CHEMIE A TECHNOLOGIE VODY

VYSOKÉ U ENÍ TECHNICKÉ V BRN FAKULTA STAVEBNÍ

CHEMIE A TECHNOLOGIE VODY MODUL M03 IŠT NÍ ODPADNÍCH VOD A ZPRACOVÁNÍ KAL

STUDIJNÍ OPORY PRO STUDIJNÍ PROGRAMY S KOMBINOVANOU FORMOU STUDIA

©…

- 2 (108) -

Obsah

OBSAH 1 Úvod 7 1.1 Cíle ........................................................................................................7 1.2 Požadované znalosti ..............................................................................7 1.3 Doba pot ebná ke studiu .......................................................................7 1.4 Klí ová slova.........................................................................................7 2 Odpadní vody................................................................................................8 2.1 Antropogenní vlivy na kvalitu p írodních vod......................................8 2.2 Zdroje odpadních vod ...........................................................................8 2.3 Složení m stských odpadních vod ........................................................9 Kliknete-li myší do volného prostoru 2.3.1 Splaškové odpadní vody .......................................................10 vpravo od obsahu, ten se Vám vybere 2.3.2 Pr myslové odpadní vody.....................................................12 (šed podbarví). Zmá knutím funk ní 2.3.3 Srážkové vody odvád né do kanalizaceklávesy ...............................14 F9 se pak celý obsah zaktua2.3.4 Balastní vody ........................................................................14 lizuje dle skute ných dat. 2.4 Prom nlivost pr tokových množství a kvality m stských odpadních vod.......................................................................................................14 2.5 Požadavky na kvalitu vypoušt ných odpadních vod ..........................16 2.6 Autotest ...............................................................................................18 2.7 Shrnutí.................................................................................................19 3 Principy išt ní m stských odpadních vod...............................................20 3.1 Koncepce išt ní m stských odpadních vod.......................................20 3.2 Hrubé p ed išt ní ................................................................................21 3.3 Mechanické išt ní..............................................................................22 3.4 Biologické išt ní................................................................................22 3.5 Zpracování kalu...................................................................................23 3.6 Autotest ...............................................................................................23 3.7 Shrnutí.................................................................................................23 4 Separace suspenzí usazováním..................................................................25 4.1 Charakteristika suspenzí .....................................................................25 4.2 Usazovací nádrže ................................................................................25 4.3 Dosazovací nádrže ..............................................................................27 4.4 Autotest ...............................................................................................29 4.5 Shrnutí.................................................................................................29 5 Biologické išt ní v aerobních podmínkách .............................................30 5.1 Proces aerobního rozkladu organických látek.....................................30 5.2 Zákonitosti r stu mikroorganizm ......................................................31 5.2.1 Jednorázové systémy ............................................................31 5.2.2 Kontinuální systémy bez recirkulace biomasy .....................34 5.3 Systémy s biomasou ve vznosu – aktivace .........................................35 5.3.1 Princip procesu......................................................................35 5.3.2 Technologické parametry aktivace .......................................36 5.3.3 Technologické modifikace aktivace .....................................39 5.3.4 Aktivovaný kal......................................................................42 - 3 (108) -

Modul 3 – išt ní odpadních vod a zpracování kal

5.3.5 Produkce biologického kalu a pot eba živin ........................ 44 5.3.6 Aktivace s nitrifikací ............................................................ 45 5.3.7 Kvalita biologicky išt né odpadní vody ............................. 47 5.4 Aerace aktiva ních nádrží .................................................................. 48 5.4.1 Spot eba kyslíku v reaktoru.................................................. 48 5.4.2 P estup kyslíku do vody ....................................................... 49 5.4.3 Zp soby aerace..................................................................... 51 5.5 Systémy s biomasou p isedlou na pevném nosi i .............................. 54 5.5.1 Princip procesu..................................................................... 54 5.5.2 Zkráp né biologické kolony................................................. 57 5.5.3 Rota ní diskové reaktory (RDR).......................................... 59 5.6 P irozené zp soby biologického išt ní ............................................. 60 5.6.1 Stabiliza ní nádrže ............................................................... 60 5.6.2 Ko enové istírny ................................................................. 62 5.7 Autotest............................................................................................... 62 5.8 Shrnutí ................................................................................................ 63 6 Odstra ování dusíku a fosforu ................................................................. 65 6.1 Bilance živin v m stské odpadní vod ............................................... 65 6.2 Odstra ování dusíku – denitrifikace................................................... 66 6.2.1 Denitrifika ní proces ............................................................ 66 6.2.2 Za len ní denitrifikace do aktiva ního procesu................... 67 6.3 Biologické odstra ování fosforu ........................................................ 70 6.3.1 Princip zvýšeného biologického odstran ní fosforu ............ 70 6.3.2 Uspo ádání aktivace pro zvýšené biologické odstran ní fosforu .................................................................................. 71 6.4 Chemické odstra ování fosforu.......................................................... 74 6.4.1 Tvorba nerozpustných slou enin fosforu ............................. 74 6.4.2 Aplikace chemického srážení fosfore nan na m stské OV76 6.5 Autotest............................................................................................... 77 6.6 Shrnutí ................................................................................................ 77 7 Anaerobní procesy ..................................................................................... 78 7.1 Mechanizmus a mikrobiologie anaerobních proces ......................... 78 7.1.1 Hydrolytické a fermenta ní mikroorganizmy - acidogeneze a acetogeneze .......................................................................... 78 7.1.2 Metanogenní mikroorganizmy – metanogeneze ................. 79 7.1.3 Faktory ovliv ující metanizaci............................................. 80 7.2 Porovnání aerobních a anaerobních proces rozkladu organické hmoty80 7.3 Anaerobní išt ní odpadních vod ....................................................... 81 7.3.1 Kultivace anaerobní biomasy ............................................... 81 7.3.2 Provozní parametry anaerobních reaktor ........................... 82 7.3.3 Konstruk ní ešení reaktor a jejich použití p i išt ní odpadních vod ...................................................................... 83 7.4 Autotest............................................................................................... 86 7.5 Shrnutí ................................................................................................ 87 - 4 (108) -

Obsah

8

istírenské kaly ..........................................................................................88 8.1 Základní vlastnosti kal m stských OV ...........................................88 8.2 Stabilizace kalu anaerobní fermentací ................................................89 8.2.1 Provozní parametry procesu .................................................89 8.2.2 Produkce a využití bioplynu .................................................91 8.2.3 Další reakce probíhající p i anaerobní stabilizaci kalu .........93 8.2.4 Intenzifikace procesu metanizace .........................................94 8.3 Aerobní stabilizace kalu......................................................................95 8.4 Pasterizace kalu...................................................................................96 8.5 Chemická stabilizace kalu...................................................................96 8.6 Snížení obsahu vody v kalu ................................................................97 8.6.1 Zahuš ování kalu ..................................................................97 8.6.2 Odvod ování kalu.................................................................98 8.6.3 Sušení kalu ............................................................................99 8.7 Využití a zneškodn ní kalu ...............................................................100 8.7.1 Využití kalu ke hnojení zem d lské p dy .........................100 8.7.2 Spalování kalu.....................................................................102 8.7.3 Skládkování kalu.................................................................103 8.8 Autotest .............................................................................................104 8.9 Shrnutí...............................................................................................105 9 Záv r ..........................................................................................................106 10 Studijní prameny ......................................................................................107 10.1 Seznam použité literatury..................................................................107 10.2 Odkazy na další studijní zdroje a prameny .......................................107 11 Klí …………… ........................................................................................108

- 5 (108) -

Úvod

1

Úvod

1.1

Cíle

V modulu .3 studijní opory k p edm tu Chemie a technologie vody s názvem išt ní odpadních vod a zpracování kal se dozvíte se o komunálních odpadních vodách a procesech jejich išt ní v aerobních i anaerobních podmínkách. Protože se jedná o biologické procesy, probereme ze základ mikrobiologie to, co je pot ebné k jejich pochopení. Jako odpad p i išt ní odpadních vod vznikají istírenské kaly. V poslední ásti modulu se budeme zabývat jejich zpracováním a možnostmi jejich kone ného využití i likvidace.

1.2

Požadované znalosti

P edpokladem k porozum ní probírané látce je znalost základ hydrochemie, tak jak byly probrány v modulu .1 této studijní opory „Chemie p írodních a pitných vod“.

1.3

Doba pot ebná ke studiu

S pot ebnými znalostmi, uvedenými v bodu 1.2, p edpokládám, že nastudování látky obsažené v tomto modulu budete muset v novat 2-3 dny.

1.4

Klí ová slova

m stské odpadní vody, usazování, biologické aerobní išt ní, aktivace, aerobní biologické kolony, nitrifikace, denitrifikace, odstra ování fosforu, aerace, p írodní zp soby išt ní odpadních vod, biologické anaerobní išt ní, istírenské kaly, stabilizace kal

- 7 (108) -


2

Odpadní vody

2.1

Antropogenní vlivy na kvalitu p írodních vod

Lidé svojí inností významn ovliv ují životní prost edí v etn p írodních vod. Nep ímo se tak d je zásahy do krajinného hydrologického systému jako je regulace vodních tok , výstavba um lých nádrží, meliorace apod.. P ímo je kvalita p írodních vod ovliv ována plošnými a bodovými zdroji zne išt ní. Na kvalitu podzemní vody má vliv p edevším zem d lská innost, ale i havárie, zejména na za ízeních dopravujících a zpracovávajících ropu. Typickým p íkladem vlivu zem d lské innosti na kvalitu podzemní vody je výskyt dusi nan v oblastech, kde byly d íve jejich koncentrace výrazn nižší. P i p ehnojování p dy dusíkatými hnojivy jsou dusíkaté látky, které nebyly p ijaty rostlinami, za spolup sobení nitrifika ních bakterií p em ovány na dusi nany. Tyto jsou vyplavovány vodou do spodních horizont , kde nejsou podmínky pro jejich další p em nu. Dalším p íkladem vlivu zem d lské innosti je používání pesticid (látek hubících rostlinné i živo išné šk dce). N které z nich, zejména na bázi chlorovaných uhlovodík (nap . v sou asné dob již nevyráb né DDT), jsou velice rezistentní, v životním prost edí p etrvávají dlouhou dobu a p edstavují tak vzhledem k toxickému p sobení na organizmy nebezpe í pro celou hydrosféru. Také p íklady kontaminace podzemní vody ropnými látkami nejsou neobvyklé. Jiným p íkladem je zne išt ní podzemní vody silnými kyselinami, nap . p i t žb uranové rudy p ivád ním kyseliny sírové do podzemí. Všeobecn platí zásada, že sanace kontaminované podzemní vody je technicky velice náro ná a nákladná. Podzemní vody jsou zásobárnou vod pitných a p edevším z tohoto d vodu je pot ebné zachovat jejich kvalitu nenarušenou lidskou inností. Vody povrchové jsou vystaveny více vliv m lidské innosti než vody podzemní. Zdroje jejich zne išt ní lze rozd lit na plošné a bodové. K plošným zdroj m zne išt ní pat í vody srážkové, které se p i prostupu atmosférou mohou obohatit kontaminanty z ovzduší. Významn jší zdroj plošného zne išt ní p edstavují látky vyplavované z p dy, jejichž množství a složení ovliv uje vedle intenzity srážek reliéf povrchu, druh porostu i zp sob hospoda ení (obd lávání, hnojení, použití pesticid apod.). Bodové zdroje zne išt ní p edstavují hlavn odpadní vody, odvád né ve ejnými kanalizacemi z obcí, p ípadn pr myslové a zem d lské závody, vypoušt jící odpadní vody p ímo do vodních recipient .

2.2

Zdroje odpadních vod

Vody po použití, zm ní-li svoje vlastnosti, t eba jen fyzikální (teplotu), se nazývají vodami odpadními. Podle svého p vodu se odpadní vody rozd lují na: • Splaškové odpadní vody. Jsou to odpadní vody vypoušt né do veejné kanalizace z byt a obytných dom . Pat í k nim i odpadní vody z m stské vybavenosti, jako jsou školy, restaurace, hotely, kulturní zaízení apod., mající podobný charakter jako odpadní vody od obyva- 8 (108) -

Odpadní vody

tel. Specifické množství splaškových vod (množství od 1 obyvatele za den) závisí na bytové vybavenosti (koupelny, sprchy, p ívod teplé vody aj.) a je prakticky shodné se spot ebou pitné vody. Pr m rn se po ítá se specifickou produkcí splaškových vod 150 l/osobu.den. • Pr myslové odpadní vody. Jsou to odpadní vody vypoušt né do veejné kanalizace z pr myslových závod a výroben, p íp. p ed išt né v závod , tj. zbavené toxických a pro provoz ve ejné kanalizace a istírny odpadních vod ( OV) škodlivých látek. adí se k nim i odpadní vody ze zem d lství. Pr myslové odpadní vody jsou vypoušt ny do vodních recipient bu samostatn nebo spolu se splaškovými vodami prost ednictvím ve ejné kanalizace. Tyto smíšené odpadní vody se nazývají m stskými (bez ohledu na velikost obce). Podíl pr myslových vod bývá r zný, v našich podmínkách iní obvykle 80 až 100 % z vod splaškových. • Srážkové odpadní vody. Jejich množství závisí na velikosti odvodované plochy, její kvalit (sklonu, povrchu) a intenzit srážek. P i krátkodobém p sobení srážky dosahují v maximech hodnot zdaleka p evyšujících pr tok splaškových a pr myslových odpadních vod, a proto na n musí být dimenzována kanalizace. • Balastní vody. Do ve ejné kanalizace se dostává ur ité množství podzemních vod net snostmi kanalizace, n kdy jsou jí odvád ny i vody povrchové. Tyto vody, které do ve ejné kanalizace nepat í, nebo v pravém slova smyslu nejsou odpadními vodami, tvo í asto svým objemovým množstvím významný podíl (podle kvality stokové sít a výšky hladiny podzemní vody). Ve ejné kanalizace jsou bu • oddílné pro odd lené odvád ní vod splaškových s pr myslovými a vod deš ových (deš ovou kanalizací), • jednotné, jimiž je odvád na z intravilánu sídlišt se splaškovými a pr myslovými odpadními vodami také srážková voda, která se tím stává vodou odpadní. Typ jednotné kanalizace je zdaleka p evažující.

2.3

Složení m stských odpadních vod

Složení m stské odpadní vody je ur eno složením jejích jednotlivých ástí, tj. vod splaškových, pr myslových, balastních a srážkových a jejich objemovým podílem.. To není vždy shodné, a proto existuje i zna ná variabilita ve složení m stské odpadní vody. Vlivem pr myslového zne ist ní dochází n kdy ke zna nému zvýšení koncentrace n kterých látek, naopak balastní vody n kdy siln m stské odpadní vody z e ují. Nejvýznamn jším ukazatelem pro posuzování kvality m stské odpadní vody je BSK5. Pr m rné BSK5 m stských odpadních vod bývá 150 až 400 mg.l-1, hodnoty mimo tuto oblast lze považovat za anomální. Koncentrace CHSKCr bývají p ibližn dvojnásobné.

- 9 (108) -


Koncentrace nerozpušt ných látek bývá v m stských odpadních vodách zpravidla 100 až 500 mg.l-1, koncentrace rozpušt ných látek 500 až 1000 mg.l-1 . V desítkách mg.l-1 (10 až 50 mg.l-1) bývá obsažen amoniakální dusík i dusík vázaný do organických slou enin, kdežto dusík dusi nanový a dusitanový, které jsou v tomto prost edí velice labilní, ádov v jednotkách mg.l-1, resp. desetinách mg.l-1. V jednotkách mg.l-1 bývá obsažen celkový fosfor, v desítkách mg.l-1 se vyskytují koncentrace Na, K, Mg, Ca, Cl- a SO42-. U posledních t í látek koncentrace mnohdy p esahují 100 mg.l-1. Významný je obsah HCO3- , jichž bývá i n kolik set mg.l-1. Tyto mají tlumivý ú inek (brání zm nám pH p ídavkem kyselin a zásad). KNK4,5 odpadních vod je zjiš ováno v jednotkách mmol.l-1 (1 mmol.l-1 odpovídá 61 mg.l-1 HCO3-) a pH zpravidla v rozsahu od 7,0 do 8,0. Koncentrace extrahovatelných látek, z nichž tvo í nejv tší ást tuky, bývají ádov v desítkách mg.l-1. Významnou vlastností odpadní vody je její teplota, nebo tato ovliv uje rychlost biochemických reakcí. Pr m rná ro ní teplota m stských odpadních vod se v našich podmínkách pohybuje od 10 oC do 20 oC. Nižší hodnoty jsou zpravidla d sledkem pronikání chladných podzemních vod, vyšší naopak vlivem n kterých pr myslových odpadních vod. V pr b hu dne není kolísání teploty odpadní vody výrazné, v tšinou se pohybuje v rozsahu ± 1 oC. Podstatn v tší jsou rozdíly mezi teplotou odpadní vody v lét a v zimních m sících, obvykle bývají kolem 10 oC. V zim m že klesnout teplota odpadní vody v pr b hu jejího ist ní zvlášt p i dlouhých dobách zdržení v mechanicky aerovaných aktiva ních nádržích k hodnot blízké bodu mrazu, což pak p sobí na OV provozní potíže, jako nap . namrzání za ízení.

