Stanisław Jacek Kozieł nr. albumu: 99225
Marcin Kozdrój nr. albumu: 88726

Romuald Dolęba nr. albumu: 89106

Technologia Chemiczna, drugiego stopnia, niestacjonarne

Semestr II, rok akademicki 2012/2013

Uniwersytet Technologiczno-Humanistyczny w Radomiu,

Wydział Materiałoznawstwa, Technologii i Wzornictwa

Nowoczesne Technologie w Inżynierii Środowiska

Metody biologiczne usuwania zanieczyszczeń
azotowych ze ścieków

Wykładowca:
dr inż. Paweł Religa

RADOM 2013

Cel pracy

Celem pracy jest krótkie omówienie mikrobiologicznych, fizycznych i biologicznych podstaw biologicznego oczyszczania ścieków z zanieczyszczeń azotowych we wzajemnym powiązaniu, a także skrótowe opisanie ich w związku ze stosowaną technologią i techniką.

Merytoryczne uzasadnienie tematu

Tematyka ścieków jest częścią złożonej problematyki ochrony środowiska i dlatego też jest wyrazem człowieka do tego środowiska. Przyczyną powstawania ścieków jest konieczność wykorzystywania wody zarówno w procesach przemysłowych, jak i bytowo gospodarczych, a także konieczność odprowadzania wód opadowych z powierzchni osiedli. Ścieki sanitarne, ścieki przemysłowe oraz wody przypadkowe i infiltracyjne razem stanowią mieszaninę ścieków miejskich, dopływających do odbiorników poprzez urządzenia oczyszczalni. Dość poważny problem stanowi natomiast wysokie stężenie w odpływie różnych substancji nieorganicznych, a w szczególności takich związków jak na przykład azotany czy fosforany. Ze względu na swój biogenny charakter substancje te po wprowadzeniu do odbiornika mogą stymulować wzrost sinic, glonów i roślin wyższych, przyspieszając tym samym proces eutrofizacji zbiorników wodnych. Skażenie wód powierzchniowych i podziemnych tego typu zanieczyszczeniami stanowi poważne zagrożenie higieniczne a także epidemiologiczne. Dlatego trzeba je oczyszczać z zanieczyszczeń azotowych odzyskując wodę, a jedną z tych metod są właśnie biologiczne metody oczyszczania ścieków.

Plan pracy

1. Podstawy biologicznych metod oczyszczania ścieków (definicje i parametry ścieków)

2. Substancje biogenne występujące w ściekach

3. Przedstawienie technologii usuwania azotu

4. Technologie biologicznego oczyszczania ścieków

5. Podsumowanie - wnioski

I. Podstawy biologicznych metod oczyszczania ścieków

Podstawy biologicznych metod oczyszczania ścieków (definicje i parametry ścieków)

ŚCIEKI – woda, która w wyniku użycia uległa zmianom fizycznym, chemicznym czy biologicznym i z powodu tych zmian, nie może być już użyta do tego samego celu [1]

ŚCIEKI – są to wody zużyte odprowadzane po wykorzystaniu w gospodarstwach domowych czy w procesie technologicznym lub wytworzone w procesie technologicznym, łącznie z wodami deszczowymi w wypadku kanalizacji ogólnospławnej oraz wodami infiltracyjnymi [PN-EN 1085, 2007]

Podstawowe parametry charakteryzujące ścieki:

1.Fizyczne i fizykochemiczne: barwa, mętność, zapach, odczyn pH, temperatura, przewodność elektryczna, absorpcja promieniowania UV

aniony: siarczany, chlorki, azotany, fosforany

Kationy: żelazo, wapń, magnez, rtęć, kadm, amonowy

2.Parametry sumaryczne materii i jej przemian:

substancje nierozpuszczalne opadające

substancje nierozpuszczalne nie opadające

substancje rozpuszczalne, nie podlegające sedymentacji

BZT₅ – biochemiczne pięciodniowe zapotrzebowanie na tlen – ilość tlenu jaką wymagają do utlenienia związków organicznych mikroorganizmy

aerobowe w temp. 20°C

BZT₅ stanowi różnicę między zawartością tlenu rozpuszczonego na początku i po 5

dobach inkubacji.

ChZT – chemiczne zapotrzebowanie na tlen – ilość tlenu pobranego z utleniaczy (dichromianów) na utlenienie związków organicznych i niektórych nieorganicznych do najwyższego w danych warunkach stopnia utlenienia [2]

Zasady działania biologicznych metod oczyszczania ścieków

Istnieje wiele typów biologicznych metod oczyszczalnia ścieków. Procesy występujące w nich naśladują zjawiska występujące w przyrodzie, prowadzące do samooczyszczania się wód. W oczyszczalniach ścieków procesy te intensyfikuje się dzięki tworzeniu optymalnych warunków rozwoju mikroorganizmów. Dającą się w pełni kontrolować metodą oczyszczania ścieków jest technologia osadu czynnego. Polega ona na oczyszczaniu ścieków poprzez bakterie tlenowe i mikroorganizmy, przy równoczesnym intensywnym napowietrzaniu ścieków. Proces ten może być stosowany zarówno w dużych jednostkach (dla miejscowości, przemysłu), jak i w małych, dla pojedynczych budynków. Oczyszczalnie takie, pomimo podobnej zasady działania, różnią się między sobą znacznie formą i technologią budowy.

Główne typy biologicznych metod oczyszczania ścieków

Biologiczne oczyszczanie ścieków zachodzi w:

• komorach napowietrzania z osadem czynnym

• na złożach biologicznych

• glebie (filtry gruntowe, pola irygowane i pola nawadniane)

• stawach biologicznych (stabilizacyjnych, napowietrzanych, rybnych)

Zawartość związków azotu w ściekach waha się zazwyczaj w granicach od 30 do 80 mg Nog/dm³ , przy czym mniej więcej połowa przypada na jony amono­we, a połowa na organiczne związki azotu, głównie mocznik i aminokwasy. (Znajdujące się w ściekach substancje białkowe ulegają w znacznym stopniu hy­drolizie do aminokwasów już w czasie przepływu w kanałach ściekowych). Za­równo azotany(III), jak i azotany(V) występują w doprowadzanych do oczyszczal­ni surowych ściekach w ilościach śladowych, nie przekraczających 1 mg/dm³.

