Ühe- ja kaheastmelised süsteemid on skemaatiliselt kujutatud Joonisel 1.


10/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 1. A kujutab lämmastikuärastust kaheetapiliselt läbiviivat reaktorsüsteemi, kus esimeses aereeritavas reaktoris toimub nitritatsioon ja teises reaktoris Anammox protsess. B kujutab üheetapilist reaktorsüsteemi, kus ühes reaktoris toimuvad mõlemad protsessid (Van der Star., 2008).

5.3 MBBR SÜSTEEM JA SOBILIKUD BIOKILEKANDJAD

Anammox baktereid on sobilik kasvatada MBBR ehk biokile kandjatel põhinevates

reaktorites, sest biokilekandjatega süsteem on vastupidavam inhibeerivatele faktoritele

rohkem kui aktiivmudapõhised süsteemid (Abma et al., 2006).

MBBR on sobilik üheetapilise ja kaheetapilise lämmastikuärastue süsteemi jaoks, kuna

biokile aeroobsel välimisel kihil kasvavad nitriteerijad (vähesel määral ka nitritit

oksüdeerivad bakterid) ning biokile sisemisest kihtides saavad kasvada Anammox bakterid

anoksilistes tingimustes. Selleks, et selline biokile välja kujuneks, peab reaktoris hoidma

protsessi käivitamisel madalat lahustunud hapniku kontsentratsiooni (Ekström., 2010).

MBBR süsteemis kasutatakse suure eripinnaga biokilekandjaid, et saavutada maksimaalne

kokkupuutepind biokilekandjate ning vädu vahel. Antud reaktorsüsteem on lihtsasti hallatav,

kuna ei ole vaja teha perioodilist puhastuspesu ning ummistuste teke on välditud (Rusten at

al., 2006; Ekström., 2010).

Selleks, et biokilekandjaid saaksid reaktoris vabalt liikuda, peab neid olema kogumahust kuni

70%. Valik erinevaid biokilekandjaid on välja töötatud firma AnoxKaldnes AB poolt.


11/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

5.4 AKTIIVMUDATEHNOLOOGIA DEAMMONIFIKATSIOONIKS

Annuspuhasti (ingl. sequence batch reactor – SBR) koosneb ühest aktiivmuda reaktorist,

milles viiakse tsükliliselt läbi nitritatsioon ja Anammox protsess, mida ühiselt nimetatakse

deammonifikatsiooniks. Annuspuhasti töörežiimi tsüklid on:

- reaktori täitmine;

- aeroobne tsükkel;

- anoksiline tsükkel;

- settimise faas;

- väljavool.

Süsteemi aereerimise faasis toimub nitritatsioon ning perioodil, kui ei aereerita, toimub

Anammox protsess (Strous et al. 1999). Annuspuhastitel on mitmed eelised teiste puhasti

tüüpide ees:

- täpne reovee viibeaja kontroll;

- substraadi ja biomassi ühtlane jaotumine üle kogu reaktori;

- protsessi stabiilsus ka substraadi vähesuse korral;

- protsessi käivitumine kuni kuu aja jooksul.

Puuduseks on reoveehulga suure kõikumise korral pidev seadme ümberprogrammeerimise

vajadus. Osad annuspuhastil baseeruvad Anammox tehnoloogiad on kaitstus ka patendiga.

Näitena võib tuua DEMON- protsessi, mille juhtumis- ja kontrollautomaatika baseerub pH

muutustepõhisel aeratsiooni reguleerimisel.

5.5 ANAMMOX PROTSESSI TÖÖSTUSLIK KASUTAMINE

MADALA C/N SUHTEGA REOVEE KORRAL

Nitritatsiooni läbiviimiseks on erinevaid tehnoloogilisi võimalusi, kuid praktikas on enim

kasutatud osaline nitriteerimine samas reaktoris, kus viiakse läbi ka Anammox protsess.

Selliseks tehnoloogiliseks lahenduseks on deammonifikatsioon (ammooniumi oksüdeerimine

nitritiks ja samaaegne denitriteerimine) (Bertino, 2010).

Deammonifikatsioon on autotroofne lämmastikuärastusmeetod, mis pakub alternatiivset

lahendust kõrge lämmastikusisaldusega reovete töötlemisel, mis sisaldavad tavapärase

nitrifikatsioon-dentrifikatsiooni jaoks ebapiisavas vahekorras süsinikku ja lämmastikku


12/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

(C/N<3/1). Deammonifikatsiooni protsess põhineb ammooniumit oksüdeerivate bakterite

(AOB) ja anaeroobsete ammooniumi oksüdeerivate (Anammox) bakterite koosluste vahelistel

protsessidel samas reaktoris. Seda on võimalik saavutada limiteeritud hapniku (madala

lahustunud O2 sisalduse, 0,3-0,4 mg L-1) tingimustel, mille käigus välditakse Anammox

bakterite inhibitsiooni hapniku poolt, samas tagatakse optimaalsed tingimused osaliseks

nitritatsiooniks (Wett et al., 2006). Praktikas on kõige efektiivsemaks süsteemiks, kus AOB-d

ja Anammox mikroorganismid saavad koos eksisteerida biokilekandjatel (MBBR- moving-

bed biofilm reactor) põhinev süsteem (Bertino, 2010; Zekker et al., 2011).

Anammox protsessis tekib vähesel määral NO3-, mis on Anammox protsessi üks

lõppsaadustest. Üks olulisemaid faktoreid kogu süsteemi juures on nitritit oksüdeerivate

bakterite (NOB) aktiivsuse minimeerimine, et takistada nitraadi teket, kuna Anammox

bakterid vajavad substraadina NO2- NO3

- asemel. NOB inhibeerimiseks on erinevaid

opereerimisvõtteid, mis põhinevad AOB ja nitritit oksüdeerivate bakterite (NOB) erinevatel

kasvutingimustel: lahustunud hapniku kontsentratsioon, temperatuur, pH, vaba ammoniaagi

kontsentratsioon, muda vanus (van Hulle et al., 2010).

5.6 ANAMMOX PROTSESSI OPTIMAALSED JA INHIBEERIVAD

TINGIMUSED

Anaeroobse ammooniumi oksüdatsiooni protsessi läbiviimiseks optimaalne pH vahemik on

6,7-8,3 ja temperatuur 20-43 oC (Strous et al. 1999). Samas on uuritud Anammox aktiivsust

pH vahemikus 6,5-9 ja saadud optimaalseks pH väärtuseks 8 ja temperatuuri optimumiks 37 oC. Temperatuuridel üle 45 oC toimub pöördumatu aktiivuse langus ensüümide

denatureerumise tõttu (Egli et al. 2001). Anammox protsessi on edukalt läbi viidud ka

pöörlevate ketastega süsteemis (RBC reaktori näitel), mida opereeriti temperatuuril 20 oC

(Cema et al. 2007). Kirjanduses on ka viiteid termofiilsetele ja krüofiilsetele Anammox

bakteritele, kes elavad vastavalt kuumaveeallikates ja meresetetes, kuid mainitud bakterite

liigid ei esine reoveepuhastites. Anammox protsess on samuti tundlik nähtavale valgusele,

põhjustades protsessi aeglustumist 30-50% (Van de Graaf et al. 1996). Samuti inhibeerib

protsessi lahustunud hapnik (>0,3-0,4 mg O2 L-1) (Wett 2006), kuid protsess on kiiresti

taastuv (2-3 min) anoksiliste tingimuste tagamisel (Jetten et al. 1999, Strous et al. 1997, Egli

et al. 2001).


13/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

5.7 NITRITI MÕJU ANAMMOX PROTSESSILE

Nitritiooni inhibeeriva mõju kohta Anammox bakteritele on kirjanduses erinevaid andmeid.

See on ka antud töö üks peamisi uurimisobjekte. Ühe kirjandusallika kohaselt peatub

Anammox protsess pöördumatult, kui NO2--N kontsentratsioon püsib üle 70 mg L-1 mitme

päeva jooksul (Van Dongen et al. 2001). Kontsentratsiooni tõustes lühiajaliselt üle 100 mg

NO2--N L-1 inhibeeritakse protsess täielikult (Strous et al. 1999). Annuskatsetes on näidatud

lühiajalist inhibitsiooni bakteritel Candidatus Brocadia anammoxidans

üldlämmastikuärastuse kuni 25% langust, kui NO2--N kontsentratsioon ületas 60 mg N L-1.

Sama bakterikultuuri korral on teise uurimisrühma poolt protsessi inhibeeriva nitriti

kontsentratsioonina tuvastatud 70 mg NO2--N (Schmidt et al. 2003). Samas on ka näiteid, kus

anammox bakterid suudavad lühiajaliselt taluda nitriti koormusi kuni 400 mg NO2--N L-1

(Lotti et al. 2012). Sarnaselt Betazzi (2010) tulemustega on leitud, et 30-50 mg NO2--N L-1

põhjustab tugevat inhibitsiooni, kui kontsentratsioon oli püsinud reaktoris 6 päeva (Fux et al.

2004). Samas võib oletada, et erinevad Anammox bakerite perekonnad taluvad erinevaid

nitriti kontsentratsioone (Lotti et al 2012).

Inhibeerivat toimet Anammox protsessile ei avalda mitte nitritioon, vaid dissotsieerumata e.

vaba lämmastikushape (HNO2). Reaktori vedelfaasis tekib tasakaal dissotsieerunud NO2- ja

HNO2 vahel. Vaba lämmastikushappe kontsentratsioon on sõltuv pHst, NO2-

kontsentratsioonist ning temperatuurist. Vaba lämmastikushappe sisalduse saab arvutada

vastavalt (Rosenwinkel ja Cornelius, 2005) töös kirjeldatud metoodikale.

5.8 ÜLEVAADE DEAMMONIFIKATSIOONI TEHNOLOOGIAST

Esimene deammonifikatsiooni protsessil põhinev puhasti rajati 2001 aastal Saksamaal

Hattingeni reoveepuhastusjaamas. Reaktori kogumaht on 238 m3 biokilekandjate pindalaga

47200 m2. Keskmine saavutatud lämmastikuärastuse efektiivsus oli 70-80%. Lämmastiku

sissevoolukoormus on 120 kgN·p-1 (kilogrammi lämmastikku päevas) ja ärastuskiirus 400

gN·m-3·p-1 (grammi lämmastikku kuupmeetri kohta päevas) (Bertino 2010). Teised

täismahulised deammonifikatsioonisüsteemid on töös:

- Strassis Austrias 200 000 ie reoveepuhastis töötav SBR süsteem, andes NHx ja Nüld

ärastusefektiivsuseks vastavalt 90% ja 86%. (Wett 2006),

- Glarnerland-Zürich Šveitsis, kus 400 m3 SBR reaktor ärastab 500 g N·m-3·p-1

efektiivsusega üle 90% (Joss et al. 2009),


14/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

- Rotterdam Dokhaven reoveepuhastis (620 000 ie) Hollandis, kus granuleeritud muda

süsteemis (maht vaid 72 m3) koormusega 700 kgN·p-1 on saavutatud NHx ja Nüld

ärastuse efektiivsused 95% ja 85% (Bertino, 2010),

- Himmerfjärden Grödingeni reoveepuhastis (278 000 ie) Rootsis, kus on töös kaks 900

m3 reaktorit. (Bertino, 2010).

5.9 DEAMMONIFITSEERIMISE EELDUSED

Efektiivse Anammox-protsessi kindlustamiseks on vajalik saavutada eelnevas astmes

stabiilne nitriti moodustumine. Anammox-protsessiks sobiv NO2–/NHx suhe saavutatakse, kui

nitriti oksüdeerimise efektiivsus on 55-60%. Stabiilseks nitriteerimiseks on vajalik

nitriteeriva reaktori biokoosluses ammooniumi oksüdeerivate bakterite (AOB) ülekaalu

kindlustamine ning NOB inhibeerimine ja väljapesemine. Peamised tehnoloogilised võtted

selle saavutamiseks hõlmavad:

- kõrgema temperatuuri (30-40°C) kasutamist (SHARON-protsess),

- madala muda vanuse hoidmist biomudasüsteemides,

- madala viibeaja (vähem kui 1 ööpäev) kasutamist biokilesüsteemides,

- vedelfaasi lahustunud hapniku kontsentratsioonil (0.5-1.5 mg L-1) opereerimist,

- vahelduvat aereerimist,

- lühiajalisi kuumašokke temperatuuril 60-90°C 1 h vältel (Isaka et al 2008),

- NOB inhibeerimist kas vaba ammoniaagi (pH>8) või vaba lämmastikushappe poolt

(pH<6,5).

NOB-d inhibeerivaid vaba NH3 või vaba HNO2 kontsentratsioone on lihtne kontrollida pH

reguleerimisega, kuna mõlema kontsentratsioon on funktsioon vastavalt NHx-N või NO2-

kontsentratsioonist, pH-st ja temperatuurist (valemid 1-4).

pHwb

pH

KK

NNHcFA

10/

10)( 4

+

×−=

+

(valem 1)

))273/(6344(/ twb eKK +=

(valem 2)


15/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

(valem 3)

(valem 4)

Valemites (1)-(4) tähistab FA vaba ammoniaagi (NH3) ning FNA dissotsieerumata

lämmastikushappe (HNO2) kontsentratsiooni, vastavalt mg NH3-N L-1 ja mg HNO2-N L-1;

NH4+-N ja NO2

-N on vastavalt ammooniumlämmastiku ja nitritlämmastiku kontsentratsioonid

(mg N L-1). Kb tähistab ammoniaagi aluselisuse konstanti, Ka lämmastikushappe happelisuse

konstanti, Kw vee ioonkorrutist ning t temperatuuri ºC-des (Anthonisen et al., 1976).

Enam kasutatakse NOB inhibeerimist vaba NH3 kaudu. Tõstes pH-d, tõuseb ka vaba NH3

kontsentratsioon, inhibeerides NOB-sid, nagu Nitrobacter. Kui enamikele AOB-dele on

inhibeeriv vaba NH3 kontsentratsioonivahemik 10–150 mg L-1, siis NOB-del ilmneb

inhibitsioon juba vahemikus 0.1-5 mg L-1. Reaktori pikemaajalisel opereerimisel toimub aga

sageli NOB-de adapteerumine inhibeeriva vaba NH3 sisalduste suhtes. Seetõttu on praktiline

kasutada kombinatsioone erinevatest meetmetest (näiteks inhibitsioon koos madalal

lahustunud hapniku tasemel opereerimise ja vahelduva aeratsiooni kasutamisega).

Antud meetoditel käivitatud autotroofne lämmastikuärastuse protsess on võimalik senisest

energiaefektiivsemal moel tööle rakendada ka täismahulistel reoveepuhastuse seadmetel

lämmastikurikaste reovete käitlemiseks.


16/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

6 METOODIKA

6.1 LABORATOORSED PILOOTSEADMED JA

ANALÜÜSIMETOODIKAD

Autotroofset lämmastikuärastuse protsessi laboratoorseteks uuringuteks on kasutatud kolme

erineva konfiguratsiooniga reaktorite tüüpe: liikuvate kandjatega biokilepuhasteid (MBBR-

Moving-Bed Biofilm Reactor), annusbiopuhasteid (SBR- Sequence Batch Reactor) ning

anaeroobseid ülesvoolulise tsirkulatsiooniga (UASB- Upflow Anaerobic Sludge Blanket)

süsteemis (Tabel 1).

Tabel 1. Laboratoorsed ja pilootkatsetel kasutatud reaktorid

Reaktori tehnoloogia Reaktorite arv Uuringute kestvus (kuu/aasta)

Laboratoorne MBBR 3 4 a

Laboratoorne SBR 2 3 a

Laboratoorne UASB 1 3 a

SHARON MBBR (pilootseade

opereerimisühik 1)

1 1 a

MBBR (pilootseade

opereerimisühik 2)

1 1 a

SBR (pilootseade

opereerimisühik 3)

1 1 a

Laboratoorseteks pilootseadmeteks on veesärgiga varustatud 10 L protsessimahuga

pleksiklaasist reaktorid, milles temperatuuri hoitakse konstantsena termostaadiga varustatud

küttesüsteemi abil, protsessi ühtlaseks kulgemiseks segatakse reaktorisisu mehaaniliste

segurite abil.

6.2 LABORATOORSETE REAKTORITE OPEREERIMINE

Lämmastikurikaste reoveevoogude käitlemise projekti raames uuriti Tallinna Reoveepuhasti

anaeroobse metaantanki settevee lagunemist 10, 20 ja 1.5 L suuruse protsessimahuga


17/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

reaktorites. Antud peatükis antakse ülevaate nimetatud uurimismetoodikatest ja kirjeldatakse

uurimistöö käigus määratud parameetreid.

Uuritavad seadmed on veesärgiga varustatud pleksiklaasist reaktorid. MBBR reaktorite puhul

kasutati veesärgiga varustatud 20L protsessimahuga pleksiklaasist reaktoreid (Joonis 2).