2.3.1

Splaškové odpadní vody

Látky obsažené ve splaškových vodách mají p vod v • pitné vod , kterou je zásobeno obyvatelstvo, • produktech metabolizmu (exkrementech), • produktech lidské innosti v domácnostech, které jsou splachovány do ve ejné kanalizace (zbytky jídel, prací a istící prost edky aj.). Pitná voda obsahuje prakticky výhradn anorganické látky (podíl organických látek je oproti jiným zdroj m zanedbatelný). Jedná se o soli - z kationt p evažují Ca2+, Mg2+, Na+ a K+, z aniont HCO3- , SO42-, Cl-, p íp. NO3-. Koncentrace t chto látek bývají s výjimkou NO3- v m stských odpadních vodách zpravidla zvýšeny. Na zne išt ní splaškových odpadních vod se výrazn podílejí lidské produkty metabolizmu. Jejich pr m rná produkce bývá udávána hodnotami, které jsou uvedeny v Tab.2.1 spolu s celkovou produkcí látek ve splaškových odpadních vodách dle SN 75 6401 istírny m stských odpadních vod.

- 10 (108) -

Odpadní vody

Tab.2.1: Produkce látek ve splaškových odpadních vodách

Látky

organické anorganické celkové BSK5

N

P

10

1,6

30

1

0,2

Produkty metabolizmu, g/obyv.den Látky celkem

80

30

110

-

Produkce celková dle SN 75 6401, g/obyv.den Nerozp.látky

40

15

55

(z nich usaditelné)

30

10

40

Rozpušt né látky

50

75

125

30

10

2,3

Látky celkem

90

90

180

60

11

2,5

Z výše uvedených bilan ních hodnot p ipadajících na jednoho obyvatele a den a ze specifické produkce odpadní vody (150 litr /obyv.den) lze vypo ítat o ekávanou pr m rnou koncentraci látek ve splaškové odpadní vod . Tímto výpo tem lze zjistit, že koncentrace nerozpušt ných látek je 350 mg.l-1 s podílem organické hmoty 72,7 %, koncentrace rozpušt ných látek je 800 mg.l-1 s organickým podílem 40 % a pr m rné BSK5 je 400 mg.l-1. Z nerozpušt ných látek lze cca 70 % odstranit usazováním, což má technologický význam p i išt ní t chto vod. Pom r CHSKCr: BSK5 je cca 2:1. Z organických látek jsou ve splaškových vodách zastoupeny jejich t i hlavní skupiny, obsažené v p írodních materiálech: proteiny (bílkoviny), sacharidy a lipidy (z nich p edevším tuky). Zna ný podíl z látek, produkovaných jako lidské metabolity, p ipadá na mo . kterou je vylu ováno (Tab.2.2): Tab.2.2: Látky vylu ované mo í

látka

Na

K

Cl-

P

S

mo ovina

g/obyv.den

5,0

2,0

9,0

1,2

2,7 *

20 - 30

* 75% p ipadá na S-SO42- (sírany) Ionty p ítomné v metabolitech (p edevším Na+, K+, Cl-, SO42-) jsou p í inou jejich zvýšených koncentraci ve splaškové odpadní vod ve srovnání s pitnou vodou. Významná je produkce mo oviny, obsahující 46,6 % dusíku. Tato látka podléhá snadno rozkladu p sobením enzymu ureázy za tvorby amoniaku: NH2.CO.NH2 + H2O = CO2 + 2 NH3

[2.1]

Ve splaškové vod nacházíme, pokud není zcela erstvá, jen nízkou koncentraci mo oviny (pod 10 mg.l-1), nebo p evážná ást je rozložena na amoniak, který tvo í ve splaškové vod dominantní podíl z dusíku celkového. V pitné vod bývají n kdy p ítomny dusi nany, které jsou v odpadní vod mikrobiálním procesem pom rn rychle redukovány na N2 resp. N2O, takže jich v - 11 (108) -


tomto prost edí nacházíme obvykle jen nízké koncentrace, n kdy spolu s dusitany, které jsou meziproduktem této redukce. Fosfor se vyskytuje v metabolitech p edevším ve form fosfore nan , vylu ovaných mo í. Menší ást fosforu je vázána do organických slou enin, z nichž nejv tší význam mají nukleové kyseliny, obsažené v bun ných jádrech všech živých organizm . Specifická produkce fosforu je však podstatn vyšší než odpovídá metabolickým produkt m, nebo zna ný jejich podíl je obsažen zejména v polyfosfátech, které bývají sou ástí pracích prost edk . Ze slou enin síry p evažují v metabolitech sírany. ást síry je vázána v organických slou eninách, zvlášt bílkovinách, nebo je složkou jejích stavebních element - n kterých aminokyselin. Ve stokové síti mohou být mikrobiálním procesem v anaerobních podmínkách organické látky s obsahem síry rozloženy za uvoln ní sulfid , které vznikají v tomto prost edí také redukcí síran . Fenoly bývaly indikátorem p ítomnosti splaškových odpadních vod, v sou asné dob je však jejich indikátorová hodnota bezvýznamná, nebo p írodní vody jsou zna n zne išt ny t mito látkami z jiných zdroj jako nap . odpadní vody z tepelného zpracování uhlí. Jako indikátor splaškových vod lze použít barvivo urochrom, vylu ované mo í a nacházející se ve splaškové vod v koncentraci cca 40 g/l.

2.3.2

Pr myslové odpadní vody

Z pr myslových závod a výroben jsou vypoušt ny pr myslové odpadní vody. Tyto obsahují • odpadní vody od zam stnanc v etn odpadních vod ze závodních kuchyní a jídelen. Jsou svým složením podobné vodám splaškovým, • odpadní vody srážkové, odvád né z areálu závodu, • odpadní vody chladící. Tvo í asto významný podíl z celkového objemu odpadní vody vypoušt né z pr myslového závodu. Jsou jen málo zne išt né a proto je tendence pro jejich op tovné využití v závod (recirkulace), • odpadní vody technologické, odpadající p ímo z technologických proces . V mnoha p ípadech tvo í látky v nich obsažené svým množstvím i charakterem nejvýznamn jší složku z celkového zne išt ní. Vzhledem k r zným technologickým proces m pr myslových výrob nelze podat obecnou charakteristiku kvality pr myslových odpadních vod. U pr myslových odpadních vod je t eba vždy posoudit, zda neobsahují v nep ípustných koncentracích látky toxické, ho lavé, výbušné a jinak škodlivé pro provoz kanalizace a istírny. Povolené množství a kvalitu pr myslových odpadních vod vypoušt ných do ve ejných kanalizací stanovuje její správce v kanaliza ním ádu. Vhodné pro spole né išt ní se splaškovými vodami, ale i samostatn , jsou odpadní vody, neobsahující extrémn vysoké koncentrace suspendovaných látek a v rozpustné nebo v koloidní form obsahující biologicky rozložitelné organické látky, jako je v tšina slou enin p írodního p vodu. Jejich koncentrace bývá n kdy mnohonásobn vyšší než u splaškových vod, v hodnotách - 12 (108) -

Odpadní vody

BSK5 1000 až 4000 mg.l-1. K tomuto typu pat í odpadní vody z potraviná ského pr myslu, jako jsou mlékárny, pivovary, sladovny, konzervárny, škrobárny, dále pak odpadní vody z pr myslu kožed lného (obsahují také CrIII) a textilního. Pro posouzení organického zne išt ní v pr myslových odpadních vodách je zaveden pojem popula ní ekvivalent. Jestliže je z pr myslového závodu vypoušt na odpadní voda obsahující X kg BSK5 za den, íkáme, že její popula ní ekvivalent (PE) je 1000.X/60, což je zne ist ní vyjád ené po tem hypotetických obyvatel. N které pr myslové odpadní vody obsahují organické látky, které jsou sice toxické, ale p i tom biologicky rozložitelné. K t mto pat í fenoly, obsažené v odpadních vodách z petrochemického pr myslu, tepelného zpracování uhlí aj. Pro biologické išt ní je nep íznivý nárazový p ívod fenol v koncentraci ádov již v mg.l-1. P i jejich rovnom rném p ívodu a po zapracování procesu (pozvolném zvyšování koncentrace fenol ) však lze úsp šn istit odpadní vody s koncentrací fenol v desítkách až stovkách mg.l-1 , p i emž tyto jsou v pr b hu procesu rozkládány. B žnou složkou mnoha pr myslových vod jsou ropné látky, což je ropa a produkty jejího zpracování. Jejich zdrojem je petrochemický a strojní pr mysl, ale i autoopravny, st ediska dopravy aj. Analyticky jsou charakterizovány stanovením nepolárních extrahovatelných látek (NEL). Rozpustnost ve vod je u jednotlivých slou enin obsažených v ropných produktech zna n odlišná a dosahuje hodnot od setin po stovky mg.l-1. V i mikrobiálnímu rozkladu jsou vesm s velice rezistentní, i když existují bakteriální druhy, které je rozkládají. Podle stupn disperzity se rozlišují ropné látky rozpušt né a nerozpušt né ve vod , p i emž posledn uvedené se ješt d lí na volné a emulgované. Je-li obsah volných uhlovodík nad 0,1 až 0,2 mg.l-1 , tvo í se na hladin film. který brání p ístupu vzduchu do vody. Jejich koncentrace v m stských odpadních vodách bývají ádov v mg.l-1. Obsahují-li pr myslové odpadní vody ropné látky v koncentracích vyšších než 10 až 20 mg.l-1, musí být p ed vypušt ním do ve ejné kanalizace odstran ny v pr myslovém závod . Dalšími v m stských odpadních vodách se b žn vyskytujícími látkami jsou tenzidy, které mají sv j p vod v pr myslových, ale i ve splaškových vodách, do nichž se dostávají s pracími prost edky. Tenzidy tvo í podstatnou složku pracích prost edk , zvaných detergenty (d íve saponáty). Detergent obsahuje vedle povrchov aktivních látek – tenzid - ješt další látky, a to aktiva ní p ísady (polyfosfore nany, deriváty škrobu a celulózy), plnidla (síran sodný), barviva, parfémy, b lící prost edky aj. Obsahují-li pr myslové odpadní vody nadm rné koncentrace toxických látek, tyto musí být p ed vypušt ním do ve ejné kanalizace odstran ny, což se snadn ji da í u koncentrovan jších vod než u vod na ed ných. Toxicita se posuzuje nejen z hlediska škodlivého p sobení na biologické procesy v OV, p íp. v recipientu, ale i z hlediska možného ú inku na pracovníky kanalizace (výpary), složení produkovaných istírenských kal a zp sob jejich zpracování aj. K látkám, jejichž koncentrace musí být v odpadních vodách vypoušt ných do ve ejné kanalizace výrazn sníženy, pat í nap . kyanidy. Mezi látky, jejichž - 13 (108) -


koncentrace jsou p ísn limitovány, pat í také t žké kovy. Jsou obsaženy p edevším v odpadních vodách z povrchové úpravy kov (Zn, Cu, Ni, Cr, Cd), kde jsou asto obsaženy i kyanidy. Jinými zdroji t žkých kov jsou kožed lný pr mysl (Cr), opravny a nabíjecí stanice akumulátor (Pb, Cd) atd. Velký obsah železa (až desítky g.l-1) bývá zjiš ován v odpadních vodách z mo íren, jejichž oplachové vody obsahují až stovky mg.l-1 Fe. Do ve ejné kanalizace nesmí být vypoušt ny odpadní vody p íliš kyselé nebo alkalické. P ípustné pH bývá 6,0 až 8,5. Rovn ž nadm rný obsah jinak neškodných látek je nep ípustný, nap . za p ijatelnou koncentraci NaCl a Na2SO4 pro biologické išt ní se považuje 10 až 15 g.l-1 t chto slou enin, nehled na jejich korozívní ú inek v i stokové síti.

2.3.3

Srážkové vody odvád né do kanalizace

Kvalita srážkových vod (déš , tající sníh) odvád ných kanalizací je velice prom nlivá a závisí na mnoha okolnostech. Ne istoty povrchu vozovek jsou splachovány deš ovou vodou p edevším s jejím prvním podílem, který m že být siln zne išt n, zvlášt po delším bezdeštném období. Uvádí se, že koncentrace organického zne ist ní v t chto vodách je podobná jako ve vodách splaškových. Proto je snaha o jejich zachycení a ist ní. Další podíly deš ových vod jsou zne išt ny již podstatn mén . P i velké intenzit dešt dochází ke splachování písku, jehož množství se i n kolikanásobn zv tšuje oproti bezdeštnému období. V zim se dostává do kanalizace se srážkovými vodami z tajícího sn hu velké množství solí ze sypaných vozovek, což se projeví p echodn velkým nár stem koncentrace chlorid (i více než na dvojnásobek). Všeobecn lze konstatovat, že srážkové vody v pr m ru odpadní vody z e ují, a to n kdy velmi podstatn .

2.3.4

Balastní vody

Vody balastní jsou p evážn málo zne ist né, a proto jejich p ítomnost v m stských odpadních vodách je p í inou jejich z e ování, a to tím více, ím v tší podíl tvo í. N kdy, zvlášt u nekvalitn provedených kanalizací, m že být ed ní tak velké, že pro nízkou koncentraci zne ist ní (BSK5 pod 50 mg.l-1) je jejich biologické ist ní na OV problematické.

2.4

Prom nlivost pr tokových množství a kvality m stských odpadních vod

Odpadní vody jsou zpravidla velice prom nlivé kvality a také jejich vypoušt né množství bývá zna n kolísavé. P esto lze u odpadních vod m stských i pr myslových vysledovat ur itou pravidelnost v pr tokovém množství i kvalit , související s životním rytmem obce nebo podmín nou výrobním procesem v pr myslovém závod . Pro kvantifikování prom nlivosti daného parametru (pr tok, koncentrace sledované látky nebo její bilan ní množství) za ur ité asové období se zavádí koeficienty nerovnom rnosti. Koeficient hodinové nerovnom rnosti : khi = Xhi/Xd

[2.2] - 14 (108) -

Odpadní vody

Koeficient denní nerovnom rnosti: kdn = Xdn/Xr

[2.3]

V t chto rovnicích je Xhi hodnota parametru v hodin i, Xd je denní pr m r parametru (stanovený pro den, ve kterém je m en koeficient hodinové nerovnom rnosti), Xdn je denní pr m r parametru v den n, Xr je pr m r parametru za delší asové období, nap .rok. Z koeficient denní nerovnom rnosti má nejv tší význam maximální, p íp. minimální hodnota dosažená v pr b hu dne - kh(max) a kh(min) , které se nazývají koeficient hodinové nerovnom rnosti denního maxima a koeficient hodinové nerovnom rnosti denního minima. N kdy bývá prvý nazýván zkrácen (ne však dosti p esn ) koeficient hodinové nerovnom rnosti. Obvyklé bývá stanovení pr m rných hodnot kh(max) a kh(min) z více m ení. Kolísání pr tokového množství m stské odpadní vody má v pr b hu 24 hodin ur itou pravidelnost s minimem v no ních hodinách s maximem obvykle mezi 11. až 15. hodinou, u malých obcí však i ve ve erní dob . Velikost koeficientu hodinové nerovnom rnosti pr tokového maxima závisí na velikosti obce. Snižuje se s rostoucím po tem obyvatel, jak je uvedeno v SN 71 6701 Stokové sít . Tab.2.3: Koeficient hodinové nerovnom rnosti pr tokového maxima podle 6701

SN 71

Po et ekviv. obyvatel

50

100

500

1 000

10 000

100 000

kh(max) - pro pr tok

6,7

5,9

2,6

2,2

2,0

1,5

Koeficient hodinové nerovnom rnosti je výrazn ovlivn n srážkovými vodami. Uvedené hodnoty se vztahují k období, které není srážkovými vodami ovlivn no. Kolísání pr toku m stských odpadních vod je v bezdeštném období provázeno kolísáním koncentrace zne is ujících látek, které má obvykle stejný denní rytmus - s rostoucím pr tokem roste i koncentrace zne išt ní, což lze mimo jiné vysv tlit snižováním podílu balastních (podzemních) vod s nízkou koncentrací zne išt ní. Na OV bývají obvykle sledována denní pr toková množství a pr m rná kvalita odpadní vody (ze slévaných vzork ). Prom nlivost t chto ukazatel lze hodnotit pomocí koeficient denní nerovnom rnosti kd. Hodnota koeficient denní nerovnom rnosti má statistický charakter a takto musí být posuzována. Vhodné je sestrojení distribu ní k ivky (neboli k ivky etnosti nep ekro ení), což je závislost hodnoty koeficientu kd na podílu p ípad (z celkového po tu provedených m ení), v nichž tato hodnota není p ekro ena. Nejvyšší zjišt ná hodnota (nap . v pr b hu roku) má p i tom jen malý statistický význam. N kdy se nap .pro dimenzování objekt m stských OV volí koeficient denní nerovnom rnosti koncentrace zne ist ní, odpovídající etnosti nep ekro ení 0,85, což znamená, že pravd podobnost nep ekro ení takto stanoveného koeficientu bude 0,85, tedy že uvedený koeficient nebude p ekro en v 85 % p ípad .