Podczas oczyszczania ścieków metodami tradycyjnymi zawartość związków azotu można obniżyć co najwyżej o 25% (około 15% wraz z zawiesiną w mecha­nicznej części oczyszczalni, około 10% azotu wbudowuje się do komórek drobno­ustrojów, wchodzących w skład osadów gromadzących się w osadnikach wtórnych).

Bardziej efektywne, współczesne biologiczne metody eliminacji związków azotu ze ścieków wykorzystują kilka następujących po sobie procesów tlenowych i beztlenowych, a mianowicie:

proces amonifikacji, w trakcie którego organiczne związki azotu ulegają rozkładowi z wydzieleniem azanu i jonów amonowych,

proces nitryfikacji, który zachodzi w warunkach tlenowych i polega na utlenianiu jonów amonowych do azotynów(III), a później do azotanów(V),

proces denitryfikacji, który przebiega w warunkach beztlenowych i powo­duje redukcję azotanów(V) do produktów gazowych, czyli azotu atmosfe­rycznego (N₂)

Chociaż przemiany zachodzące podczas amonifikacji odgrywają ważną rolę, bowiem dostarczają odpowiedniego substratu w postaci jonu amonowego, to jed­nak decydujące znaczenie w usuwaniu związków azotu mają pozostałe procesy, to jest nitryfikacja i denitryfikacja. [2]

II. Substancje biogenne występujące w ściekach

Klasyczne mechaniczno-biologiczne oczyszczalnie usuwają ze ścieków substancje nierozpuszczalne oraz większość zanieczyszczeń organicznych, ale tylko w minimalnym stopniu eliminują różnego rodzaju substancje biogenne, a w szczególności związki azotui fosforu. Po odprowadzeniu odpływu z oczyszczalni do wód powierzchniowych, zawarte w nim substancje biogenne przyczyniają się do intensyfikacji procesów eutrofizacyjnych w zbiornikach wodnych, dopuszczalne normy odprowadzanych ścieków przedstawiono w tabeli 1. Aby uchronić środowisko wodne od postępującej eutrofizacji wprowadzono akty prawne ograniczające ilości związków azotu i fosforu w odpływach z oczyszczalni, co z kolei pociągnęło za sobą konieczność modernizacji wielu oczyszczalni i wprowadzenia takich metod, które zapewniają skuteczną eliminację związków biogennych ze ścieków. [3] Zgodnie z obowiązującą ustawą zawartość najwyższych dopuszczanych stężeń substancji między innymi biogennych prezentuje poniższa tabela:

Tabela 1. Najwyższe dopuszczalne stężenia zanieczyszczeń odprowadzanych w ściekach, Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 24 lipca 2006 r.

Azot

Związki azotowe odgrywają istotną rolę w procesach zachodzących w wodach naturalnych. Azot jest podstawowym składnikiem białka. Jest więc nieodzownym pierwiastkiem w życiu roślin i zwierząt. Szczególnie duże ilości białka zawierają glony (od 10 do 80%).

Najczęściej występującymi związkami są:

Związki azotowe dostają się do wód powierzchniowych wraz ze ście­kami miejskimi i przemysłowymi, a także wraz ze spływami powierzchnio­wymi i opadami atmosferycznymi. Stężenia związków azotowych w ście­kach komunalnych mieszczą się w granicach od kilku do kilkudziesięciu mg/dm³N (czasami do ok. 100 mg/dm³). Niektóre ścieki przemysłowe mogą zawierać duże ich ilości, około kilkuset mg/dm³, np. w ściekach z wytwórni mączki rybnej mogą wystąpić stężenia do 10000 mg/dm³N. [3] Uproszczony schemat przemian, jakie zachodzą w przyrodzie z udziałem związków azotowych przedstawia rys. 1.

Rys.1. Obieg azotu w przyrodzie [4]

Azot organiczny. Stężenia azotu organicznego w wodach powierzch­niowych mogą zmieniać się w granicach od dziesiętnych części do kilku mg/dm³N. W przypadku silnego zanieczyszczenia wód mogą osiągać kilka­naście mg/dm³N, a nawet powyżej 100 mg/dm³N.

Azot amonowy (amoniak). Stężenia amoniaku w ściekach miejskich mogą dochodzić do kilkudziesięciu mg/dm³N. W wodach powierzchniowych stężenia amoniaku wynoszą od setnych części do kilku mg/dm³ N.

Azotany. Azotany należą do substancji pożywkowych niezbędnych do życia roślin wodnych (w tym fitoplanktonu). Zawartość azotanów w wodach rzek w rejonie Warszawy w 1992 r. była następująca: Wisła w Warszawie 0,01 - 3,6 (śr. 1,6) mg/dm³, Narew nie wykryto - 1,8 (śr. 0,8) mg/dm³, Bug nie wykryto - 3,2 (śr. 0,9) mg/dm³. Wyższe stężenia występowały w górnym, bardziej zanieczyszczonym odcinku Wisły. [3]

Działanie

Azot organiczny. Duże zawartości azotu organicznego w wodach nie są pożądane. Świadczą one o zanieczyszczeniu wody związkami organicznymi.

Azot amonowy. Obecność dużych ilości azotu amonowego w wodzie jest niekorzystna. Amoniak utrudnia uzdatnianie wody; w czasie chlorowa­nia wody amoniak łączy się mianowicie z chlorem zwiększając jego zużycie. Amoniak jest toksyczny dla organizmów wodnych.

Azotany.

Azotany w dużych stężeniach w wodzie do picia (powyżej 10 mg/dm³N) są niebezpieczne dla zdrowia, głównie dla niemowląt do 4 miesiąca życia, powodując u nich sinicę methemoglobinozę.

Fosfor

Fosfor jest spotykany powszechnie w skorupie ziemskiej, stanowi około 0,12% masy skorupy ziemskiej. Fosfor jest zasadniczym składnikiem żywych komórek. W organizmach żywych występuje w postaci grup fosfo­ranowych w złożonych cząsteczkach organicznych. Fosforany są stosowane do kondycjonowania wody w celu zapobiega­nia powstawaniu kamienia kotłowego i zmniejszenia korozji. Fosforany stosuje się też do produkcji środków piorących. Fosforany mogą występować w wodach powierzchniowych w wyniku wietrzenia i rozpuszczania minerałów fosforanowych, erozji gleby, dopływu ścieków komunalnych i przemysłowych, spływów powierzchniowych i opa­dów atmosferycznych. Spotyka się również dodawanie nawozów fosforo­wych do wód, w których są hodowane ryby.