Laboratoorsetes biokilesüsteemides käideldi Tallinna reoveepuhasti vädu SHARON-

Anammox protsessi põhineval tehnoloogial, kus protsess toimus vahelduva aeratsiooniga

ühemahutilises süsteemis. Protsessi algfaasis käideldi kahe-etapilises

deammonifikatsiooniprotsessis MBBR süsteemides lahjendatud vädu kombineerituna

sünteetilise NaNO2 lahusega kuni Anammox kultuurid biokiles moodustusid. MBBR

süsteemis kasutati biokilekandjatena Bioflow 9 (Saksamaa) biomassita kandjaid ning

MBBR3 süsteemis nitrifitseeriva biomassiga (Saaremaa Kalakasvatus) biokilekandjaid.

Joonis 2. 20L MBBR reaktorid (vasakult kolm esimest)

SBR reaktoritena kasutati samuti veesärgiga varustatud, kuid 10 L protsessimahuga

pleksiklaasist reaktoreid (Joonis 2). Reaktorid täideti biomudaga, mis oli Anammox

bakteritega varem rikastatud Saksamaal (Hannoveri Ülikoolis). Reaktorites käideldi

paralleelselt Tallinna reoveepuhasti settevett ning Salutaguse pärmitööstuse reoveepuhasti

läbinud lämmastikurikast rejektivett. Reaktorite sisetemperatuuri hoiti konstantselt

submesofiilsena (26 ºC) termostaadiga varustatud küttesüsteemi abil (Assistant 3180,

Saksamaa); protsessi ühtlase kulgemise ja kasutatud tehnoloogiate tingimuste saavutamiseks

segati reaktorite sisu reguleeritava pöörlemiskiirusega segurite abil (Assistent R50,

Saksamaa). Segurid olid pidevas kasutuses MBBR reaktorite puhul ja tsükliliselt SBR

reaktorite puhul.


18/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 3. 10L SBR reaktorid, täidetud Anammox biomudaga.

UASB reaktor oli toatemperatuuril (20°C) töötav väikesemahuline (ca.1,5L), segamine

toimus erinevatel segamiskiirustel vee tsirkuleerimise kaudu läbi anaeroobse mudakihi

(Joonis 3) peristaltilise pumba abil (Seko, Itaalia). UASB süsteem oli inokuleeritud 1/3

mahus Salutaguse pärmitööstuse reoveepuhasti (UASB süsteemi) anaeroobse mudaga. UASB

süsteem inokuleeriti vastava mudaga, kuna see oli lähedane sarnast substraati

(lämmastikurikast reovett) käitleva süsteemiga. Teadaolevalt eelnesid Salutaguse

pärmitööstuse UASB süsteemidele SBR süsteemid, milles tekkiv nitrit koos ammooniumiga

kujundas aja jooksul välja ka Anammox bakterikultuurid. UASB reaktoris käideldi 2/3

lahjendusfaktoriga biokilereaktorite MBBR2, MBBR3 sissevoolu substraati -settevett ning

nitriti lahusel põhinevat toitevett. Süsteemi hüdrauliline viibeaeg oli 0.5-1 d, mis tagati

peristaltilise pumba (Seko, Itaalia) abil.


19/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 4. UASB reaktor protsessimaht 1,5L, 1/3 ulatuses täidetud Salutaguse Pärmitööstuse anaeroobse mudaga.

Substraat sisestati protsessi peristaltiliste pumpade abil (Seko, Itaalia) ning varasemates

MBBR katsetes dosaatorpumpade (Magdos DX-2) abil. Protsessist toimus väljavoolu

torustiku kaudu väljavool ülevoolu teel või annuste kaupa (SBR süsteemis) enne uue

substraadi sisestamist.

Lämmastikurikaste reoveevoogude käitlemise uuringu käigus registreeriti protsessi

iseloomustamiseks vajalikud parameetrid 2 korral nädalas. Keemiliste parameetrite

analüüsimiseks võeti proove 2 korda nädalas, mikrobioloogilisteks uuringuteks võeti proovid

ca 1 kord kuus.

Registreeritud parameetrid olid järgmised:

- reovee hüdrauliline viibeaeg,

- protsessi temperatuur,

- protsessi pH,

- protsessi hapnikusisaldus,

- protsessi segamiskiirus,

- keemilised parameetrid.

Igapäevaste töödena kontrolliti kõigi tehnoloogiliste seadmete tööd ning jälgiti, et ei ole

tekkinud ummistusi ja lekkeid, et oleks tagatud protsessi optimaalne temperatuur ning

toimiks soojendusvee tsirkulatsioon.


20/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

6.3 ANNUSKATSED

Katsenõud olid 1 liitrised klaaspudelid. Katsetes kasutati ühe kaelaga pudeleid (koguruumala

1125 mL), kahe kaelaga pudeleid (koguruumala 1175 mL) ja nelja kaelaga pudeleid

(koguruumala 1245 mL). Biokilekandjate nitriteerivat, nitrifitseerivat, lämmastikuärastuse

efektiivsust mõõdeti 200 biokilekandjaga annuskatsesüsteemides, milles kindla mahuga ning

kontsentratsiooniga sünteetilise reoveega nõudes registreeriti 2 tunni järel peamiste

lämmastikuvormide kontsentratsioonid. Katse kestis kokku 6 tundi ning seega saadi iga

katsega 4 mõõdetud parameetritega punkti. Katsete käigus hoiti pH väärtust 8,5 juures.

Annuskatsetes kasutati sünteetilist reovett, mille kogumaht oli 800 mL. Sünteetilise reovee

koostis (katsete jooksul muudeti nitriti kontsentratsioone):

- 60 mg L-1 NO2- (Kasutatud 30 g L-1 NaNO2 lahust),

- 45 mg L-1 NH4+ (Kasutatud 24 g L-1 NH4Cl lahust),

- 518.5 mg L-1 HCO3- (Kasutatud 850 mg NaHCO3 soola),

- 0,8 mL igat makroelementi (MgSO4*7H2O 22,5 g L-1, CaCl 27,5 g L-1,

fosfaatpuhver),

- 1,6 mL aluselist mikrolahust ja 1,6 mL happelist mikroelementide lahust,

- lõppruumala destilleeritud veega koos oli 800 mLi.

Mikro- ja makroelemendid ei mõjuta protsessi kiirust aga on siiski lisandina olulised, kuna

osmootse rõhu erinevuse tõttu (biokilekandjate üleviimisel MBBR reaktorist destilleeritud

vette) võivad bakterid saada kahjustatud (Zhang et al., 2009). Kõikide komponentide

lisamiseks kasutati iga kord samu mõõtevahendeid (automaatpipetid, mõõtsilindrid,

mõõtkolvid), et mõõtemääramatus oleks kõikidel katsetel ligikaudu sama.

Katsete jaoks kasutati biokilekandjaid ja vabalt hõljuvat biomassi, mis pärinesid kahest

erinevast 20 L lämmastikuärastust läbiviivast MBBR reaktorsüsteemist. Esimeses

reaktorsüsteemis (süsteem R1) olid Anammox organismid rikastatud anoksilistes tingimustes,

mille järel biokilekandjatele kasvatati nitriteeriv biokile vahelduva aeratsiooni tingimustes.

Teises süsteemis (R1) rikastati nitritatsiooni ning Anammox protsessi läbiviivad organismid

samaaegselt vahelduva aeratsiooni tingimustes. Reaktorsüsteemides tagati kandjate pidev

liikumine mehaanilise segaja (Assistant Magnetmix 2070) abil.

Katsete korral kasutati sünteetilist reovett NO2-:NH4

+ molaarses vahekorras 1.3:1.

Anoksilised tingimused süsteemis tagati Ar või N2 läbijuhtimisega katse alguses 15 min

jooksul ning pärast igat proovivõttu. Lämmastikuvormide, pH, juhtivuse ja leelisuse


21/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

muutused registreeriti. Katsete käigus võeti katsenõust esimene proov (nullproov), mis

iseloomustab lämmastikuühendite kontsentratsioone katse alghetkel, ning järgnevalt toimus

proovivõtt iga kahe tunni tagant. Iga kord võeti süsteemist 60 ml proovi. Katse jooksul asusid

katsenõud termokapis, kus oli tagatud konstantne temperatuur 25 ± 0,5 °C. Katsenõus tagati

alati ka lahuse homogeensus magnetsegaja abil. Magnetsegaja segamiskiirus oli 250 p min-1.

Katsed teostati paralleelidena (samal päeval kaks ühesugust katset) ning katseid korrati, et

saada usaldusväärsed tulemused. Kõik tehtud analüüsid sooritati analüütiliselt puhaste lahuste

ja kemikaalidega.

6.4 POOLTÖÖSTUSLIKU PILOOTSEADME TEHNILINE

KIRJELDUS

6.4.1 TEHNILISED ANDMED

Pilootseade koosneb neljast reaktorist, mis jagunevad 3 opereerimisühiku vahel. Täpsem

kirjeldus on antud allpool. Kogu protsessi juhtimine on täisautomaatne ja üle interneti

kontrollitav juhtimispaneeli Unitronics Vision V1040 kaudu, mida juhib tarkvaraprogramm

SpecView SCADA Version 2.5. Kõik kolm opereerimisühikut töötavad paralleelselt ja

üksteisest sõltumatult, kasutades toitena lahjendamata settevett. Toide võetakse AS Tallinna

Vesi metaankääritatud muda tsentrifugaadi kanalisatsioonitorustikust DN 300 ning juhitakse

läbi 500 L mahuga mahuti, mis toimib eelsetitina, et vältida muda sattumist reaktorisse

tsentrifugaadi mudasisalduse järsu tõusu korral (tsentrifuugide pesemine, suurema

mudasisaldusega settevesi tsentrifuugide töösserakendamise / seiskamise ajal või ebaõige

flokulandi doosi korral). Eelsetitisse kogunenud muda eemaldamine toimub kord nädalas.

Eelsetitist liigub settevesi edasi 1 m3 mahuga läbivoolsesse ühtlustusmahutisse, mile ülesanne

on tagada toitepumpade toimimiseks vajalik vädu kogus ning ühtlustada settevee vooluhulga

ja koostise võimalikke kõikumisi. Ühtlustusmahutist toimub äravool läbi mahutis ühtlast

nivood hoidva U-toru kaudu kanalisatsiooni. Ühtlustusmahuti on ühenduses pumbastendiga,

kuhu on monteeritud reaktorite toitepumbad. Mahutisse paigaldatud nivooandurid annavad

häire liigkõrge/madala nivoo korral, madala nivoo andur seiskab häire korral toitepumpade

töö. Alates 240 katsepäevast on ühtlustusmahutisse paigaldatud ka hägususeandur, mis

häguse tõustes >1000 NTU seiskab pilootseadme toitepumpade töö. Pilootseadmete

projektdokumentatsiooni hulka kuuluv skeem on esitatud Joonisel 5. Opereerimise käigus

pilootseadmeid täiendati mitmesuguste lisaseadmetega (soolhape doseerimise süsteem,

hägususe andur jne). Fotod pilootseadmest on esitatud Joonisel 7.


22/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 5. Autotroofse lämmastikuärastuse uurimise pooltööstusliku pilootseadme skeem.

Kõik neli reaktorit on varustatud järgmiste anduritega: elektrokeemiline hapniku andur, pH

andur, temperatuuri andur ja hüdrostaatiline tasemeandur.

Biokilereaktorid täideti umbes 30% ulatuses uute biokilekandjaga (RK BioElements Light,

eripind 750 m2/m3, tihedus 930 kg/m3).

Reaktorite MBBR1, MBBR2 ja SBR3 (tähiste selgitus allpool) korpustena kasutati

plastmahuteid üldmahuga 3,3 m3 (kõrgus 2,7 m ja diameeter 1,25 m) ja aktiivmahuga 2,4 m3

(Joonis 6).


23/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 6. Pilootseadmes kasutatud reaktorite MBBR1, MBBR3 ja SBR3 mahutite skeemid.

Toitepumpadena (01-PU-01, 01-PU-02, 02-PU-01 ja 03-PU-01) kasutati kõigi reaktorite

jaoks kruvipumpasid tüübiga Netzsch NM031PY01L06B. Aereerimiseks rakendati kõikide

reaktorite puhul puhureid tüübiga Elmo Rietschle SAH 0045.


24/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 7. Fotod pooltööstuslikest pilootseadmetest Tallinna Reoveepuhastusjaamas. A Reaktor SBR 3 (esiplaanil), reaktor MBBR2 (paremal), läbivoolne puhvermahuti (vasakul), eelsetiti (kitsam mahuti SBR3 ja puhvermahuti vahel) B: Paremal reaktor MBBR2, keskel SBR3, vasakul elektri- ja automaatikakilp, reaktor MBBR1 (tagaplaanil), SBR1 (valge kattega kaetud väiksem mahuti)

B

A


25/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

6.4.2 OPEREERIMISÜHIK 1

Kaheetapilise (ruumiliselt eraldatud nitriteerimise ja Anammox-faasidega) opereerimisühiku

1 moodustavad nitriteerimisreaktor SBR1 üldmahuga 300 L (sellest aktiivmaht 240 L), kus

bioprotsess põhineb aktiivmudal, ning biokilel põhinev Anammox reaktor (tähis MBBR1).

Toite sisestamiseks kasutatakse toitepumpa 01-PU-01. Toitepumba survevoolikul (& 40 mm)

paikneb automaatselt avanev kuulkraan (Comparato Nello SRL & 40, Sistemi Idrotermici),

mille avanemisel siseneb toide nitriteerimisreaktorisse; kui kuulkraan on suletud, siseneb

toide Anammox reaktorisse MBBR1. Töötsükli lõpul käivitub SBR1 tühjenduspump 01-PU-

02, mille kaudu SBR 1 väljavool sisestatakse reaktorisse MBBR1. SBR1 on varustatud ka

avariiülevooluga, mille kaudu toimub väljavool pilootseadmest kanalisatsiooni. Anaeroobse

Anammoks reaktori MBBR1 sissevool moodustub seega nii SBR1 väljavoolust kui ka

käitlemata setteveest, mille omavahelist suhet hoitakse vastavalt NO2–-N kontsentratsioonile

reaktoris MBBR1 (Test Kit kiiranalüüsid viidi läbi 2-3 korda nädalas ja laborianalüüsid kord

nädalas). Väljavool MBBR1-st toimub ülevoolu teel. Vedelfaasi segamiseks ja kandjate

liikuma panemiseks kasutatakse MBBR1-s segamispumpa Flotec FP14KVX, mida

kasutatakse ka SBR1-s vedelfaasi täieliku segunemise kindlustamiseks. Alates 236.

katsepäevast rakendati pH automaatkontrolliks ja reguleerimiseks tööle happe doseerimine

(tehniline soolhape, 33%), mille tarbeks paigaldati dosaatorpump (peristaltiline, SEKO

Model NL.PK 120). Katsepäevadel 178-235 doseeriti soolhappelahust reaktorisse käsitsi

kandjatekihi alla ulatuva toru kaudu. Töötsüklite detailsem kirjeldus on antud järgmises

peatükis.


Opereerimisühiku 2 (MBBR2) puhul, mis toimis üheetapilise biokilereaktorina, kasutati sama

tüüpi plastikmahutit nagu MBBR1 korral. Erinevalt opereerimisühikust 1, kus aeroobsete/

anaeroobsete protsesside eraldatus on ruumiline, on opereerimisühikus 2 protsesside ajaline

eraldatus, sõltudes aeratsioonitsüklite pikkusest. Aeratsiooni kontroll on nii aja- kui ka

kontsentratsioonipõhine (lahustunud O2 kontsentratsiooni jargi). Toite sisestamine toimub

toitepumba 02-P-01 abil, väljavool reaktorist aga ülevoolu teel. Aeratsiooniõhu vedelfaasiga

kontakti viimiseks kasutatati peenmullaeratsioonitaldrikuid, mis paigaldati 3 tk reaktori

põhja. Vedelfaasi segamise ja kandjate liikuma panemise kindlustavad nii segamispump kui

ka aeroobsel perioodil aeratsioon. Atates 236 katsepäevast rakendati pH reguleerimiseks

automaatne happe doseerimine (tehniline soolhape, 33%), mille tarbeks paigaldati

dosaatorpump (peristaltiline, SEKO Model NL.PK 120). Katsepäevadel 178-235 doseeriti


26/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

soolhappelahust reaktorisse käsitsi kandjatekihi alla ulatuva toru kaudu, doseerimise ajaks

lülitati täieliku segunemise saavutamiseks puhur sisse.


