USUWANIE ZWIĄZKÓW BIOGENNYCH

Związki azotu i fosforu są ważnymi wskaźnikami zanieczyszczenia wód powierzchniowych. Ich występowanie w wodach może wskazywać na zagrożenie eutrofizacją. Azot i fosfor są pierwiastkami odpowiedzialnymi za produkcję biologiczną w środowisku wodnym. Graniczne stężenie N i P, powyżej których obserwujemy masowy rozwój glonów:

1. azot → 0,3 g N/m³

2. fosfor → 0,1 g P/m³

Ścieki bytowo - gospodarcze są jednym z głównych źródeł związków biogennych, które niestety nie są usuwalne w wystarczającym stopniu w mechaniczno - biologicznych oczyszczalniach ścieków.

Dlatego istnieje konieczność usuwania biogenów ze ścieków oczyszczonych.

FOSFOR

Obecnie fosfor ze ścieków usuwany jest dwiema metodami:

• chemicznie; polega na strącaniu fosforu z wykorzystaniem metali oraz wapna

• zwiększone biologiczne usuwanie fosforu w warunkach beztlenowo - tlenowych

Chemiczne strącanie fosforu - w przypadku metody strącania fosforu metalami, najszersze zastosowanie znalazły sole żelaza i glinu, po dodaniu ich do ścieków, wchodzą w reakcje z fosforanami, tworząc nierozpuszczalne, łatwo wytrącane związki; najczęściej stosowanymi reagentami są siarczan żelaza (II), chlorek żelaza (III) oraz siarczan glinu.

Al₂(SO₄)₃ ∙ 18H₂O + 2PO₄^3- → 2AlPO₄ + 3SO₄^2- + 18H₂O

(1 mol siarczanu glinu reaguje z 2 molami fosforami, stąd stosunek wagowy Al₂(SO₄)₃ do fosforu wynosi 10,7 : 1, czyli samego glinu do fosforu wynosi 0,87 : 1)

W praktyce przyjmuje wyższy stosunek glinu do fosforu, wartość wynosi od 1,5 : 3 i jest to spowodowane reakcjami zachodzącymi równolegle ze strącaniem fosforu.

Najistotniejszymi czynnikami, od których zależy dawka glinu są:

- zasadowość ścieków

- końcowe pH

- ilość i charakter zawiesiny

- stężenie siarczanów i sodu w ściekach

Optymalne pH dla procesu wynosi od 5,5 do 6,5. W przypadku pH poza tym zakresem, strącanie fosforu jest możliwe, ale konieczne jest dalsze zwiększanie dawki reagenta.

FeCl₃ + PO₄^3- → FePO₄ + 3Cl^-

3FeSO₄ + 2PO₄^3- → Fe₃(PO₄)₂ + 3SO₄^2-

W przypadku zastosowania soli żelaza (III), stosunek molowy żelaza do fosforu wynosi 1 :1, a stechiometryczny stosunek wagowy wynosi 1,8 :1.

W przypadku zastosowania soli żelaza (III), stosunek molowy żelaza do fosforu wynosi 3:2, a wagowy 2,7 : 1.

W praktyce reagenty są zużywane także w innych reakcjach, dlatego przyjmuje się stosunek żelaza do fosforu 1,5 : 2,5.

Jest to uzależnione od zastosowanego reagenta i zasadowości ścieków.

Przebieg reakcji uzależniony jest także od pH ścieków, w przypadku żelaza (III), reakcja najefektywniej przebiega przy pH 4,5-5, natomiast w przypadku żelaza (II), optymalne pH wynosi 9.

Przy innych wartościach pH, reakcje (strącanie fosforu) jest możliwe, ale wymaga zwiększenia dawki reagenta.

Chemiczne strącanie wapnem - dawka reagenta uzależniona jest od zasadowości i pH ścieków; nie ma całkowicie powiązania z zawartością fosforu w oczyszczonych ściekach;

Są dwa systemy strącania fosforu:

1. System małej dawki, w której pH ścieków doprowadzamy do wartości poniżej 10

2. System dużej dawki, wartość pH doprowadzamy do wartości 11-11,5; w tym wypadku dawka dodawanego wapna, może wynosić 500g/m³, a nawet więcej.

W systemie małej dawki, powodujemy obniżenie fosforu w ściekach oczyszczonych do wartości 1gP/m³, natomiast w systemie dużej dawki, stężenie fosforu w ściekach oczyszczonych może być jeszcze niższe. Niestety stosowanie wapna do strącania fosforu wymaga korekty pH ścieków oczyszczonych, a objętość powstających osadów jest wielokrotnie większa niż w metodzie strącania fosforu solami metali.

Punkty dawkowania reagentów:

Reagenty chemiczne mogą być dawkowane do ścieków w różnych punktach ciągu technologicznego;

Rozróżniamy: strącanie wstępne, polegające na dawkowaniu reagentów w procesie wstępnego oczyszczania ścieków (dawkujemy reagenty do piaskownika lub między piaskownik a osadnik wstępny) pozwala to na dobre wymieszanie reagentów ze ściekami oraz na flokulację zawiesin.