Duże ilości związków fosforanowych mogą występować w ściekach przemysłowych. Zawartość fosforanów ogólnych w ściekach bytowych mo­że osiągnąć 15 mg/dm³P. W ściekach miejskich spotyka się stężenia do 50 mg/dm³.Nawozy fosforowe są obecnie stosowane na dużą skalę. Istotnym źródłem fosforu są opady atmosferyczne. Stężenia fosforu w wodach opadowych mogą wynosić od 0,01 do 2 mg/dm³P.Fosfor jest w dużym stopniu odpowiedzialny za występowanie zakwi­tów, tj. nadmiernego rozwoju glonów.

Ograniczenie stężenia fosforu w zbiornikach wodnych może zahamo­wać rozwój glonów. Ze względu na zużywanie fosforu przez glony stężenie rozpuszczonego fosforu
w wodach powierzchniowych podlega zwykle regu­larnym wahaniom w cyklu rocznym. W okresie letnim mineralne formy fos­foru są intensywnie zużywane przez fitoplankton i stężenie fosforanów spada do bardzo małych wartości. Obumarły plankton zawierający fosfor opada na dno zbiornika. W osadach dennych następuje rozkład planktonu i uwalnianie mineralnych form fosforu do toni wodnej. W okresie jesiennym na­stępuje przeważnie wzrost stężeń fosforanów w wodzie. Stężenia fosfora­nów osiągają maksymalne wartości, zwykle zimą przy braku produkcji bio­logicznej.

Działanie. Fosforany w stężeniach występujących w czystych wodach nie są szkodliwe dla zdrowia. Czasami nawet dodawane są one do wody w celu zmniejszenia korozji oraz zapobiegania wytrącania się soli żelaza i wapnia. Obecność fosforanów w wodach powierzchniowych stanowi istot­ny problem głównie z powodu przyspieszania rozwoju glonów. Niektóre glony, np. sinice mogą wytwarzać toksyczne substancje. [3]

III. Technologie usuwania azotu ze ścieków

U
suwanie ze ścieków związków azotowych jest od wielu lat obiektem zainteresowania zarówno badaczy, jak i praktyków. Uregulowania prawne wymuszają stosowanie technik oczyszczania ścieków nie tylko z substancji organicznych, ale także związków azotu. Związki te stanowią pożywkę dla flory i fauny wodnej. Jednak ich nadmiar nie jest w wodach pożądany. Związki azotu ulegają biochemicznym i fizykochemicznym przemianom, w wyniku których powstaje amoniak. Związek ten jest toksyczny dla żywych organizmów. Schemat przemian przedstawia rys. 2. [5]

Rys. 2 Przemiany biochemiczne związków azotu w czasie oczyszczania ścieków [14]

Amonifikacja

Amonifikacja jest procesem polegającym na przemianie organicznych związków azotowych oraz białek do azotu amonowego pod wpływem mikroorganizmów heterotroficznych:

Przemiana ta nie wymaga udziału tlenu i może przebiegać zarówno w warunkach tlenowych, jak i beztlenowych.

Nitryfikacja

Biologiczna nitryfikacja jest procesem dwufazowym, który przebiega zgodnie z równaniami:

W pierwszej fazie, polegającej na utlenianiu jonów amonowych do azotynów(III) biorą udział występujące w środowisku ściekowym bakterie z gatunku Nitrosomonaseuropea lub Nitrosolobusmultiformis. W drugiej fazie procesu, w której dochodzi do utlenienia azotynów(III) do azotanów(V), uczestniczą bakterie z gatunku Nitrobacterwinogradskyi. Wymienione bakterie nitryfikacyjne są typowymi chemolitotrofamii w związku z tym nie potrzebują żadnych substancji organicznych jako źródła niezbędnej do życia energii. Jedynym źródłem atomów węgla dla tych drobnoustrojów jest rozpuszczony w wodzie dwutlenek węgla. Bakterie nitryfikacyjne są bezwzględnymi tlenowcami i do swego rozwoju wymagają obecności rozpuszczonego tlenu w stężeniu nie niższym niż 2 mg 0₂/dm³. Przy niższych stężeniach tlen może być czynnikiem limitującym przebieg nitryfikacji, co objawia się niepełnym utlenianiem jonów amonowych do azotanów(V) i w konsekwencji nagromadzaniem się azotynów(III) w oczyszczanych ściekach.
Sumaryczne zapotrzebowanie na tlen podczas nitryfikacji wynosi 2 mole na 1 mol azanu, czyli 4,57 g O₂/g N-NH₄^-. W praktyce wartość ta jest nieco mniejsza, gdyż część azotu amonowego jest wykorzystywana do syntezy nowej biomasy.

Proces nitryfikacji osiąga optymalną wydajność, gdy pH ścieków utrzymuje się w granicach od 7,2 do 8,4, a temperatura wynosi od 15 do 25°C. Przy spadku temperatury poniżej 11°C obserwuje się zahamowanie drugiej fazy nitryfikacji i wyraźny wzrost stężenia azotanów(III) w odpływie, a poniżej 5°C nitryfikacja praktycznie ustaje.

Podczas oczyszczania ścieków, nitryfikacja zachodzi dopiero po zakończeniu biodegradacji związków organicznych przez drobnoustroje saprofityczne. [3]

Denitryfikacja

Proces denitryfikacji polega na redukcji nagromadzonych podczas nitryfikacji azotanów(V) do azotu cząsteczkowego (N₂) lub tlenku diazotu (N₂0), które jako produkty gazowe ulatniają się do atmosfery. Tym samym proces ten przyczynia się do rzeczywistego spadku zawartości związków azotu w ściekach i ich eliminacji.