Opereerimisühik 3, tähisega SBR3 on biomudapõhine annuspuhasti sama tüüpi

plastikkorpusega mahutis nagu reaktorid MBBR1 ja MBBR2. Sarnaselt opereerimisühikuga 2

on siin aeroobsete/anaeroobsete protsesside ajaline eraldatus realiseeritud vahelduvate

aeroobsete ja anaeroobsete tsüklite kaudu. Aeratsiooni kontroll on nii aja- kui ka O2

kontsentratsiooni põhine. Reaktori töö on korraldatud tsüklitena (vt järgmist peatükki). Toite

sisestamine toimub toitepumba 03-PU-01 abil. Töötsükli lõpul on väljavool ülevoolu teel

telfri kaudu, mis automaatselt laskub veepinnale. Äravoolu telfri kaudu kontrollib

automaatventiil 03-VM-01 (tüüp Belimo LR24A-SR). Aeratsioon toimub reaktori põhjas

paiknevate peenmullaeratsioonitaldrikute (3 tk) kaudu. Ka reaktori vedelfaasi segamine tagati

aeratsiooni teel, anaeroobsel perioodil lülitus aeratsioon automaatselt tööle 2-5 sekundiks iga

5 minuti järel. Alates 222 katsepäevast rakendati pH automaatseks reguleerimiseks happe

doseerimine (tehniline soolhape, 33%), mille tarbeks paigaldati dosaatorpump

(membraanpump, Jesco Magdos DX 20). Pumba töö intensiivsus väheneb etteantud

programmi järgi automaatselt vastavalt pH lähenemisele etteantud väärtusele. Katsepäevadel

178-221 doseeriti soolhappelahust reaktorisse käsitsi, doseerimise ajaks lülitati täieliku

segunemise saavutamiseks puhur sisse.

6.5 PILOOTSEDME OPEREERIMISÜHIKUTE TÖÖTSÜKLITE

KIRJELDUSED

Mõlema reaktori opereerimise võib jagada tinglikult kaheks perioodiks. Esimesel perioodil

(1–118 päeva) ei rakendatud pH kontrolli. Teisel (119–233 päeva) toimus pH reguleerimine

soolhappe doseerimisega, vähendamaks vaba ammoniaagi inhibeerivat toimet süsteemile.

Enne käivitamist inokuleeriti SBR-tüüpi reaktor 10% ulatuses Tallinna Reoveepuhastusjaama

aerotanki aeroobse (240 l) ja metaantanki anaeroobse (60 l) biomudaga. MBBR-is biomuda

inokulatsiooni ei toimunud ja biokile kasvatati uutele kandjatele.


Opereerimisühiku 1 töötsükkel jaguneb täitmise, aeratsiooni, settimise ja tühjendamise

faasideks:


27/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

- täitmise faas. Antud faasi vältel siseneb toide, olenevalt automaatventiili avatusest või

suletusest, vastavalt reaktorisse SBR1 või MBBR1. Ventiili avatuse aeg määrab ühes

töötsüklis reaktorisse SBR1 siseneva vädu hulga, täitefaasi ajaline kestus aga

töötsüklis reaktorisse MBBR1 siseneva toite hulga,

- aeratsiooni faas. Täitmise faasi vältel toimub reaktoris SBR 1 paralleelselt täitmisega

aeratsioon, mis jätkub järgmises faasis – aeratsiooni faasis. Reaktoris MBBR1

aeratsiooni ei toimu, kuna Anammox on anaeroobne protsess. Aeratsiooni kontroll

reaktoris SBR1 on ajapõhine, kuid on võimalik kontrollida ka lahustunud hapniku

kontsentratsiooni põhiselt,

- settimise faasis on võimalik seadistada settimisaega järjestikustes töötsüklites

erinevalt – andes ette settimisaja kestvuseks 0, jäetakse settimisfaas antud töötsüklis

vahele, järgnevas töötsüklis toimub settimine aga vastavalt etteantud settimisajale. Nii

on võimalik kontrollida muda vanust reaktoris SBR1, mis on vajalik ennetamaks

NOB-de kasvu,

- settimise faasile järgneb tühjendusfaas, mille vältel töötab reaktori SBR1

tühjenduspump 01-PU-02. Faasi kestuse määrab töötsüklis vahetuva vee hulk.


Opereerimisühik 2 on vahelduva aeratsiooniga biokilereaktor. Kasutatud aeratsioonitsüklid

on esitatud Tabelis 5. Toite sisestamiseks lülitus pump 02-PU-01 töösse iga 1 tunni järel.


Opereerimisühik 3 on tüübilt biomudapõhine annuspuhasti (sequencing batch reactor, SBR).

Töötsükli kestus on 4 tundi, millest vahelduvad aeroobsed-anaeroobsed faasid hõlmavad 3

tundi 20 minutit, settimine 30 minutit ja tühjendamine 10 minutit.. Toite pealeandmine on

jaotatud nelja ossa: uue töötsükli algul ja iga tunni möödumisel alates töötsükli algusest.

Toite pealeandmise ajaline jaotamine on võetud kasutusele varasematele laboratoorsete

katsetele tuginedes.


28/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

6.6 ANALÜÜSIMEETODID

6.6.1 PROOVIVÕTT

Kõigist Paljassaare pilootseadme reaktoritest ja ühtlustusmahutist võeti proove sagedusega

kord nädalas. Proovid filtreeriti kohapeal läbi 0,45 µm diameetriga polüamiidmembraanfiltri,

jahutati 4°C-ni külmkapis ning analüüsiti järgmine päev Tartu Ülikooli kolloid- ja

keskkonnakeemia õppetooli reoveelaboris.

Protsessi seisundi hindamiseks teostati lisaks laboratoorsetele analüüsidele kohapealsed

ekspressanalüüsid Hach-Lange Test Kit’idega (portatiivsed analüüsikomplektid, mis

põhinevad vastavate ioonide sisalduse kolorimeetrilisel analüüsil). Arvuline tulemus saadakse

võrreldes proovi, millele on lisatud reagent, visuaalselt värviskaalaga mõõtekettal. NHx-N

määramine põhineb Hach-Lange kohaldatud Nessleri meetodil (Standard Methods for the

Examination of Water and Wastewater). NO2--N määramine põhineb asovärvaine

moodustumisel (madalad kontsentratsioonid) või raud(II)sulfaadiga nitriti redutseerimisel

NO-ni, mis omakorda annab kahevalentsete raudioonidega kollakasrohelise värvusega

kompleksi. Nitraadi määramine põhineb redutseerimisel kaadmiumiga ja edasisel

reageerimisel sulfanüülhappega.

Andmete töötlus ja statistiline analüüs teostati tarkvaraprogrammidega Microsoft Excel ja R

GUI.

6.6.2 KEEMILISED ANALÜÜSID

Tartu Ülikooli kolloid- ja keskkonnakeemia õppetooli reoveelaboris kasutati samu

metoodikaid nii AS Tallinna Vesi reoveepuhastis opereeritavalt pilootseadmelt võetud

proovide kui ka laboratoorsete reaktorite proovide analüüsiks. Metoodikate kirjeldused on

antud allpool.

6.6.2.1 ANALÜÜSIMETOODIKAD

Ammooniumlämmastiku (NHx-N) määrati Nessleri meetodil, mis vastab standard meetodites

toodud metoodikale (APHA, 1985). Ammooniumlämmastiku kontsentratsioon mõõdeti

lainepikkusel 460 nm 25 mm küvetis spektrofotomeetri Hach Lange DR 2800 abil, kasutades

võrdlusena destilleeritud vett.


29/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Madalamate ammooniumlämmastiku kontsentratsioonide määramiseks kasutati ka Lange

küvett-teste, mille määramismetoodika põhineb indofenoolmeetodil ja vastab standardile ISO

7150-1.

Nitritlämmastiku (NO2--N) kontsentratsiooni määramisel kasutati Soome standardit SFS 3029

(1976). Antud meetod põhineb HNO2- reaktsioonil happelises keskkonnas sulfanüülamiiniga,

mille käigus moodustub diasoühend, mis diamiiniga reageerides annab asovärvaine. Seega

lisati nitritlämmastiku mõõtmise jaoks lahjendatud proovile 0,5 mL sulfanüülamiini ja 0,5

mL diamiini reagente. Pärast 15 minutilist reaktsiooniaega mõõdeti nitritiooni

kontsentratsioon lainepikkusel 540 nm küvetis läbimõõduga 10 mm spektrofotomeetri Hach

Lange DR 2800 abil, kasutades võrdlusena destilleeritud vett.

Nitraatse lämmastiku (NO3--N) kontsentratsiooni määrati kolorimeetrilist määramist

naatriumsalitsülaadi meetodil, mis põhineb Soome standardil SFS 5752. Portselankausid 1mL

uuritava proovi ja 1 mL naatriumsalitsülaadi (HOC6H4COONa) lahusega asetati keevale

vesivannile ja aurutati kuivaks. Seejärel lasti kausikestel jahtuda ning lisati 1 mL

kontsentreeritud väävelhapet. Kausikesi ettevaatlikult liigutades lahustati kausikestes olev

aurutusjääk. Segul lasti seista umbes 10-15 minutit ning seejärel lisati 8 mL destilleeritud vett

ja 10 mL NaOH ja EDTA lahust. Sellise meetodi käigus moodustub sulfosalitsüülhape, mis

leeliselises keskkonnas nitraatiooniga reageerides moodustab kollase värvusega ühendi. Segu

viidi kvantitatiivselt mõõtkolbi, kus lisati destilleeritud vett kuni mõõtkolvi kriipsuni,

mõõtkolbi loksutati, et tagada lahuse homogeensus kolvis. Lahuse optiline tihedus mõõdeti

lainepikkusel 415 nm 25 mm küvetis spektrofotomeetri Hach Lange DR 2800 abil, kasutades

võrdlusena destilleeritud vett.

Hüdrasiini (N2H2) puhul on tegemist lenduva ainega ning seetõttu määrati selle sisaldus

proovis võimalikult kiiresti pärast proovi võtmist. Hüdrasiini kontsentratsiooni 0-600 µg L-1

määramine toimus Dr. Lang’i meetodi järgi (Watt ja Chrisp, 1952). Vastavalt meetodile lisati

10 mL-le uuritavale proovile 0,5 mL hüdrasiini reagenti para-dimetüülaminobensoealdehüüdi

(Hydraver 2 reagent), mis moodustab selge kollase asovärvi. Nitrit võib segada hüdrasiini

määramist ning täpsema tulemuse saamiseks lisati 0,5 % sulfamiinhapet, mida tehti varasema

uurimuse põhjal (George et al., 2008). Seejärel oodati 12 minutit, et kindlustada reaktsiooni

lõpule jõudmine ning hüdrasiini kontsentrastioon mõõdeti lainepikkusel 455 nm

spektrofotomeetri Hach Lange DR 2800 abil, kasutades võrdluslahusena destilleeritud vett,

mis ei sisaldanud hüdrasiini.

Karbonaatse üldleelisuse (HCO3-) määramiseks tiitriti kinda ruumalaga (12,5 mL) proovi 0,1

M HCl lahusega kuni saavutati pH 4. Mõõtebüreti näidud märgiti 0,01 mL täpsusega.

Sõltuvalt proovi tiitrimisele kulunud HCl lahuse kogusest, arvutati üldleelisus järgmise

valemiga (võrrand nr):


30/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

(valem 5)

L üldleelisus (mmol dm-3)

V0 0,1 M HCl lahuse ruumala, mis kulus tiitrimiseks (mL)

M HCl molaarne kontsentratsioon (mol L-1)

V tiitrimiseks võetud uuritava proovi ruumala (mL)

Arvutusvalemi järgi saadakse üldleelisuse ühikuks mmol dm-3. Selleks, et saadud tulemuse

väärtust esitada HCO3- kontsentratsioonina (mg HCO3

- L-1), korrutati saadud vastus läbi

HCO3- molaarmassiga, mis on 61 g mol-1.

Proovide pH-d määrati Hach Sension1 pH-meetriga pärast näidu stabliseerumist. Samuti

toimus katseperioodide jooksul pH-meetri kalibeerimine kolme kontroll-lahusega (lahused,

mille pH on 4,00, 7,00 ja 10,00).

Proovide elektrijuhtivus määrati SensoDirect Con110 kaasaskantava konduktomeeteriga.

Katseperioodidel toimus konduktomeeteri kalibeerimine kontroll-lahusega. Mõõtühikuks oli

millisiimens/cm (mS cm-1).

Redokspotentsiaali mõõdeti Jenway 3320 pH-meetriga, millega on ühendatud

redokspotentsiaali Eutech Insturements GC79601013 397/02 elektrood. Mõõtühikuks oli

millivolt (mV).

Reaktorsüsteemidest pärit biomassi katsete kuivaine ja põletusjäägi vahe (VSS) määramiseks

võeti annuskatsete alghetkel 20 ml proovi ning kuivatati portselananumates 105 ºC juures 24

tundi. Kuivatatud anumad koos kuivainega kaaluti pärast jahtumist ning põletati 550 ºC

juures 4 tundi. Põletatud proovid kaaluti pärast jahtumist. VSS määrati järgmiste valemite

(valemid nr 6-8) järgi:

MKA (valem 6)

MPJ (valem 7)


31/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

VSS MKA - MPJ (valem 8)

M0 portselankausi tühikaal (g)

M1 kuivatatud proovi kaal koos portselankausiga (g)

M2 põletatud proovi mass koos portselankausiga (g)

V proovi ruumala (mL-1)

MKA kuivaine sisaldus proovis (g L-1)

MPJ proovi põletusjääk (g L-1)

VSS kuivaine ja põletusjäägi vahe (gVSS L-1)

MBBR reaktorsüsteemide biokilekandjate bakterimassi hindamiseks võeti kindel arv (50 tk)

biokilekandjaid MBBR reaktorist ning asetati kuivatuskappi, kus nad kuivatati veevabaks

105°C juures ning seejärel kaaluti kandjad koos biokilega. Järgnevalt toimus biokilekandjate

töötlemine kroomseguga, et eemaldada orgaaniline aine. Kandjad, nüüd juba orgaanilise

aineta, kuivatati veelkord kuivatuskapis ning seejärel kaaluti uuesti. Orgaanilise kuivaine

saamiseks ühe kandja kohta kasutati valemit, kus leitakse biomassiga ning tühja kandja kaalu

vahe (valem nr 9):

TSS (valem 9)

M1 kuivatatud biokilekandjate kaal (kogumass) (g)

M2 kroomseguga töödeldud ning seejärel kuivatatud biokilekandjate

kogumass (g)

BHT7 määrati vastavalt standardmeetodile, mille järgi mõõdetakse uuritava lahjendatud

proovi hapniku algkontsentratsioon ning 7 päeva pärast hapniku lõppkontsentratsioon.

Kuivaine sisaldus määrati proovi kaalumisel enne ning pärast kuumutamist 105ºC juures,

põletusjääk määrati vastavalt standardmeetodile (APHA, 1985). Fosfaatse fosfori määramine

viidi läbi vastavalt standardmeetodile (APHA, 1985).

Reoveetankides mõõdeti vedelfaasi hapnikusisaldust O2 analüsaatoriga Marvet Junior

MJ2000 (Elke sensor, Eesti). pH mõõtmisel kasutati pH meetrit Evikon 6114 (Eesti), mida

kalibreeriti pH-del 4,01 ja 7,01 ning vedeliku erijuhtivuse määramiseks juhitvusmõõtjat


32/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

(Jenway 4320, UK), mida kalibreeriti erijuhtivustega 1,413, 2,765 ja 12,880 mS/cm KCl

lahustes.

Biokilekandjatel oleva kuivaine sisaldus määrati järgnevalt: 50 biokilekandjat kuivatati

veevabaks, kaaluti kandjad koos biomassiga. Biomass eemaldati kandjatelt

kaaliumdikromaat- väävelhape seguga, biomassita kandjad kuivatati 105°C juures ning

kaaluti. Biomassiga ning biomassita kandjate kaalutiste vahest saadi kandjatel oleva biomassi

kuivaine sisaldus.

6.6.3 MIKROBIOLOOGILISED ANALÜÜSID

Kõik bakterite mikrobioloogilised ja DNA analüüsid telliti või teostati koostöös Tallinna

Tehnikaülikooli või Genti Ülikooliga (Belgia).

6.6.3.1 DNA ERALDAMINE

Biomassi DNA eraldamiseks kasutati PSP® Spin Tool DNA Kit (Invitek GmbH, Saksamaa).

200-400 mg biomassist eraldati DNA kasutades selleks lüsaatpuhvrit, järgnevalt teostati

DNA puhastamine vastavalt tootja instruktsioonidele.

6.6.3.2 DNA ANALÜÜS

DNA analüüs teostati PCR-DGGE (Polümeraasi ahelreaktsioon- Denatureeriv Geel Gradient

Elektroforees) meetodil. Nested PCR meetodil amplifitseeriti Anammox bakterite DNA (16S

rRNA) kahes etapis. Esimeses etapis kasutati DNA amplifitseerimiseks üldisi Anammox

bakterite DNA praimereid Eub27F- Eub1492R ning teises etapis Anammox- spetsiifilisi PCR

praimereid Pla46F ja Amx368R.

