Διερεύνηση της εφαρμογής ειδικών και μη ειδικών μεθόδων στον έλεγχο της νηματοειδούς διόγκωσης σε συστήματα ενεργού ιλύος

Abstract

Στόχος της παρούσας μεταπτυχιακής διατριβής ήταν η διερεύνηση της αποτελεσματικότητας των αναερόβιων και ανοξικών φρεατίων επιλογής και της χλωρίωσης στον έλεγχο της νηματοειδούς διόγκωσης (ν.δ.) στο Κέντρο Επεξεργασίας Λυμάτων της Ψυττάλειας (ΚΕΛΨ). Η βιολογική βαθμίδα του ΚΕΛΨ αποτελείται από μια αναερόβια δεξαμενή (λόγω έλλειψης ανοξικής στη στην εξωτερική ανακυκλοφορία –RAS δουλεύει σαν ανοξική) και μια δεξαμενή με ανοξικό και αερόβιο τμήμα.

Για τις πειραματικές ανάγκες λειτούργησαν δύο πιλοτικά συστήματα, τα οποία στεγάστηκαν σε container εντός της εγκατάστασης. Τα συστήματα λειτούργησαν σε τρεις φάσεις από τις οποίες οι δύο τελευταίες αφορούν αποκλειστικά αυτήν την εργασία, ενώ η πρώτη αφορά άλλη εργασία. Το ένα σύστημα (Control ή Σύστημα Ελέγχου - ΣΕ) αποτελούσε προσομοίωση της βιολογικής βαθμίδας του ΚΕΛ Ψυττάλειας, ενώ το δεύτερο (Experimental ή Πειραματικό Σύστημα - ΠΣ) διαφοροποιούνταν από το ΣΕ. Σε κάθε φάση λειτουργίας η διάταξη των συστημάτων διαφοροποιούνταν ανάλογα τις ανάγκες της μελέτης.

Καθημερινά μετρούνταν η συγκέντρωση των TSS στην έξοδο των συστημάτων, τα MLSS σε όλες τις δεξαμενές της βιολογικής βαθμίδας των δύο συστημάτων, η συγκέντρωση του D.O. και η θερμοκρασία στις αερόβιες δεξαμενές των συστημάτων. Από τα παραπάνω στοιχεία υπολογιζόταν καθημερινά ο δείκτης καθιζησιμότητας ιλύος DSVI και η περίσσεια της ιλύος που έπρεπε να απομακρυνθεί για τη διατήρηση του χρόνου παραμονής των στερεών (Θc) στις 8 ημέρες. Δύο φορές την εβδομάδα μετρούνταν η συγκέντρωση των TSS, VSS, sCOD και tCOD στην είσοδο, έξοδο και τη βιολογική βαθμίδα των συστημάτων των συστημάτων. Στην είσοδο και έξοδο μετρούνταν και το αμμωνιακό άζωτο δύο φορές την εβδομάδα. Δείγμα λαμβανόταν δύο φορές την εβδομάδα επίσης από την πρώτη αερόβια δεξαμενή του κάθε συστήματος για μικροσκοπική παρατήρηση. Μερικές από τις αναλύσεις έγιναν στο χημείο του ΚΕΛΨ (ΧΨ) και οι υπόλοιπες στο Εργαστήριο Υγειονομικής Τεχνολογίας (ΕΥΤ) του ΕΜΠ.

Αρχικά, κατά τη Β’ φάση λειτουργίας διερευνήθηκε η αποτελεσματικότητα των αναερόβιων και ανοξικών φρεατίων επιλογής (κινητική και μεταβολική επιλογή). Ο βιοαντιδραστήρας του ΣΕ (ίδιου όγκου με του ΠΣ) αποτελούνταν από μια ανοξική και δύο αερόβιες δεξαμενές ενώ ο αντίστοιχος του ΠΣ από μία αναερόβια δεξαμενή (αναερόβιο φρεάτιο επιλογής), μία διαμερισματοποιημένη ανοξική (ανοξικό φρεάτιο επιλογής) και δύο δεξαμενές αερισμού. Επιπρόσθετα το ΣΕ λειτούργησε με τη βιομάζα του ΠΣ της Α’ Φάσης και αντίστοιχα το ΠΣ λειτούργησε με τη βιομάζα του ΣΕ της Α’ Φάσης. Πρέπει να τονιστεί ότι κατά την Α’ Φάση η βιομάζα του ΠΣ παρουσίαζε πολύ καλύτερα χαρακτηριστικά καθίζησης από τη βιομάζα του ΣΕ.