Denitryfikacja przebiega w czterech etapach (schemat technologiczny na rys. 3), które odpowiadają kolejnym metabolitom pośrednim o coraz to niższym stopniu utlenienia:

Zdolnością do denitryfikacji odznaczają się liczne chemoorganotroficzne bakterie względnie beztlenowe, reprezentujące przede wszystkim takie rodzaje jak Pseudomonas, Bacillus, Alcaligenes oraz Flavobacterium. Drobnoustroje te w warunkach tlenowych metabolizują substraty organiczne, a końcowym akceptorem elektronów uwalniających się podczas utleniania biologicznego są cząsteczki tlenu. W warunkach anoksycznych (czyli przy mocno obniżonej zawartości tlenu) bakterie denitryfikacyjne wykorzystują do tego celu azotany(V) lub azotany(III), które po przyłączeniu elektronów ulegają redukcji.

Podstawowym wymaganiem, jakie musi być koniecznie spełnione, aby proces denitryfikacji przebiegał prawidłowo, jest zatem bardzo niskie stężenie rozpuszczonego tlenu, które nie może przekraczać 0,5 g/m³. (Przy wyższej zawartości tlenu bakterie denitryfikacyjne używają tlenu jako końcowego akceptora elektronów, a nie azotanów).

Innym istotnym warunkiem denitryfikacji jest obecność w środowisku substancji będących zarówno dawcami (donorami) elektronów, jak i źródłem atomów węgla potrzebnych do syntezy nowych składników komórkowych. W tym celu bakterie denitryfikacyjne zużytkowują dodawane z zewnątrz różne nie zawierające atomów azotu, proste (a zarazem tanie) związki organiczne, takie jak na przykład metanol, glukoza, gliceryna, czy kwas octowy, bądź też wykorzystują substancje organiczne zawarte w osadach ściekowych lub surowych ściekach. W przypadku zastosowania wewnętrznego źródła substancji organicznych stosuje się często tak zwany „by-pass”, polegający na doprowadzaniu części surowych, nie oczyszczonych ścieków (około 25-30%) bezpośrednio do komory (lub strefy) denitryfikacyjnej z ominięciem komory (lub strefy) nitryfikacyjnej. Nie zależnie od tego czy potrzebne do denitryfikacji związki organiczne pochodzą z zewnątrz, czy też źródłem tych związków są surowe ścieki, ich minimalna ilość powinna wynosić około 2,3 gBZT₅/gN-NO₃^-.

P

Rys. 3 Schemat procesu technologicznego usuwania azotanów z zastosowaniem biologicznej denitryfikacji [15]

roces denitryfikacji może zachodzić nie tylko w komórkach bakterii chemoorganotroficznych, ale także w komórkach niektórych bakterii chemolitotroficznych. U bakterii tych redukcja azotanów odbywa się wyłącznie w warunkach beztlenowych i jest sprzężona z utlenianiem związków sulfanu, siarki, tiosiarczanów lub siarczanów(IV), albo też utlenianiem wodoru cząsteczkowego (H₂). Jako przykład redukujących azotany chemolitotroficznych bakterii siarkowych może posłużyć gramujemna pałeczka Thiobacillusdenitrificans, natomiast reprezentantami redukujących azotany bakterii wodorowych są ziarniaki z gatunku Paracoccusdenitrificans. Oba wymienione gatunki bakteryjne nie wymagają do swego wzrostu substancji organicznych i jak wszystkie inne organizmy chemosyntetyzujące wykazują zdolność do wiązania ditlenku węgla. [3]

Proces uzdatniania wody z udziałem biologicznej denitryfikacji prowadzonej w złożu kontaktowym, w zakładzie oczyszczania wody, składa się z następujących etapów:

a) Wzbogacanie odtlenionej wody podziemnej w łatwo rozkładalne związki organiczne i fosforany,

b) Denitryfikacja w złożu kontaktowym - w celu uruchomienia procesu, materiał kont towy (granulat z tworzywa, węgiel aktywny) należy zaszczepić denitryfikantami lub wpracować bez zaszczepiania,

c) Oczyszczanie wody po procesie denitryfikacji. Zdenitryfikowana woda zawiera pewne ilości wypłukanej biomasy, azotynów oraz związków organicznych. Wodę poddaje się zatem aeracji w celu wprowadzenia tlenu i usunięcia dwutlenku węgla. Następnie, po ewentualnym dodaniu flokulantu (mineralnego lub organicznego), filtracji na pospiesznym filtrze, potem sorpcji na filtrze z węgla aktywnego. Filtracja pospieszna prowadzi do usunięcia żelaza i manganu oraz zawiesin, a węgiel aktywny sorbuje pozostałe zanieczyszczenia. Oczyszczona woda jest dezynfekowana, czasami stosuje się również korektę pH.

Złoże denitryfikacyjne, filtr pospieszny i sorpcyjny płucze się, aby usunąć nadmiar biomasy. Do tego celu używa się zwykle 2–5 % uzdatnianej wody. Popłuczyny poddaje się odrębnemu oczyszczaniu.

Oczyszczanie ścieków w komorach napowietrzania z osadem czynnym

Osad czynny jest żywą, kłaczkowatą zawiesiną złożoną głównie z bakterii heterotroficznych. Oprócz nich w osadzie występują w mniejszych ilościach również inne organizmy, takie jak pierwotniaki i grzyby, a czasem wrotki i nicienie. Osad czynny jest biocenozą heterotroficzną, w której procesy rozkładu materii organicznej zdecydowanie dominują nad procesami jej syntezy. Osad czynny ma strukturę luźną, gąbczastą, złożoną z drobnych, kłaczkowatych tworów o różnym kształcie.

Istnieje kilka teorii na temat tworzenia kłaczkowatej struktury osadu czynnego, czyli jego flokulacji. Skład gatunkowy mikroflory w osadzie czynnym jest bardzo zróżnicowany, podlega stałym zmianom i zależy głównie od składu chemicznego ścieków. Osad czynny oczyszczający ścieki bytowo-gospodarcze jest bardziej zróżnicowany pod względem jakościowym niż osad, do którego dozowane są ścieki przemysłowe.

Oczyszczanie ścieków osadem czynnym polega na mineralizacji związków organicznych przeprowadzonej głównie przez bakterie, na drodze tych samych procesów biochemicznych, które występują podczas samooczyszczania. Zanieczyszczenia organiczne są absorbowane na powierzchni kłaczków i mineralizowane na skutek procesów metabolizmu zachodzących w mikroorganizmach.