Anammox bakterite DNA analüüs teostati alljärgnevate temperatuuride ning ajaperioodide

käigus: 2 min. tsükkel esimeseks DNA ahelate lahtikeerdumiseks 96°C juures; 30 tsüklit

kestusega 40 s. 96°C juures DNA lahtikeerdumiseks, 40 s. 58°C juures lahtikeerdunud DNA

ahelate paljundamiseks, 45 s. 72°C juures komplementaarse DNA ahela sünteesiks.

DNA sekveneerimisel tuvastatud DNA nukleotiidset järjestust võrreldi Geenipanga (Gen

Bank) poolt pakutud lähedaste nukleotiidsete järjestustega kasutades BLAST (Basic Local

Alignment Search Tool, USA) otsingusüsteemi.


33/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

6.6.3.3 PÜROSEKVENEERIMINE

Universaalseid 8F ja 357R järjestusi kasutati PCR teostamiseks 16S rRNA geenide

hüpervariaabel V2–V3 regioonidele. 357R praimer sisaldas lisaks unikaalset järjestust ehk

barcodeí. Praimerijärjestused (TAGC, Copenhagen) olid järgmised: 8F-5'-

TTGGCAGTCTCAGNNNNNNNNAGTTTGATCCTGGCTCAG-3' ja 357R-5′-

GTCTCCGACTCAGNNNNNNNNCTGCTGCCTYCCGTA-3'.

6.6.3.4 Q-PCR ANALÜÜS JA KLONEERIMINE

qPCR (kvantitatiivne polümeraasi ahelreaktsioon) Anammox bakterite amplifitseerimiseks

teostati praimerite paariga Amx694F (Escherichia coli positsioonid 694-st 713-ni;

GGGGAGAGTGGAACTTCGG) ja Amx960R (E. coli positsioonid 960-st 979-ni;

GCTCGCACAAGCGGTGGAGC) (Ni et al., 2010).

qPCR analüüs teostati kasutades masinat Roche LightCycler 480 (Roche Diagnostics

Corporation, Indianapolis, USA). Standardkõverate genereerimiseks kloneeriti PCR

(polümeraasi ahelreaktsioon) produktid positiivsest Anammox proovist MBBR3 (25.08.2011)

kasutades Thermo Scientific InsTAclone PCR cloning kití (Thermo Fisher Scientific Inc.

Waltham, MA) ning JM109 E. coli kompetentseid rakke. Plasmiidid puhastati selekteeritud

kolooniatest, kasutades GeneJET Plasmid miniprep kití (Thermo Fisher Scientific Inc.

Waltham, MA). Puhastatud plasmiidis leiduv järjestus sekveneeriti EBK tuumiklaboris (Eesti

Biokeskuse tuumiklabor, Tartu) ja vastav järjestus identifitseeriti kasutades BLAST (Basic

Local Alignment Search Tool) andmebaasi. Saadud tulemuseks oli Candidatus Brocadia

caroliniensis tüvi NRRL_B-50286 (GenBank: JF487828.1).

Iga qPCR reaktsioon sisaldas 2 µl 5x HOT FIREPol EvaGreen qPCR Supermixí (Solis

BioDyne, Tartu, Eesti), 0, 25 µl kumbagi praimerit (100 µM), 1 µl templaat DNA´d ning MQ

(MilliQ) puhtusega vett kuni mahuni 10 µl.

qPCR reaktsioon viidi läbi järgmistel tingimustel: 12 minutit 95°C juures; seejärel 45 tsüklit

kordust 10 sekundit 94°C juures, 20 sekundit 58°C juures, 20 sekundit 72°C juures.

Standardkõvera genereerimiseks teostati reaktsioon ka puhastatud plasmiidi lahjendustereaga,

kusjuures iga lahjenduse kohta teostati kolm paralleelanalüüsi nagu ka igale individuaalsele

proovile. Kasutati standardi lahjendusi, alates 3x108 geenikoopiat/µl kuni 3x102

geenikoopiat/ µl.


34/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

6.6.3.5 FISH (FLUORESTSENTS IN SITU HÜBRIDISATSIOON) ANALÜÜS

FISH (fluorestsents in situ hübridisatsioon) analüüsi abil saab aktiivmudas teatud bakteriliike

või -gruppe eristada (ka Anammox baktereid) (Schmid et al. 2005). Autotroofsete Anammox

bakterite olemasolu biokile, SBR ja UASB anaeroobses mudas kinnitati FISH uuringutega

Genti Ülikoolis, Biotehnoloogia Instituudis, Belgias. Koostati vastav hinnang erinevate

aktiivmudade kohta: SBR (selge Anammox bakterite olemasolu, bakterikooslus pole väga

rikkalik), UASB (selge Anammox bakterite olemasolu, bakterikooslus üsna rikkalik).

Tulemuste osas olevatel fotodel tuvastatud punased Anammox bakterid MBBR, SBR ja

UASB anaeroobses mudas on esitatud.

7 TULEMUSED JA ARUTELU

7.1 SETTEVEE OMADUSED

Alljärgnevas tabelis (Tabel 2) on toodud vädu toitainesisaldused, millest järeldub, et suur osa

lämmastikku leostub pärast reoveemuda anaeroobset käitlemist vesifaasi. Kuna vädu

mahuline hulk ületab kuni 10 korda tahke sette kogust, toimub sette veetustamisel

toitainesisalduse märgatav vähenemine. Kui fosforist jääb settesse keskmiselt 80-85%, siis

lämmastikust ainult 50-60%. Kuna termofiilse protsessiga saavutatakse mõnevõrra parem

orgaanilise aine lagunemine, suureneb ka settevee toitainesisaldus. Seega on oluline leida

rakendus ka settevee kasutamisele. Näitena võib tuua Valjala biogaasitehase, mille settevesi

kasutatakse ära põldude ja rohumaade kastmiseks. Kui settevett kasutada ei saa, tuleb

tegeleda selle puhastamisega. Reoveepuhastites on hinnanguliselt settevee hulk 1% kogu

puhastatavast veest, kuid võib peale anaeroobset käitlemist moodustada ligikaudu 25% kogu

lämmastikukoormusest. Tänasel päeval tegeletakse juba edukalt selliste kõrge

toitainesisaldusega reoveevoogude käitlemistehnoloogiate arendamisega (ANAMMOX

protsessid jne).

Tallinna Reoveepuhasti vädu peamised reostusparameetrid on esitatud alljärgnevas tabelis

(Tabel 2).


35/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Tabel 2. Vädu toitainesisaldused.

Parameeter Keskmine kontsentratsioon (mg

L-1

l) ± standardhälve

Meetod (standard või APHA,

1985 meetodi kood)

NHx–N 690 ± 122 ISO 7150–1:1984

NO2−–N 0,23 ± 0,23 SFS 3029:1976

NO3−–N 0,51 ± 0,40 SFS 5752:1993

Leelisus (HCO3−) 3760 ± 530 403

pH 8,1 ± 0,1 ISO 10523:2008

KHT 315 ± 127 ISO 6060:1989

DOC 103 ± 42 EVS-EN 1484

DIC 670 ± 98 EVS-EN 1484

PO43–

–P 10,3 ± 3,1 ISO 6878–1:1986

Mg2+

24 ± 8 318 C

Ca2+

108 ± 16 311 C

Hägusus on pilootseadme eelsetitit läbinud vädul vahemikus 200 – 500 hägususe ühikut

(NTU). Sellegipoolest on esinenud perioode, kus settevesi sisaldab suuremas koguses

hõljuvainet. Settevee ajuti kõrge mudasisaldus on tekitanud probleeme pilootseadme

opereerimisel (üksikasjalikum arutelu allpool).

Katseperioodi vältel oli vädu NHx–N sisaldusele iseloomulik tõusev trend (~ 500 mg NHx-

N/L augustis-septembris 2012, ~900 mg L-1 aprillis 2013). Ajuti esines vädu NHx-N sisalduse

lühiajalisi langusi, mis on seotud ilmselt madalama reoainete kontsentratsiooniga reovete

juhtimisega settevee kanalisatsioonitorustikku. Tallinna Reoveepuhasti vädule on omane

väga suur HCO3− sisaldus, mis vaatamata vädu kõrgele pH-le tähendab kõrget HCO3

−-ga

tasakaalus olevat lahustunud CO2 kontsentratsiooni vedelfaasis. Võimalik on ka CO2 poolne

inhibitsioon autotroofses lämmastikuärastuses osalevatele mikroorganismidele. Reovees on

suhteliselt kõrge Ca2+ ja Mg2+ ioonide sisaldus (Tabel 2). Põhja-Eestis on ka kõrge vee

karedus, mis on reginaalne omapära ning tuleneb karbonaatsetest aluskivimitest.

2012. aasta oktoobris teostati vädu proovist raskmetallide, boori, seleeni, kloriidi, Na+ ja K+

määramine Keskkonnauuringute Keskuse Tallinna laboratooriumis Marja 4d. Tulemused on

esitatud allolevas tabelis (Tabel 3).


36/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Tabel 3. Vädu raskmetallide, boori, seleeni, kloriidi, Na+ ja K+ sisaldused

Näitaja Standard Tulemus Näit

aja

Standard Tulemus

B EVS-EN ISO 11885 0,118 mg L-1 Ni EVS-EN ISO 11885 <0,02 mg/L

Hg STNnr.M/U84-1 <0,015 µg L-1 Pb EVS-EN ISO 11885 <0,04 mg/L

Cd EVS-EN ISO 11885 <0,02 mg L-1 Fe EVS-EN ISO 11885 3,29 mg/L

K ISO 9964-3 51 mg L-1 Se EVS-EN ISO 11885 <0,1 mg/L

Co EVS-EN ISO 11885 <0,02 mg L-1 Zn EVS-EN ISO 11885 <0,02 mg/L

Cr EVS-EN ISO 11885 <0,02 mg L-1 V EVS-EN ISO 11885 <0,02 mg/L

Mn EVS-EN ISO 11885 0,087 mg L-1 Cu EVS-EN ISO 11885 <0,02 mg/L

Mo EVS-EN ISO 11885 <0,03 mg L-1 Cl– ISO 9297 110 mg/L

Na ISO 9964-3 63 mg L-1


37/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

7.2 UURINGUD POOLTÖÖSTUSLIKUL KATSESEADMEL


7.2.1.1 REAKTOR SBR1

Reaktori SBR1 väljavoolu parameetrite dünaamika on esitatud alloleval joonisel (Joonis 8).

Esimese 38 katsepäeva andmed on saadud Hach Lange Test Kittidega, teostades analüüsid

pilootseadme juures kohapeal vahetult pärast proovivõttu (välja arvatud kolmandal

katsepäeval nädalas, mille tulemused tuginevad laborianalüüsidele). Kõik tulemused alates

40-st katsepäevast on saadud laborianalüüside põhjal.

Joonis 8. Reaktori SBR1 väljavooluparameetrite muutused ajas.

SBR1 inokuleeriti 20 L aeroobse biomudaga. Viibeaja 1,5 ööpäeva ja lahustunud hapniku

kontsentratsioonidel 4-5 mg L-1 jäid reaktori väljavoolu NO2−–N kontsentratsioon esimese

kahe nädala jooksul alla 10 mg L-1, kuid 15-17 katsepäevaks saavutati nitriti taseme kiire tõus

(NO2−–N~300 mg L-1, kiirtestide alusel). Peamine selektsiooniparameeter nitriteeriva

biokoosluse väljakujundamiseks ja kontrolliks oli süsteemis oleva muda vanus (arvestades

süsteemi opereerimise temperatuuri ja sellele vastavaid AOB ja NOB kasvukiirusi). Settevee

kontsentratsioonile iseloomulikud vaba ammoniaagi kontsentratsioonid küll inhibeerivad


38/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

NOB rohkem kui AOB, kuid NOB adaptatsioon aja jooksul kõrgematele vaba ammoniaagi

kontsentratsioonidele muudab antud selektsiooniparameetri pikaajalise kasutamise

küsitavaks.

SBR1 režiimis esines siiski mitmeid häiringuid. Nitrititaseme langused katsepäevadel 34-37,

60-72, ja 109-131 olid tingitud hapnikuanduri elektrilistest häiringutest, mis tulenesid

staatilise elektri ja mudatsentrifuugide ruumides asuvate suure võimsusega elektrisedmete

poolt genereeritud elektromagnetväljade mõjust. Perioodil 60-72 katsepäev täheldati ka

settevee kõrgenenud mudasisaldust. Perioodil 151-193 katsepäeva halvas protsessi suure

koguse muda korduv sissekandumise reaktorisse, millele lisandusid elektrilised häired.

Elektromagnetväljadega seotud probleemid lahendati jaanuaris 2013. Nitrititaseme langus

215 katsepäeva proovis oli seotud tõrgetega toiteventiili 01-VM-01 ja SBR1 puhuri

funktsioneerimises.

Muda viibeaja kontrolli alusel saab SBR1 opereerimist periodiseerida kolmeks – algne

katseperiood ilma muda settimiseta (1-193 katsepäev), mil muda viibeaeg oli võrdne

hüdraulilise viibeajaga (kemostaatrežiim), 30 minutilise muda setteajaga periood (194 - 263

katsepäev), kui muda vanust ei kontrollitud, ning vahelduva settimisajaga töötsüklite periood,

kui muda viibeaeg oli kontrollitav sõltumatumatult hüdraulilisest viibeajast (muda viibeaeg 2-

3 päeva). SBR1 opereerimisel kasutatud hüdraulilised viibeajad ja teised opereerimise

parameetrid on esitatud Tabelis 4. Kuna reaktori töö võib kemostaatrežiimil

sisendparameetrite suure kõikumise tõttu olla ebastabiilne, nagu näitas ka SBR1 opereerimise

kogemus. Samas on muda vanus efektiivse ja jätkusuutliku nitritatsiooni saavutamisel

peamine kontroll-parameeter.


39/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Tabel 4. SBR1 Opereerimise parameetrid, režiimid ja saavutatud koormused

Katse-

päev

HRT,

päeva

Muda vanus,

päeva

Režiim Koormus,

kgN/m³·d

NO2−–N /

(NO2−–N +

NHx–N)1

NO2−–N /

(NO2−–N +

NO3−–N)2

1-52 1,0 SRT=HRT

(1,0)

kemostaat 5,90±0,65 0,52±0,11 0,92±0,05

53-74 1,5 1,5 kemostaat 3,98±0,29 0,54±0,06 0,95±0,01

75-110 1,0 1,0 kemostaat 2,46±0,22 0,58±0,02 0,95±0,02

110-165 1,5 1,5 kemostaat 2,52±0,69 0,36±0,14 0,93±0,01

166-193 1,0 1,0 kemostaat 4,98±0,43 Ebastabiilne

töörežiim

Ebastabiilne

töörežiim

194-233 2,0 kontrollimata SBR, muda

settimisega

3,51±0,93 0,46±0,12 0,96±0,02

234-263 1,3 kontrollimata SBR, muda

settimisega

6,25±0,22 0,48±0,05 0,95±0,053

264-356 1,3 2-3 SBR, muda

settimisega,

perioodilise

settimisfaasi

vahelejätmisega

6,00±0,71 0,55±0,05 0,97±0,01

Nitritlämmastiku kontsentratsiooni suhe nitrit- ja ammooniumlämmastiku kontsentratsioonide

summasse (NO2−–N/(NO2

—N + NHx–N)) nitriteeriva reaktori väljavoolus määrab nitriteeritud

settevee sobivuse Anammox reaktori sissevooluna. Saavutamaks Anammox protsessi

teoreetilise maksimumi lähedast efektiivsust (90% lämmastikuärastust) on lähtudes

Anammox reaktsiooni stöhhiomeetriast vajalik, et suhe NO2−–N/(NO2

−–N + NHx–N) oleks

vahemikus 0,55-0,60. SBR1 puhul on antud suhte arvutamisel välja jäetud katsepäevad, mil

NO2−–N kontsentratsioon SBR1 väljavoolus jäi laborianalüüside kohaselt alla 100 mg L-1.

Arvutus hõlmab katsepäevi 39-352, arvutustest väljajäetud katsepäevad hõlmavad: 60-72,

1 Välja arvatud katsepäevad, kui NO2

−–N sisaldus väljavoolus oli alla 100 mg L-1. 2 Välja arvatud katsepäevad, kui NO2

−–N sisaldus väljavoolus oli alla 1 mg mg L-1 (päevad 157-171). 3 Katsepäevadel 261-263 langes suhte väärtus 0,78-ni. Eeldades suhte edasist langust, rakendati muda vanuse kontroll setteaegade varieerimise teel.