Zastosowanie strącania wstępnego pozwala nie tylko usunąć fosforany, ale także powoduje zmniejszenie wartości BZT5 i zawiesiny. Obniżenie wartości BZT5 może być zjawiskiem niekorzystnym w przypadku dalszego kierowania ścieków do procesów biologicznych. Strącanie wstępne nie umożliwia usuwania fosforu występującego w formach organicznych.

Strącanie symultaniczne, jest bardziej skuteczne niż strącanie wstępne; reagenty dodawane są do ścieków po osadniku wstępnym lub bezpośrednio do komory osadu czynnego. Reagenty mogą być dodawane jednopunktowo na początku komory lub w celu zwiększenia efektywności procesu w kilku dawkach na całej długości komory.

Wtórne strącanie fosforu stosowane wtedy, kiedy trzeba usunąć fosfor ze ścieków w dużym stężeniu; dawki reagentów w tej metodzie: mniejsze w porównaniu ze strącaniem wstępnym i symultanicznym, ale sam proces jest droższy, ponieważ nie wykorzystujemy tu urządzeń istniejących w ciągu technologicznym, a konieczne jest dobudowanie stacji dawkowania i komory reakcji.

W przypadku wapna, możliwe jest zastosowanie tylko strącania wstępnego i wtórnego, Nie można zastosować strącania symultanicznego.

WADY I ZALETY CHEMICZNEGO STRĄCANIA FOSFORU:

1. Strącanie solami glinu i żelaza

Zalety:

- metoda łatwa w eksploatacji

- niski koszt inwestycji przy wykorzystaniu urządzeń istniejących w ciągu technologicznym

- stężenie fosforu w ściekach oczyszczonych zależy od dawki reagenta

- poprawiają się właściwości sedymentacyjne powstających osadów

Wady:

- większy koszt eksploatacyjny niż w metodach biologicznych

- ze względu na wzrost cen odczynników, proces zwiększa swoje koszty z upływem lat

- zasolenie ścieków oczyszczonych

- wzrastają właściwości korozyjne ścieków oczyszczonych

- zwiększenie ilości powstających osadów w porównaniu z metodami biologicznymi

- powstający osad biologiczno - chemiczny gorzej się odwadnia w porównaniu do osadu biologicznego

b) Strącanie fosforu wapnem

Zalety:

- prosta kontrola dawkowania (uzależniona jedynie od pH ścieków)

- dawka wapna nie zmienia się wraz ze zmianą zawartości fosforu w ściekach oczyszczonych, lecz zależy od pH ścieków (znacznie stabilniejszego)

- duża skuteczność metody

- oprócz fosforu, ze ścieków wytrącane są także metale ciężkie

Wady:

- wysoki koszt przygotowania i magazynowania reagenta

- konieczność ponownej korekty pH ścieków

- duże objętości powstających osadów, które dalej trzeba zagospodarować

Biologiczne usuwanie fosforu

Na dzień dzisiejszy dominuje metoda z wykorzystaniem bakterii o zwiększonej zdolności do pobierania i gromadzenia fosforu. Zdolność taką posiada np. bakteria z grupy Artrobacter.

W normalnych warunkach, bakterie pobierają fosfor w ilościach ok. 2 % suchej masy komórkowej. Natomiast bakterie o zwiększonej zdolności pobierania fosforu, mogą gromadzić nawet do 25% suchej masy komórkowej. Zdolność zwiększonego pobierania fosforu wymaga od nas zapewnienia odpowiednich warunków funkcjonowania bakterii.

Najprostszy układ defosfatacji powinien zawierać strefę beztlenową i tlenową. W takich warunkach, bakterie defoswatacyjne, w środowisku beztlenowym, powinny mieć dostarczone produkty fermentacji (najczęściej kwas octowy). Możemy to uzyskać przez wprowadzenie do strefy beztlenowej ścieków zgniłych, wód nadosadowych z komory fermentacji lub prze odpowiednio długie przetrzymanie ścieków w strefie beztlenowej do momentu powstania procesu fermentacji. W warunkach beztlenowych, bakterie defoswatacyjne gromadzą składniki pokarmowe, niezbędne do wytworzenia energii życiowej. Po przepłynięciu wraz ze ściekami do strefy tlenowej, gdzie występuje bardzo duża konkurencja pomiędzy mikroorganizmami, bakterie defoswatacyjne posiadające nagromadzone składniki pokarmowe, rozpoczynają masową produkcję nowych komórek, do czego potrzebne są im fosforany, które pobierają ze ścieków. Następnie wytworzony osad oraz ścieki oczyszczone przepływają do osadnika wtórnego, gdzie następuje rozdzielenie osadu nadmiernego i ścieków oczyszczonych pozbawionych fosforu.