Rozdziału ścieków od osadu dokonuje się w osadniku wtórnym. W urządzeniu tym następuje sedymentacja osadu i klarowanie oczyszczonych ścieków, które odprowadza się do odbiornika. Osad czynny może być ponownie używany. Jest on wówczas recyrkulowany jako tzw. osad powrotny, do komory napowietrzania. Często jednak, osad czynny przed ponownym włączeniem go do procesu oczyszczania trafia do komór regeneracyjnych, w których jest on napowietrzany w celu przywrócenia mu pełnej sprawności fizjologicznej. Oczyszczalnie ścieków z częścią biologiczną są w istocie ogromnymi bioreaktorami.

Pozostałością po procesach zachodzących w oczyszczalniach z osadem czynnym są osady wtórne, wydzielone w osadnikach wtórnych, powstające w wyniku oddzielania nadmiernego osadu w procesie biologicznego oczyszczania ścieków. Zasadniczą masę tych osadów stanowią mikroorganizmy. W procesie osadu czynnego część osadu wtórnego jest zawracana do komory napowietrzania jako tzw. Osad recyrkulowany, cześć natomiast w postaci osadu nadmiernego jest usuwana z układu oczyszczania. Jest to osad który stanowi 1% oczyszczonych ścieków. Osad taki zawiera zarazki chorobotwórcze, szybko zagniwa, a jego higieniczne i ekonomiczne usuwanie jest nieuniknioną koniecznością. Oddzielając możliwie dużo wody przez zagęszczanie ułatwia się przeróbkę osadów. Organiczne związki zawarte w osadzie są następnie stabilizowane na mokro lub bądź przez długotrwałe napowietrzanie, bądź przez fermentacje. Proces przeróbki może obejmować odwadnianie, kompostowanie, suszenie lub spalanie. Schemat ideowo-technologiczny przykładowej oczyszczalni ścieków, wykorzystującą taką metodę ilustruje rys. 5.

Charakterystyka biologiczna osadu czynnego

Biologiczne oczyszczanie ścieków przebiega jednak ze znacznie większą intensywnością niż w warunkach naturalnych przede wszystkim dlatego, że liczba komórek bakterii, jaka występuje w osadzie czynnym, jest wielokrotnie większa. Ich zapotrzebowanie na tlen, jest zawsze w pełni pokrywane, gdyż ścieki wraz z osadem czynnym są w sposób ciągły napowietrzane, schemat procesu ilustruje rys. 4. Brak tlenu nie może się zatem stać czynnikiem hamującym mineralizację co ma często miejsce podczas samooczyszczania.

Ścieki po mechanicznym oczyszczeniu kierowane są do komór napowietrzania z osadem czynnym, czyli gęstą zawiesiną mikroorganizmów. Zawartość komory jest stale napowietrzana, co umożliwia dostarczenie wystarczającej ilości tlenu, utrzymującej osad czynny w stanie zawieszonym i zapewnia stałe mieszanie. Komora napowietrzania jest urządzeniem, w którym rozwój osadu czynnego następuje w warunkach hodowli ciągłej. Pomiędzy szybkością dopływu substancji odżywczych (ścieków), szybkością rozmnażania się bakterii oraz szybkością odpływu oczyszczonych ścieków (wraz z pewną ilością osadu czynnego) panuje stan równowagi. Powstawanie osadu czynnego w komorze napowietrzania wymaga czasu. Aby czas ten skrócić można stosować szczepienie osadu przez dodanie pewnej jego ilości ze ścieków wcześniej oczyszczonych. Stałe utrzymanie kłaczków w stanie zawieszonym wymaga intensywnego mieszania zawartości reaktora.
W
czasie kontaktu ścieków z osadem czynnym, zachodzące procesy rozkładu umożliwiają jednocześnie rozwój biomasy osadu, schemat technologiczny na rys. 5.

R
ys.4. Schemat przemian biochemicznych zachodzących podczas biologicznego oczyszczania ścieków metodą osadu czynnego w komorach napowietrzanych

Rys.5. Schemat technologiczny przykładowej biologicznej oczyszczalni ścieków z komorami napowietrzania: OB-1 studzienka dopływowa ścieków surowych; OB2 A/B/C komory uśredniające; studzienka zaworowa ścieków uśrednionych; OB-4 koryto pomiarowe; OB-5 studzienka frakcji pływającej; OB-6 A/B/C neutralizatory, OB7 A/B reaktory biologiczne osadu czynnego, strefa nitryfikacji i denintryfikacji z napowietrzaniem za pomocą aeratorów; OB-8 A/B osadniki wtórne; OB-9 zbiornik osadu nadmiernego; OB-10 koryto odpływowe do odbiornika [opracowanie własne].

Oczyszczanie ścieków przy udziale roślin – oczyszczalnie hydrobotaniczne

Stale pogarszający się stan wód, brak kanalizacji i oczyszczalni ścieków oraz wysokie nakłady inwestycyjne i koszty eksploatacji w doprowadziły ostatnich latach do ponownego wzrostu zainteresowania naturalnymi metodami oczyszczania. Dlatego też, jako alternatywa dla małych "technicznych" oczyszczalni ścieków, pojawiły się oczyszczalnie ścieków z udziałem roślin. Proces oczyszczania ścieków, oparty jest na procesach fizycznych, chemicznych i biologicznych zachodzących w strefie korzeniowej roślin. Wykorzystuje on samoregulujące sprzężenie zwrotne ekosystemu złożonego z biotopu bagiennego i zbiorowiska hydrofitów.

Roślinne oczyszczalnie ścieków to urządzenia, w których do oczyszczanie ścieków wykorzystuje się zdolności roślin do bioakumulacji i biodegradacji związków organicznych, biogennych a także metali śladowych i węglowodorów aromatycznych. Do głównych procesów zachodzących w oczyszczalniach roślinnych należą: adsorpcja, pobieranie biogenów, wymiana jonowa, sedymentacja i transpiracja. Powierzchniowy przepływ ścieków umożliwia mineralizację substancji organicznych, transpirację niektórych zanieczyszczeń (np. fenole) oraz przede wszystkim nitryfikację i denitryfikację, które zachodzą przy udziale mikroorganizmów glebowych (rys. 6).