Από το προφίλ του διαλυτού COD κατά μήκος των συστημάτων φάνηκε και στα δύο συστήματα ότι το μεγαλύτερο μέρος του RBCOD καταναλωνόταν εντός της πρώτης αναερόβιας δεξαμενής (στο σύστημα ελέγχου απομακρυνόταν πλήρως στον ανοξικό όγκο). Συγκεκριμένα συνολικά απομακρυνόταν του 98% του διαλυτού COD από το οποίο το 75% στον αναερόβιο επιλογέα και το υπόλοιπο στον διαμερισματοποιημένο ανοξικό επιλογέα. Η οργανική φόρτιση στο ΠΣ υπολογίστηκε ότι ήταν 5 → 2,6 → 1,4→0,9 Kg COD/ Kg MLSS /d για την αναερόβια και τα τρία διαμερίσματα της διαμερισματοποιημένης ανοξικής αντίστοιχα. Η οργανική φόρτιση ήταν χαμηλή στο ΣΕ, υπολογίστηκε στα 1,2 Kg COD/ Kg MLSS /d. Ο ρυθμός απονιτροποίησης ήταν 4,6 → 1,5 mg NO3-N / gr VSS /d για την αναερόβια και ανοξική δεξαμενή του ΠΣ και 2,6 mg NO3-N / gr VSS /d για την ανοξική του ΣΕ.

Η μέση τιμή του DSVI στο ΣΕ ήταν 479 mL/gr MLSS ενώ η αντίστοιχη στο ΠΣ ήταν 289 mL/gr MLSS. Η διακύμανση της αθροιστικής κατανομής του ΠΣ φαίνεται να είναι αρκετά περιορισμένη σε σχέση με αυτή του ΣΕ. Η τιμή του FI στο ΣΕ παρέμεινε σχετικά σταθερή με μέσο όρο τιμών 4,8 ενώ στο ΠΣ ήταν 3,7. Στο ΠΣ τα νηματοειδή βακτήρια – στόχοι (Type 1851 και Type 021N) παρουσίασαν σημαντικά μικρότερες τιμές ενώ άλλα νηματοειδή όπως οι N. limicola και H. hydrossis παρέμειναν αμετάβλητοι. Τα νηματοειδή βακτήρια Type 0092, Type 0041 και Type 0675 δεν μπορουν περιοριστουν από τη μεταβολική επιλογή ενώ εντύπωση προκάλεσε η απουσία M.parvicella. Παρόλα αυτά ο χρόνος λειτουργίας φάνηκε να μην ήταν ικανός να μειώσει το DSVI κάτω από τα 150mL/gr SS. Από τα αποτελέσματα φάνηκε ότι οι συνθήκες που αναπτύχθηκαν (αναερόβιες και ανοξικές με υψηλή οργανική φόρτιση) είναι ικανές να μειώσουν το υψηλό DSVI του ΠΣ σε αντίθεση με την περίπτωση του ΣΕ στο οποίο τα χαρακτηριστικά καθίζησης υποβαθμίστηκαν.

Στη συνέχεια μελετήθηκε η αποτελεσματικότητα της χλωρίωσης. Πλέον οι βιοαντιδραστήρες των δύο συστημάτων είναι ίδιοι, αποτελούμενοι από μία ανοξική και δύο αερόβιες δεξαμενές. Στο ΠΣ προστέθηκε μία δεξαμενή χλωρίου (ΔΧ) και μια αντλία που παροχέτευε το διάλυμα χλωρίου στην ανοξική δεξαμενή. Επίσης ο ανοξικός όγκος του ΠΣ είναι κατά 2.4 L μικρότερος από αυτόν του ΣΕ, χωρίς όμως να επηρεάζει το πείραμα. Και τα δύο συστήματα λειτούργησαν με βιομάζα από το ΚΕΛΨ. Η Γ’ Φάση χωρίσθηκε σε τρεις περιόδους κατά τις οποίες άλλαζαν οι δόσεις του χλωρίου.