40/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

109-115, 123-130, 152-193 ning 215-223. Antud perioodi keskmine NO2−–N/(NO2

−–N +

NHx–N) suhe on 0,51, standardhälbega 0,10. Peale vahelduva settivusaja põhise muda vanuse

kontrolli rakendamist alates 264-st katsepäevast püsis suhe NO2−–N/(NO2

−–N + NHx–N)

kestvalt üle 0,4 perioodi keskmise väärtusega 0,54 (standardhälve 0,05), praktiliselt

saavutades Anammox protsessile sobivaima väärtuse. Maksimaalne NO2−–N/(NO2

−–N +

NHx–N) suhe 0,62 registreeriti, katsepäevadel 88-94 (kemostaatrežiimil).

Nitritlämmastiku akumulatsiooni tase, väljendatuna nitritlämmastiku kontsentratsiooni

suhtena mineraalse lämmastiku oksüdeeritud vormide summasse (NO2−–N + NO3

−–N), oli

kogu katseperioodi vältel üle 0,9 (keskmine 0,95, standardhälve 0,03), välja arvatud

katsepäevadel 261-263 (vahetult enne muda vanuse kontrolli algust). Arvutus hõlmab

katsepäevi 39-350, arvutusest on välja jäetud protsessi tõsise häiringu periood katsepäevadel

157-171. Väga kõrge nitriti akumulatsiooni tase näitab, et kemostaatrežiim või opereerimine

muda vanusel max. 2-3 ööpäeva on efektiivsed NOB aktiivsuse mahasurumise ja

kõrgselektiivse nitritatsiooni saavutamise strateegiad. Kemostaatrežiimil ilmnes küll protsessi

suurem tundlikkus sisendparameetrite kõikumise suhtes; muda vanuse hoidmine 2-3 päeva

juures hüdraulilisest viibeajast lahus (HRT=1,3 päeva) kindlustas nitritatsiooniprotsessi

suurema robustsuse sisendparameetrite kõikumise suhtes ja ühtlasi kõrgselektiivse

nitritatsiooniprotsessi parema stabiilsuse. Kui muda vanust ei kontrollita, viib see aja jooksul

protsessi selektiivsuse halvenemiseni (katsepäevad 261-263; nitraatlämmastiku

kontsentratsiooni tõus 87 mg/L-ni), kuid muda vanuse piiramine võimaldab nitritatsiooni

selektiivsuse kiiresti (vähem kui nädalaga) taastada.

Kokkuvõtlikult – muda vanuse kontrolli põhise protsessi ohjamise strateegiaga saavutati

nitritatsiooni edukas käivitumine reaktoris SBR1, väga kõrge selektiivsusega nitriti

akumuleerumise suhtes ning anammox protsessile sobiva nitrit- ja ammoonium-lämmastiku

vahekorraga reaktori väljavoolus.

7.2.1.2 REAKTOR MBBR1

Reaktori MBBR1 väljavoolu parameetrite trendid on esitatud Joonis 9. Tabel 5 on esitatud

reaktori MBBR1 opereerimise parameetrid ning saavutatud lämmastiku-koormused ja

lämmastiku ärastuse kiirused.


41/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 9. Reaktori MBBR1 väljavoolu parameetrite muutused ajas.


42/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Tabel 5. MBBR1 opereerimise parameetrid, koormused ja ärastuskiirused.

Katse-

päevad

SBR1 VV

ja vädu

ruumala

suhe %-

des

MBBR1

SV

MBBR1

HRT,

päeva

Koormus,

kg∑N/m³·d

Ärastus-

kiirus

kg∑N/m³·d

ja ärastuse

% (sulgudes)

Ärastus-

kiirus kg

NO2−–N/

m³·d ja

ärastuse %

(sulgudes)

Ärastus-

kiirus kg

NHx–N /

m³·d ja

ärastuse %

(sulgudes)

mol

NO2−–N

ärastatud/

mol

NHx–N

ärastatud

1-36 10:90 2,0 0,338±0,016 0,020±0,015

(5,9±4,3)

0,017±0,013

(89,4±8,0)

0,005±0,005

(5,0±3,8)

0,108

37-52 15:85 1,5 0,370±0,028 0,019±0,013

(5,0±3,4)

0,015±0,010

(94,573±2,165)

0,005±0,002

(1,2±0,5)

1,404

53-78 13:87 1,3 0,403±0,023 0,018±0,016

(4,5±4,0)

0,010±0,008

(81,797±8,937)

0,012±0,011

(3,0 ± 2,7)

2,497

80-85 10:90 2,0 0,267±0,001 0,042 ± 0,018

(15,9 ± 6,8)

0,000±0,000

(59,564±30,707)

0,041±0,029

(16,2± 11,7)

0,770

86-92 30:70 3,0 0,155±0,014 0,026±0,005

(16,6 ± 1,7)

0,012±0,011

(59,858±2,974)

0,014±0,003

(10,9±1,3)

1,627

93-110 15:85 1,5 0,358±0,079 0,038±0,018

(11,0 ± 5,0)

0,015±0,012

(65,879±11,226)

0,025±0,013

(8,3±5,4)

1,130

111-134 10:90 1,5 0,390±0,006 0,040±0,024

(10,2 ± 6,0)

0,006±0,001

(72,768±26,378)

0,037±0,021

(9,6 ± 5,5)

0,265

135-162 20:80 2,0 0,304±0,011 0,037±0,031

(12,8 ± 10,2)

0,008±0,006

(70,532±28,525)

0,024±0,023

(12,8 ± 8,2)

0,398

163-181 40:60 4,0 0,142±0,012 0,016±0,011

(10,7 ± 7,6)

0,001±0,001

(73,896±20,762)

0,014±0,009

(9,7 ± 6,8)

0,083

182-232 10:90 2,0 0,371±0,045 0,055±0,034

(14,7 ± 8,6)

0,012±0,010

(73,337±26,367)

0,049±0,038

(13,3±10,2)

0,138

233-240 20:80 3,7 0,203±0,037 0,021±0,014

(11,4 ± 7,9)

0,018±0,010

(99,382±0,648)

0,010±0,008

(5,3±4,6)

1,387

241-247 40:60 7,4 0,115±0,001 0,018±0,002

(15,9 ± 1,8)

0,014±0,013

(96,200±2,770)

0,001±0,001

(1,4 ± 1,0)

7,200

248-262 50:50 9,0 0,083±0,005 0,019±0,006

(22,3 ± 6,6)

0,016±0,011

(91,821±6,148)

0,004±0,002

(6,2 ± 2,8

1,355

263-285 37:73 9,0 0,167±0,070 0,042±0,012

(26,4 ± 4,6)

0,018±0,012

(71,182±14,787)

0,024±0,016

(17,5 ± 7,8)

1,838

285-306 40:60 7,0 0,125±0,011 0,026±0,009

(20,3 ± 6,7)

0,028±0,012

(93,013 ± 5,634)

0,003±0,002

(3,1 ± 1,8)

4,503

307-342 33:67 4,5 0,143±0,023 0,038±0,017

(25,8 ± 10,4)

0,028±0,005

(89,764 ± 8,180)

0,012±0,010

(10,2 ± 7,8)

3,003

343-356 45:55 7,0 0,097±0,006 0,032±0,012

(32,7 ± 10,6)

0,028±0,000

(99,014 ± 1,221)

0,008±0,008

(11,2 ± 10,6)

1,757


43/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Stabiilse bioprotsessi väljakujunemist reaktoris MBBR1 pidurdasid SBR1 töös esinenud

häiringud, kuna nitriti voog MBBR1 toites ei olnud pidev. Katsepäevade 151-193 vahel

esines protsessi häiriv muda sissekanne ka reaktorisse MBBR1, samuti oli sellel perioodil

häireid MBBR1 segamispumba töös.

Hinnangulised vaba ammoniaagi (free ammonia, FA) sisaldused MBBR1 väljavoolus on

esitatud joonisel 10. FA arvutusmetoodika põhineb valemil 1 ning ei arvesta vaba FA

interaktsioone vädu HCO3–-ga tasakaalus oleva lahustunud CO2-ga. Vastav matemaatiline

mudel, mis võtab arvesse ka lahustunud CO2 mõju, on Tartu Ülikooli keemia instituudi

kolloid- ja keskkonnakeemia õppetoolis alles väljatöötamisel.

Jooniselt 10 ilmneb lämmastiku ärastuskiiruse mõningane tõus, kui vedelfaasi FA sisaldus oli

viidud alla kontsentreeritud soolhappe lisamise teel alates 178.-st katsepäevast (Joonis 10).

See viitab sellele, et esines autotroofse lämmastikku ärastava mikrofloora FA inhibitsioon,

mis kahanes FA sisalduse vähenemisel. Samas, nagu näitab Joonis 11, kasvab pH allaviimisel

ka vaba lämmastikushappe (HNO2, free nitrous acid, FNA) kontsentratsioon, mis sõltuvalt

pH-st ja NO2−–N kontsentratsioonist võib viia FNA poolt põhjustatud inhibitsioonile.

Optimaalne pH väärtus, mis kindlustab sobiva FA – FNA tasakaalu, asub vahemikus pH=7,0-

7,5.

Joonis 10.FA mõju lämmastikuärastuse kiirusele reaktoris MBBR1.


44/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 11. FNA ja nitriti mõju lämmastiku ärastuskiirusele reaktoris MBBR1.

FA kontsentratsiooni allaviimine soolhappe doseerimise teel aitas kaasa lämmastiku

ärastuskiiruse suurenemisele, kuid Anammox bakterite aeglase kasvukiiruse tõttu esines siiski

nitriti kontsentratsiooni suurenemine 200-nda päeva paiku ja katsepäevadel 280-300, millele

järgnes protsessi edasine inhibeerumine vaba HNO2 tõttu.

Hästi toimiva Anammox reaktori väljavoolule on iseloomulik ärastatud NO2−–N ja ärastatud

NHx–N moolsuhe 1,20-1,32:1. MBBR1 väljavoolule arvutatud vastav moolsuhe on ajas

muutuv ja väga suurtes piirides kõikuv, mis koos väljavoolu madala nitraadi

kontsentratsiooniga viitavad, et veel polnud välja arenenud stabiilselt domineerivat

lämmastikuärastus. Paralleelselt kulgesid NO2−–N ja NO3

−–N heterotroofne

denitrifitseerimine (mida võimaldab settevee orgaanilise aine sisaldus, vt. Tabel 2), aeroobne

ammooniumi oksüdatsioon ja Anammox protsess. Enne katsepäeva 178 (happe doseeremise

algus) võis suhteliselt kõrge pH tõttu (reaktoris MBBR1 vahemikus 7,8...8,1) märkimisvääset

rolli omada ka NH3 lendumine.

7.2.1.3 OPERATSIOONIÜHIK 1 TERVIKUNA

Operatsiooniühiku 1 väljavoolu parameetrite dünaamikat iseloomustab Joonis 12: NHx-N

kontsentratsiooni langus reaktori MBBR1 väljavoolus võrrelduna väduga viitab autotroofse

lämmastikuärastuse efektiivsuse kasvule pärast 250 katsepäeva, kui oli kindlustatud nii SBR1

kui ka MBBR1 stabiilne opereerimine.


45/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280 300 320 340 360

N m

g N

/L

Aeg (p)

Opereerimisühik 1NHx-N vädus NHx-N väljavoolus NO2-N väljavoolus NO3-N väljavoolus

Joonis 12. Opereerimisühiku 1 sissevoolu ja väljavoolu parameetrite muutused ajas.


Operatsiooniühiku 2 väljavoolu parameetrite dünaamikat iseloomustab

Joonis 13. Reaktori MBBR2 opereerimise parameetrid ning saavutatud

lämmastikukoormused ja –ärastuse kiirused on esitatud tabelis (Tabel 6).


46/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 13. Opereerimisühiku 2 väljavoolu parameetrite muutused ajas.

Tabel 6. MBBR2 opereerimise parameetrid ja saavutatud lämmastikukoormused ning –ärastuse kiirused

Lahustunud hapniku kontsentratsioon aeroobses faasis oli 0,5-0,8 mg/L.

Katsepäev HRT,

päeva

Aeratsioonitsükkel

Aeroobne/anaeroobne

Koormus,

kg∑N/m³·d

Ärastuskiirus

kg/m³·d

∑N

ärastusefektiivsus

1-80 1,5 20:20 0,40 ± 0,05 0,02 ± 0,02 4,19 ± 3,63

81-108 1 20:40 0,37 ± 0,08 0,03 ± 0,03 7,91 ± 6,97

109-137 2 20:40 0,58 ± 0,06 0,08 ± 0,05 13,51 ± 8,40

138-153 4 20:40 0,29 ± 0,04 0,06 ± 0,02 20,35 ± 4,52

154-184 2 20:40 0,17 ± 0,04 0,04 ± 0,02 23,98± 5,10

185-233 3 20:40 0,21 ± 0,04 0,10 ± 0,04 23,99 ± 11,42

234-254 5 20:40 0,11 ± 0,04 0,03 ± 0,02 10,14 ± 6,05

255-261 4,5 20:90 0,13 ± 0,02 0,02 ± 0,01 6,85 ± 6,59

262-356 4,8 20:100 0,17 ± 0,02 0,05 ± 0,02 27,78 ± 8,39


47/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Lämmastikuärastus hakkas aeglaselt suurenema peale 100-ndat katsepäeva. Kuid nagu näitab

väljavoolu madal nitraadi kontsentratsioon, toimus ka selles reaktoris lämmastikuärastus

paralleelselt mitme mehhanismi alusel – Anammox protsess kõrvuti heterotroofse

denitrifikatsiooniga. Enne happe doseerimise algust 178 katsepäeval võis pH väärtustel 7,8-8

olulist rolli omada NH3 lendumine aeratsioonil.

FA ja FNA mõju iseloomustavad alljärgnevad joonised (Joonis 14 ja Joonis 15).

Joonis 14. FA mõju lämmastiku ärastuskiirusele reaktoris MBBR2

Joonis 15. FNA ja nitriti mõju lämmastiku ärastuskiirusele reaktoris MBBR2.

Sarnaselt reaktoriga MBBR1 aitas FA allaviimine kaasa autotroofiliste bakterite aktiivsuse

kasvule katsepäevade 180-230 vahelisel perioodil. Inhibitsioon vähenes nii Anammox - kui


48/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

ka ammooniumi oksüdeerivate mikroorganismide suhtes. Ammooniumi oksüdeerivate

bakterite suurem kasvukiirus võrreldes Anammox bakteritega viis nitriti kuhjumiseni ning

madalama pH tõttu (7,8-8 enne pH regulatsiooni algust, ~ 7 peale pH regulatsiooni) vaba

HNO2 (FNA) kontsentratsiooni kasvule, millele järgnes omakorda inhibeerumine nüüd juba

FNA toimel. Ärastuskiiruse langemine 250 päeva paiku tuleneb sissevoolu reoaine

kontsentratsiooni järsust langusest proovivõtu päeval võrreldes varasema sissevooluga, mis

oli märgatavalt kõrgema reoainete sisaldusega, kuid reaktoris polnud veel jõudnud pikema

hüdraulilise viibeaja tõttu lahjeneda.


Operatsiooniühiku 3 väljavoolu parameetrite dünaamikat iseloomustab Joonis 16. Reaktori

SBR3 opereerimise parameetrid ning saavutatud lämmastikukoormused ja –ärastuse kiirused

on esitatud Tabel 7.

Joonis 16. Reaktori SBR3 väljavoolu parameetrite muutused ajas.


49/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Tabel 7. SBR3 opereerimise parameetrid ja saavutatud lämmastikukoormused ning –ärastuse kiirused

Lahustunud hapniku kontsentratsioon aeroobses faasis oli 0,5-0,8 mg/L.

FA ja FNA mõju iseloomustavad alljärgnevad joonised (Joonis 17 ja Joonis 18).

Katsepäev HRT,

päeva

Aeratsioonitsükkel

Aeroobne/anaeroobne

Koormus,

kg∑N/m³·d

Ärastuskiirus

kg/m³·d

∑N

ärastusefektiivsus

1-107 1,5 20:20 0,35 ± 0,07 0,02 ± 0,02 9,4 ± 8,1

108-138 1,0 20:40 0,51 ± 0,01 0,05 ± 0,01 9,8 ± 2,4

139-155 2,0 20:40 0,24 ± 0,02 0,04 ± 0,02 17,8 ± 7,3

156-184 4,0 20:40 0,11 ± 0,01 0,03 ± 0,00 32,4 ± 4,6

185-234 2,0 20:40 0,28 ± 0,05 0,05 ± 0,02 22,1 ± 8,2

235-255 3,0 20:40 0,19 ± 0,05 0,03 ± 0,02 15,2 ± 10,2

256-284 4,0 10:50 0,15 ± 0,02 0,03 ± 0,01 22,1 ± 12,7

285-356 4,0 20:100 0,15 ± 0,03 0,02 ± 0,01 14,8 ± 8,5


50/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 17. FA mõju lämmastiku ärastuskiirusele reaktoris SBR3

Joonis 18. FNA mõju lämmastiku ärastuskiirusele reaktoris SBR3

Protsessid biomudapõhises reaktoris SBR3 kulgesid sarnaselt biokilereaktorile MBBR2. 304

katsepäeval esines reaktoris SBR3 happe doseerimissüsteemi rikke tõttu pH-šokk (pH

langemine lühiajaliselt 2-ni), mis tõenäoliselt tõi kaasa olulise osa Anammox biomassi

inhibeerumise.