Proces oczyszczania w składa się z dwóch etapów:

- oczyszczanie wstępne, w osadniku, piaskowniku lub kratach umożliwia usuniecie grubszych zanieczyszczeń i zawiesin (rodzaj osadnika dobiera się indywidualnie w zależności od jakości dopływających ścieków)

- oczyszczanie biologiczne (filtr korzeniowy), właściwy sposób oczyszczania może przebiegać w:

• stawach porośniętych trzciną pospolitą, sitowiem lub pałką wodną,

• złożach gruntowo- korzeniowych z powierzchniowym przepływem ścieków,

• systemie kaskad z roślinnością bagienną,

- często po opuszczeniu filtra korzeniowego oczyszczone ścieki są kierowane są na drenaż rozsączający.

Głównym kryterium podziału oczyszczalni hyrobotanicznych jest kierunek przepływu ścieków oraz rodzaj stosowanej w nich roślinności.

Ze względu na kierunek przepływu ścieków systemy dzielimy na:

- systemy z poziomym przepływem ścieków, ścieki przepływają poziomo kilka centymetrów pod powierzchnią złoża,

- systemy z pionowym przepływem ścieków, ścieki rozprowadzane są nad złożem, następnie przepływają pionowo w dół, gdzie są zbierane drenażem rozsączającym, materiał filtrujący jest ułożony warstwowo, od najdrobniejszej frakcji na powierzchni poletka do frakcji kamienistej na jego dnie,


- systemy z powierzchniowym przepływem ścieków, w których ścieki przepływają nad powierzchnią gruntu, a system przegród hydraulicznych ma za zadanie spowolnienie przepływu ścieków przez poletko

- systemy mieszane

W przypadku oczyszczalni hydrobotanicznych z roślinnością korzeniąca się mamy do czynienia z powstawaniem tzw. efektu ryzosferycznego. Rośliny bagienne maja zdolność do transportowania tlenu do strefy korzeniowej, a w złożu korzeniowo-gruntowym, przez które przepływają ścieki, panują warunki beztlenowe. W wyniku transportu tlenu do strefy korzeniowej, w najbliższym sąsiedztwie korzeni tworzy się strefa tlenowa, do której bezpośrednio przylega strefa beztlenowa. W ten sposób powstaje mozaika stref aerobowej i anaerobowej opisana jako efekt ryzosferyczny, która umożliwia bytowanie mikroorganizmom prowadzącym procesy tlenowe i beztlenowe w strefie korzeniowej roślin. Procesy te porównać można do zjawisk zachodzących w dwustopniowym złożu biologicznym. [6]

Rys.6. Schematyczny mechanizm usuwania zanieczyszczeń w oczyszczalni roślinnej [7]

Oczyszczalnie hydrobotaniczne mają szansę trwale wpisać się w polski krajobraz i znacząco poprawić stan gospodarki wodno-ściekowej w naszym kraju. W ostatnich latach filtry roślinne spotykają się z coraz większym zainteresowaniem na rynku małych przydomowych oczyszczalni ścieków.

Wśród argumentów przemawiających na korzyść tego typu rozwiązań do najistotniejszych należą:

- wysoki stopień redukcji BZT5 i zawiesiny (90-95%),

- niewspółmiernie wysoki w porównaniu z metodami konwencjonalnymi stopień usuwania biogenów,

- niewrażliwość na wahania dopływu ścieków,

- prostota rozwiązań i konkurencyjna cena projektu oraz instalacji,

- bezobsługowa praca i oszczędność energii (w większości rozwiązań nie ma

zapotrzebowania na energie elektryczną), co wiąże się z niskimi kosztami eksploatacji,

- naturalny wygląd i brak większych uciążliwości dla otoczenia oraz korzystne zwiększenie różnorodności biologicznej. [8]

Oczyszczalnie roślinne mogą być stosowane z powodzeniem do oczyszczania ścieków bytowo-gospodarczych powstających w gospodarstwach domowych, ośrodkach rekreacyjno wypoczynkowych, w miejscowościach nie skanalizowanych oraz o zabudowie rozproszonej, w miejscowościach wypoczynkowych i uzdrowiskowych charakteryzujących się znacznymi wahaniami dopływu ścieków bytowo-gospodarczych w skali roku oraz jako uzupełnienie III stopnia oczyszczanie wody w oczyszczalniach konwencjonalnych. Mogą one pracować także przy wspomaganiu biologicznym, polegającym na dodawaniu biopreparatów, co pozwala na uzyskanie całkowitej redukcji substancji złowonnych w obrębie oczyszczalni, wstępną redukcję BZT5, zmniejszenie ilości osadów ściekowych spowodowaną redukcją związków organicznych, udrażnianie kanalizacji i rurociągów oraz zapobieganie kolmatacji gruntów w obrębie drenów. [9]

Technologia reaktorów SBR

Zastosowanie sekwencyjnych reaktorów biologicznych (SBR) do oczyszczania ścieków jest konkurencyjnym rozwiązaniem w stosunku do układów przepływowych. SBR-y są jednokomorowymi bioreaktorami, w których podczas fazy reakcji (mieszania i napowietrzania) mogą zachodzić procesy zintegrowanej eliminacji związków węgla, azotu, oraz fosforu, a w pozostałych fazach procesy sedymentacji oraz dekantacji ścieków oczyszczonych, pozwalające oddzielić oczyszczone ścieki od czynnika procesowego. Zazwyczaj są to układy budowane bez osadników wstępnych, nigdy natomiast nie stosuje się osadników wtórnych. Charakterystyczne jest to, że SBR-y nie wymagają urządzeń do recyrkulacji wewnętrznej, z kolei uwzględniają niekiedy w budowie wydzielone przegrodami sektory tlenowe lub beztlenowe. Przy zastosowaniu reaktorów typu SBR technolodzy mają możliwość wprowadzania wielu zmian podczas sterowania procesem, w przeciwieństwie do systemów z układem przepływowym, gdzie do regulacji najczęściej służy ilość dostarczanego powietrza oraz ilość recyrkulowanego osadu lub ścieków. Możliwość kontroli oraz modyfikacji warunków w reaktorach SBR polega na doborze odpowiedniego harmonogramu pracy poszczególnych faz w cyklu i zwiększa możliwość optymalizacji procesu oczyszczania w zakresie:

- wydajności procesów nitryfikacji, denitryfikacji, biologicznej defosfatacji,

- zwiększenia efektywności sedymentacyjnych osadu. [10]
Pełny cykl pracy reaktora SBR obrazuje rysunek 7. Wyodrębniono następujące fazy:

- napełnianie komory ściekami,

- mieszanie ścieków surowych,

- napowietrzanie,

- sedymentacja,

- dekantacja,

- postój.