Skuteczność procesu uzależniona jest od czynników:

- zapewnienie odpowiednich warunków beztlenowo - tlenowych

- odpowiedni skład oczyszczonych ścieków

- brak azotanów w oczyszczonych ściekach (bakterie denitryfikacyjne, które namnażają się w przypadku obecności azotanów, są konkurencyjne dla bakterii defoswatacyjnych w strefie beztlenowej)

- czas przetrzymania w poszczególnych strefach, a szczególnie czas przebywania ścieków oczyszczonych, w osadniku wtórnym (w przypadku zbyt długiego przebywania ścieków oczyszczonych w osadniku wtórnym, mogą powstawać ponownie warunki beztlenowe, w których może dochodzić do wtórnego uwalniania fosforu ze zgromadzonego osadu do ścieków)

AZOT

Obecnie na terenie oczyszczalni miejskich, związki azotu usuwane są ze ścieków na drodze biologicznej. Wykorzystujemy do tego następujące procesy:

Amonifikacja

Proces polegający na przemianie związków azotu do amoniaku;

Przebiega w warunkach tlenowych i beztlenowych; szybkość przebiegu reakcji jest tak duża, że proces rozpoczyna się już w trakcie przepływu ścieków do oczyszczalni i nie ma konieczności wydzielania oddzielnych komór amonifikacyjnych.

Nitryfikacja

Proces dwuetapowy, w którym azot amonowy przemieniany jest najpierw w azotyny (z udziałem bakterii Nitrosomonas), a następnie azotyny przemieniane są w azotany (z udziałem bakterii Nitrobacter). Zarówno I jak i II etap nitryfikacji jest procesem tlenowym. Porównując szybkość wzrostu bakterii, bakterie Nitrobacter rozmnażają się znacznie szybciej niż Nitrosomonas, a Nitrosomonas wytwarzają azotyny niezbędne dla Nitrobacter, dlatego szybkość namnażania Nitrosomonas wyznacza prędkość przebiegu procesu nitryfikacji.

Przebieg nitryfikacji uzależniony jest od czynników:

- temperatury

- stężenia tlenu rozpuszczonego

- pH ścieków

- obciążenia ładunkiem zanieczyszczeń

- występowanie substancji toksycznych

- stężenie związków azotu w ściekach poddawanych procesowi oczyszczania

Temperatura - proces nitryfikacji przebiega w temp. od 5 do 30^oC; (optymalna: 25-28^oC); spadek temp. do wartości 5^oC spowoduje wyhamowanie, a nawet całkowite zatrzymanie procesu

pH - optymalne: 7,5 - 8,5; negatywny wpływ na nitryfikację wywiera zakwaszenie środowiska, przy równoczesnej niskiej zasadowości ścieków

Bardzo ważnym czynnikiem jest zawartość tlenu rozpuszczonego - minimalne stężenie tlenu rozpuszczonego powinno wynosić od 1 do 2gO₂/m³ (im wyższe stężenie, tym przebieg procesu nitryfikacji jest pełniejszy)

Obciążenie ładunkiem zanieczyszczeń - zanieczyszczeń przypadku, kiedy ścieki dopływające do układu biologicznego będą zawierały duże ilości zanieczyszczeń organicznych węglowych, wyrażonych jako BZT5, zaobserwujemy wyhamowanie procesu nitryfikacji. Jest to spowodowane współzawodnictwem heterotrofów odpowiedzialnych za rozkład zanieczyszczeń organicznych węglowych o tlen i inne składniki pokarmowe z bakteriami nitryfikacyjnymi.

Czynnik toksyczności - bakterie nitryfikacyjne są bardziej wrażliwe na substancje toksyczne niż heterotrofy rozkładające związki organiczne węglowe; najczęściej, gdy występują substancje toksyczne, obserwujemy momentalne zahamowanie nitryfikacji (samo stężenie azotu amonowego w ściekach dopływających do układu, może mieć działanie toksyczne dla działania bakterii nitryfikacyjnych).

Maksymalny wzrost bakterii nitryfikacyjnych: gdy stężenie azotu amonowego ok. 7g N amonowego/m³. Dalszy wzrost stężenia tego azotu, nie powoduje zwiększenia efektywności procesu, a wręcz działa na niego hamująco.

Denitryfikacja

Proces, polegający na dysymilacji azotu azotanowego poprzez formę azotynową do azotu gazowego; jest to proces beztlenowy, z udziałem fakultatywnych heterotrofów (np. bakterie z grupy Bacillus). Przebieg proces w przypadku oczyszczania ścieków wymaga zapewnienia komory beztlenowej lub niedotlenionej. Na przebieg procesu wpływają następujące czynniki:

- dostępność źródeł węgla

- temperatura

- pH

- stężenie tlenu rozpuszczonego

Temperatura - najlepszą efektywność procesu obserwujemy przy 20^oC; spadek temp. powoduje zahamowanie procesu (w porównaniu do nitryfikacji w temp. 5^oC, denitryfikacja nadal przebiega)

pH - optymalne: 6,5-7,5; jednocześnie obserwujemy szybkie wyhamowanie procesu przy pH<=6 i >=8

Stężenie tlenu rozpuszczonego - tlen ten wywiera wpływ hamujący na denitryfikacją; organizmy odpowiedzialne za denitryfikacją, tolerują stężenie tlenu do 0,5gO₂/m³ (przypadku przekroczenia tej wartości: proces zanika)

---