- 15 (108) -


P íklad distribu ní k ivky - závislost hodnot kd na pravd podobnosti jejich nep ekro ení pro pr tokové množství a koncentraci BSK5 v surové a biologicky išt né odpadní vod jsou znázorn ny na Obr.2.1. 2,5 2,0

kd

1,5

BSK5-SV

1,0 pr tok

0,5

BSK5-B V

0,0 0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

pravd podobnost nep ekro ení Obr.2.1. Distribu ní k ivka pro pr tokové množství a kvalitu surové (SV) a biologicky išt né (B V) odpadní vody dle BSK5

Z Obr.2.1 vyplývá, že pravd podobnost nep ekro ení má pro kvalitu surové i biologicky išt né odpadní vody prakticky stejný pr b h, kdežto pro pr tok je tato závislost mén strmá, neboli odchylky denních pr m r od dlouhodobého pr m ru jsou pro pr tokové množství menší než pro BSK5. Pro pravd podobnost nep ekro ení 0,85 koncentra ní hodnoty BSK5 lze ode íst koeficient kd = 1,4.

2.5

Požadavky na kvalitu vypoušt ných odpadních vod

Odpadní vody jsou vypoušt ny do vod povrchových (vypoušt ní do vod podzemních je zakázáno), p i emž jejich škodlivý vliv na povrchovou vodu lze charakterizovat následovn : • Zanášení koryta ek suspendovanými usaditelnými látkami, p íp. zneis ování b eh makroskopickými látkami unášenými vodou. • Estetické a organoleptické závady (pachové). • Vy erpání rozpušt ného kyslíku, p edevším mikrobiálním rozkladem organických látek, a tím znemožn ní života vyšších a organizm vyvolání závad, uvedených v p edchozím bodu. • Epidemiologické závady vlivem p ítomnosti patogenních organizm – vir , bakterií, prvok , erv aj. • Kontaminace vody toxickými nebo jinak škodlivými látkami (t žké kovy, chlorované organické látky, fenoly aj.). - 16 (108) -

Odpadní vody

• P ívod látek zp sobujících eutrofizaci povrchových vod. • Zvyšování solnosti (obsahu solí) vody. • Zm na teploty, p edevším její zvyšování, což m že být významné p i vypoušt ní velkého množství chladících vod. K tomu, aby byly výše uvedené negativní vlivy odpadních vod na povrchové vody eliminovány nebo alespo sníženy na p ijatelnou míru, musí být odpovídajícím zp sobem vy išt ny. Stupe tohoto išt ní vyplývá z vodohospodá ského rozhodnutí, které obsahuje, mimo jiné, p edevším povolené vypoušt né množství odpadní vody a koncentra ní, p ípadn bilan ní limity pro jednotlivé složky zne išt ní. P i vypracování uvedeného rozhodnutí vodoprávním ú adem se vychází z celostátn platné legislativy (Na ízení vlády R .61/2003 Sb), kterým jsou stanoveny: 1) emisní standardy, což jsou limitní hodnoty ukazatel (v tšinou maximáln p ípustné koncentrace) ve vypoušt né odpadní vod , stanovené závazn pro jednotlivá odv tví pr myslu i pro m stské odpadní vody (v rozhodnutí mohou být stanoveny limity p ísn jší). 2) Imisní standardy, což jsou limitní hodnoty ukazatel (v tšinou maximáln p ípustné koncentrace) ve vodním recipientu, které by p i vypoušt ní odpadní vody nem ly být p ekro eny ani za nejmén p íznivých hydrologických pom r (pr tok v ece Q355). P i vypracování rozhodnutí se p ihlíží také k tomu, zda voda v recipientu pod výustí odpadní vody neslouží jako zdroj pitné vody (po úprav ) nebo k rekrea ním ú el m. P i stanovení emisních standard se p ihlíží ke zdroji zne išt ní. U pr myslových odpadních vod jsou jmenovit stanoveny ukazatele podle druhu výroby a z toho vyplývajícího zne išt ní, U m stských odpadních vod jsou takto limitovány maximáln p ípustné koncentrace BSK5, CHSKCr, NL, N-NH4+, N-celk a P-celk a minimální ú innost išt ní, a to vše diferencovan podle velikosti zdroje. Koncentrace jsou limitovány hodnotami: p ípustnými (p), maximálními (m) a pr m rnými. P ípustné koncentrace se hodnotí ze sm sných vzork , slévaných podle velikosti OV po dobu 2 hodin (pro OV < 2000 EO) resp. 24 hodin, p i emž doba slévání, etnost odb r a tolerovaný po et p ekro ení limitních hodnot je stanoven podle velikosti OV a je uveden v citovaném Na ízení vlády. Maximální koncentrace, hodnocené ze vzork slévaných po dobu 2 hod jsou nep ekro itelné. Pr m ry ukazatel se hodnotí za posledních 12 m síc a jsou nep ekro itelné.

- 17 (108) -


Tab.2.4: Emisní standardy pro m stské odpadní vod

Kapacita (EO)

OV

CHSKCr, mg.l-1

BSK5, mg.l-1

NL, mg.l-1

p

m

p

m

p

m

500-2000

125

180

30

60

35

70

2001-10 000

120

170

25

50

30

60

10 001-100 000

90

130

20

40

25

50

> 100 000

75

125

15

30

20

40

Tab.2.4: pokra ování

Kapacita (EO)

OV

N-NH4

Ncelk (Nanorg)

Pcelk

p

m*

pr m r

m*

pr m r

m

15

30

-

-

-

-

10 001-100 000

-

-

15 (20)

20 (30)

2 (3)

6

> 100 000

-

-

10 (15)

20 (20)

1 (1,5 )

3

2001-10 000

* hodnota platí pro období, ve které teplota vody na odtoku z biologického stupn je vyšší než 12 oC. Údaje v závorce je možné tolerovat do r.2010. Místo ukazatele N-celk lze po tuto dobu vycházet z ukazatele N-anorg. EO … ekvivalentní obyvatel Limity pro OV < 500 EO stanoví vodoprávní ú ad na základ znalosti místních podmínek. Minimální ú innost je stanovena pro OV s kapacitou v tší než 2 000 EO (pro OV 500 – 2000 EO údaje v závorce) takto: CHSKCr 75 % (70 %), BSK5 85 % (80 %), NL 90 % (80 %) a pro OV s kapacitou v tší než 10 000 EO: N-celk 75 %, P-celk 80 %.

2.6

Autotest

1. V jaké form je v m stské odpadní vod p evážn p ítomen dusík? a) jako N-NH4 a Norg b) jako N-NO2 c) jako N-NO3 d) jako Norg 2. Co je nejvýznamn jším ukazatelem pro posuzování kvality m stské odpadní vody? a) CHSKCr - 18 (108) -

Odpadní vody

b) BSK5 c) obsah t žkých kov d) obsah N a P 3. Na jaký typ odpadní vody se dimenzuje sm sná kanalizace? a) na splaškovou odpadní vodu b) na splaškovou + pr myslovou odpadní vodu c) na srážkovou vodu d) na balastní vodu 4. Co je to emisní standard? a) limitní hodnota ukazatele ve vypoušt né odpadní vod b) limitní hodnota ukazatele ve vodote i po smísení s vypoušt nou odpadní vodou c) správné ozna ení je „imisní standard“ d) povolené množství vypoušt né odpadní vody

2.7

Shrnutí

Odpadní vody se podle p vodu rozd lují na splaškové, pr myslové, srážkové a balastní. Zne išt ní v nich obsažené m že významn ovliv ovat kvalitu vody v recipientu, proto je jejich vypoušt ní upraveno zákonem.

- 19 (108) -


3

Principy išt ní m stských odpadních vod

Zp sob išt ní odpadních vod se volí podle kvality produkované surové vody a podle požadované kvality na vypoušt nou odpadní vodu. Zde je pojednáno o išt ní m stských odpadních vod, které je použitelné i pro sanování ady pr myslových a zem d lských odpadních vod, pokud se svým složením od t chto výrazn neodlišují. Nelze však postihnout všechny druhy pr myslového zne išt ní, nebo n které vyžadují vzhledem ke svému anomálnímu složení speciální postupy. išt ní m stských odpadních vod zahrnuje odstran ní, p íp. snížení koncentrace: • hrubých ne istot, • suspendovaných ástic, • koloidních látek a rozpušt ných biologicky rozložitelných látek, • nutrient (slou enin dusíku a fosforu), • patogenních organizm . Naopak m stské OV nejsou navrhovány pro odstran ní rozpušt ných anorganických látek s výjimkou slou enin obsahujících dusík a fosfor. P i návrhu technologie išt ní se p ihlíží také k velikosti istírny odpadních vod ( OV)‚ i když samoz ejm neexistují p esné hranice, tak jak jsou stanoveny ve vodoprávních limitech. Ur itými specifiky se vyzna ují malé OV, za n ž se považují za ízení s kapacitou pod cca 2 000 EO (ekvivalentních obyvatel), kdežto pro zdroje s po tem obyvatel pod 50 EO se navrhují domovní OV. Ú innost išt ní odpadních vod celé OV, p ípadn jejích jednotlivých stup se hodnotí se hodnotí podle z koncentrací na vstupu a odtoku z hodnocených objekt . Jestliže So a Sz jsou koncentrace substrátu (vyjád ené nap . hodnotami BSK5 v g.m-3) v p ítoku do biologické jednotky a v odtoku išt né vody, potom je istící ú innost E (%): E=

3.1

S0 − SZ ⋅ 100 S0

[3.1]

Koncepce išt ní m stských odpadních vod

istírny m stských odpadní vod lze rozd lit na mechanicko-biologické a biologické. Mechanickou ást tvo í usazovací nádrž(e), v níž je odpadní voda zbavena usaditelných látek. Za ur itých podmínek to m že být výhodné, pon vadž organické zne išt ní odpadní vody je takto sníženo s pom rn malou energetickou náro ností. Samostatné mechanické OV se v sou asné bod nebudují, pon vadž nevyhoví požadavk m na minimální ú innost. V biologických OV jsou suspendované látky odstran ny spolu s rozpustnými rozložitelnými organickými látkami v biologickém stupni.

- 20 (108) -


Pr tokové množství odpadních vod je prom nlivé i v bezdeštném období (kapitola 2.4). Za velkých deš m že být pr tok odpadních vod, t eba i po krátkou dobu, n kolikanásobn zvýšen. Dimenzovat všechny objekty OV na tento maximální pr tok by bylo neekonomické. Biologický stupe je zpravidla dimenzován na bezdeštné maximum. Problém deš ových pr tok se eší budováním deš ových zdrží, které mohou být situovány již na stokové síti, lépe však na OV, nebo prvn uvedené ešení je z hlediska organizace jejich provozu nevýhodné. Na OV se budují deš ové zdrže za hrubým p ed išt ním nebo alespo za eslemi jako nádrže, do nichž p epadá ást odpadní vody, p evyšující hydraulickou kapacitu dalších objekt . Nádrž funguje jako reten ní a voda v ní zachycená je po opadnutí p ívalového množství p e erpána do OV. Pokra uje-li pr tok i po napln ní, funguje tato jako pr to ná usazovací nádrž. Proto musí být vybavena za ízením pro vyklízení kalu, který je po ukon ení provozu odvád n do OV.

3.2

Hrubé p ed išt ní

P i išt ní m stských odpadních vod je t eba z nich odstranit p edevším hrubé, makroskopické látky, jejichž p ítomnost by mohla vést v dalších stupních išt ní k mechanickým závadám a zanášení objekt a za ízení OV. Jedná se o vznášené ástice, o ástice sunuté po dn stoky (v podstat písek) a látky plovoucí. Hrubé p ed išt ní je sou ástí všech OV bez ohledu na jejich další technologické vybavení. Pro zachycení vznášených ástic slouží esle, charakterizované p edevším ší í pr lin a zp sobem stírání shrabk . Na v tších OV bývají budovány esle s v tšími pr linami (5 až 10 cm), zvané ochranné a jemné s pr linami obvykle 5 až 10 mm. Stírání bývá n kdy ru ní, u jemných eslí s výjimkou malých zaízení prakticky výlu n strojové. Shrabky jsou materiálem siln vodnatým, s vysokým podílem organických látek, esteticky a hygienicky závadným. Pro jeho likvidaci je vhodné spalování v za ízeních vybavených zneškodn ním odvád ných plyn . Jinou možností je skládkování. Pro snížení obsahu vody i celkové hmotnosti bývají shrabky lisovány. Pro zachycení písku slouží lapa e písku, které jsou n kdy uspo ádány i pro zachycení plovoucích látek (tukových), což je výhodné p edevším u OV bez usazovacích nádrží. K emi itý písek má hustotu 2,65 g.cm-3 a lapa e písku jsou navrhovány na principu gravita ního odlu ování tak, aby zachytily ástice o této hustot v tší než 0,1 až 0,2 mm. Podle pr toku se rozlišují lapa e s horizontálním pr tokem a rychlostí proud ní cca 0,3 m.s-1 nebo s vertikálním pr tokem. Doba zdržení by nem la na obou klesnout pod 30 minut. Na v tších OV jsou navrhovány vírové lapa e, u nichž je využito rota ního pohybu vody vtékající tangenciáln do kruhové nádrže s kónusovým dnem. Písek se p i ví ivém pohybu shromaž uje na dn ve st edu lapa e, kde je umíst na jímka. asté, zvlášt na v tších OV, jsou lapa e provzduš ované s horizontálním sm rem pr toku vody. Vzdušn ním se v nich vytvá í v p í ném profilu rotace kapaliny, což p ispívá k lepšímu odd lení ástic organického p vodu. Doba zdržení vody bývá pro maximální pr tok 5 až 6 minut a podélná složka rychlosti proud ní vody je 0,1 m.s-1. U t chto lapa se vhodným zabudováním norné st ny vytvá í podmínky pro zachycení plovoucích látek z hladiny. T žení písku - 21 (108) -


se provádí v tšinou pomocí mamutových erpadel a z hydro-sm si se separuje písek v kontejnerech nebo jímkách. Lapa e písku musí být konstruovány tak, aby nedocházelo k vyplavování písku p i maximálních pr tocích. Naopak p i malých pr tocích m že docházet k nežádoucímu usazování ástic organického p vodu s menší hustotou. Proto se n kdy budují pra ky písku, jimiž jsou tyto organické látky z písku vyplavovány. Množství písku, jehož zdrojem je v p evážné mí e posyp vozovek, je v pr b hu roku zna n prom nlivé. Písek zachycený v lapa ích písku se ukládá na skládkách. Plovoucí látky jsou vesm s organické látky s vysokým podílem látek tukových. Pro jejich zneškodn ní je nejvhodn jší spalování. Tab.3.1: Orienta ní produkce zachycených materiál podle SN 75 6401

shrabky z eslí písek tuky

3.3

kg.obyvatel-1.rok-1 -1

litr /obyvatel .rok -1

kg.obyvatel .rok

-1

4-6 -1

5,5 - 7,3 3-8

Mechanické išt ní

O mechanickém išt ní odpadních vod je pojednáno v kapitole 4, pojaté obecn ji jako gravita ní separace suspenzí. Jsou do ní za azeny i dosazovací nádrže, což jsou usazovací nádrže, sloužící k odd lení biologicky vy išt né odpadní vody od biologického kalu, a jsou tedy sou ástí biologického stupn .