Każda z faz pełni ważne funkcje w całości procesu oczyszczania ścieków. Napełnianie może byś prowadzone równolegle ze wspomagającym je mieszaniem lub bez mieszania. Mieszanie ścieków z osadem czynnym, prowadzi do wytworzenia warunków niedotlenionych względnie beztlenowych. Najczęściej jest to faza anoksyczna, podczas której heterotroficzne bakterie denitryfikacyjne wykorzystują łatwo przyswajalne związki organiczne, następuje wtedy redukcja azotanów.

Kolejną fazą jest napowietrzanie stosowane w celu wytworzenia warunków tlenowych i przeprowadzenia procesów biodegradacji związków węgla, nitryfikacji, defosfatacji, oraz symultanicznej denitryfikacji. W tej fazie zachodzi mineralizacja związków organicznych, oraz wiązanie fosforanów, czego efektem jest ubytek fosforu w ściekach.

W momencie wyłączenia napowietrzania proces wchodzi w fazę sedymentacji, podczas której następuje separacja kłaczków osadu czynnego od ścieków oczyszczonych. W fazie dekantacji ścieki sklarowane odprowadzane są z reaktora.

Ostatni etap cyklu zwany jest fazą martwą lub faza postoju. W tym czasie reaktor przygotowywany jest do następnego cyklu pracy, najczęściej faza ta jest wykorzystywana do odprowadzenia z komory osadu nadmiernego. [11]

Rys.7. Przebieg faz procesowych podczas cyklu pracy reaktora sekwencyjnego [12]

W związku z rosnącym zainteresowaniem rozwiązaniami technologicznymi bazującymi na reaktorach typu SBR oraz rozwojem techniki oczyszczania ścieków powstało wiele implementacji technicznych bazujących na zaprezentowanych powyżej założeniach ogólnych. W związku z powyższym reaktory można podzielić według:

- rodzajów prowadzonych procesów oczyszczania ścieków,

- rodzajów osadu czynnego,

- sposobów zasilania ściekami.

W reaktorach sekwencyjnych SBR mogą zachodzić między innymi procesy:

- mineralizacji związków organicznych,

- mineralizacji związków organicznych z nitryfikacją związków azotu,

- mineralizacji związków organicznych, nitryfikacji oraz denitryfikacji związków azotu,

- mineralizacji związków organicznych, nitryfikacji, denitryfikacji związków azotu, oraz wzmożonej biologicznej defosfatacji z wykorzystaniem bakterii fosforowych (ang. Phosphate Accumulating Organisms).

W zależności od założonego efektu oczyszczania ścieków, w sekwencyjnych reaktorach biologicznych modyfikuje się pojemność technologiczną komór SBR-ów i ich wyposażenie. Nowością jest zastosowanie ruchomego złoża w klasycznym reaktorze SBR. W ten sposób powstał tzw. MBSBBR (ang. Moving Bed Sequencing Batch Biofilm Reactor). Takie rozwiązanie pozwala na rozwój biomasy utwierdzonej na ruchomych nośnikach, dzięki czemu zastosowanie urządzenia niesie ze sobą duże możliwości technologiczne

Sekwencyjne reaktory biologiczne mogą być zasilane substratem w sposób ciągły lub okresowy. Zasilanie reaktorów SBR w sposób ciągły oznacza, że ścieki do komory doprowadzane są przez 24 h/d, podczas gdy odprowadzanie ścieków sklarowanych odbywa się okresowo.

W związku z prostą zasadą działania reaktory SBR są bardziej elastyczne w dostosowaniu parametrów pracy do potrzeb procesowych niż systemy przepływowe. Czas cyklu zależny jest od technologów sterujących procesem, można go dopasować do zmian w ilości oraz składzie dopływających ścieków.

Zwykle czas trwania cyklu w przypadku oczyszczania ścieków komunalnych wynosi około 8 do 12h. Modyfikacja czasu pracy reaktora następuje poprzez jego wydłuż nie, gdy natężenie ścieków doprowadzanych do bioreaktora charakteryzuje się wyjątkowo dużym współczynnikiem nierównomierności, bądź gdy zakłada się uzyskanie podwyższonej sprawności eliminacji substancji organicznych oraz związków biogennych - azotu i fosforu.

Czas trwania elementarnych faz całego cyklu zależny jest od charakteru ścieków, natężenia ich przepływu, zdolności osadu czynnego do sedymentacji oraz założonej sprawności oczyszczania. Istotną rolę odgrywa sposób doprowadzania i odprowadzania ścieków, czyli to czy występują zbiorniki retencyjne czy też nie. Podczas doboru reżimu technologicznego dla oczyszczania ścieków komunalnych, zgodnie z danymi literaturowymi przyjmuje się, iż w bioreaktorach SBR możliwe są następujące sytuacje:

- czas fazy napełniania zależy od ilości doprowadzanych ścieków podczas trwania cyklu oraz od liczby reaktorów;

- czas fazy mieszania i napowietrzania związany jest z rodzajem ścieków doprowadzanych, zależy również od celów technologicznych, przyjętych w procesie oczyszczania. Czas napowietrzania należy dobierać uwzględniając sposób napełniania reaktora ściekami;

- czas trwania sedymentacji uzależniony jest od właściwości sedymentacyjnych zawieszonej biomasy. Gdy osad czynny jest w dobrej kondycji, czas ten powinien wynosić (w zależności od głębokości czynnej komory reaktora) od 0,5 h do 0,75 h. Natomiast w przypadku pogorszenia zdolności sedymentacyjnych osadu, szczególnie w okresie zimowym, przewiduje się wydłużenie czasu sedymentacji do 1 ÷ 2 h;

- czas trwania spustu uzależniony jest od efektywności urządzeń przewidzianych do tego celu, zazwyczaj czas trwania tej fazy równy jest 1 h;

- czas trwania fazy postoju wynosi zwykle około 0,5 h.