51/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

7.3 ANAMMOX BAKTERITE POPULATSIOONI ARVUKUSE

HINDAMINE

Anammox bakterite olemasolu tuvastati qPCR metoodika abil kõigis Paljassaare

pilootseadme reaktorites, samuti settevees. Kõrgeim rikastusaste 1 g eraldatud biomassi kohta

oli mai 2013 seisuga saavutatud vahelduva aeratsiooniga biokilereaktoris MBBR2 (26 korda

võrreldes setteveega), isegi suurem kui anaeroobses Anammox-reaktoris MBBR1 (12 korda

võrreldes setteveega). Madal, vaid 1,5 kordne rikastusaste reaktoris SBR3 tuleneb ilmselt

pH-šoki mõjust 2013 aprillis, mis tõi kaasa biomassi arvukuse vähenemise. SBR1 biomassis

on Anammox bakterite arvukus 4 korda väiksem kui settevees, johtuvalt aeroobsetest

tingimustest reaktoris SBR1. qPCR tulemused on kokku võetud alljärgneval joonisel (Joonis

19).

Joonis 19. Anammox bakterite suhteline arvukus Paljassaare pilootseadme reaktorite biomassis.


52/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

8 LABORATOORSES MAHUS REAKTORSÜSTEEMID

Seoses käesoleva uurinu ja teiste paraleelselt käivitatud tehnoloogiaarendusprojektidega on

uurimisgrupi teadlastel olnud võimalus osaliselt jätkata aastatel 2008-2010 KIK-i poolt

finantseeritud laborimahus lämmastikuärastuse uuringuid ning teostada protsessitehnoloogia

uuringuid. Käesolevas peatükis on kokkuvõtlikult esitatud andmed täiendavatest uuringutest,

mis toetavad ja laiendavad arusaama autotroofsest lämmastikuärastuse tehnoloogiast.

8.1 ÜHEASTMELISED NITRITATSIOON-ANAMMOX

TEHNOLOOGIAD

8.1.1 BIOKILE (MBBR) REAKTORSÜSTEEMID

Antud uurimistöö laboratoorses osas uuriti alternatiivset viisi lämmastikuärastuse

läbiviimiseks laboratoorsetes tingimustes kultiveeritud autotroofsete bakterikultuuride abil.

Uuringu raames teostati anaeroobset ammooniumi oksüdatsiooni (Anammox) protsessi

läbiviivate bakterite rikastamist setteveest biokilekandjatele ning lämmastikuärastuse

läbiviimist liikuvate biokilekandjatega süsteemis. Efektiivne kahe-etapiline ning üheetapiline

autotroofne lämmastikuärastuse protsess käivitati erinevates biokilesüsteemides

(maksimaalne lämmastikuärastuse kiirus 1 kg N m-2 d-1) anaeroobse kääriti separeerimisel

allesjääva lämmastikurikka vädu käitlemiseks.

Katsetes, kus võrreldi kahte erinevat lämmastikuärastuse süsteemi: Anammox biokilega

nitritatsioon- Anammox protsessi käivitamist (R1) ja nitrifitseeriva biokilega kandjatel

toimuvat lämmastikuärastuse protsessi käivitamist (R2) saavutati kõrgemad

lämmastikuärastuse kiirused Anammox biokilekandjatega süsteemis. Anammox protsess

käivitatud nitrifitseeriva biokilega süsteemis oli vastupidavam kõrgemate ammooniumi

kontsentratsioonide suhtes, mistõttu nitraati tekitavate bakterite aktiivsust ei suudetud alla

suruda piisavalt hästi (Joonis 20). Anammox protsess käivitatud ettekasvatatud Anammox

biokilega süsteemis olid nitrifitseerivad bakterid vähem vastupidavam kõrgemate ammoniumi

kontsentratsioonide suhtes, mille abil suudeti vaba ammoniaagi inhibitsiooni tõttu nitraati

tekitavad bakterid üheastmelises nitritatsioon- Anammox süsteemis efektiivsemalt maha

suruda ja seeläbi tagada kõrgem lämmastikuärastuse aste ja efektiivsus süsteemis R1 (Joonis

20).

Laboratoorsetes biokilesüsteemides uuriti lämmastikuärastuse kiirusi ka kahes nitritatsioon-

Anammox süsteemis (Tabel 8). Antud süsteemid on analoogideks üheastmelisele

pooltööstuslikele pilootseadmele MBBR2.


53/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Tabel 8. Läbivoolsete nitritatsioon- Anammox biokilesüsteemide parameetrid.

Parameeter MBBR reaktorsüsteem 1 MBBR reaktorsüsteem 2

Keskmine

lämmastikuärastuse kiirus (kg

N m-2 d-1)

1 0.5

Temperatuur (°C) 21,1 – 22,9 19,9 – 20,9

Segurite pöörlemiskiirus

(p/min)

200 200

Biokile

kasvatamise/opereerimise

perioodi pikkus (päeva)

642 1071

Orgaanilise kuivaine sisaldus

(mg ühe kandja kohta)

3,74 ± 0,25 6,3 ± 0,2 11,9 ± 0,2

Laboratoorsetes biokile tehnoloogial põhinevates seadmetes saavutati lämmastikuärastuse

kiiruste maksimum (1 kg N m-2 d-1) koos madala nitraadi sisaldusega süsteemis (R1), milles

kõigepealt kasvatati anoksilistes tingimustes Anammox organismid ning (seejärel pärast 300

päeva) lisati süsteemile vahelduv aeratsioonisüsteem (aeratsioonitsükkel 30 minutit/ 30

minutit aeratsioonita). Selle tulemusena kasvasid aeroobsed ammoniumi oksüdeerijad,

kindlustades NO2−–N/(NO2

−–N + NHx–N) suhte väärtuse ligikaudu 0,5. Teises süsteemis (R2)

kasvatati nitrifitseerivast biomassist kõigepealt nitriteeriv süsteem ning biokilesüsteemi

anoksilistesse kihtidesse kasvatati Anammox organismid. Antud süsteemist ei õnnestunud

nitrifitseerivaid organisme lõplikult „välja pesta“, mistõttu väljavoolu kõrgemate

nitraadisisalduste tõttu protsessi efektiivsus ja lämmastikuärastuse kiirus olid limiteeritud (0,5

kg N m-2 d-1) (Joonis 20).


54/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Con

cent

ratio

n

[mg

N L

-1]

TN

rem

oval

rat

e [g

N m

-2 d

-1]

0,0

0,5

1,0

1,5

0

200

400

600

800

1 84 184 284 384 484 584

a) R1

0

0,5

1

1,5

0

200

400

1 201 401 601 801

Time [days]

b) R2 Effl NH4-N Effl NO2-N

Effl NO3-N TN removal rate

Joonis 20. Väljavoolu lämmastikuvormide kontsentratsioonid ja summaarse (TN) lämmastikuärastuse kiirused (TN removal rates) deammonifikatsioonil töötavates üheastmelistes liikuvate kandjatega biokilesüsteemides (MBBR) (R1 and R2).

Nitrifitseerivate organismide inhibeerimine süsteemis R1 oli tõhus pärast pikaajalist kõrge

ammooniumi kontsentratsiooni hoidmist süsteemis (ca 400 mg N L-1) ja sellega tasakaalus

oleva kõrge vaba ammoniaagi sisalduse olemasolu süsteemis. Süsteemis R2.oli ammooniumi

sisaldus oluliselt madalam <100 mg N L-1. Samamoodi olid R1 süsteemis kõrgemad

Anammox protsessi vaheühendi- hüdrasiini sisaldused (<50 µg N L-1) võrreldes süsteemiga

R2, kus need olid keskmiselt opereerimise perioodi jooksul <30 µg N L-1. Hüdrasiin on

Anammox protsessi vaheühend, kuid on toksiline eriti just nitritit oksüdeerivatele bakteritele

võrreldes ammoniumit oksüdeerivate bakteritega, millele antud vaheühend mõjub vähem

toksiliselt, soodustades nitrifitseerivate organismide „väljapesemist“ võrreldes nitriteerivate

organismidega. Efektiivne Anammox protsess eraldab enam hüdrasiini, mis nitritatsioon-

Anammox protsessi edukat kulgemist soodustab.

8.1.2 ÜHEASTMELISED AKTIIVMUDASÜSTEEMID

Annuspuhasti (SBR süsteem) käivitati Anammox organisme sisaldava biomassiga.

Annauspuhastit opereeriti temperatuuril 26 ºC vahelduva aeratsiooniga - 30 min aereeriti,

mille vältel lahustunud hapniku kontsentratsioon tõusis kuni 1 mg O2 L-1, seejärel aeratsioon

katkestati 30-ks minutiks, mille vältel lahustunud hapniku kontsentratsioon langes nullini.

Reaktoris käideldi esimesel 300 päeval pärmitööstuse lämmastiku- ja orgaanilise aine rikast

settevett. Edaspidi oli reaktori sisendiks lahjendatud settevesi kogulämmastiku sisaldusega


55/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

300-400 mg N L-1. 24 tunni möödudes vahetus 40% reaktori vedelfaasi mahust, andes

hüdrauliliseks viibeajaks 2.5 päeva. Reaktori keskmine lämmastikuärastuse efektiivsus

katseperioodil oli 70 (±10) % ning ärastuskiirus 50-100 mg N L-1 p-1 (2,9-5 mg N g-1 VSS h-

1). SBR süsteemi toideti katsepäevadel 570-640 sünteetilise reoveega, kuid alates 640-st

päevast mindi üle Tallinna reoveepuhasti metaankääriti vädule (Joonis 21). Üleminekul

sünteetiliselt reoveelt Tallinna RVP vädule vähenes puhastusefektiivsus, mis näitas

bakterimassi kultiveerimise spetsiifilisust tingimuste muutuste suhtes, k.a. settevee kõrgemad

vaba ammoniaagi ja HCO3- näidud võrreldes sünteetilise reoveega, mis mõjuvad antud

bakteritele inhibeerivalt.

Joonis 21. SBR laboratoorse katsereaktori tööefektiivsust kirjeldavad graafikud.

Katseperioodil nr 1.: toimus koormuse tõstmine läbi viibeaja lühendamise päevadel 550-570.

Katseperioodil nr 2.: üleminek sünteetiliselt reoveelt Tallinna RVP metaankääriti vädule,

mistõttu katsepäevadel 640-660 esines nitriti inhibitsioon, mille järel bakterite kohanemise

tulemusena protsess taastus.


56/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

8.2 KAHEASTMELISED DEAMMONIFIKATSIOONI-

TEHNOLOOGIAD

8.2.1 KAHEASTMELISE MBBR TÖÖEFEKTIIVSUS JA NITRITI

INHIBITSIOONI TESTID

20 L mahuga MBBR töötas katseperioodil (päevad) temperatuuril 26 ºC. MBBR süsteemi

toideti Tallinna RVP metaankääriti väduga, millele lisati nitriti lahust, tagamaks MBBR

läbivoolulisele süsteemisle sobiv NO2-/NHx Anammox reaktsiooni stöhhiomeetriale vastav

suhe 1.31/1 (Van de Graaf et al 1996). Reaktorit opereeriti pideva toitega, mida sisestati 3 L

päevas. Antud töös tehtud katsetes olid MBBR läbivoolulise süsteemi koormused

optimaalsed ja tööefektiivsus püsis valdavalt üle 80% (Joonis 22).

Joonis 22. MBBR katsereaktori tööefektiivsust iseloomustavad graafikud.

Katseperioodil 1 toimus koormuste hüppeline tõstmine reaktoris MBBR, millega kaasnes

nitriti inhibitsioon. Katseperioodil 2 ilmnes reaktori ülekoormatust tingitud pikaajaline

madala efektiivsusega period, mis on seotud nitriti inhibitsiooniga.


57/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Koormuste hüppelist tõstmist MBBR läbivoolulises katsereaktoris viidi läbi katsepäevadel

550-600 (Joonis 22). Nitriti sisaldused süsteemis tõsteti järk-järgult 0 -74 mg NO2--N L-1

katsepäeval 561 ning paarinädalase intervalli järel 137 mg NO2--N L-1 katsepäeval 589.

Koormuste tõstmise tulemusel suurenes nitriti inhibitsioon peale 600 päeva. Lämmastiku

ärastuse efektiivsus langes alla 80%. Inhibitsioonile eelnenud Anammox protsessi

efektiivsust ei õnnestunud taastada ja opereerimispäevaks 780 oli Anammox protsess

pöördumatult peatunud.

8.2.2 KAHEASTMELINE UASB SÜSTEEM

Kaheastmelise UASB süsteemi (Joonis 23 a) Anammox protsessi käivitusperiood oli 360

päeva, mille jooksul kasutati sissevooluks Tallinna RVP metaankääriti vädust märgatavalt

kõrgema üldlämmastikusisaldusega reovett lisades reoveele NaNO2 (Joonis 23 b). Kuna

nitritiga rikastatud kõrgema lämmastikusisaldusega vädu käitlemine Anammox- meetodil

õnnestus läbi viia reaalse setteveega, seega on ka UASB- tehnoloogia sobiv pooltööstuslike ja

tööstuslike seadmete käivitamiseks ja rakendamiseks, mida on varem läbi viidud Rotterdami

Anammox – seadme käivitamisel (Van der Star et al., 2008).

Joonis 23. a) UASB reaktor ja b) lämmastikuvormide ja ärastusefektiivsuste muutus UASB süstemis.


58/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

8.2.3 NITRITI INHIBITSIOON NITRITATSIOON-ANAMMOX

SÜSTEEMIDES

Nitriti toksilisus Anammox organismidele ja protsessi edasisele kulgemisele läbivoolses

süsteemis avaldub kõrgematel kontsentratsioonidel ja madalama pH juures. Selle tõttu

määrati nitriti sisaldused, mis läbivoolses süsteemis bakteriaalset lämmastikuärastuse kiirust

aeglustavad. Nitritiooni kontsentratsioonist sõltuva üldlämmastiku ärastuse kiiruse

iseloomustamiseks teostati annuskatsete seeriad mõlema süsteemi jaoks. Tulemuste põhjal

selgus, et MBBR ja SBR süsteemide mikroorganismidel on optimaalsed nitriti

kontsentratsioonid, mil Anammox protsessi efektiivsus on maksimaalne. Nitrit on Anammox

organismidele toksiline kõrgetel sisaldustel (ca 100 mg N L-1, mis sõltub ka pH-st), kuna

nitritiga tasakaalus olev rakku sisenev vaba lämmastikushape mõjutab bakteriaalseid

ainevahetuse protsesse inhibeerivalt. Varasemalt on MBBR läbivoolulisest reaktorsüsteemist

R1 pärinevate biokilekandjatega tehtud NO2--N kontsentratsioonist (10-70 mg NO2

-- N L-1)

sõltuvaid üldlämmastikuärastuse kiiruse mõõtmise uuringuid. Tulemused näitasid

ärastuskiiruse kasvu nitriti sisalduse suurendamisel kuni 40 mg NO2--N L-1 (Joonis 24).

Ärastuskiirused olid madalamad 60-70 mg NO2-- N L-1 juures, mistõttu tuvastati

inhibeerivaks nitriti kontsentratsiooniks 45 mg NO2-- N L-1, mida läbivoolses süsteemis

tuleks vältida.

Joonis 24. MBBR reaktorsüsteemi R1 üldlämmastiku ärastuskiirused NO2

--N kontsentratsioonidel 10-70 mg NO2

--N L -1.


59/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Teisest MBBR (R2) läbivoolulisest reaktorsüsteemist pärinevate biokilekandjatega (kus

nitrifitseeriv biokile oli eelnevalt rikastatud Anammox bakteritega) tehti NO2--N

kontsentratsioonist (20-160 mg NO2--N L-1) sõltuvaid üldlämmastiku ärastuskiiruse mõõtmise

katseid, et tuvastada nitriti inhibitsiooni lävi. Antud tulemused näitasid ärastuskiiruse kasvu

kuni 80 mg NO2--N L-1 (Joonis 25). Suurematel nitriti kontsentratsioonidel ärastuskiirus

langes. Kirjanduses on välja toodud Anammox protsessi inhibeeriv nitriti kontsentratsioon

70-100 mg NO2--N L-1 (Ekström, 2010). Antud süsteemis ilmes nitriti inhibitsioon kõrgemal

kontsentratsioonil kui R1 süsteemis, kuna biomassi hulk kandjal oli suurem ning nitriti

difundeerumine Anammox bakteriteni aeglasem.