3.4

Biologické išt ní

Pro biologické išt ní m stských odpadních vod se využívá innosti mikroorganizm , p edevším bakterií, které tvo í biomasu, na jejíž aktivní povrch jsou adsorbovány jemn suspendované a koloidní látky odpadní vody. Jejich organický podíl je p itom stejn jako rozpušt né organické látky mikroorganizmy rozkládán. Rozkladnými procesy, na nichž se podílejí extracelulární a intracelulární enzymy, získávají bakterie energii, kterou využívají ke stavb své bun né hmoty. V zásad se rozlišují procesy aerobní, probíhající v p ítomnosti molekulárního kyslíku a procesy anaerobní, probíhající v jeho nep ítomnosti (viz Modul 1, kap.2.4). Základním procesem, který se uplat uje p i biologickém išt ní odpadní vod, jsou procesy aerobní. Za ur itých podmínek se uplat ují i procesy anoxické a anaerobní. V aerobních podmínkách je rozkládána organická hmota odpadní vody a dochází k oxidaci amoniaku na dusi nany. Ú inné odstran ní dusíku vyžaduje za azení anoxického reaktoru, p ípadn anoxické zóny c aerobním reaktoru. Zvýšené odstran ní fosforu biologickým zp sobem vyžaduje za azení anaerobního reaktoru. P i išt ní odpadních vod s vysokou koncentrací organického zne išt ní, což p ichází v úvahu u n kterých typ pr myslových odpadních vod, je ú elné za-

- 22 (108) -


adit jako první stupe anaerobní biologickou jednotku a odtok z ní do istit aerobním zp sobem (pokud není vypušt n do ve ejné kanalizace. Z hlediska odstran ní organických látek z odpadní vody se rozlišují biologické systémy nízko-, st edn a vysoko- zatížené. V nízko-zatížených systémech se vytvá ejí podmínky pro áste nou nebo úplnou stabilizaci biologického kalu, zatímco ve st edn zatížených systémech nebývá istící ú innost z hlediska odstran ní organického zne išt ní podstatn vyšší, ale biologický kal není stabilizován. Sou asn se v nízko-zatížených systémech vytvá ejí podmínky pro biochemickou oxidaci amoniaku (nitrifikaci), p i emž však podmínky pro stabilizaci kalu a pro úplnou nitrifikaci nemusí být identické. Vysoko-zatížené systémy se navrhují pouze jako prvý biologický stupe , nebo jsou za t chto podmínek provozovány p etížené OV.

3.5

Zpracování kalu

Produktem išt ní odpadní vody je kal. Z usazovacích nádrží je separován tak zvaný primární kal. V biologickém stupni je produkována biomasa, jejíž p ebytek je odvád n jako p ebyte ný biologický kal. P ebyte ný biologický kal bývá erpán p ed usazovací nádrže, v nichž se usazuje spolu s usaditelnými ásticemi surové odpadní vody jako tak zvaný surový kal. V sou asné dob se dává p ednost samostatné separaci a p ípadnému zahušt ní primárního a biologického kalu, a to i tehdy když jsou následn zpracovány ve sm si. O dalším zpracování kalu je pojednáno v kapitole 8.

3.6

Autotest

1. Které látky se na m stské OV neodstra ují? a) organické látky b) suspendované látky c) nutrienty d) rozpušt né soli krom t ch, které obsahují N a P 2. Jak lze rozd lit istírny m stských odpadních vod? a) mechanické a biologické b) mechanicko-biologické a biologické c) mechanické, mechanicko-biologické a biologické d) budují se pouze mechanicko-biologické OV

3.7

Shrnutí

išt ní m stských odpadních vod zahrnuje odstran ní, p íp. snížení koncentrace hrubých ne istot, suspendovaných ástic, koloidních látek a rozpušt ných biologicky rozložitelných látek, nutrient a patogenních organizm . istírny m stských odpadních vod se budují jako mechanicko-biologické nebo - 23 (108) -


biologické. Nejb žn jší je následující technologické ešení OV: hrubé p edišt ní – mechanické išt ní – biologické išt ní – zpracování kalu.

- 24 (108) -

Separace suspenzí usazováním

4


Pod pojmem mechanické ist ní m stské odpadní vody se rozumí separace v ní obsažených suspendovaných látek sedimentací. Sedimenta ní proces, p i n mž se využívá tíhového zrychlení p sobícího na suspendované ástice se však používá rovn ž pro odd lení suspenzí p i úprav vody na pitnou a také p i išt ní pr myslových odpadních vod.

4.1

Charakteristika suspenzí

P i sedimentaci suspenzí se v technologii vody rozlišují: • zrnité suspenze, u nichž jednotlivé ástice nem ní b hem sedimentace svoji velikost a tvar. K nim pat í pískové suspenze, vápenatoho e naté suspenze po chemickém odkyselování a zm k ování vody, primární kal m stské odpadní vody aj. • vlo kovité suspenze, které b hem usazování podléhají ortokinetické koagulaci, p i emž ástice m ní svoji velikost a tvar. Hranice mezi tuhou fází suspenze a vodou není ost e ohrani ena. K t mto suspenzím pat í nap íklad biologický a kal vznikající p i koagula ním procesu úpravy vody. Rychlost usazování ástic je ur ena jejich velikostí, tvarem a hustotou a také hustotou a viskozitou kapaliny (vody). P i usazování se rozlišuje: • prostá sedimentace, p i níž si ástice zachovávají sv j individuální charakter a vzájemn se p i tomto procesu neovliv ují, • rušená sedimentace, p i které si ástice zachovávají sv j individuální charakter, ale rychlost jejich pohybu je vzájemn ovliv ována. K tomuto jevu dochází p i koncentraci suspenze nad 0,5 %. • zahuš ování suspenze. Zvyšuje-li se nadále koncentrace suspenze, vytvá í se p i její sedimentaci rozhraní mezi kapalnou fází a vrstvou zahušt né suspenze (kalem). ástice ztrácejí individuální charakter a vytvá ení v podstat pórovitou vrstvu, která svým pohybem ve sm ru tíhového zrychlení vylu uje kapalnou fázi a tím se zahuš uje. U biologických kal (aktivovaného) dochází k tomuto jevu p i koncentracích 0,5 až 5 kg.m-3, u kal anorganických p i koncentracích podstatn vyšších (nad 50 kg.m-3).

4.2

Usazovací nádrže

Pro zachycení usaditelných látek slouží ve vodárenství i p i išt ní odpadních vod usazovací nádrže. Dle sm ru pr toku a tvaru se rozlišují usazovací nádrže: • pravoúhlé s horizontálním pr tokem, • kruhové s horizontálním pr tokem, - 25 (108) -


• s vertikálním pr tokem (bývají pravoúhlé nebo kruhové). U kruhové horizontální nádrže je suspenze p ivád na do uklid ovacího válce v jejím st edu (zpravidla dutým sloupem, který nese konstrukci st racího za ízení) odkud postupuje k obvodu, kde je umíst n p epadový žlab pro odvád ní vody zbavené usaditelných látek. Kal je na dn shrnován st racím za ízením do st edu nádrže, odkud je odvád n potrubím. Pravoúhlé nádrže s horizontálním pr tokem jsou obdélníkového tvaru. Voda jimi protéká po délce, p i emž vtokový a odtokový objekt jsou zpravidla na opa ných koncích podélné nádrže. Kal je stírán do jímky umíst né u vtokového objektu a odtud odvád n potrubím. U vertikálních nádrží je suspenze p ivád na st edovou troubou ke spodnímu horizontu usazovacího prostoru, odkud postupuje sm rem vzh ru do sb rných žlab . Kal se shromaž uje v konickém kalovém prostoru pod prostorem usazovacím a je odvád n ze dna nádrže potrubím, p sobením hydrostatického p etlaku. Tyto nádrže nebývají vybaveny st racím za ízením, sklon st n však musí být cca 2 : 1, aby kal po nich klouzal ke dnu. Nádrže s vertikálním pr tokem se navrhují v tšinou pro malé OV jako nádrže dosazovací. Usazovací nádrže je t eba ešit tak, aby v nich nedocházelo k vytvá ení zkratových proud . Proud ní v usazovacím prostoru má být laminární. Kalový prostor musí být dostate n velký pro zahušt ní a akumulaci kalu. Hlavními technologickými parametry usazovacích nádrží je doba zdržení a povrchové hydraulické zatížení. Vypo ítají se z rovnic: v = Q/A

[4.1]

tv = V/Q

[4.2] 3

2

kde v je povrchové hydraulické zatížení (m /m .h), Q je pr tokové množství vody nádrží (m3.h-1), V je objem nádrže (m3) a A její plocha hladiny (m2), tv je teoretická (výpo tová) doba zdržení (h). Skute ná doba zdržení ts se vypo te dle vzorce: ts = tv.η

[4.3]

kde η je hydraulická ú innost nádrže. Její hodnota je pro nádrže s horizontálním pr tokem 0,4 až 0,6, pro nádrže s vertikálním pr tokem 0,7 až 0,8 a pro nádrže št rbinové 0,3 až 0,4. Proces usazování je využíván p i mechanickém išt ní odpadních vod. M stské odpadní vody obsahují obvykle 100 až 300 mg.l-1 nerozpušt ných látek, z nichž je 73 % usaditelných. Množství látek odstran ných sedimentací závisí na hydraulickém zatížení nádrže. U m stských odpadních vod se po ítá s následujícími isticími ú innostmi v závislosti na st ední dob zdržení (pro výpo tový pr tok odpadních vod): Tab.4.1: isticí ú innost sedimenta ních nádrží na m stských OV

St ední doba zdržení 0,5 - 1,0 h

1,0 - 1,5 h

> 1,5 h

NL

45,5 %

50,9 %

58,2 %

BSK5

16,7 %

25,0 %

33,3 % - 26 (108) -


Úniku plovoucích látek brání norná st na, instalovaná p ed p elivnou hranou a pono ená cca 10 až 20 cm pod hladinu.Primární usazovací nádrže bývají proto vybaveny vedle st racího za ízení dna pro odstran ní kalu i stíráním hladiny. Látky ze stírané hladiny jsou zpracovány spolu s usazeným kalem. Návrhové parametry usazovacích nádrží pro mechanické išt ním m stských odpadních vod dle SN 75 6401 jsou uvedeny v Tab.4.2. Tab.4.2: Návrhové parametry usazovacích nádrží

st ední doba zdržení, h

plošné zatížení, m3/m2.h

usazovací nádrž

pro Q- výp

pro Q-max

pro Q-výp

pro Q-max

p ed aktivací

1,0 - 3,0

0,5

1,0 - 2,8

5,0

p ed biol. kolonou

2,0 - 4,0

1,0

0,7 - 1,4

2,5

Výpo tovým pr tokem (Q-výp) se rozumí denní pr tokové množství p i respektování koeficientu denní nerovnom rnosti. Zvláštním typem usazovacích nádrží jsou št rbinové usazovací nádrže (Emšerské studny). Jsou to nádrže, sestávající ze dvou prostor odd lených mezidnem. V horním, usazovacím prostoru, dochází p i pr toku odpadní vody k jejímu mechanickému išt ní sedimentací. Mezidno tvo í šikmé st ny, mezi nimiž je št rbina, kterou propadá usazený kal do spodního, vyhnívacího prostoru, kde dochází p i dostate né dob zdržení k anaerobní stabilizaci kalu. Št rbina je ešena tak, aby bioplyn, uvol ovaný p i vyhnívání kalu, neprostupoval do sedimenta ního prostoru a nerušil sedimentaci. Vyhnívací prostor je áste n oteplován protékající odpadní vodou, což je pro stabiliza ní proces kalu p íznivé. Št rbinové nádrže byly asto navrhovány v kombinaci s aerobními biologickými kolonami, za azenými za nimi jako biologický stupe .

4.3

Dosazovací nádrže

Usazovací nádrže sloužící k odd lení biologického kalu sedimentací (viz biologické išt ní) se nazývají nádrže dosazovací. Jsou zpravidla nedílnou sou ástí biologických istíren s aktivací nebo s aerobními biologickými kolonami. Pon vadž biologický kal má vlo kovitý charakter, je více zvýrazn n oproti zrnitému kalu význam parametru doby zdržení. Návrhové parametry dosazovacích nádrží jsou dle SN 75 6401 stanoveny pro maximální pr toky následovn :

- 27 (108) -


Tab.4.3: Návrhové parametry dosazovacích nádrží

st ední doba zdržení, h

plošné zatížení, m3/m2.h

pr tok

horizontální

vertikální

horizontální

vertikální

za aktivací

1,8

1,6

1,6

2,0

za biol. kolonami

1,6

1,2

2,0

2,5

Je-li recirkulát zkráp né kolony p ivád n p es usazovací nádrž, vyrovnává se p ítok na kolonu na stálou hodnotu. P i výpo tu hydraulického zatížení dosazovacích nádrží za aktivací se nepo ítá s vratným aktivovaným kalem, který je pr b žn odvád n ze dna dosazovací nádrže. Kal ze dna dosazovacích nádrží s horizontálním pr tokem je bu mechanicky stírán (jako u primárních usazovacích nádrží) nebo odsáván. Dosazovací nádrže za aktivací je t eba posuzovat i z hlediska zahuš ovací ú innosti, která je ur ena vedle kvality kalu zatížením plochy hladiny dosazovací nádrže nerozpušt nými látkami, které by nem lo p ekro it p i maximálním pr toku hodnotu 6,0 kg.m-2.h-1. Dosazovací nádrže obvykle nebývaly vybaveny stíráním hladiny. V poslední dob se však mnohdy takové za ízení doporu uje, stejn jako zabudování norné st ny p ed p elivnou hranou žlab , odvád jící vy išt nou odpadní vodu. Tímto opat ením se sníží únik vlo ek biologického kalu do odtoku, které v nep íznivých podmínkách m že vytvá et na hladin masivní povlaky. Hloubka vody v dosazovací nádrži s horizontálním pr tokem má být nejmén 3 m pod p elivnou hranou odtoku.

O

O

P Obr.4.1: Kruhová usazovací nádrž s horizontálním pr tokem

O P

Obr.4.2: pravoúhlá usazovací nádrž s horizontálním pr tokem

- 28 (108) -


O

P

O

kal

Obr.4.3: Usazovací nádrž s vertikálním pr tokem

4.4

Autotest

1. Co je to zrnitá suspenze? a) suspenze s ásticemi o hustot vyšší než 2 g.cm-3 b) suspenze, která b hem usazování podléhá ortokinetické koagulaci c) suspenze, u nichž jednotlivé ástice nem ní b hem sedimentace svoji velikost a tvar d) suspenze, u nichž jednotlivé ástice m ní b hem sedimentace svoji velikost a tvar 2. Co je to dosazovací nádrž? a) usazovací nádrž ur ená k separaci biologického kalu b) správný termín je „usazovací nádrž“ c) usazovací nádrž, která je sou ástí mechanického stupn d) usazovací nádrž, která je sou ástí biologického stupn

4.5

OV OV

Shrnutí

V technologii vody se rozlišují zrnité a vlo kovité suspenze. V procesu usazování hovo íme o prosté a rušené sedimentaci a o tzahuš ování. Sedimenta ní nádrže se budují kruhové nebo pravoúhlé s horizontálním nebo vertikálním pr tokem. Hlavními technologickými parametry usazovacích nádrží je doba zdržení a povrchové hydraulické zatížení.