Στο ΠΣ κατά τη πρώτη περίοδο η συνολική μάζα δόσης (Tm) ήταν 3.5 mg Cl2/ gr SS/d και ο δείκτης νημάτων (Filament Index FI) από το 4.5 έπεσε στο 4. Και στο ΣΕ όμως ο FI από το 3.5 έπεσε στο 3 χωρίς να χλωριώνεται. Το DSVI και στα δύο συστήματα αρχικά ανέβηκε μέχρι το 300 mL/gr SS και στη συνέχεια έπεσε μέχρι το 170 mL/gr SS. Αυτό στο ΠΣ δικαιολογείται λόγω της προσθήκης χλωρίου αλλά στο ΣΕ η πτώση του DSVI δεν μπορεί να δικαιολογηθεί. Ο ρυθμός απονιτροποίησης υπολογίστηκε στα 1,8 και 3,1 mg NO3-N / gr VSS /d. Στο ΠΣ ο SFI ήταν μεγαλύτερος για τους M. parvicella, T.1851 και T.0092 παρά τη χλωρίωση. Κατά τη δεύτερη περίοδο η δόση (Tm) στο ΠΣ διπλασιάστηκε στα 7 mg Cl2/ gr SS/d και ο FI από το 3.5 έπεσε στο 2. Στο ΣΕ ο FI παρέμεινε στο 4.5. Το DSVI στο ΣΕ αυξήθηκε μέχρι και το 370 mL/gr SS ενώ στο ΠΣ κυμάνθηκε μεταξύ 150-250 mL/gr MLSS. Ο ρυθμός απονιτροποίησης ήταν 2,3 και 4,7 mg NO3-N / gr VSS /d.

Κατά τη τρίτη περίοδο η αρχική δόση (Tm) τριπλασιάστηκε στα 10.5 mg Cl2/ gr SS/d ενώ ο FI παρέμεινε στο 3. Στο ΣΕ ο FI παρέμεινε στο 4.5. Το DSVI στο ΣΕ μειώθηκε μέχρι και τα 125 mL/gr MLSS ενώ στο ΠΣ κυμάνθηκε μεταξύ 150-200 mL/gr MLSS. Η κατακόρυφη πτώση του DSVI στο ΣΕ ενώ όλοι οι παράμετροι παρέμειναν σταθερές μπορεί να δικαιολογηθεί μόνο μια πιθανή εισροή τοξικών λυμάτων η οποία δεν προκύπτει από το ημερολόγιο του πιλοτικού. Ο ρυθμός απονιτροποίησης υπολογίσθηκε στα 2,8 και 4,0 mg NO3-N / gr VSS /d. Κατά τη διάρκεια και των τριών περιόδων χλωρίωσης, με εξαίρεση το πρώτο μισό της πρώτης περιόδου, το DSVI στο ΠΣ κυμάνθηκε μεταξύ 150 και 230 mL/gr MLSS. Αυτό δείχνει ότι η δόση του χλωρίου τελικά δεν επιδρά σημαντικά στο DSVI. Επίσης κατά τη Β’ περίοδο ο FI στο ΠΣ είχε τιμή 2 ενώ στη Γ’ περίοδο με μεγαλύτερη δόση ο FI είχε τιμή 3. Σε αντίθεση με το DSVI τα μικροσκοπικά αποτελέσματα δείχνουν έντονη επίδραση του χλωρίου στα βακτήρια της βιομάζας καθώς τα νήματα ήταν άδεια και στο ανάμεικτο υγρό εκτός των κροκίδων δεν κυκλοφορούσαν βακτήρια.