Liczne zalety technologiczne oraz aspekty organizacyjne i ekonomiczne przesądziły o tym, że reaktory typu SBR często pełnią rolę laboratoryjnego urządzenia służącego do badań nad właściwościami osadu czynnego oraz procesami oczyszczania ścieków. Do niepodważalnych zalet technologii sekwencyjnych reaktorów biologicznych w porównaniu z systemem przepływowym zaliczyć można między innymi:

- możliwość usuwania związków węgla, azotu i fosforu w jednym zbiorniku,

- brak urządzeń do recyrkulacji osadu,

- prostą budowę,

- możliwość rezygnacji z osadników wstępnych,

- brak osadników wtórnych,

- elastyczność doboru długości poszczególnych faz cyklu,

- dobrą sedymentację osadu,

- stosunkowo małe zapotrzebowanie na tlen,

- względnie niewielkie nakłady inwestycyjne,

- stosunkowo niskie nakłady eksploatacyjne,

- możliwość kontroli najważniejszych parametrów technologicznych w czasie. [13]

Podsumowanie

Powszechnie wiadomo jak ważnym zagadnieniem jest usuwanie ze ścieków związków biogennych, tj. związków azotu i fosforu, gdyż po wprowadzeniu ich do środowiska mogą one spowodować negatywne efekty, głównie związane z eutrofizacją wód powierzchniowych alei z zanieczyszczeniem wód podziemnych. Konieczność eliminowania tych związków ze ścieków narzucają obowiązujące uregulowania prawne, który coraz bardziej zaostrzają m.in. dopuszczalne stężenia azotu w ściekach zrzucanych do odbiorników.

Usuwanie związków azotu ze ścieków prowadzi się przede wszystkim metodami biologicznymi, wykorzystującymi procesy nitryfikacji i denitryfikacji. Jednakże mikroorganizmy tych procesów są wrażliwe na działanie rozmaitych czynników inhibitujących. Bakterie nitryfikujące są bardziej wrażliwe na substancje toksyczne niż inne bakterie biorące udział w procesie oczyszczania ścieków.

Problem zanieczyszczenia środowiska wodnego nie dotyczy wyłącznie dużych miast i centrów przemysłowych, te często posiadają oczyszczalnie ścieków, ale małych miejscowości i wsi, często nieskanalizowanych i charakteryzujących się zabudową rozproszoną. Głównym źródłem zagrożeń dla środowiska wodnego są w tym przypadku dzikie wysypiska śmieci, niezabezpieczone szamba i ścieki bytowe, które zazwyczaj swoje ujścia znajdują wprost do koryt płynących wód powierzchniowych. Duże zagrożenie stanowią także nawozy rolnicze infiltrujące do wód gruntowych i powierzchniowych i spływy powierzchniowe, będące źródłem biogenów, odpowiedzialnych za proces eutrofizacji. Szansą na poprawę jakości wód na szczeblu lokalnym jest zastosowanie małych, przydomowych oczyszczalni, których wydajność i możliwość szerokiego zastosowania oraz niskie koszty budowy i eksploatacji pozwoliłyby na powszechne zastosowanie w indywidualnych gospodarstwach rolnych, domach jednorodzinnych i obiektach turystycznych.

W pracy przedstawiono substancje biogenne występujące w ściekach oraz technologie biologicznego usuwania azotu ze ścieków.

Literatura

1. Hartmann, L. Biologiczne oczyszczalnie ścieków. Warszawa : Wydawnictwo Instalator Polski, 1999.

2. Praca zbiorowa pod redakcją Dojlido, J. R. Ekologia i ochrona środowiska. Radom : Wydawnictwo Politechniki Radomskiej, 1997.

3. Bobrowski, M. Podstawy biologii sanitarnej. Białystok : Wydawnictwo Ekonomia i Środowisko, 2002.

4. Kowal, A. L. Usuwanie związków azotowych z wody - raport SPR nr 36. Wrocław : Politechnika Wrocławska, 1997.

5. Apolinarski, M. Nowe kierunki w technologii usuwania azotanów z wód podziemnych. Ochrona Środowiska. 2005, 3.

6. Fidrysiak, J. Oczyszczalnie roślinne, a gospodarka wodno-ściekowa w gminach wiejskich. Oczyszczalnie trzcinowe według technologii duńskiej. Łódź : Katedra Wodociągów i Kanalizacji. Politechnika Łódzka, 1997.

7. Bergier, T., Czech, A. i inni, i. Roślinne oczyszczalnie ścieków. Przewodnik dla gmin. Kraków : Wydawnictwo Natural Systems, 2004.

8. Chmielowska, A. M. Hydrobotaniczne oczyszczalnie ścieków. Inżynieria Środowiska. tom 7. Kraków : Wydawnictwo Akademii Górniczo-Hutniczej, 2002.

9. Musiał, R. Oczyszczanie ścieków w warunkach naturalnych. Gdańsk : Wydawnictwo Politechniki Gdańskiej, 1992.

10. Heidrich, Z. Zastosowanie reaktorów sekwencyjnych w oczyszczani ścieków. „Przegląd Komunalny” Abrys sp. z o.o. 2007, Tom vol. 35, 7.

11. Podedworna, J. Zintegrowane usuwanie azotu i fosforu w reaktorze z długotrwałym dawkowaniem ścieków przez selektor. Warszawa : Oficyna wydawnicza Politechniki Warszawskiej, 2002.

12. Podedworna, J. i Żubrowska-Sudoł, M. Efektywność oczyszczania ścieków komunalnych w reaktorze SBR ze złożem ruchomym. „Gaz, Woda i Technika Sanitarna” Wydawnictwo SIGMA-NOT. 2008, 9.

13. Mańczak, M. Przykłady zastosowania reaktorów SBR - kompakt do oczyszczania ścieków komunalnych. „Przegląd Komunalny” Abrys sp. z o.o. 2004, 7.

14. Dymarczewski, Z. Poradnik eksploatatora oczyszczalni ścieków. Poznań : Polskie Zrzeszenie Inż. I Tech. Sanitarnych, 1997.

15. Rohmann, U. i Sontheimer, H. Nitrat im Grundwasser - Ursachen, Bedeutung, Lösungswege. Karlsruhe : DVGW-Forschungsstelle am Engler-Bunte-Institut der Universität Karlsruhe, 1985.