- 29 (108) -


5

Biologické išt ní v aerobních podmínkách

5.1

Proces aerobního rozkladu organických látek

Hlavním ú elem biologického išt ní je odstran ní organických látek z odpadní vody, které se uskute uje p sobením mikroorganizm a je výsledkem jejich metabolické innosti. Tento biochemický proces je provázen, nebo jemu p edchází proces adsorpce suspendovaných a koloidních látek z odpadní vody na velice aktivní povrch biomasy aktivovaného kalu nebo u biofilmových reaktor na povrch biofilmu. M že se jednat o látky biologicky rozložitelné nebo biologicky více i mén rezistentní, jako nap . látky ropné nebo t žké kovy (kovy jsou p ijímány i bu kami organizm ), které se tímto zp sobem z odpadní vody odstraní. Vedle výše uvedených proces se za vhodných podmínek mohou uplatnit v pr b hu aerobního biologického išt ní i další, jako je mikrobiální oxidace amoniaku na dusitany a dusi nany p sobením nitrifika ních bakterií (nitrifikace). P i biologickém išt ní odpadních vod v aerobních podmínkách se uplat ují biochemické procesy, podmín né inností aerobních mikroorganizm , které rozkládají organické látky obsažené ve vod (substrát) oxida ními procesy za p ítomnosti molekulárního kyslíku. Schematicky lze proces mikrobiálního rozkladu organické hmoty v aerobních podmínkách znázornit tak, jak je vid t na Obr.5.1. organická hmota (substrát) + biogenní prvky (N, P aj.) + mikroorganizmy + kyslík

disimilace

asimilace

CO2 + H2O + NH3 + energie exogenní metabolizmus endogenní metabolizmus nové bu ky + zásobní látky

Obr.5.1: Mikrobiální rozklad organické hmoty v aerobních podmínkách

Kone nými produkty tohoto složitého procesu s adou díl ích stup a meziprodukt jsou CO2, H2O a ze substrátu obsahujícího dusík zpravidla amoniak. Pon vadž výslednými produkty rozkladu jsou anorganické látky, jedná se v podstat o mineralizaci organické hmoty. Rozkladným procesem získávají mikroorganizmy energii, nezbytnou ke stavb jejich bun né hmoty. K syntéze bun né hmoty pot ebují mikroorganizmy také biogenní prvky, které získávají z vn jšího prost edí, mimo jiné i z rozloženého organického substrátu. Z makrobiogenních prvk (pot ebných v relativn velkém množství) C, H, O, N a P bývá p i išt ní pr myslových odpadních vod n kdy deficitní dusík a fosfor, které je t eba p idávat je form slou enin tyto prvky obsahujících. Syntetický- 30 (108) -


mi pochody (asimilací) se tvo í organická hmota: a) pro nové bu ky, b) zásobní látky mikroorganizm . P i nedostatku exogenního substrátu získávají mikroorganizmy energii p edevším procesem tzv. endogenního metabolizmu, p i n mž jsou rozkládány zásobní látky. Pr b h obou proces není však p esn odd len, endogenní metabolizmus probíhá n kdy i v p ítomnosti substrátu. P i biologickém išt ní odpadní vody v aerobních podmínkách musí být spln ny výše uvedené základní podmínky. Organická hmota jako substrát bývá k dispozici v odpadní vod , stejn jako biogenní prvky, jejichž p ípadný deficit (v pr myslové odpadní vod ) musí být dotován. Zajišt ní dostate ného p ívodu kyslíku je základní podmínkou pro aerobní proces. Mikroorganizmy musí být v biologické jednotce vyp stovány v pot ebném množství jejím zapracováním, p i emž se vychází z jejich p ítomnosti ve splaškové vod . P i išt ní samotných pr myslových vod je asto nutné nao kování biologické jednotky biologickým kalem z jednotky již provozované. Pokud se jedná o specifický substrát (nap . s obsahem fenol ), je nutné zapracování biomasy na tento substrát s postupným zvyšováním jeho p ivád ného množství do reaktoru. Zp soby aerobního išt ní odpadních vod se rozd lují na p irozené, simulující p írodní podmínky a na um lé, probíhající v reaktorech. Um lé zp soby išt ní lze rozd lit na procesy s biomasou ve vznosu, nazývané aktivace a na procesy s biomasou p isedlou, mezi nimiž mají dominantní postavení zkráp né biologické kolony a rota ní diskové reaktory. Pro posouzení provozu biologické aerobní jednotky jsou výchozími podklady pr tokové množství odpadní vody a její kvalita na vstupu a výstupu z této jednotky. U aerobních proces je základním kriteriem pro hodnocení koncentrace organických látek (biologicky rozložitelných) v odpadní vod BSK5. Sleduje se však i koncentrace CHSK, nerozpušt ných látek, dusíku a jeho forem, fosforu a dalších látek podle charakteru išt né odpadní vody.

5.2

Zákonitosti r stu mikroorganizm

Pro pochopení biochemických p em n využívaných p i biologických zp sobech išt ní odpadních vod je pot ebné znát vzájemn související zákonitosti r stu a rozmnožování mikroorganizm , kte í jsou jejich nositeli. Jednobun né organizmy se množí d lením, což znamená, že po ur ité r stové dob , zvané genera ní doba, se mikroorganizmus rozd lí na dva samostatné jedince. Genera ní doba je statistickým pr m rem, zjišt ným z velkého po tu jedinc .

5.2.1

Jednorázové systémy

R st mikroorganizm m že být sledován nejlépe v jednorázovém systému (batch), p i n mž je do roztoku substrátu (látky metabolizované mikroorganizmy) p idáno ur ité množství bakterií (inokulum), které jej metabolickými procesy rozkládají. Sleduje-li se v pr b hu asu po et mikroorganizm nebo jejich hmotnost v objemové jednotce (X), získá se r stová k ivka (Obr.5.2). N kdy se s asem zaznamenává rychlost r stu, tj. zm na po tu mikroorganizm za asovou jednotku, která je derivací r stové k ivky.

- 31 (108) -

0

I

II

III

IV

V

VI

log X

rychlost r stu


as t Obr.5.2: R stová k ivka mikroorganizm

Na r stové k ivce lze rozlišit n kolik asových fází: I.

Lagová fáze. Rychlost r stu je nulová. Mikroorganizmy se adaptují na prost edí. Délka této fáze závisí na fyziologickém stavu mikroorganizm a na prost edí. Jsou-li mikroorganizmy prost edí p edem p izp sobeny, m že být tato fáze vylou ena.

II. Fáze zrychleného r stu. Rychlost r stu se zv tšuje. III. Fáze exponenciálního r stu. Rychlost r stu je za daných podmínek (teplotních aj.) maximáln dosažitelná a z stává konstantní, dokud se nestane limitujícím faktorem koncentrace substrátu, který se z roztoku postupn vy erpává . IV. Fáze zpomaleného r stu. Rychlost r stu klesá. Limitujícím faktorem se stává koncentrace substrátu. V. Fáze stacionární. R st se zastavuje, nebo substrát je vy erpán. Bakterie p íp. rozkládají zásobní látky (endogenní respirace), jejich po et se nezmenšuje, hmotnost však pon kud klesá VI. Fáze poklesu. Mikroorganizmy odumírají a jejich po et se snižuje. Ve fázi exponenciálního r stu jsou mikroorganizmy adaptovány na prost edí a koncentrace substrátu není pro n limitujícím faktorem. Rychlost r stu mikroorganizm je definována jako zm na jejich koncentrace X (po et nebo hmotnost v objemové jednotce) za as a je p ímo úm rná této koncentraci:

dX dX = µ ⋅ X neboli = µ ⋅ dt dt X

- 32 (108) -

[5.1]


ešením rovnice [5.1] pro po áte ní podmínky, kdy v ase t = 0 je koncentrace mikroorganizm Xo a v ase t je koncentrace X získáme vztah:

X = µ.t neboli X = X 0 ⋅ e µ ⋅t Xo

ln

[5.2]

Konstanta se nazývá specifická r stová rychlost a charakterizuje rychlost r stu mikroorganizm . Doba, kterou pot ebují mikroorganizmy ke svému rozmnožení na dvojnásobek, se nazývá genera ní doba (tg). Dosazením do rovnice [5.2] se získá vztah mezi genera ní dobou a specifickou r stovou rychlostí.

ln

2X 0 ln 2 0,69 = µ ⋅ t neboli t g = = X0 µ µ

[5.3]

Specifická r stová rychlost je pro ur itou kulturu mikroorganizm a ur itou koncentraci substrátu, který metabolizuje, konstantní. Je však závislá na koncentraci substrátu, což je vyjád eno Monodovou rovnicí:

µ = µ max ⋅

S KS + S

[5.4]

kde S je koncentrace substrátu, vyjád ená nap . jako CHSK nebo BSK5, max a Ks jsou konstanty, závislé na mikrobiální kultu e, podmínkách jejího r stu a kvalit substrátu. Jejich význam vyplývá ze závislosti na S (Obr.5.3). µmax

µ

Ks

S

Obr.5.3: Závislost specifické r stové rychlosti na koncentraci substrátu

Maximální specifická r stová rychlost µmax je dosažena p i dostate né koncentraci substrátu, nad níž se rychlost r stu prakticky nezv tšuje. Ks se nazývá satura ní konstanta a rovná se koncentraci substrátu, p i níž je µ = µmax/2, o em se lze p esv d it dosazením t chto hodnot do rovnice [5.4].

- 33 (108) -


5.2.2

Kontinuální systémy bez recirkulace biomasy

Biologické išt ní vod je v p evážné mí e realizováno v kontinuáln protékaných reaktorech, v nichž probíhají mikrobiální, p ípadn i další procesy. Zm na po tu mikroorganizm v reaktoru, který ozna íme X, je dána jejich: • r stem, spojeným s rozmnožováním, • úbytkem odumíráním, • úbytkem odtokem z reaktoru. Pro výpo et p ír stku r stem v objemové jednotce reaktoru V lze použít rovnice [5.1]. Úbytek rozkladem v objemové jednotce reaktoru je p ímo úm rný koncentraci mikroorganizm :

−

dX = kb ⋅ X dt

[5.5]

kde kb je konstanta. Úbytek odtokem se vypo te ze z e ovací rychlosti

D=

Q V

[5.6]

podle vztahu:

−

dX = D⋅ X dt

[5.7]

kde Q je pr tok vody za asovou jednotku. Výsledná okamžitá asová zm na koncentrace mikroorganizm v objemové jednotce reaktoru je sou tem všech t í položek:

dX = µ ⋅ X − kb ⋅ X − D ⋅ X dt

[5.8]

V ustáleném stavu platí dX/d t = 0. Dosazením do rovnice [5.8] získáme: = kb + D

[5.9]

Vzhledem k tomu, že specifická r stová rychlost je závislá na koncentraci substrátu, je systém autoregula ní. To znamená, že se adaptuje na zm n né podmínky. P edpokládejme, že v ustáleném stavu jsou parametry procesu 1, D1, X1 a S1. P i tom bude platit : 1 = kb + D1. Zv tší-li se pr tok odpadní vody, zvýší se z e ovací rychlost na D2 > D1. P i tom klesne koncentrace mikroorganizm na X2 < X1, nebo jsou v tší intenzitou vyplavovány. P i menší koncentraci mikroorganizm v reaktoru se zvýší v tomto prost edí koncentrace substrátu na S2 > S1. Za uvedených podmínek se ustaví nová rovnováha dle vztahu 2 = kb + D2, p i emž dle rovnice [5.9] platí, že µ2 > µ1. Analogicky lze odvodit situaci p i poklesu pr toku. Systém se však chová jako autoregula ní jen v ur itém rozsahu provozních parametr . Z e ovací rychlost D lze dle rovnice [5.9] zvyšovat jen na hodnotu Dmax = µmax - kb. P i dalším zvýšení nad tuto mez dojde k vyplavení organizm z reaktoru a tím ke zhroucení procesu, nebo rychlost jejich úbytku odtokem již nelze vyrovnat zvýšenou rychlostí r stu.

- 34 (108) -


P i išt ní odpadních vod se v tšinou jedná o kontinuální systémy, které však mají oproti výše popsaným systém m d ležitou odlišnost spo ívající v tom, že mikroorganizmy nejsou z reaktoru vyplavovány (reaktory s fixovanou biomasou) nebo jsou sice vyplavovány, ale po odd lení vy išt né vody v dosazovací nádrži vraceny do reaktoru jako aktivovaný kal (reaktory s biomasou ve vznosu). V t chto p ípadech lze tedy považovat hodnotu D v rovnicích [5.7] a [5.8] za nulovou. Pro kinetiku proces v reaktoru bude mít rozhodující význam stá í kalu, to je doba po kterou z stává biomasa v systému (viz kapitola 5.3.2). Vedle jednorázových a kontinuálních systém jsou realizovány i systémy semikontinuální, spo ívající v jednorázových p ívodech substrátu do reaktoru (a odvád ní stejného množství), které se v pravidelných intervalech opakují. V ase mezi dávkami substrátu se uplat uje kinetika jednorázového systému.

5.3

Systémy s biomasou ve vznosu – aktivace

5.3.1

Princip procesu

Princip biologického išt ní aktivací spo ívá ve vytvo ení aktivovaného kalu v provzduš ované aktiva ní nádrži. Aktivovaný kal je sm snou kulturou mikroorganizm , v tšinou bakterií, agregovaných tak zvanou bioflokulací. P í inou tohoto shlukování bakteriálních jedinc je zbytn ní jejich bun né blány tvorbou extracelulárních polymer , složených p evážn z polysacharid , áste n i z bílkovin a dalších organických látek. K bioflokulaci dochází p i provzduš ování odpadní vody obsahující aerobní bakterie. Extracelulární polymery p sobí jako organické flokulanty. Aktivovaný kal obsahuje i jiné organizmy jako houby, plísn , kvasinky, prvoky aj., ale také z vody adsorbované suspendované a koloidní látky. V základním uspo ádání sestává aktivace z aerované nádrže (reaktoru), v níž dochází k procesu išt ní odpadní vody za sou asné produkce aktivovaného kalu. Z aktiva ní nádrže odtéká sm s odpadní vody a aktivovaného kalu do dosazovací nádrže, v níž se ob tyto složky odd lí sedimentací. Vy išt ná odpadní voda odtéká z biologické ásti istírny, kdežto sedimentací zahušt ný aktivovaný kal je vracen do aktiva ní nádrže, v níž je udržována jeho dostate ná koncentrace, nebo je nositelem istícího procesu a základním p edpokladem pro jeho uspokojivou rychlost. Objemový podíl recirkulovaného kalu bývá 30 až 50 %, n kdy je však i podstatn v tší. P ebytek aktivovaného kalu, nebo tento se pr b žn stále tvo í, je odvád n ze systému jako kal p ebyte ný. Aerobní bakterie pot ebují ke svému metabolizmu kyslík (v anoxických podmínkách jej nahrazují dusi nany a dusitany), který musí být do aktiva ní nádrže pr b žn p ivád n, obvykle jejím provzduš ováním. Jen výjime n jsou navrhovány aktiva ní istírny s p ívodem kyslíku. Aerací se sou asn udržuje aktiva ní sm s ve vznosu. P i unášecí rychlosti v tší než 0,3 m.s-1 nedochází k usazování kalu a tím k omezení jeho styku s odpadní vodou. D sledkem nedostate ného provzduš ování je vy erpání rozpušt ného kyslíku. Jestli je tento stav dlouhodobý, nastane odumírání aerobních bakterií a vytvo í se anaerobní podmínky, p i nichž se istící aerobní proces zhroutí.

- 35 (108) -


vzduch p ítok odpadní vody Q, S0

AKTIVA NÍ NÁDRŽ

Xodt

objem V m3

DOSAZOVACÍ NÁDRŽ

X – konc. akt. kalu

odtok vy išt né vody (Q – Qp) (NL)z, Sz

p ebyte ný kal Qp, Xr p ebyte ný kal Q p , Xr

Obr.5.4: Schéma aktivace

5.3.2

Technologické parametry aktivace

a) Základním ukazatelem procesu je koncentrace suspendovaných látek aktivovaného kalu X (kg.m-3) v aktiva ní nádrži. Pokud není v celém reaktoru stejná, hodnotí se její pr m rná koncentrace Xpr a koncentrace na odtoku do dosazovací nádrže Xodt. Z pr m rné koncentrace Xpr a objemu aktiva ní nádrže V (m3) se vypo te zásoba kalu (kg). P i p esn jších výpo tech je t eba zapo ítat i kal v dosazovací nádrži a spojovacích potrubích, jehož podíl z celkového množství bývá od 5 do 50 %. b) Pr m rná doba zdržení odpadní vody v aktiva ní nádrži tov (h) se vypo te z objemu nádrže V (m3) a pr tokového množství Q (m3.d-1): t ov =

V ⋅ 24 Q

[5.10]

Výjime n se do pr tokového množství zapo ítává i množství vratného aktivovaného kalu Qr. c) Objemové zatížení Bv (kg.m-3.d-1) je hmotnostní množství organických látek, obvykle vyjád ené jako BSK5 (mg.l-1), p ivedené do objemové jednotky aktiva ní nádrže za asovou jednotku: Bv =

Q. S o 1000.V

[5.11]

kde So koncentrace substrátu - BSK5 (mg.l-1). d) Zatížení kalu Bx je totéž, vztažené k jednotkovému množství aktivovaného kalu Bx (kg.kg-1.d-1) v aktiva ní nádrži: Bx =

Q. S o B = v 1000.V . X X

[5.12]

e) Stá í kalu tsk (dny) je definováno jako pr m rná doba, po kterou z stává kal v biologickém systému. Vypo te se jako podíl zásoby kalu k jeho denní

- 36 (108) -


produkci, která se stanoví jako sou tové množství suspendovaných látek v p ebyte ném biologickém kalu a v odtoku z biologické jednotky:

t sk =

X pr .V X r . Q p + ( NL ) z . ( Q − Q p )

[5.13]