Επίσης ερευνήθηκε η επίδραση της χλωρίωσης στην αναπνοή και τη νιτροποίηση. Για το OUR δεν παρουσιάστηκε αναχαίτιση στην 1η και 3η δόση αλλά παρουσιάστηκε στη 2η δόση. Η αναχαίτιση που προκάλεσε στην ετεροτροφική βιομάζα η δόση των 7 gr Cl2 / kg MLSS / d, δεν μπορεί να δικαιολογηθεί από τη βιβλιογραφία. Επίσης η υψηλή δόση της 3ης περιόδου δε παρουσίασε αναχαίτιση οπότε σημειώνεται ότι το χλώριο δεν επηρεάζει την ετεροτροφική βιομάζα. Στη πρώτη περίοδο παρατηρήθηκε αναχαίτιση στο AUR κατά 41,4%, στη δεύτερη περίοδο κατά 20,8% αλλά στη τρίτη δεν υπήρξε αναχαίτιση της αυτοτροφικής βιομάζας. Από αυτό δύο συμπεράσματα μπορεί να προκύπτουν. Το πρώτο είναι ότι δεν υπάρχει αναχαίτιση και το δεύτερο ότι ίσως να υπάρχει προσαρμοστικότητα των μ/ών στο χλώριο. Βιβλιογραφικά δεν υπάρχουν αναφορές σχετικά με την προσαρμοστικότητα εκτός από μία περίπτωση που παρατηρήθηκε ο Type 021N ανθεκτικός στο χλώριο.

Συμπερασματικά κρίνοντας απ’ όσα αναφέρθηκαν παραπάνω όλα τα συστήματα, από αυτά που χρησιμοποιήθηκαν, κατά τη διάρκεια των τριών φάσεων δεν κατάφεραν να δημιουργήσουν ιλύ με καλά χαρακτηριστικά καθίζησης (DSVI<150 mL/gr SS). Βέβαια θεωρείται επιτυχία η βελτιωμένη εικόνα που παρουσίασαν τα ΠΣ κατά τη διάρκεια όλων των φάσεων.

Συγκριτική αξιολόγηση της επίδρασης ειδικών και μη ειδικών μεθόδων ελέγχου της νηματοειδούς διόγκωσης

Στο πλαίσιο της διερεύνησης της επίδρασης ειδικών και μη ειδικών μεθόδων ελέγχου της νηματοειδούς διόγκωσης, που διήρκησε 15 μήνες περίπου (Ιανουάριος 2011 – Απρίλιος 2012) δοκιμάσθηκαν σε εργαστηριακή κλίμακα στο ΚΕΛ Ψυττάλειας τα ακόλουθα συστήματα ενεργού ιλύος:  Σύστημα 1 (Ano-Aer): Αποτελούμενο από ανοξική δεξαμενή (Ano) και αερόβια διαμερισματοποιημένη δεξαμενή (Aer).  Σύστημα 2 (Ana-Ano-Aer): Αποτελούμενο από αναερόβιο φρεάτιο επιλογής (Ana), ανοξική δεξαμενή (Ano) και αερόβια διαμερισματοποιημένη δεξαμενή (Aer).  Σύστημα 3 (Ana-Anop-Aer): Αποτελούμενο από αναερόβιο φρεάτιο επιλογής (Ana), ανοξική δεξαμενή αποτελούμενη από τρία διαμερίσματα (Anop) και αερόβια διαμερισματοποιημένη δεξαμενή (Aer)  Σύστημα 4 (Ano-Aer – Cl2): Αποτελούμενο από ανοξική δεξαμενή (Ano) και αερόβια διαμερισματοποιημένη δεξαμενή (Aer) στο οποίο εφαρμόστηκε χλωρίωση σε δόσεις 7.1 – 11.6 mg Cl2 / gr MLSS /d.

Από τη συγκριτική αξιολόγιση (προς την αθροιστική κατανομή του DSVI και τον μέσο όρο του FI) των προαναφερθέντων συστημάτων προκύπτει ότι το Σύστημα 4 (Ano-Aer + Cl2) φαίνεται να παρουσιάζει καλύτερη καθιζησιμότητα απ’ όλα τα συστήματα καθώς το εύρος της διακύμανσης των τιμών του DSVI (130-231 mL/gr MLSS) είναι ιδιαίτερα περιορισμένο. Ο μέσος όρος των τιμών του FI σε αυτό το σύστημα προέκυψε 3,0 και είναι ο μικρότερος απ’ όλα τα συστήματα. .