Joonis 25. MBBR reaktorsüsteemi R2 lämmastikuärastuse kiirused erinevatel nitriti kontsentratsioonidel. Vearibad näitavad katseparalleelide standardhälvet.

Varem uuritud SBR süsteemi puhul oli optimaalne nitriti sisaldus 30 mg NO2--N L-1 (andmed

pole toodud). MBBR süsteemide puhul ilmnes katse algfaasis aeglase kiirusega periood, mis

kestis 2-3 tundi, pärast mida protsess oluliselt kiirenes. Võimalik, et tegemist oli statsionaarse

oleku püstitumisega ajas ning biokile kohanemisega kasutatud substraatidega. SBR süsteemi

puhul sarnast kohanemisfaasi ei täheldatud ja lämmastikuärastus toimis kogu katse vältel.

Kontsentratsioonide järk-järguline tõstmine või ka langetamine toob kaasa

lämmastikuärastuse kiiruse märgatava languse nii MBBR kui ka SBR biomassi puhul.

Optimaalsest nitriti kontsentratsioonist kõrgemate nitriti sisalduste puhul on tegemist nitriti

inhibitsiooni ilmnemisega Anammox protsessile, kuid protsessi kiiruse langus madalatel

kontsentratsioonidel vajab edasist uurimist.


60/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Antud töö käigus tõestati kõrge nitriti poolt põhjustatud inhibitsiooni ulatus MBBR ja SBR

süsteemides.

8.3 MIKROBIOLOOGILISED ANALÜÜSID

8.3.1 BAKTERITE KOOSLUS BIOKILESÜSTEEMIDES

Ühe- ja kaheastmelistest biokilesüsteemidest tuvastati PCR-DGGE analüüsil erinevate

ammoniumit oksüdeerivate bakteriperekondade Nitrosomonas tüved. Samuti määrati

üheastmelisest deammonifikatsiooni läbiviivast süsteemist madalat hapnikusisaldust taluvate

nitritit oksüdeerivate bakterite Nitrospira tüved. Mõlemast biokilesüsteemist PCR analüüsidel

leitud Anammox bakter kuulus kultiveerimata Planctomycetales hulka (kloon P4,

GeeniPanga ID: DQ304521). Sekveneerimise tulemuseks oli 99% nukleotiidne sarnasus

Geenipangas toodud Planctomycetales bakteriga P4. Antud bakter tuvastati biokilereaktorite

R1, R2 proovides. Identifitseeritud bakterite fülogeneetiline puu on esitatud joonisel

(

Joonis 26).


61/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 26. Deammonifitseerivates MBBR (R1 and R2) süsteemides identifitseeritud bakterite fülogeneetiline puu.

Määratud järjestuste sarnasus põhineb 16S rRNA geenijärjestuste amplifitseerimise

tulemustel biomassi proovidest, mis on võetud 500 päeva pärast süsteemi opereerimise

algust. Puu harude pikkused vastavad järjestuste erinevustele (näidatud mõõtkavaga, skaala

0,05). Geenipanga bakterite koodid on näidatud sulgudes

(


62/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 26).

Joonisel on näidatud geelile jäänud bändid, mis iseloomustavad vastava Anammox bakteriga

sarnase nukleotiidse järjestusega DNA amplifitseerumist võrreldes nullprooviga (Joonis 27).


63/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 27. PCR produktid reaktorist R2, kus joonisel on märgitud DGGE analüüsides amplifitseeritud DNA –ga (320 aluspaari) PCR produktidest praimeritega Pla46f-GC ja Amx368r tulpades vasakult paremale: 1. PCR steriliseeritud veega. 2. PCR produkt DNA amplifitseerimisel Anammox- spetsiifiliste praimeritega MBBR (R1) süsteemist pärast 4 kuud. 3. PCR produkt DNA amplifitseerimisel Anammox- spetsiifiliste praimeritega MBBR (R1) süsteemist pärast 4 kuud (parallel- rõngaga tähistatud). 4. PCR produkt DNA amplifitseerimisel Anammox spetsiifiliste praimeritega R2 süsteemist pärast 5 kuulist süsteemi opereerimist. 5. PCR steriliseeritud veega, PCR negatiivne kontroll.

8.3.2 MIKROORGANISMIDE KOOSLUS AKTIIVMUDASÜSTEEMIDES

SBR süsteemist eraldatud DNA alusel identifitseeriti järgmised Anammox organismid:

kultiveerimata anaeroobne ammooniumi oksüdeeriv bakterikloon HPT-WU-A01 ja

kultiveerimata Planctomycete kloon Pla PO55-9.

Mikrobioloogiliste parameetrite järgi oli SBR süsteemis erinevate madalat hapnikusisaldust

taluvate nitritit oksüdeerivate bakterite arvukus ajas kasvav (Joonis 28), millele viitab ka

kasvav nitraadisisaldus reaktoris opereerimise perioodi jooksul.

1 2 3 4 5


64/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 28. Aeroobsete lämmastikku oksüdeerivate bakterite arvukus SBR süsteemi biomassis (ülemisel joonisel nitritit oksüdeerivad bakterid, alumisel joonisel ammoniumi oksüdeerivad bakterid).

SBR süsteemi biomassis identifitseeriti rikkalik kooslus erinevatest lämmastikku ja

orgaanilist ainet ärastavatest organismidest, mis sisaldab ka: Anammox organisme

(Planctomycetes). SBR süsteemi bakterite fülogeneetiline puu on esitatud joonisel (Joonis

29).


65/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 29. SBR süsteemist tuvastatud bakterite fülogeneetiline puu.

8.3.3 PÜROSEKVENEERIMISE TULEMUSED

Pürosekveneerimine iseloomustab suuremat osa reaktorites leiduvate bakterite kooslustest

(NOB ja AOB identifitseeriti samuti). Kahjuks ei saadud detekteerida ühtegi Anammox

bakterit ega ka Planctomycetes hõimkonda kuuluvat bakterit, isegi mitte nende proovide

korral, kus hõimkonna Planctomycetes esindajad olid detekteeritud praimerite paari

BacV3f/907r abil (Joonis 30). Seda põhjusel, et piisava detektsioonivõimega

pürosekveneerimise Anammox-spetsiifilisi praimereid pole veel välja töötatud. UASB

süsteemi näitel identifitseeriti organotroofsed lämmastikuärastajaid protsessi alguses, kuid

protsessi edasisel kulgemisel saavutasid ülekaalu autotroofsed mikroorganismid (Joonis 30).


66/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 30. Pürosekveneerimisel saadud tulemused UASB süsteemist. Y-teljel protsentuaalne sisaldus bakterite koguarvukusest ja X-teljel päevad, mil proovid reaktorsüsteemist võetud.

8.3.4 BAKTERIKULTUURIDE ISELOOMUSTUS FLORESENTS IN-SITU

HÜBRIDISATSIOONI TEHNIKAGA

Eksperimentides kasutati laboratoorses mahus töötavatest reoveepuhastitest võetud biomassi

proove, mis olid rikastatud Anammox mikroorganismidega. Kõikides laboratoorsetes

süsteemides detekteeriti Anammox bakterid, kes valdavalt paiknesid biokiles kobaratena

(Joonis 31, Joonis 32, Joonis 33, Joonis 34).


67/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 31. Üheastmelistest MBBR süsteemidest (a- R1 ja b- R2) detekteeritud Anammox organismide kogumid.


68/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 32. UASB reaktori aktiivmudas detekteeritud Anammox bakterid Planctomycetales bacterium clone P4 (geenipanga ID: DQ304521.2), Planctomycetes ATB-KS-1929. 400 x suurendus.

Joonis 33. SBR2 reaktori aktiivmudas detekteeritud Anammox bakterid Planctomycetales bacterium clone P4 (geenipanga ID: DQ304521.2). 1000 x suurendus.


69/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Joonis 34. UASB reaktori anaeroobses mudas detekteeritud Anammox bakterid Planctomycetales bacterium clone P4 (geenipanga ID: DQ304521.2), Planctomycetes ATB-KS-1929. 400 x suurendus.


70/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

8.4 KOKKUVÕTE

Käesolev uuring annab ülevaate ning esitab keskkonnasäästliku tehnoloogilise kontseptsiooni

reoveesette anaeroobsel käitlemisel tekkiva rejektivee puhastamiseks energiaefektiivsel

ammoniumlämmastiku oksüdatsiooniprotsessi (Anammox) meetodil. Antud tehnoloogia

iseloomustamiseks teostati kahel tasandil pilootkatsed: laboratoorsed ja pooltööstuslikud

katsed.

Lämmastikuärastuse protsess suudeti käivitada nii laboratoorsetes kui ka pooltööstuslikes

mahtudes. Laboratoorses mahus oli oluliselt lihtsam protsessis muudatuste tegemine, vädu

lahjendamine ja stabiilse sissevoolu kontroll, misjuures saavutati kiirem protsessi käivitus ja

efektiivsem lämmastikuärastus. Samas võimaldasid laboratoorsed katsed detailsemalt

analüüsida erinevatest tehnoloogilistest lahendustest tulenevat süsteemide efektiivsust ja

analüüsida protsessi inhibitsiooni vähendamiseks vajalikud abinõud.

Uuringte läbiviimiseks pooltööstuslike pilootseadmete mahus projekteeriti, rajati ja käivitati

kolm paralleelselt töötavat erinevat autotroofse lämmastikuärastuse tehnoloogilist lahendust,

mida oli eelnevalt edukalt käivitusperioodil katsetatud laboratoorsetes mahtudes. Uuringu

perioodil leiti, et reaalsetes tingimustes ja mahtudes töötavate pilootseadmete puhul esinevad

mitmed limiteerivad asjaolud, mis takistavad protsessi tehnoloogia käivitust ja inhibeerivad

bakterite kasvu.

- Üheks Anammox protsessi käivitamist mõjutavaks teguriks on Põhja-Eesti veele

looduslikult omane kõrge vee karedus, mis on seotud aluspinna geoloogiliste

iseärasustega (lubjakivi). See omakorda kindlustab vädu kõrge pH (>8) ning suure

puhvermahtuvuse. Vädule keskmiselt omasel NHx-N kontsentratsioonil (ca. 700 mg N

L-1) saavutab vaba NH3 sisaldus autotroofsetele mikroorganismidele inhibeeriva

taseme. Kuna ei ole võimalik kasutada vädu lahjendamist, kasutades lahjenduseks

aeroobselt puhastatud reovett slle madala temperatuuri tõttu, tuleb arvestada

bakterikoosluse aeglasema arenguga ning vajalikuks osutub pH kontrolli ja

reguleerimise rakendamine NH3 inhibeerumise vähendamiseks. Samas, pH

vähendamisel osutub käivitusfaasis inihibeerivaks nitritiooniga tasakaalus olev

lämmastikushape. Seega pH vahemik, milles saab edukalt läbi viia anammox

tehnoloogia käivitust on väga kitsas ning sõltub ka suurel määral settevee omadustest

ja iseloomustavate parameetrite kõikumistest.

- Reaktorisse siseneva vädu käitlusel tuleb samuti arvestada NHx-N ja hägususe

kõikumistega. Vädu omaduste sõltuvus nii süsteemi siseneva vädu parameetritest kui


71/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

ka metaankäärituse protsessi tingimustest tähendab, et ettekasvatatud autotroofne

biomass, mis on adapteerunud antud protsessitingimustele, ei garanteeri autotroofse

lämmastikuärastuse kiiret ja edukat käivitamist.

- Teostatud uuringute käigus selgus, et reovee vaba ammoniaagi sisalduse hindamiseks

rahvusvaheliselt aktsepteeritav metoodika on puudulik (Anthonisen et al., 1976), kuna

ei arvesta bikarbonaadi mõju. Vaatamata kõrgele pH-le, on vädule omasel HCO3–

kontsentratsioonil (ca 3400 mg L-1) HCO3– -ga tasakaalus oleva lahustunud CO2

sisaldus piisavalt suur, et CO2 võib mikroorganismide inhibitsiooni põhjustada.

Keemiline reaktsioon NH3 ja CO2 vahel, mille tulemusena moodustub karbamaat,

mõjutab nii NH3 ja CO2 tasakaalulisi kontsentratsioone. Vaba NH3 on seega

funktsioon pH-st, NHx-N kontsentratsioonist, temperatuurist ja HCO3–

kontsentratsioonist. Vastavate protsesside modelleerimine on praegu käsil TÜ

Kolloid- ja keskkonnakeemia õppetoolis.

Vaatamata, mitmetele käivitusperioodil esile kerkinud probleemidele ja tagasilöökidele,

saavutati pooltööstuslikus mahus pilootseadmetel projekti perioodil esimesed tulemused

autotroofsest lämmastikuärastusest. Käesoleva lämmastikurikaste reovete käitlemise uuringu

põhjal võib järeldada, et ainult laboratoorsete uuringute baasil ei ole võimalik rajada

tööstuslikku Anammox reaktorit, et saavutatada efektiivne Anammox lämmastikuärastus,

vaid on vajalikud ka pilootuuringud. Uuringu tulemusel töötati välja tehnoloogiline lahendus

anaeroobse ammoniumlämmmastiku oksüdatsiooniprotsessi läbiviimiseks võimalikult

keskkonnasäästlikul viisil ning leiti anaeroobse tehnoloogia kasutamise piirtingimused

inhibeerivate tegurite koosmõjul. Laboratoorsete ja rakenduslike uuringute kombineerimine

võimaldab leida rahvusvahelisel tasemel innovaatilisi lahendusi.


72/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

9 VIITED

W.R. Abma, C.E. Schultz, J.W. Woutres, J.W. Mulder, M.C.M. van Loosdrecht,W. van der

Star, M. Strous, T. Tokutomi, Full Scale Granular Sludge ANAMMOX® process; 4th

CIWEM Annual Conference, New Castle, 12-14 September 2006.

S. Ekström, N2O production in a single stage nitritation/Anammox MBBR process; Master’s

Thesis, Lund University, Water and Environmental Engineering, Department of Chemical

Engineering, 2010.

A. Joss, D. Salzgeber, J. Eugster, R. Knig, K. Rottermann, S. Burger, P. Fabijan, S.

Leumann, J. Mohn, H. Siegrist, Full-Scale Nitrogen Removal from Digester Liquid with

Partial Nitritation and Anammox in One SBR; Environmental Science and Technology,

43(14):5301-5306, 2009.

L. Gut, E. Płaza, B. Hultman, Assessment of a two-step partial nitritation/Anammox system

with implementation of multivariate data analysis; Chemometrics and Intelligent Laboratory

Systems, 86(1) 26–34, 2007.

A.A. Van de Graaf, P. De Bruijn, L.A. Robertson, M.S.M. Jetten, J.G. Kuenen, Autotrophic

growth of anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms in a fluidized bed reaktor;

Microbiology, 142:2187–2196, 2009.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, A. Menert, V. Lemmiksoo, A. Saluste, T. Tenno, M.

Tomingas, Modification of nitrifying biofilm into nitritating one by combination of increased

free ammonia concentrations, lowered HRT and dissolved oxygen concentration, Journal of

Environmental Sciences, 23(7) 1113–1121, 2011.

S. Qiao, T.Y.M. Misaka, K. Isaka, T. Sumino, Z. Bhatti, K. Furukawa, High-rate nitrogen

removal from livestock manure digester liquor by combined partial nitritation-anammox

process, Biodegradation 21(1) 11–20, 2010.

L. Gut, Assessment of a partial nitritation/Anammox system for nitrogen removal, TRITA-

LWR Licentiate Thesis 2034, KTH Royal Institute of Technology, Sweden, 2006.

S.E. Vlaeminck, H.De Clippeleir, W. Verstraete, Microbial resource management of one-

stage partial nitritation/anammox, Microbial Biotechnology, 5(3) 433–448, 2012.


73/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Y. Jeanningros, S.E. Vlaeminck, A. Kaldate, W. Verstraete, L. Graveleau, Fast start-up of a

pilot-scale deammonification sequencing batch reactor from an activated sludge inoculum,

Water Science & Technology, 61(6) 1393–1400, 2010.

K.-H. Rosenwinkel, A. Cornelius, Deammonification in the moving-bed process for the

treatment of wastewater with high ammonia content, Chem. Eng. Technol., 28(1), 49-52,

2005.

M. Strous, J.G. Kuenen, M.S.M. Jetten, Key physiology of anaerobic ammonium oxidation,

J. Applied & Environmental Microbiology, 65 3248–3250, 1999.

B. Szatkowska, E. Plaza, J. Trela, B. Hultman, J. Bosander, Combined partial nitritation and

Anammox biofilm system as a sustainable solution for supernatant treatment, Water Practice

and Technology, 2(1) doi10.2166/wpt.2007.0005, 2007.