Kde Qp je množství p ebyte ného kalu (m3.d-1) , (NL)z je koncentrace suspendovaných látek ve vy išt né odpadní vod (kg.m-3), Xr je koncentrace NL v p ebyte ném kalu (obvykle shodná s koncentrací ve vratném kalu) (kg.m-3). Pro posouzení zatížení aktiva ního reaktoru, z n hož se odvozuje dosažitelná ú innost, má rozhodující význam koncentrace aktivovaného kalu a jeho aktivita. Aktivita kalu souvisí však s jeho stá ím. Bylo zjišt no, že podíl živých bun k v kalu, který je s jeho aktivitou v úzké souvislosti, klesal v závislosti na stá í kalu, jak je uvedeno v Tab.5.1 (ve vztahu k podílu živých bun k v kalu o tsk = 0,25 d): Tab.5.1: Závislost podílu živých bun k na stá í kalu

stá í kalu tsk (d)

0,25

0,5

1,0

2,0

10,0

podíl živých bun k (%)

100

90

65

35

10 - 20

Zvýší-li se tedy stá í kalu zvýšením jeho koncentrace v reaktoru, sníží se souasn jeho aktivita v hmotnostní jednotce a výsledkem kompenzace obou uvedených faktor bude jen málo zm n ná aktivita kalu v objemové jednotce nádrže. To ovšem platí jen do ur ité míry. Stá í kalu nesmí klesnout pod hodnotu, p i níž jsou mikroorganizmy vyplaveny ze systému. Tato hodnota závisí na genera ní dob bakterií tg. Proto je stá í kalu významných parametrem, ur ujícím výskyt bakterií, zejména druh s dlouhou genera ní dobou, jako jsou bakterie nitrifika ní. Pokud ovšem nejsou vyplaveny bakterie rozhodující pro tvorbu aktivovaného kalu, nedojde ke zhroucení procesu, ale k potla ení p ípadn zastavení d je, který vyplavené bakterie podmi ují (jako již zmín ná nitrifikace).Vliv stá í kalu na ú innost odstran ní ur ité slou eniny je tím v tší, ím pomaleji rostou bakterie, které ji rozkládají, a to je aktuální zvlášt p i išt ní n kterých odpadních vod s obsahem xenobiotik (látek biologicky obtížn rozložitelných). P i daných provozních podmínkách (množství a kvalita surové odpadní vody) a daném vybavení OV (objem aktiva ní nádrže) lze stá í kalu zvýšit zvýšením koncentrace aktivovaného kalu v reaktoru. Tato možnost je omezená limitovaným separa ním výkonem dosazovací nádrže, nebo ím v tší množství suspendovaných látek je do ní p ivád no, tím obtížn ji se separují od vy išt né vody. Kal v suspenzi odvád né z aerobního reaktoru o koncentrace Xodt (kg.m-3) je v dosazovací nádrži zahušt n na koncentraci Xr (kg.m-3). Z hmotové bilance kalu vyplývá vztah:

- 37 (108) -


Xr R = X odt 1 + R

[5.14]

Qr Q

[5.15]

v n mž

R=

R je recirkula ní pom r, definovaný jako pom r pr tokového množství vratného kalu a odpadní vody. ím vyšší je recirkula ní pom r, tím menší zahušt ní aktivovaného kalu je nutné. Ovšem z praktických d vod je recirkula ní pom r omezený a koncentrace aktivovaného kalu po jeho zahušt ní v dosazovací nádrži m že p i jeho dobré sedimentovatelnosti dosáhnout nejvýše 10 až 15 kg.m-3 . Obvykle je aktivace provozována p i koncentraci kalu 3 až 5 kg.m-3, existují však odchylky. Rozporný požadavek na nízkou koncentraci kalu v p ítoku do dosazovací nádrže a naopak vysokou koncentraci v aktiva ní nádrži je n kdy ešen tak, že nádrž není provozována se stejnou koncentrací kalu v celém objemu, p i emž na odtoku z ní je koncentrace nejmenší. Toho lze dosáhnout vhodnými konstruk ními úpravami nebo usm rn ním pr toku vody (viz níže). Se stá ím kalu úzce souvisí jeho zatížení Bx, které bývá rovn ž považováno za základní parametr pro posouzení zatížení reaktoru, zatímco doba zdržení odpadní vody tov a objemové zatížení Bv pat í k parametr m s jistými výhradami podružným. Tab.5.2: Rozd lení aktivace podle zatížení

aktivace

tsk (d)

Bx dle BSK5 (kg.kg-1.d-1)

tov (h)

nízko zatížená

> 25

0,05 -0,1

24 - 72

st edn zatížená

3- 15

0,2 - 0,5

4 - 12

vysoko zatížená

<3

> 1,0

1-2

Uvedené rozd lení je jen p ibližné, ostré hranice mezi jednotlivými systémy neexistují. U st edn - a nízko- zatížené aktivace se dosahují vysoké istící ú inky, dle BSK5 obvykle p es 90 %. Zásadní rozdíl u obou systém není p i išt ní odpadních vod obsahujících p írodní organické látky ani tak v kvalit odtoku, zejména ve stupni odstran ní organického zne ist ní (p i tsk > 5 d), ale v kvalit produkovaného p ebyte ného kalu, který je u nízko zatížených systém p i stá í kalu nad 25 dn stabilizovaný a jako takový m že být, pokud spl uje epidemiologická kriteria, odvážen z OV, kdežto kal ze st edn zatížené OV nemá vlastnosti stabilizovaného kalu a musí být p ed dalším zpracováním mimo OV stabilizován (viz kap….). U vysoko zatížených systém je nutno po ítat s postupným poklesem istící ú innosti (dle BSK5 k hodnotám 70 – 80 % i nižším). Teplota vody v reaktoru nemá v aerobních istírenských procesech zdaleka tak významnou úlohu jako v procesech anaerobních. I když se vliv teploty na jednotlivé bakteriální druhy nepochybn projevuje, ve sm sné kultu e v podmínkách biologického išt ní není vliv teploty na odstran ní organického zne išt - 38 (108) -


ní výrazný. To však neplatí o nitrifikaci, u níž je vliv teploty rozhodujícím parametrem. Také u vysoko zatížených systém a p i rozkladu xenobiotik je možno o ekávat v tší odezvu na sníženou teplotu. P i nízkých venkovních teplotách dochází ovšem i na nízko zatížených jednotkách k r zným potížím, nap íklad k tvorb ledových námraz na za ízení, zejména na povrchových aerátorech.

5.3.3

Technologické modifikace aktivace

p idaná testovací látka

c (testovací látky)

c (testovací látky)

Kontinuáln protékané aktiva ní nádrže lze rozd lit podle zp sobu provozu, zejména podle jejich hydraulické charakteristiky (testované inertní látkou p idanou jednorázov do p ítoku se sledováním její koncentrace na odtoku z reaktoru) na aktivace sm šovací a aktivace s postupným tokem (Obr.5.5). U sm šovací aktivace se testovaná látka objeví v odtoku neprodlen po jejím p ídavku do p ivád né vody, i když v koncentraci snížené ed ním vody v reaktoru (snížení bývá ve skute nosti v tší než na schematickém obrázku) a s asem se postupn zmenšuje.V reaktoru s postupným tokem se objeví testovaná látka až po ur ité dob v závislosti na výpo tové dob zdržení, postupn nar stá a po dosažení maxima klesá. p idaná testovací látka pístový tok

as sm šovací reaktor

as reaktor s postupným tokem

Obr.5.5: Hydraulická charakteristika reaktoru (aktiva ní nádrže)

Sm šovací aktivace je realizována dokonale promíchávanou nádrží tak, že odpadní voda a vratný kal do ní p ivád né jsou neprodlen promíseny v celém jejím objemu. Rozložení koncentrace aktivovaného kalu i rozpušt ného kyslíku je v celém reaktoru homogenní. Rovn ž rychlost odstra ování substrátu a tedy i rychlost spot eby kyslíku je v celé nádrži stejná. Sm šovací aktivace je výhodná p i išt ní odpadní vody, obsahující toxické, ale biologicky rozložitelné organické látky (nap .fenoly, formaldehyd aj.), nebo p i bezprost edním na ed ní odpadní vody po jejím vstupu do reaktoru je aktivovaný kal vystaven p sobení látek o pom rn nízké koncentraci. Tyto látky, pon vadž jsou pr b žn rozkládány, mohou z stat pod koncentra ní hranicí jejich inhibi ního vlivu. Aktivace s postupným tokem je realizována dlouhým korytem s relativn malým pr to ným profilem. Odpadní voda se mísí s vratným kalem na za átku této nádrže a sm s jí pak podéln protéká. V ideálním p ípad tzv. pístového - 39 (108) -


toku, p i n mž nedochází k podélnému mísení v nádrži, se hydraulická charakteristika projeví jednorázovým výskytem koncentrace testované látky v odtoku ve stejné výši jako p i vstupu, jen s asovým zpožd ním, daným dobou zdržení pr to ného media. V reálných reaktorech se hydraulická charakteristika tomuto stavu více nebo mén blíží podle stupn p í ného mísení v nádrži. Koncentrace aktivovaného kalu se v podélném profilu nádrže s postupným tokem podstatn neliší, nebo její p ír stek, který je výsledkem istícího procesu, je pom rn malý. Koncentrace rozpušt ného organického substrátu po délce nádrže sm rem k odtoku klesá, stejn jako rychlost spot eby kyslíku. Pokles koncentrace organických látek ve vzorku po odsazení aktivovaného kalu ze sm si odebrané již na za átku reaktoru bývá ve srovnání s jejich koncentrací v p ivád né odpadní vod výrazný, zvlášt v p ípad zvýšeného obsahu suspendovaných a koloidních látek, které jsou z odpadní vody adsorbovány na kal. Koncentrace rozpušt ného kyslíku nebývá v celé nádrži stejná, pokud není p ívod vzduchu se ízen podle spot eby kyslíku, která se po délce nádrže snižuje. Modifikacemi výše uvedených vyhran ných typ jsou n které další typy aktivace. K nim pat í postupn zat žovaná aktivace. Vyzna uje se tím, že se odpadní voda p ivádí v n kolika místech podél nádrže (p ípadn v celém podélném profilu nebo jeho ásti), kterou protéká vratný aktivovaný kal. Tím se vyrovnává v nádrži její zatížení a rychlost spot eby kyslíku v jejích ástech. Koncentrace aktivovaného kalu se v jejím podélném profiluje snižuje. Po stránce hydraulické je p echodem mezi aktivací sm šovací a aktivací s postupným tokem. N které aktivace jsou vybaveny regenera ními nádržemi nebo je pro tento proces vy len na ást aktiva ního reaktoru. Regenerace spo ívá v aeraci vratného kalu p ed jeho vstupem do aktiva ní nádrže. Regenerací se rozloží i ta ást biologicky rozložitelných adsorbovaných látek, které nebyly rozloženy v aktiva ním reaktoru. Regenerace má mimo jiné význam ve vytvo ení v tší zásoby aktivovaného kalu, nebo koncentrace aktivovaného kalu v regenera ní nádrži je v tší než v aktiva ní nádrži. U aktivace s cirkulací aktiva ní sm si tvo í reaktor uzav ené koryto, v n mž aktiva ní sm s cirkuluje. U oxida ních p íkop (žlab ) je hloubka nádrže cca 1 m a doba ob hu aktiva ní sm si bývá jen n kolik minut. Ob hové aktivace mají hloubku 3 až 5 m a doba ob hu bývá ádov desítky minut, což p i ízené aeraci dává možnost vytvo it vedle oxické i anoxickou zónu. Tento typ aktivace dává také možnost odd lené regulace p ívodu vzduchu (p ípadn i jeho periodického vypínání) a horizontálního pohybu sm si, která je zajiš ována vrtulovým erpadlem s pom rn malou spot ebou elektrické energie. Uvedený systém je energeticky úsporný. U jiných systém jsou aerace i pohyb zajiš ovány jedním za ízením, což nemusí být vždy energeticky výhodné. V selektorové aktivaci je nádrž rozd lena p epážkami na více oddíl (selektor ), postupn protékaných. P epážky brání p í nému mísení sm si a umož ují vytvo it v nich odlišné podmínky pro r st bakteriální mikroflóry. Uplat ují se zejména p i išt ní odpadních vod majících tendenci k tvorb zbytn lého kalu (viz níže). Aktiva ní a na ni navazující dosazovací nádrž jsou provozovány p evážn jako kontinuáln protékané jednotky, p i emž aktiva ní nádrž je pr b žn aerová- 40 (108) -


na. Stavebním zjednodušením aktivace je realizace všech proces v jednom prostoru (nádrži) s návazností asových úsek : aerace p i sou asném napoušt ní nádrže odpadní vodou (s p ípadným následným mícháním bez aerace pro vytvo ení anoxických podmínek) - usazení biologického kalu - od erpání vyišt né vody, p íp. i ásti aktivovaného kalu. Uvedený typ aktivace s p erušovaným provozem (sequencing batch reactor, SBR) vyžaduje ovšem paralelní provoz více nádrží v nichž se jednotlivé procesy st ídají, tak aby byl zajišt n kontinuální p íjem p ivád né odpadní vody.

P O

DN

AN VK

PK

postupn zat žovaná aktivace

P

regenerace

O

DN

AN

PK

VK

aktivace s regenerací vratného kalu

P

VK DN PK

ob hová aktivace

- 41 (108) -

O


P

DN

O

oxida ní p íkop Obr.5.6: Modifikace aktiva ního procesu

5.3.4

Aktivovaný kal

Významnou vlastností aktivovaného kalu je vedle jeho biochemické aktivity i jeho sedimenta ní schopnost, která je kvantifikována hodnotou kalového indexu KI (ml.g-1): KI =

Vk X

[5.16]

kde Vk je objem (ml) aktivovaného kalu, který se usadí z l litru aktiva ní sm si po p lhodinové sedimentaci v Imhoffov kuželi (nádoba tvaru kužele), X je koncentrace kalové sušiny aktiva ní sm si (g.dm-3). Vztah mezi kalovým indexem a rychlostí sedimentace kalu (v), kterou se rozumí rychlost poklesu rozhraní mezi kalovou suspenzí a irou vodou nad ní, je z ejmý z Tab.5.3: Tab.5.3: Vztah mezi kalovým indexem a rychlostí sedimentace kalu

KI (g.ml-1)

100

200

300

400

rychlost ν (m.h-1)

5,0

2,0

1,0

0,6

Hodnota kalového indexu je ur ena strukturou vlo ek kalu. Podle jeho velikosti se rozlišuje aktivovaný kal:

- 42 (108) -


Tab.5.4: Hodnocení sedimenta ních vlastností kalu podle kalového indexu

normální

KI < 100 ml.g-1

lehký

KI = 100 - 200 ml.g-1

zbytn lý

KI >200 ml.g-1

P í inou zhoršených sedimenta ních vlastností kalu (bytn ní) je v tšinou p ítomnost vláknitých organizm , jako nap . Sphaerotilus, Leptomitus, Leucotrix, Thiotrix aj., kterými bývají vlo ky protkány a stávají se lehkými. asto dochází k bytn ní kalu p i išt ní odpadních vod s vysokým obsahem sacharid , jako je tomu u odpadních vod z potraviná ského pr myslu - konzervárny, pivovary, mlékárny aj. Opat ení pro potla ení bytn ní kalu

(1/h)

a) Selekce organizm . Tato metoda vychází z rozdílné závislosti rychlosti r stu organizm (µ - specifická r stová rychlost) na koncentraci substrátu (S), což je znázorn no na Obr.5.7. 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0

A B

S1 0

S2 20

-3

k ivka A: Ks = 20 g.m k ivka B: Ks = 1 g.m-3

40

60

80

100

S g.m-3 µmax = 1,0 h-1 µmax = 0,5 h-1

Obr.5.7: Princip selekce mikroorganizm ve sm sné kultu e

K ivka A zobrazuje tuto závislost pro vláknité a k ivka B pro nevláknité organizmy. V aktivaci, která je provozována p i nízké koncentraci substrátu S1 (sm šovací), jsou vhodn jší podmínky pro r st organizm vláknitých. U aktivace s postupným tokem je na za átku aktivace po smísení odpadní vody s aktivovaným kalem vysoká koncentrace substrátu (S2), p i níž p evažuje rychlost r stu nevláknitých organizm . Teprve podél aktiva ní nádrže koncentrace substrátu klesá, což dává možnost r stu vláknitých organizm . Pon vadž však je hmotnostní množství substrátu v t chto místech aktivace malé, nem že dojít k jejich rozmnožení.