Την χειρότερη κατανομή παρουσιάζει το Σύστημα 1 (Ano-Aer) στο οποίο οι τιμές κυμάνθηκαν μεταξύ 109 και 800 mL/gr MLSS. Η βιομάζα του Συστήματος 1 χαρακτηρίστηκε με τη μεγαλύτερη τιμή του FI απ’ όλα τα συστήματα (μέσος όρος 4,5).

Μεταξύ των συστημάτων (Σύστημα 2 και Σύστημα 3) που στόχευαν στον έλεγχο της νηματοειδούς διόγκωσης με την εφαρμογή ειδικών μεθόδων το Σύστημα 2 (Ana-Ano-Aer) παρουσίασε τη καλύτερη αθροιστική κατανομή μεταξύ 89 και 489 mL/gr MLSS. Αξίζει να αναφερθεί ότι αν εξαιρεθεί μία τιμή 489 mL/gr MLSS η ανώτατη τιμή του DSVI μειωνόταν στα 306 mL/gr MLSS. Το Σύστημα 3 δεν ανέπτυξε, όπως αναμενότα βιομάζα με καλύτερα χαρακτηριστικά καθίζησης από το Σύστημα 2 καθώς το DSVI κυμάνθηκε μεταξύ 132 και 505 mL/gr MLSS). Πάντως ο μέσος όρος των τιμών του FI ήταν ίδιος και για τα δύο συστήματα (3,5).

Συμπερασματικά όλα τα σύστημα από αυτά που χρησιμοποιήθηκαν δεν κατάφεραν να δημιουργήσουν ιλύ με καλά χαρακτηριστικά καθίζησης (DSVI<150 mL/gr SS). Βέβαια θεωρείται επιτυχία η βελτιωμένη εικόνα που παρουσίασαν τα συστήματα 2, 3 και 4 κατά τη διάρκεια των πειραμάτων.

The present MSc thesis was conducted in the context of the Inter-Departmental Graduate Studies Program: ―Water Resources Science and Technology (Environmental and Water Quality Engineering specification), coordinated by the School of Civil and Environmental Engineering at the National Technical University of Athens. It aims to investigate the efficiency of the implementation of anaerobic and anoxic selector tanks (compartmentalized or not) in controlling filamentous bulking, a problem frequently occurring at several Waste Water Treatment Plants (WWTP). The impact of introducing a combined anaerobic- anoxic selector at the WWTP of Psittalia was investigated through pilot scale experiments within two Phases. Specifically the impact of anaerobic selector was investigated as well as a combined anaerobic- compartmentalized anoxic selector in Phase A and Phase B respectively. It is worth mentioned that the presentation and the

Furthermore the chlorine (as NaOCl) impact on the control of filamentous bulking was investigated. Three different overall mass dose rates (Tm) of 3.5, 7.0 and 10.5 gr Cl2 / Kg MLSS / d were applied for each operating period respectively in Phase C. The pilot systems were located on the island of Psittalia, where the majority of the experiments was also held.

It must be clarified that the scope of this MSc thesis is neither the analytical presentation of the filamentous bacteria, nor their diet, the factors that affect their growth and the possible methods which could control or eliminate their growth. These are mentioned analytically in other MSc thesis (Kagia, 2011), review articles (Martins et al., 2004), Phds (Noutsopoulos, 2002) and specific manuals (Jenkins et al., 2004) regarding the control of filamentous bulking. For the reader’s introduction to the filamentous bulking and its control theory, a brief presentation is dedicated.

The necessity of protection, primarily of public health and secondarily of the environment leads to the construction and operation of wastewater treatment plants (WWTP). In this way the input (addition) of organic load, nutrients (N & P) and pathogenic microorganisms in the aquatic ecosystems which leads to pollution, contamination and eutrophication could be eliminated. On the other hand the Biological Nutrient Removal (BNR) systems demand a prolonged (extended) solid’s retention time (SRT) which leads to the growth of undesirable filamentous bacteria (f.ba). To be honest due to “backbone theory” the filamentous bacteria are very important in limited concentrations. As a result of the presence and the excessive growth of Filamentous bacteria is the occurrence of the phenomenon of filamentous bulking (f.bu). Thus the presence and the excessive growth of Filamentous bacteria leads to the phenomenon called filamentous bulking. Filamentous bulking is a term which describes an activated sludge with pure settling and compaction characteristics and high Sludge Volume Index (SVI) and Filament Index (FI) values.