S.W.H. Van Hulle, H.J.P. Vandeweyer, B.D. Meesschaert, P.A. Vanrolleghem, P. Dejans, A.

Dumoulin, Engineering aspects and practical application of autotrophic nitrogen removal

from nitrogen rich streams, Chemical Engineering Journal, 162(1) 1–20, 2010.

A. Bertino, Study on one-stage Partial Nitritation-Anammox process in MBBRs: a

sustainable nitrogen removal, TRITA-LWR Degree Project, KTH Royal Institute of

Technology, Sweden, 2010

K. Egli, U. Fanger, P.J.J. Alvarez, H. Siegrist, J. Van der Meer, A.J.B. Zehnder, Enrichment

and characterization of an anammox bacterium from a rotating biological contactor treating

ammonium-rich leachate, Archives of Microbiology, 175:198-207, 2001.

L.G.J.M. van Dongen, M.S.M. Jetten, M.C.M. van Loosdrecht, The Combined

Sharon/Anammox Process: A Sustainable Method for N-removal from Sludge Water, IWA,

Water and wastewater practitioner series: STOWA report, London, UK, 2001.

B. Wett, Solved upscaling problems for implementing deammonification of rejection water,

Water Science & Technology, 53(12) 121–128, 2006.

W.R.L. van der Star, W.R. Abma, D. Blommers, J.W. Mulder, T. Tokutomi, M. Strous, C.

Picioreanu, M.C.M. van Loosdrecht, Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation:

Experiences from the first full-scale anammox reactor in Rotterdam, Water Research, 41(18)

4149–4163, 2008.

T. Lotti, W.R.L. van der Star, R. Kleerebezem, C. Lubello, M.C.M. van Loosdrecht, The

effect of nitrite inhibition on the anammox process, Water Res. doi:

10.1016/j.watres.2012.02.011, 2012.


74/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

M.S.M. Jetten, M. Strous, K.T. van de Pas-Schoonen, J. Schalk, L.G.J.M. van Dongen, A.A.

van de Graaf, S. Logemann, G. Muyzer, M.C.M. van Loosdrecht, J.G. Kuenen, The

anaerobic oxidation of ammonium, FEMS Microbiology Reviews, 22(5) 421–437, 1999.

G. Cema, J. Wiszniowski, S. Zabczynski, E. Zablocka-Godlewska, A. Raszka, J. Surmacz-

Górska, Biological nitrogen removal from landfill leachate by deammonification assisted by

heterotrophic denitrification in a rotating biological contactor (RBC), Water Science &

Technology, 55(8–9) 35–41, 2007.

B. Rusten, B. Eikebrokk, Y. Ulgenes, E. Lygren, Design and operations of the Kaldnes

moving bed biofilm reactors, Aquacultural Engineering, 34(3) 322–331, 2006.

APHA, AWWA, WEF, Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater,

16th edition, American Public Health Association, Washington D.C., USA 1985

M. Schmid, K. Walsh, R. Webb, W.I.C. Rijpstra, K. van de Pas-Schoonen, M.J. Verbruggen,

T. Hill, B. Moffett, J. Fuerst, S. Schouten, J.S. Sinninghe Damsté, J. Harris, P. Shaw, M.

Jetten, M. Strous, Candidatus “Scalindua brodae”, sp. nov., Candidatus “Scalindua

wagneri”, sp. nov., two new species of anaerobic ammonium oxidizing bacteria, Systematic

and Applied Microbiology, 26:529-538, 2003.

10 PUBLIKATSIOONID

10.1 AVALDATUD ARTIKLID

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, A. Seiman, L. Loorits, K. Kroon, M. Tomingas, P.

Vabamäe, T. Tenno, Nitritating-anammox biomass tolerant to high DO concentration and

C/N ratio in treatment of yeast factory wastewater, saadetud ajakirja, 2013.

Ergo Rikmann, Ivar Zekker, Martin Tomingas, Priit Vabamäe, Kristel Kroon, Alar Saluste,

Taavo Tenno, Sergio S.C. dC Rubin, Anne Menert, Liis Loorits and Toomas Tenno,

Comparison of sulfate-reducing and conventional Anammox UASBRs, saadetud ajakirja,

2013.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, K. Kroon, P. Vabamäe, E. Salo, L. Loorits, S. Rubin, T.

Tenno, Deammonification process start-up after enrichment of anammox microorganisms

from reject water in a moving bed biofilm reactor (MBBR), Environmental Technology,

aktsepteeritud, DOI: 10.1080/09593330.2013.803134, 2013.


75/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, P. Vabamäe, K. Kroon, M. Tomingas, S. S.C. dC. Rubin,

E. Salo, T. Tenno, Anammox SBR for treatment of yeast factory wastewater. Hydrology:

Current research, 3(4, 4), 67 - 67, 2012.

J. Liiv, I. Zekker, D. Panov, V. Sammelselg, T. Tenno, J. Järv, Chemical functionalization of

a polyvinylidene fluoride surface. Polymer Journal, 10 - 16, 2012.

I. Zekker, K. Kroon, E. Rikmann, T. Tenno, M. Tomingas, P. Vabamäe, S.E. Vlaeminck, T.

Tenno, Accelerating effect of hydroxylamine and hydrazine on nitrogen removal rate in

moving bed biofilm reactor, Biodegradation, 23(5), 739 - 749, 2012.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, P. Vabamäe, K. Kroon, A. Saluste, T. Tenno, Effect of

HCO3- concentration on anammox nitrogen removal rate in moving bed biofilm reactor,

Environmental Technology, 33(20), 2263 – 2271, 2012.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, P. Vabamäe, M. Tomingas, A. Menert, L. Loorits, T.

Tenno, Anammox Bacteria Enrichment and Phylogenic Analysis in Moving Bed Biofilm

Reactors, Environmental Engineering Science, 29(10), 946 – 950, 2012.

E. Rikmann, I. Zekker, K. Kroon, A. Saluste, P. Vabamäe, T. Tenno, A. Menert, L. Loorits,

T. Tenno, Sulfate- reducing and nitrite-dependent anammox for ammonium removal,

Communications in Agricultural and Applied Biological Sciences, 77, 227 – 230, 2012.

I. Zekker, S.E. Vlaeminck, S. Bagchi, E. Courtens, H. De Clippeleir, F.-M. Kerckhof, N.

Boon, Selecting nitrifying inocula on different ammonium concentrations, Communications

in Agricultural and Applied Biological Sciences, 77(1), 275 – 279, 2012.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, V. Lemmiksoo, A. Menert, L. Loorits, P. Vabamäe, M.

Tomingas, T. Tenno, Anammox enrichment from reject water on blank biofilm carriers and

carriers containing nitrifying biomass: operation of two moving bed biofilm reactors

(MBBR), Biodegradation, 23(4), 547 – 560, 2012.

E. Rikmann, I. Zekker, M. Tomingas, T. Tenno, A. Menert, L. Loorits, T. Tenno, Sulfate-

reducing anaerobic ammonium oxidation as a potential treatment method for high nitrogen-

content wastewater, Biodegradation, 23(4), 509 – 524, 2012.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, A. Saluste, M. Tomingas, A. Menert, L. Loorits, V.

Lemmiksoo, T. Tenno, Achieving nitritation and anammox enrichment in single moving- bed

biofilm reactor treating reject water, Environmental Technology, 33(6), 703 – 710, 2012.

I. Zekker, T. Tenno, A. Selberg, K. Uiga, Dissolution Modeling and Experimental

Measurement of CaS-H2O Binary System, Chinese Journal of Chemistry, 29(11), 2327 –

2336, 2011.


76/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

K. Uiga, T. Tenno, I. Zekker, T. Tenno, Dissolution modeling and potentiometric

measurements of the SrS-H2O-gas system at normal pressure and temperature at salt

concentrations of 0.125-2.924 mM, Journal of Sulfur Chemistry, 32, 137 – 149, 2011.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, A. Menert, V. Lemmiksoo, A. Saluste, T. Tenno, M.

Tomingas, Modification of nitrifying biofilm into nitritating one by combination of increased

free ammonia concentrations, lowered HRT and dissolved oxygen concentration, Journal of

Environmental Sciences, 23(7), 1113 – 1121, 2011.

10.2 ETTEKANDED KONVERENTSIDEL

I. Zekker, K. Kroon, P. Pitk, E. Rikmann, T. Tenno, P. Vabamäe, L. Loorits, S.dC. Rubin, H.

Fritze, T. Tuomivirta, T. Tenno, Anaerobic ammonium oxidation in Upflow anaerobic sludge

blanket reactor reactor for reject water treatment, Annual International Forum on Water. 15-

18 July 2013, Athens, Greece.

E. Rikmann, A. Saluste, I. Zekker, A. Selberg, T. Tenno, T. Tenno. Start- up of autotrophic

nitrogen removal of reject water from anaerobic digestion of municipal wastewater sludge,

TÜ ja TTÜ doktorikooli “Funktsionaalsed materjalid ja tehnoloogiad” kolmas

teaduskonverents, 07.-08. March, 2013. Tallinn, Estonia.

I. Zekker, K. Kroon, P. Pitk, E. Rikmann, T. Tenno, P. Vabamäe, L. Loorits, S.dC. Rubin, H.

Fritze, T. Tuomivirta, T. Tenno, Rapid start- up of autotrophic nitrogen removal process

after inoculation with microorganisms from yeast factory anaerobic tank, TÜ ja TTÜ

doktorikooli “Funktsionaalsed materjalid ja tehnoloogiad” kolmas teaduskonverents, 07.-08.

March, 2013. Tallinn, Estonia.

S. Rubin, I. Zekker, C. Destino, E.G. Di Domenico, Post-transcriptional Control and

Inductive Genetic Regulation in an ‘almost’ Prokaryotic cell. Posttranscriptional regulation

and epigenetics in microorganisms, Academy Palace; Brussels, Belgium; Nov 30th, 2012.

Brussels, Belgium:, 2012, 66 - 66.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, K. Kroon, P. Vabamäe, H. Fritze, T. Tuomivirta, L.

Loorits, S. Rubin, T. Tenno, Deammonification process start-up after enrichment of

anammox microorganisms from reject water in a moving bed biofilm reactor (MBBR), In:

Book of Abstracts Down to Earth, Tallinn University , Estonia: The 2nd Conference of

Doctoral School of Earth Sciences and Ecology, Down to Earth; Tallinn University; Estonia;

16-17 May, 2013. Tallinn:, 2013, 65 - 65.


77/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, K. Kroon, P. Vabamäe, E. Salo, L. Loorits, S. Rubin, T.

Tenno, Deammonification process start-up after enrichment of anammox microorganisms

from reject water in a moving bed biofilm reactor (MBBR), Asset Management for Enhancing

Energy Efficiency in Water and Wastewater Systems; Marbella, Hispaania; 2013, 24-26 april.

Marbella, Hispaania.

S.dC. Rubin, C. Callewaert, I. Zekker, T. Van de Wiele, N. Boon, Towards the ineteractome

between skin microbial communities and the skin epidermal cells. „Epidermal cell biology“,

Namur, Bruxelles, Belgium , October 13th, 2012. Namur, Bruxelles, Belgium, 16 - 16.

I. Zekker, S.E. Vlaeminck, S. Bagchi, E. Courtens, H. De Clippeleir, F.-M. Kerckhof, N.

Boon, Selecting nitrifying inocula on different ammonium concentrations, TÜ ja TTÜ

doktorikooli “Funktsionaalsed materjalid ja tehnoloogiad” kolmas teaduskonverents, 29.

veebruar -01. märts 2012, Tartu.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, P. Vabamäe, K. Kroon, A. Saluste, T. Tenno, Sulfate-

reducing and nitrite-dependent anammox for ammonium removal, TÜ ja TTÜ doktorikooli

“Funktsionaalsed materjalid ja tehnoloogiad” kolmas teaduskonverents, 29. veebruar -01.

märts 2012, Tartu, 2012.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, P. Vabamäe, K. Kroon, A. Saluste, T. Tenno, Ammonium

removal by sulfate- reducing and nitrite- dependent anammox, The 14th International

Symposium on Microbial Ecology, ISME14; Copenhagen, Denmark; 19-24 August 2012, 32

- 32.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, P. Vabamäe, K. Kroon, M. Tomingas, E. Salo, T. Tenno,

Anammox SBR for treatment of yeast factory wastewater, In: International conference on

Hydrology and groundwater Expo, San Antonio, USA, 10-12 Sept 2012: International

conference on Hydrology and groundwater Expo, San Antonio, USA, 10-12 Sept 2012. San

Antonio, USA.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, P. Vabamäe, K. Kroon, M. Tomingas, A. Saluste, T.

Tenno, Floc-based anammox biomass stability in SBR treating yeast factory wastewater, In:

Scientific Programme: 4th Euchems Chemistry Congress, Praha, Tsehhi. 26-30 Aug. 2012.

I. Zekker, T. Tenno, T. Tenno, V. Lemmiksoo, E. Rikmann, A. Menert, K. Kolberg, M.

Tomingas, K. Kroon, P. Vabamäe, Specific nitrite oxidation rate on high surfaced biofilm

carriers dependent on free ammonia and temperature, 2nd Workshop on Bacterial and

Fungal Biofilms, Ghent University Center for Sociomicrobiology, 22 September 2011.

Ghent, Belgium.


78/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, A. Menert, K. Kroon, M. Tomingas, P. Vabamäe, T.

Tenno, Anaerobic ammonium oxidation process performance with optimum bicarbonate

concentration. In: Agricultural Research. Abstract Book from the 4th Annual International

Symposium on Agricultural Research 18-21 July 2011, Athens, Greece: 4th Annual

International Symposium on Agriculture, 18-21 July 2011, Athens, Greece. (Toim.) Gregory

T. Papanikos. The Athens Institute for Education and Research, 2011, 69 - 71.

M. Tomingas, I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, A. Menert, K. Kroon, T. Tenno, Biological

treatment of anaerobic digester supernatant by anaerobic ammonium oxidation method in

UASB system. In: Abstract Book & Program: International Conference on Materials and

Technologies for Green Chemistry, 5-9 September 2011, Tallinn, Estonia. (Toim.) Borissova,

M., 2011, 140.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, A. Saluste, V. Lemmiksoo, A. Menert, L. Loorits, T.

Tenno, Achieving nitritation and anammox enrichment in single moving bed biofilm reactor

treating reject water, In: AGRO 2011, 8th IWA International Symposium on Waste

Management Problems in Agroindustries. Cesme, Izmir, Turkey, 22-24 June 2011.

Proceedings: AGRO 2011, 8th IWA International Symposium on Waste Management

Problems in Agroindustries, 827 - 828.

E. Rikmann, I. Zekker, M. Tomingas, T. Tenno, A. Menert, L. Loorits, T. Tenno, Sulfate-

reducing anaerobic ammonium oxidation as a potential treatment method for high nitrogen-

content wastewater, In: AGRO 2011, 8th IWA International Symposium on Waste

Management Problems in Agroindustries. Cesme, Izmir, Turkey, 22-24 June 2011.

Proceedings: AGRO 2011, 8th IWA International Symposium on Waste Management

Problems in Agroindustries, 755 - 762.

I. Zekker, E. Rikmann, T. Tenno, A. Menert, V. Lemmiksoo, K. Kolberg, T. Tenno, Effect of

bicarbonate concentration on Anaerobic ammonium oxidation for efficient autotrophic

nitrogen removal. In: IWA Specialist Conference Water and Industry. Valladolid, Spain, 1-4

May 2011 : Final Program: Valladolid, Spain, 16.

I. Zekker, K. Kroon, E. Rikmann, T. Tenno, A. Menert, T. Tenno, Anaeroobse

ammooniumilämmastiku oksüdatsiooni protsessi kiirendamine NH2OH ja N2H4-ga =

Acceleration of the oxidation process of ammonia nitrogen with the aid of NH2OH and

N2H4, In: XXXII Eesti keemiapäevad : teaduskonverentsi teesid = 32th Estonian Chemistry

Days : abstracts of scientific conference : Tartu Ülikooli Kirjastus, 2011, 114.

I. Zekker, T. Tenno, T. Tenno, V. Lemmiksoo, E. Rikmann, A. Menert, K. Kolberg,

Research of specific nitrite oxidation rate on high surfaced biofilms carriers with free

ammonia and temperature variations, In: Book of Abstracts: 3rd EuCheMS Chemistry


79/79

Pro

jek

t-1

18

7-a

rua

nn

e.

9.0

7.d

oc

Congress Chemistry - the Creative Force. 29 August - 2 September 2010,

Nürnberg/Germany. The Gesellschaft Deutscher Chemiker (GDCh), 42.

Documents

Aruanne - Keskkonnainvesteeringute Keskus · FNA vaba lämmastikushape ( free nitrous acid ) HRT hüdrauliline viibeaeg ... Osad annuspuhastil baseeruvad Anammox tehnoloogiad on kaitstus