- 43 (108) -


Z výše uvedených d vod je pro išt ní odpadních vod majících tendenci k tvorb zbytn lého kalu vhodn jší aktivace s postupným tokem než aktivace sm šovací. V ad p ípad se osv d ila aktivace selektorová se 4 sekcemi, Bytn ní kalu potla uje i anoxický a anaerobní selektor, za azované z d vodu odstran ní nutri ních prvk . b) Chlorování. Chlor je v i mikroorganizm m toxický, p i emž jeho ú inek v i organizm m vláknitým s velkým specifickým povrchem (plocha na hmotnostní jednotku) je v tší než v i organizm m jiných tvar . To lze p i opatrném dávkování plynného chloru nebo chlornanu využít k selektivnímu potla ení r stu vláknitých mikroorganizm . Chlor je dávkován obvykle do vratného aktivovaného kalu v množství 0,3 až 0,5 g.kg-1 suspendovaných látek, neboli 1,0 až 2,5 g.kg-1.d-1 v p epo tu na veškerou zásobu kalu v aktivaci. Ú inek se projeví po n kolikadenním dávkování chloru, po p erušeném dávkování se však kalový index pozvolna op t zvyšuje, a proto je t eba chlorování opakovat. Závažnou okolností je tvorba chlorových derivát , která tento proces provází a problematizuje.

5.3.5

Produkce biologického kalu a pot eba živin

Rozkladem organických látek v procesu biologického išt ní odpadní vody v aerobních podmínkách dochází k r stu hmotnosti aerobních bakterií, na tomto d ji se podílejících. P ír stek hmotnosti bakterií jejich r stem je p ímo úm rný množství rozloženého substrátu v reaktoru za asovou jednotku S (kg BSK5/d): ∆S =

Q( S o − S z ) 1000

[5.17]

kde Q je pr tok odpadní vody (m3.d-1), So a Sz jsou koncentrace substrátu v p ítoku do aktivace a ve vy išt né vod (g BSK5/ m3). Sou asn s r stem biomasy dochází v d sledku odbourávání zásobních látek v bu kách organizm tuto biomasu tvo ících k úbytku její hmotnosti (endogenní respirace). Tento úbytek je úm rný stá í kalu. Celková denní produkce sušiny biomasy P (kg.d-1) v biologickém reaktoru se vypo te dle rovnice: P = k .Yo.∆S = Ys. ∆S

[5.18]

kde Yo je koeficient produkce biomasy (produkce hmotnosti biomasy vztažená na rozložené BSK5) pro nízké stá í kalu, tedy pro lim tsk → 0 a jeho hodnota je 0,65 kg.kg-1, Ys je skute ný koeficient produkce biomasy p i respektování endogenní respirace (kg.kg-1), k je koeficient p epo tu specifické produkce biomasy Yo na Ys. Hodnota koeficientu k je závislá na stá í kalu. Biologický kal, produkovaný p i išt ní odpadní vody, obsahuje nejen biomasu, ale také anorganické a biologicky nerozložitelné organické látky, které se na n j v pr b hu procesu adsorbují. O tento podíl je produkce biologického kalu v tší Podíl anorganických látek v sušin aktivovaného kalu z m stské odpadní vody bývá 30 až 40 %, podíl veškerých inertních látek kolem 50 %. Produkce sušiny aktivovaného kalu z išt ní surové m stské odpadní vody je 0,7 až 0,9 kg na 1 kg odstran né BSK5.

- 44 (108) -


Dusík a fosfor jsou využity p i syntéze biomasy, protože jsou sou ástí bun né hmoty, a ze systému jsou odstra ovány s p ebyte ným biologickým kalem. Organická hmota mikroorganizm aktivovaného kalu má v pr m ru p ibližné složení v hmotnostních procentech: C – 50 %, H - 32 %, N - 9 %, P - 2 %, a to bez ohledu na kvalitu substrátu a použitý zp sob išt ní. Produkce biomasy však na zp sobu išt ní závisí, nebo podléhá endogenní respiraci, jejíž rozsah je závislý na stá í kalu. U st edn zatíženého systému se po ítá s p ibližnou produkcí 50 g biomasy na 100 g odstran ného BSK5 a z toho lze odvodit p ibližnou pot ebu nutri ních prvk k p ivedené BSK5 v pom ru BSK5 : N : P = 100 : 5 : 1. Biomasa mikroorganizm obsahuje vedle organických i anorganické látky (popel), jehož podíl v sušin bývá 6 až 12%, v aktivovaném kalu však vzhledem k adsorbovaným látkám z odpadní vody 20 až 35 %. P i nedostatku nutrient je bakteriemi syntetizována biomasa, která obsahuje zvýšený podíl polysacharid . Obsah dusíku a fosforu v produkované biomase klesá a proces rozkladu organické hmoty není narušen, což platí jen do ur ité míry. Klesne-li podíl N a P k p ivedené BSK5 pod ur itou hodnotu , dochází ke snížení isticí ú innosti s možnou preferencí r stu vláknitých organizm . Pot eba nutrient souvisí i se stá ím kalu. Bylo prokázáno, že biomasa s 5-denní dobou zdržení v systému aktivace obsahovala 12,3 % N a 2,6 % P a p i zvýšení na 40 dn za jinak shodných podmínek poklesl obsah N na 7 % a obsah P na 1 %. Od obecného, výše uvedeného pravidla pro pot ebu nutrient existují i další odchylky. Nap . za ur itých podmínek p ijímají n které bakterie aktivovaného kalu (rod Acinetobacter) podstatn více fosforu (kap.6.3.1). U anaerobních proces p ipadá na odstran nou organickou hmotu podstatn menší produkce biomasy, a proto i pot eba nutrient (N, P) je v tomto p ípad výrazn nižší. N které pr myslové odpadní vody, jako nap . z konzerváren ovoce a zeleniny, z kožed lného pr myslu a d evozpracujícího pr myslu, jsou na obsah dusíku nebo fosforu, p íp. obou prvk , deficitní. P i biologickém aerobním išt ní t chto odpadních vod je pak nutno nutrienty p idávat, nap . ve form amoniaku, soli amonné, kyseliny fosfore né, fosfore nanu amonného apod. Ekonomicky nejvýhodn jší je spole né išt ní s vodami splaškovými, v nichž je nutrient nadbytek.

5.3.6

Aktivace s nitrifikací

Dusíkaté slou eniny jsou v p írodních vodách nežádoucí z n kolika d vod : a) umož ují r st zelených organizm (p edevším as) a tím eutrofizaci vod, b) oxidací amoniaku se spot ebuje velké množství kyslíku a amoniak p sobí toxicky na vodní organizmy, zvlášt p i vyšších hodnotách pH, c) dusi nany jsou b žnými úpravárenskými procesy neodstranitelné a v pitné vod jsou jejich zvýšené koncentrace nep ípustné, zvlášt pro kojence; dusitany jsou toxické. Amoniak tvo í b žnou složku m stských odpadních vod a je p i biologickém aerobním išt ní, probíhá-li za vhodných podmínek, oxidován na dusi nany mikrobiálním procesem, který se nazývá nitrifikací. Dusi nany lze pak odstranit procesem denitrifika ním, o n mž bude pojednáno v kap.6.2. - 45 (108) -


Nitrifikace probíhá ve dvou stupních inností chemolitotrofních bakterií (viz modul 1). V prvém stupni je amoniak oxidován na dusitany bakteriemi rodu Nitrosomonas a Nitrosococcus a ve druhém stupni jsou dusitany oxidovány dále bakteriemi rodu Nitrobacter a Nitrocystis na dusi nany: 2 NH3 + 3 O2 = 2 HNO2 + 2 H2O

[5.19]

2 HNO2 + O2 = 2 HNO3

[5.20]

Z výše uvedených rovnic vyplývá, že na oxidaci se spot ebuje velké množství kyslíku - na 1 mol amoniakálního dusíku p i oxidaci na N-NO3- 4 moly O kyslíku, t.j. na 1 g N-NH4+ je spot ebováno teoreticky 4,57 g O2. Skute ná spot eba je menší, nebo ást dusíku p echází do biomasy nitrifika ních bakterií a iní 4,33 g O2/g N-NH4+. Dalším d sledkem nitrifikace je tvorba silné kyseliny HNO3 a z toho vyplývající pokles pH, zvlášt u vod s malou tlumivou kapacitou, t.j. nízkou koncentrací hydrogenuhli itan . V t chto p ípadech je n kdy nezbytné roztok alkalizovat p ídavkem Ca(OH)2 . Nitrifika ní bakterie pat í mezi pomalu rostoucí organizmy. Jejich r stová rychlost je o ád nižší než r stová rychlost b žných organotrofních mikroorganism aktivovaného kalu. Hodnoty µmax se pohybují v rozmezí od 0,04 do 0,09 h-1, což odpovídá genera ní dob 8 až 17 h. Faktory ovliv ující proces nitrifikace: 1. Koncentrace rozpušt ného kyslíku. Kritická koncentrace O2, pod níž se nitrifika ní procesy zastavují, je cca 1 mg.l-1. Doporu uje se udržovat koncentraci O2 v aktiva ní nádrži kolem 2 mg.l-1 . 2. Hodnota pH. Optimální pH pro rod Nitromonas je 7,9 až 8,2, pro rod Nitrobacter 7,2 až 7,6. Vyšší hodnoty pH mohou mít proto za následek hromad ní dusitan . 3. Teplota má výrazný vliv na rychlost nitrifikace. Optimální teplota pro isté kultury nitrifika ních bakterií je v rozmezí 28 až 32 oC. V aktiva ním procesu probíhá nitrifikace v dosti širokém teplotním rozmezí 5 až 30 oC, ale s poklesem teploty o 10 oC se její rychlost zmenší p ibližn na polovinu. 4. Stá í a zatížení kalu. Tyto parametry jsou vzájemn závislé. Rozhodující vliv na stupe nitrifikace má stá í kalu (Obr. 5.8). Ú innost nitrifikace v tší než 90 % lze dosáhnout p i dostate n vysoké teplot od stá í kalu 5 dní výše.

- 46 (108) -


100

E (%)

80 60 40 20 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10

tsk (dny) Obr.5.8: Závislost ú innosti nitrifikace (E) na stá í kalu (tsk), teplota 20 oC

5.3.7

Kvalita biologicky išt né odpadní vody

Kvalita odpadní vody išt né aerobním biologickým zp sobem závisí na kvalit odpadní vody p ivád né na biologickou jednotku, na jejím vybavení i parametrech provozu. Vy išt ná odpadní voda obsahuje ješt ur ité koncentrace látek rozpušt ných, koloidních i nerozpušt ných. Zbytkové koncentrace rozpušt ných a koloidních organických látek závisí na zatížení aerobního reaktoru, p edevším na zatížení kalu, zatímco koncentrace nerozpušt ných látek je závislá na dokonalosti separace biologického kalu, nebo tyto látky jsou v postat jemnými vlo kami aktivovaného kalu unikajícími ze systému s išt nou odpadní vodou. V systému biologického išt ní odpadní vody, v n mž je p ítomna mikrobiální biomasa, dochází vedle pr b žného r stu mikroorganizm i k jejich odumírání, rozkladu bun k a tím uvol ování organických látek do roztoku. Organické látky jsou vylu ovány i živými mikroorganizmy jako extracelulární enzymy. Proto p i biologickém išt ní nelze dosáhnout libovoln nízké koncentrace organických látek ve vodném roztoku, ani biologicky rozložitelných (BSK5) a tím mén veškerých, v etn biologicky nerozložitelných slou enin (CHSK). Se snižováním zatížení kalu se tyto zbytkové koncentrace blíží limitní hodnot , od ur itého zatížení níže jsou již tém na n m nezávislé. Zbytkové limitní koncentrace biologicky rozložitelných látek budou spíše než na jejich vstupní koncentraci závislé na koncentraci biomasy v reaktoru. P i obvyklých koncentracích aktivovaného kalu ádov v kg.m-3 bývají zbytkové limitní koncentrace BSK5 2 až 5 mg.l-1, což je hranice možností biologického aerobního išt ní. Látky v išt né odpadní vod , podílející se na CHSK se skládají z biologicky rozložitelných i biologicky rezistentních slou enin a jejich zbytkové koncentrace jsou proto závislé nejen na stupni odstran ní v pr b hu procesu (u rezistentních látek jen adsorpcí), ale i na vstupních koncentracích. Podíl CHScr:BSK5 se biologickým išt ním zvyšuje a p i išt ní m stských odpadních vod bývá 3:1 až 5:1, u odtok s koncentracemi BSK5 blížícími se výše uvedeným limit m bývá kolem 10:1 i více. Suspendované látky aktivovaného kalu se podílejí na zbytkové koncentraci CHSK a BSK5 v závislosti na jeho kvalit , charakterizované p edevším stá ím - 47 (108) -


kalu a podílem organické hmoty v jeho sušin (f0). Pro hmotnostní podíl BSK5/NL a CHSK/NL platí empirické vztahy: BSK 5 0,814 = . fo NL 1 + 0,013.t sk

[5.21]

CHSK = 1,42 ⋅ f a NL

[5.22]

Z t chto vztah lze odvodit, jaký podíl zne išt ní v hodnotách BSK5 a CHSK p ipadá na suspendované látky (NL), jejichž koncentrace p i dob e fungující separaci aktivovaného kalu bývá kolem 10 mg.l-1. P edpokladem dokonalé separace aktivovaného kalu je vedle jeho dobrých sedimenta ních vlastností p im ené hydraulické zatížení. Zbytkové koncentrace organicky vázaného dusíku bývají u dob e fungujícího biologického aerobního išt ní kolem 1 mg.l-1, koncentrace N-NH4+ bývají u systém s nitrifikací rovn ž kolem 1 mg.l-1. Zbytková koncentrace N-NO3závisí na ú innosti denitrifikace. Pokud je systém vybaven pro denitrifikaci, bývají obvykle koncentrace N-NO3- v odtoku v jednotkách mg.l-1. Fosfor v biologicky išt né odpadní vod se vyskytuje p evážn ve form fosfore nan , jejichž zbytkové koncentrace závisí p edevším na pom ru BSK5/P na vstupu do biologické OV. Fosfor vázaný v organických slou eninách a polyfosfátech je v pr b hu biologického procesu uvol ován jako ortofosfát. Zbytkové koncentrace Porg. bývají ádov v desetinách mg.l-1. Koncentrace P-PO4 ve vy išt né vod závisí na vstupní koncentraci celkového fosforu a dále na rozloženém množství organických látek (BSK5), úm rných produkované biomase s ur itým podílem fosforu, který je odstran n v p ebyte ném kalu. P i biologickém aerobním išt ní jsou rozkládány i tenzidy (aniontové i neiontové), nebo tenzidy v sou asné dob vyráb né jsou biologicky rozložitelné. Jejich zbytkové koncentrace v biologicky išt né odpadní vod bývají ádov v desetinách mg.l-1 p i vstupních koncentracích v jednotkách mg.l-1. Ve stejných zbytkových koncentracích se nacházejí i nepolární extrahovatelné látky (NEL), které se adsorbují na aktivovaný kal. Jejich p ípustná koncentrace v p ítoku do biologické OV bývá < 10 mg.l-1. Vysoká sorp ní schopnost aktivovaného kalu i p íjem mikrobiálními bu kami zp sobuje, že zbytkové koncentrace t žkých kov ve vy išt né odpadní vod jsou velice nízké, zpravidla pod 0,1 mg.l-1.