Filamentous bacteria, which are assumed to compete the floc-formers bacteria for organic substrate of wastewaters in the activated sludge, grows in a variety of environments and its growth depends on the process design parameters (SRT, organic load –OL, wastewater feeding regime and electron acceptor), the operating conditions (Dissolved Oxygen –DO- concentration, temperature and pH level) and the wastewater characteristics (nutrient’s concentration and type of COD). Hence four Groups have been mentioned for the categorization of filamentous bacteria: • Group I: Low DO aerobic zone growers which use readily biodegradable (RB) substrates and grow well at low DO concentration over wide range of SRTs. – S. natns, T1701, H. hydrossis. • Group II: Mixotrofic aerobic zone growers which use RB substrates and grow over moderate and high SRTs. They are capable of sulfide oxidizing and storing sulphur granules. They have rapid nutrients uptake rates under nutrient deficiency: Thiothrix sp. And T. 021N. • Group III: Other aerobic zone growers which use RB substrates and are present at high SRTs.: T.1851 and N. limicola spp. • Group IV: Aerobic, anoxic and anaerobic zone growers which turn up at high SRTs and they possible use hydrolyzed particulate substrates: M. parvicvella, T.0092, T. 0041 and T.0675.

In order to eliminate, metabolic (implementation of anaerobic and anoxic zones), kinetic (implementation of aerobic, anoxic and anaerobic selectors) and other selection theories like storage selection theory had been mentioned. The methods which aim to eliminate the causes of filamentous bulking are called Specific methods. Except from these specific methods a variety of simple non-specific methods could be used. The addition of chemicals and inert solids (synthetic organic polymers, inorganic coagulants and flocculants, PACT and minerals) and disinfectants such as chlorine solutions, H2O2 and O3 are included to the non specific methods and are used to enhance activated sludge settling rates and selectively kill the filamentous bacteria respectively. Chlorine is assumed to be the most widespread disinfectant, because of its low price and its effectiveness, but when it comes in contact with organic matter it forms halogenated compounds which are accused of their carcinogenetic properties.

Chlorine’s addition should be implemented in known and controlled doses at points where excellent mixing is possible and there is lack of nitrite. The contract between chlorine and ammonia forms another disinfectant called monochloramine. The efficiency of chlorination could be influenced from the below parameters: • Overall mass dose rate, Tm (grCl2 / Kg MLSS /d) • Chlorine concentration at the dose point, C (mgCl2 /L) • Local mass dose at the point, T (grCl2 / Kg MLSS) • Frequency of exposure of activated sludge to chlorine dose, F ( / d)

Methods

As for the experimental reasons two lab-scale pilot systems were used in each Phase in different arrangement. These systems were used in previous experiments and have exactly the same volume. Monitor and maintenance of the pilot systems included total and volatile suspended solids, temperature, dissolved oxygen, total and soluble COD, ammonia nitrogen and nitrate DSVI, nitrogen measurements, along with microscopic evaluation. In a daily basis TSS, MLSS, D.O., temperature, DSVI were measured. The others were measured twice a week in A & B Phase and every five days in Phase C.

In Phase A (19/10-31/12/2011), in which the impact of an anaerobic selector was investigated, using the systems below: • A Control system (CS), which was a model of the secondary treatment unit of Psittalia, included anoxic tank (C1), two aerated tanks (C2&C3) and a secondary clarifier. A conic tank was used as output collector (C4).

• An experimental system (ES) which consisted of a separate anaerobic (E1) and anoxic tank (E2), two aerated tanks (E3 & E4) and a secondary clarifier. A conic tank was used as output collector (E5).

In Phase B (1/1/-17/2/12), the impact of an anaerobic and a compartmentalized anoxic selector were investigated, using the systems below: • The Control system was exactly the same with the Control in Phase A .

• The experimental system consisted οf an anaerobic tank (E1), a compartmentalized in three sectors anoxic tank (E2), two aerated tanks (E3 & E4) and a secondary clarifier. A conic tank was used as output collector (E5).

In Phase C (18/2 – 12/4/12), in which the impact of three chlorine’s overall mass doses (Tm) on filamentous bulking was investigated, the two systems were the same.

• The Control system was exactly the same with the Control in Phase A & B and included an anoxic tank (C1), two aerated tanks (C2&C3) and a secondary clarifier. A conic tank was used as output collector (C4).

• The experimental system consisted οf an anoxic tank (E1), two aerated tanks (E2 & E3) and a secondary clarifier. A conic tank was used as output collector (E4).

As a result of the high SRTs of Psitalia, low organic load filamentous bacteria was overgrowth. These filamentous bacteria can be divided into two main categories.

• Filamentous bacteria that grow on SBCOD (M. parvicella and Types 0041 & 0092) are not expected to be influenced from anoxic selector tanks.

• Filamentous bacteria that grow on RBCOD (S. natans, N. limicola, Types 1851, 1701 & 021N, H. hydrossis and Thiothrix spp.) are targeted through the use of kinetic selection.

In order to eliminate the appearance of first’s category filamentous bacteria, the implementation of an anaerobic selector was chosen. The absence of an anoxic tank in RAS means that the anaerobic selector operates as anoxic selector, such as in Psitalia. A selector is defined as the entering part of a bioreactor and it is characterized by a low dispersion rate and a sufficient substrate gradient.

Results

The ES and CS in Phase B’ was operated with the biomass of Phase’s A’ control and experimental system respectively. In both systems the 98% of the input biodegradable COD was consumed under non aerated condition. Especially the 75% of the biodegradable COD was consumed in the anaerobic selector under high organic load.

The organic load in ES was 5 → 2,6 → 1,4→0,9 kg COD/ Kg MLSS /d into the anaerobic selector and into each sector of the compartmentalized anoxic selector respectively. On the other hand, there were just 1.2 kg COD/ Kg MLSS /d. A sufficient pressure was applied (kinetic selection theory) to the biomass. The total RBCOD was consumed in the first tank of each system. The denitrification rate for the ES was 4,6 → 1,5 mg NO3-N / gr VSS /d into the anaerobic and anoxic selector respectively and 2,6 mg NO3-N / gr VSS /d for the anoxic tank of CS.

The average of DSVI values were 479 and 289 mL/gr MLSS for the CS and ES respectively. The variance of the cumulative distribution of the ES seems to be limited enough relative to the CS. The FI at the ES dropped to 2.0 (the initial value was 4.5), while at the CS the value was 5.0, although at the last 2 checks we observed 4.5. The Types 0041, 0092 and 0675 do not seem to have been affected by the high and decreasing organic load, which was something that we were expecting. Contrary to the above filamentous bacteria, the SFI was reduced in Types 021N and 1851. The presence and growth of H. hydrossis is difficult to be interpreted due to the high concentration of D.O.. Despite the above evidence, the duration of operation did not seem to be able to reduce DSVI below 150 mL/gr SS. Thus it cannot be assumed that the addition of an anaerobic and a compartmentalized anoxic selector contributed to the reduction of the DSVI index in such levels so that it can be considered that the filamentous bulking problems are faced efficiently despite the kinetic and metabolic pressure applied.

Thereinafter, the efficiency of chlorinating was studied. Now, the bioreactors of the two systems are the same, consisted of one anoxic and two aerobic tanks. A chlorine tank and a pump supplying with chlorine solution the anoxic tank of the experimental system. Moreover, the anoxic volume of the experimental system is 2.4 L smaller than the volume of the control system, although this fact does not affect the experiment. Both systems operated with biomass from WWTP of Psittalia. The C phase was divided in 3 periods in which the applied total chlorine mass dose was 3.5, 7.1 and 11.6 mg Cl2 /gr MLSS /d respectively.

In the three periods the entire biodegradable COD was consumed under anoxic conditions and low organic load. The concentration of the soluble COD flocculated between 30 and 40 mg/L in the output of the two systems, so it can be assumed that the Cl2 concentration did not inhibit the COD removal. Moreover it was observed that the doses of chlorine do not affect the autotrophic biomass. The two systems do achieve fully nitrification with nitrification rate between 87% and 100%.

These findings are confirmed by the results of measurements in batch experiments of oxygen uptake rate (OUR) and nitrification rate (AUR) in the experimental and control system. The maximum oxygen uptake rate of ES is approximately identical to the maximum rates measured in CS. Moreover, the rate of nitrification in SE was equal to the CS using a high dose of 11.6 mg Cl2 / gr MLSS / d. In conclusively it is assumed that the application of chlorination did not inhibit the growth of heterotrophic and autotrophic bacteria.

During the 1st period in ES the overall mass dose (Tm) was 3.5 mg Cl2/gr SS/d and the Filament Index FI was reduced from 4.5 to 4. The FI was also reduced in CS from 3.5 to 3, without being chlorinating. The DSVI in both systems was initially raised till 300mL/gr SS and then was reduced to 170 mL/gr SS. The reduction in ES can be explained by the addition of chlorine, but the reduction of DSVI in CS cannot be explained in this way. During the 2nd period the dose (Tm) at the ES was doubled to 7.1 mg Cl2/gr MLSS/d and the FI was reduced from 3.5 to 2. The FI at the CS remained 4.5. The DSVI at CS was raised till 370 mL/gr SS while at the ES it varied between 160-231 mL/ gr MLSS. During the 3rd period the initial dose (Tm) was tripled to 11.6 mg Cl2/gr SS/d while the FI remained at 3. The FI remained at 4.5 in CS. During the third period, there was a clear differentiation between the two systems. Again, the range of variation in DSVI values in the control system was quite limited (165-210 mL / gr MLSS) contrary to the ES in which DSVI values flocculated between 124 and 361 mL / gr MLSS.

Conclusively, taking into consideration all the above, all the systems that were used did not manage to create sludge with good characteristics of sedimentation during the three phases (DSVI<150 mL/gr MLSS). It should be mentioned that the results of Phase A are presented at Mathios (2012) thesis.

Comparative evaluation of the effect of specific and non-specific methods of controlling filamentous bulking

Investigating the effect of specific and non-specific control methods filamentous bulking, which lasted about 15 months (January 2011 - April 2012), the following activated sludge systems were tested on a laboratory scale on the WWTP of Psittalia:

 1st System (Ano-Aer): Consisted of an anoxic basin (Ano) and a compartmentalized aerobic basin(Aer).  2nd system (Ana-Ano-Aer): Consisted of an anaerobic selector (Ana), an anoxic basin (Ano) and a compartmentalized aerobic basin(Aer).  3rd System (Ana-Anop-Aer): Consisted of an anaerobic selector (Ana), an anoxic basin with three sectors (Anop) and a compartmentalized aerobic basin (Aer).  4th System (Ano-Aer – Cl2): Consisted of an anoxic basin (Ano) and a compartmentalized aerobic basin (Aer) in which a dose between 7.1 and 11.6 mg Cl2 / gr MLSS /d was applied.

The above systems were compared using a graph of a) the cumulative distribution of DSVI values and b) the average score of the FI values. According to the graph of the cumulative distribution (shown in the results section) the curve of System 4 (Ano-Aer + Cl2) seems to have better settling properties of all systems and the range of fluctuation of DSVI values (130-231 mL / gr MLSS) is very limited. The average value of FI in this system was 3.0 and it is the smallest of all the systems.

The worst distribution belongs to the 1st System (Ano-Aer) in which the DSVI values ranged between 109 and 800 mL / gr MLSS. The biomass of the 1st system was characterized by the highest value of FI foremost systems (average 4.5). As for the systems (2nd and 3rd System) that aimed to control filamentous bulking by applying specific methods, the 2nd System (Ana-Ano-Aer) showed the best cumulative distribution between 89 and 489 mL / gr MLSS. It is worth mentioning that if you exclude the value of 489 mL / gr MLSS, the highest DSVI value drops to 306 mL / gr MLSS. The 3rd System was expected to develop biomass with better settling properties than that of the 2nd system, but that was not actually confirmed by the variation of DSVI (132-505 mL / gr MLSS). However, the average value of FI was the same for both systems (3.5).

Conclusively, all three system used failed to create sludge with good settling properties (DSVI <150 mL / gr MLSS. The fact that the 2nd , 3rd and 4th system developed biomass with better settling properties than 1st system, it is considered itself a success.