5.4

Aerace aktiva ních nádrží

5.4.1

Spot eba kyslíku v reaktoru

Aerobní biologické pochody vyžadují kyslík, který musí být do aktiva ní nádrže p ivád n. Spot ebou kyslíku se rozumí to jeho množství, které se skute n v procesu spot ebuje, pot ebou pak celkové množství, které se musí do aktiva ní nádrže p ivést s p ihlédnutím k tomu, že jen ást kyslíku je využita. Kyslík se v aktiva ní nádrži spot ebuje na: 1. oxidaci organických látek mikrobiálním procesem, - 48 (108) -


2. syntézu bun ného materiálu, 3. autooxidaci bun ného materiálu (endogenní respiraci), 4. oxidaci NH4+ na NO2- a NO3- nitrifika ními bakteriemi (jen u nízkozatížených systém ). Spot eba kyslíku v aktiva ní nádrži je úm rná množství odstran ných organických látek (položka 1 a 2) a autooxidaci bun né hmoty (položka3). Celková spot eba kyslíku (bez nitrifikace)v p epo tu na objemovou jednotku aktiva ního reaktoru za den - rk (kg.m-3.d-1) se vypo te podle vzorce [5.23]: rk = Yk. Bv + Yend.Xo ∆Bv =

[5.23]

(S 0 − S z ) ⋅ Q

[5.24]

1000 ⋅ V

kde Bv je množství organických látek, vyjád ené v BSK5 odstran ných v 1 m3 aktiva ní nádrže za den (kg/m3.d), So a Sz jsou koncentrace substrátu (BSK5) v p ítoku do reaktoru a ve vy išt né vod (g.m-3), Q je pr tok odpadní vody (m3.d-1), V je objem aktiva ního reaktoru (m3), Yk je koeficient udávající množství kyslíku, spot ebovaného na odstran ní 1 kg BSK5 pro p ípad nízkého stá í kalu (v limitním p ípad tsk → 0), Yend je koeficient udávající množství kyslíku, spot ebovaného na endogenní respiraci - vztaženo na 1 kg organické hmoty aktivovaného kalu za den (kg.kg-1.d-1), Xo je koncentrace organické sušiny aktivovaného kalu v reaktoru (kg.m-3). Pro m stskou odpadní vodu je velikost koeficient Yk = 0,5 (kg.kg-1) a Yend = 0,1 (kg.kg-1.d-1) a rovnici [5.23] lze psát ve tvaru: rk =

5.4.2

0,5 ⋅ (S 0 − S z ) ⋅ Q + 0,1 ⋅ X 0 1000 ⋅ V

[5.25]

P estup kyslíku do vody

Kinetiku p estupu kyslíku do isté vody lze vyjád it diferenciální rovnicí:

dc = K ⋅ (c s − c ) dt

[5.26]

kde cs je rozpustnost O2 za daných teplotních a tlakových podmínek (mg.l-1), c je aktuální koncentrace O2 ve vod v ase t (h), K je za daných podmínek aerace konstanta, zvaná objemový koeficient p estupu kyslíku (h-1). Integrací rovnice [5.26] pro po áte ní podmínky: v ase 0 je koncentrace kyslíku co; a kone né podmínky: v ase t je koncentrace kyslíku c, se odvodí vztah: ln

c s − c0 c − c0 = K ⋅ t resp. log s = 0,434 ⋅ K ⋅ t = K 1 ⋅ t cs − c cs − c

[5.27]

Z rovnice [5.27] vyplývá, že rychlost p estupu kyslíku je p ímo úm rná rozdílu koncentrace O2 p i nasycení a aktuální koncentrace, tedy tak zvaném deficitu kyslíku. Objemový koeficient p estupu kyslíku K závisí na zp sobu, jakým je kyslík do vody p ivád n, na jeho p ivád ném množství za asovou jednotku, na - 49 (108) -


aera ním systému a jeho vztahu k aerované nádrži, její velikosti, tvaru apod. Pr b h sycení kyslíkem vypo tený dle výše uvedených rovnic pro r zné hodnoty K je znázorn n na Obr.5.9.

-1

c (mg.l )

10 cs

8

3

6

2

4

1

2 0 0

5

10

15

t (min) Obr.5.9: Pr b h sycení vody kyslíkem; cs = 9,21 mg.l-1

Aby bylo možno vyjád it výkonnost aera ního za ízení a r zná za ízení vzájemn srovnávat, byl zaveden pojem oxygena ní kapacita, definovaný vztahem: OC = K.cs

[5.28]

kde OC je oxygena ní kapacita, udávaná v množství O2 na objemovou jednotku nádrže za asovou jednotku (g.m-3.h-1). (Je t eba rozlišovat množství kyslíku dodané aera ním za ízením od jeho množství, které je rozpušt no do vody!) Je to množství kyslíku, které se za hodinu rozpustí ve vod p i chodu aera ního za ízení za podmínky nulové koncentrace kyslíku ve vod , kdy je p íjem nejv tší - viz rovnici [5.26]. Nutno ovšem p edpokládat, že koncentrace kyslíku z stává v pr b hu aerace nulová, což je možné bu tím, že kyslík je pr b žn n jakým d jem spot ebováván nebo že v asovém úseku aerace dt se koncentrace kyslíku zvýší jen o malou hodnotu dc a p ívod za delší asový úsek se vypo te ze sm rnice dc/dt. Pro výpo et OC se stanoví hodnota konstanty K experimentáln sledováním zm n koncentrace O2 s asem v pr b hu provzduš ování a dosazením p íslušných hodnot do rovnice [5.27]. Rozpustnost cs se vyhledá z tabulek nebo se stanoví experimentáln . Oxygena ní kapacita závisí na tlaku vzduchu a teplot vody. Je standardizována pro tlak 0,1 MPa a teplotu 20 oC. Vliv tlaku lze obvykle p i jeho atmosférickém kolísání zanedbat. Pro p epo et na standardní teplotu se použije vztah: K20 = KT.b20-T

[5.29]

kde K20 a KT jsou objemové koeficienty p estupu kyslíku p i teplot 20 oC, resp. T oC, b je konstanta, jejíž velikost je 1,02 až 1,05. Kinetiku sycení odpadní vody, resp. aktiva ní sm si, vyjad uje rovnice ln

c a − c0 = Ka ca − c

[5.30]

- 50 (108) -


Rovnice [5.30] je analogická rovnici [5.27]. Rozdíl je v tom, že v prvém p ípad se po ítá s koncentrací kyslíku p i nasycení vody cs, kdežto ve druhém p ípad se po ítá s koncentrací O2 v ustáleném stavu v aktiva ní sm si (ca). V ustáleném stavu je p estup O2 do aktiva ní sm si shodný s jeho spot ebou. Velikost objemového koeficientu p estupu kyslíku do aktiva ní sm si Ka, tedy za provozních podmínek, se liší od hodnoty K (platného pro istou vodu), což je vyjád eno koeficientem = Ka/K, která má hodnotu 0,5 až 0,9. Rozdíl rozpustnosti kyslíku v isté vod a odpadní vod nebývá velký. P i výpo tu oxygena ní kapacity v podmínkách aerace aktiva ní sm si OCa lze nahradit cas hodnotou cs (tabulkovou): OCa = Ka.cs

[5.31]

Pot ebná oxygena ní kapacita aktiva ní nádrže se vypo te ze spot eby kyslíku aktiva ním procesem (rovnice [5.25], ve které je rk vyjád ena v g.m-3.h-1): OC a =

cs 1000 0,5( S o − S z ).Q .( + 0,1. X o ). 24 1000.V cs − ca

[5.32]

Optimální (z energetického hlediska) koncentrace kyslíku, p i které je aktiva ní nádrž provozována, je cca 2 mg.l-1 (ca). Dle praktických zkušeností bývá pot ebná oxygena ní kapacita OC ve vztahu k objemovému zatížení aktiva ní nádrže Bv (p i p epo tu obou parametr na stejný rozm r kg.m-3.d-1):

1000 ⋅ OC : Bv = 2 :1 až 3 : 1 24

[5.33]

Pom r 2:1 platí pro st edn zatíženou aktivaci, pom r 3 :1 pro aktivaci nízko zatíženou.

5.4.3

Zp soby aerace

Pneumatická aerace P i tomto zp sobu aerace se vzduch rozptyluje do vody r znými aera ními elementy. Podle velikosti pr m ru vzduchových bublin (d) se rozlišuje aerace jemnobublinná (d = 1 až 4 mm), st edobublinná (d = 4 až 10 mm) a hrubobublinná (d 10 mm). Velikost otvor v elementech je menší než pr m r bublin. Tyto elementy jsou umíst ny na dn aktiva ní nádrže, jejíž hloubka bývá 4 až 5 m. Je omezena tlakem dmychadel cca 6 m v.s. (60 kPa). P i použití ventilátor je ponor aera ních element podstatn menší - cca 1 m, což je dáno p etlakem vzduchu dodávaného z uvedeného za ízení, jehož je však podstatn v tší množství na jednotku p íkonu elektrické energie. V tomto p ípad nejsou aera ní elementy umíst ny na dn aktiva ní nádrže. P i použití dmychadel pro st edobublinnou aeraci bývají aera ní elementy obvykle ve tvaru d rovaných trubek nebo rošt s otvory o pr m ru 4 až 5 mm, umíst ny na dn pravoúhlé aktiva ní nádrže po jedné její stran . Voda se tak dostává v p í ném profilu nádrže do rotace, p i emž vzestupná ást je shodná s pohybem vzduchových bublin, jejichž doba styku s vodou se tak snižuje, což je z hlediska využitelnosti kyslíku nevýhodné. N které aera ní systémy jsou navrhovány s cílem prodloužit dráhu vzduchových bublin ve vod tím, že vze- 51 (108) -


stupná složka dráhy bublin se skládá s horizontální složkou, která se vytvo í pohybem vody v tomto sm ru, nebo pohybem aerátoru. V prvém p ípad je vytvo en horizontální pohyb kapaliny mechanickým aerátorem (pomalob žná vrtule), p ed nímž je umíst n na dn aera ní element pneumatické aerace. Ve druhém p ípad se aera ní element pohybuje nade dnem aktiva ní nádrže, která stejn jako v prvém p ípad má obvykle tvar ob hové aktivace, nap . mezikruží kruhové nádrže, v jejímž st edu m že být umíst na dosazovací nádrž. Dráha bublin není u t chto systém svislá, ale zaujímá v i svislici ur itý úhel daný horizontální složkou rychlosti. V poslední dob se stále více prosazuje jemnobublinná aerace, u níž tvo í aera ní elementy trubky nebo disky z keramického nebo ast ji z plastového pórovitého materiálu, ale i desky z pružné um lé hmoty d rované laserem, p íp. v jednoduchém provedení návleky z um lohmotných tkanin na d rované trubky. Umíst ní jemnobublinných aera ních element bývá nej ast ji na dn nádrží hloubky alespo 4 m, a to v tšinou celoplošn , n kdy však po jedné stran nádrže. U t chto element je d ležitým parametrem odpor v i proudícímu vzduchu, který není u dobrých výrobk p i provozních podmínkách v tší než 200 až 300 mm v.s. Odpor roste p i ucpávání element , k emuž m že dojít ze dnou d vod : a) p i zastavení dodávky vzduchu a snížení p etlaku mohou áste ky aktivovaného kalu vniknout do pór a ucpat je. Proti tomu se brání výrobci zp tnými klapkami, které udržují pot ebný p etlak vzduchu v elementu i p i zastavení dodávky vzduchu, nebo výrobou porézní hmoty z pružného materiálu, u níž se p i poklesu tlaku uzav ou otvory a tím se zabrání proniknutí nerozpustných ástic do filtra ní hmoty. b) Vylu ováním nerozpustných anorganických slou enin [CaCO3, Fe(OH)3]. Pro zabrán ní tvorby t chto látek se vst ikuje do proudu vzduchu kyselina mraven í. Dle provozních zkušeností je p es toto opat ení nutno po n kolika letech elementy vy adit z provozu a vy istit. Za standardní podmínky se považuje tlak 101,3 kPa a teplota 0oC. Za t chto podmínek zaujímá 1 kmol jakéhokoliv plynu objem 22,4136 m3 . Z uvedeného vyplývá, že v 1 m3 vzduchu je za standardních podmínek obsaženo (p i jeho podílu ve vzduchu 21 %) 300 g O2. Objemová intenzita aerace (Iv) je množství vzduchu p ivád né do objemové jednotky reaktoru za asovou jednotku (m3.m-3.h-1). Pokud se s intenzitou aerace nem ní velikost bublin, platí lineární závislost mezi oxygena ní kapacitou a intenzitou aerace: OC ≈ 3 κ.Iv

[5.34]

kde κ je procentické využití kyslíku z dmýchaného vzduchu, koeficient 3 (z definice OC p esn 2,76) je odvozen z obsahu kyslíku ve vzduchu. Z rovnice [5.37] vyplývá, že závislost oxygena ní kapacity na objemové intenzit aerace je lineární (pokud se κ nem ní s intenzitou aerace), p i emž sm rnice této závislosti je ur ena hodnotou procentického využití kyslíku κ, která je ovlivn na t mito faktory: • velikostí vzduchových bublin, • výškou vodního sloupce, - 52 (108) -


• intenzitou aerace, • zatížením aera ního elementu, • obsahem látek ve vod , p edevším látek povrchov aktivních. Velikost vzduchových bublin ur uje jejich plochu a tedy i plochu fázového rozhraní. ím je menší jejich pr m r, tím je p i dané intenzit aerace, resp. daném objemu vzduchu, tato plocha v tší. Využití kyslíku závisí také na dob styku vzduchových bublin s vodou, což je ur eno délkou dráhy pohybu bublin v kapalin a tedy p edevším na výšce vodního sloupce (H). Hodnota κ roste p ibližn lineárn s r stem výšky vodního sloupce H - u jemnobublinné aerace cca do 5 m. P i v tších hloubkách se hodnota κ, vztažená k 1 m hloubky, snižuje. Dle výše uvedených p edpoklad je využití kyslíku κ na intenzit aerace nezávislé, což ale platí jen do ur ité míry. P i vysokých intenzitách aerace se uplatují další vlivy, odlišné podle typu aerace. U jemnobublinné aerace se využití kyslíku s rostoucí intenzitou aerace zmenšuje, nebo p i zvýšení p ívodu vzduchu dochází ke spojování mikrobublin do bublin v tší velikosti. P i jaké intenzit aerace k tomuto jevu dojde, bude záviset p edevším na zatížení plochy aera ního elementu p ivád ným vzduchem. Naopak u hrubo- a st edobublinné aerace probíhá d j opa ný - p i vysoké intenzit aerace dochází k rozbití v tších bublin na menší. Procentické využití kyslíku z dmýchaného vzduchu bývá na 1 m hloubky nádrže u st edobublinné aerace p i koncentraci O2 l až 2 mg.l-1 cca 1 %, u jemnobublinné aerace 3 % i více. Nap . p i jemnobublinné aeraci aktiva ní nádrže o hloubce vodního sloupce 5 m je možno po ítat s využitím kyslíku kolem 15 %. Mechanická aerace Mechanická aerace je zajiš ována povrchovými aerátory, které se otá ejí v aerované kapalin a vytvá ejí p i turbulenci celého objemu i disperzi vodních ástic v okolí aerátoru, ímž je zajišt n p estup O2 ze vzduchu do vody. D lí se podle polohy hnací h ídele na aerátory s horizontální osou, tzv. aera ní válce, a s osou vertikální, neboli aera ní turbiny. Oxygena ní kapacita tohoto aera ního systému závisí na tvaru aerátoru, jeho ponoru ve vod a rychlosti otá ek. Tak nap . u aera ních válc se OC zvyšuje p ibližn lineárn s jejich ponorem, který bývá do cca 10 cm. Závislost OC na obvodové rychlosti v (m.s-1) je vyjád ena vztahem: OC = k.vn

[5.35]

kde k a n jsou konstanty; hodnota k závisí na vlastnostech aerátoru a zp sobu jeho provozu, hodnota n má p i zachování ostatních provozních parametr s výjimkou v hodnotu 1,8 až 2,8. Výhoda mechanických aerátor oproti pneumatické aeraci spo ívá v jejich jednodušší konstrukci. Nevýhodou bývá naproti tomu tvorba aerosol z odpadní vody, ímž se zvyšuje riziko hygienického ohrožení. K omezení tohoto jevu bývají aerátory opat ovány kryty. Další nevýhodou mechanických aerátor je vznik ledové námrazy na za ízení v zimním období, což lze alespo áste n eliminovat vhodnou úpravou, p íp. lokálním vyh íváním. Pneumatická aerace

- 53 (108) -


je v tomto ohledu p ízniv jší, nebo dmýchaný vzduch v zimním období aktiva ní sm s otepluje. Hydropneumatická aerace Princip spo ívá v nasávání vzduchu ejektorem umíst ným na výtla ném potrubí erpadla, kterým je sm s v aktiva ní nádrži cirkulována (princip vodní výv vy). Tento zp sob se užívá výhradn u malých OV. Kombinovaná aerace P i tomto zp sobu aerace je kombinován mechanický ú inek promíchávání nádrže s p ívodem stla eného vzduchu. V jednom takovém uspo ádání je nap . do výtla ného potrubí erpadla, které uvádí sm s v aktiva ní nádrži do pohybu, p ivád n tryskou dmýchaný vzduch. U aera ních systém se hodnotí vždy jejich energetická náro nost, nebo spot eba elektrické energie na aeraci aktiva ních nádrží tvo í významný podíl z celkové spot eby na OV. Proto bývá u aera ních za ízení uvád n výt žek kyslíku, definovaný vztahem: Ev = OC/Wh

[5.36]

ke Ev je výt žek kyslíku (kg O2/kWh), Wh je hodinová spot eba elektrické energie vztažená k jednotkovému objemu aktiva ní nádrže (kWh/m3.h). Výt žek kyslíku bývá u b žných aera ních za ízení 1 až 2 kg/kWh, u energeticky úsporných systém vyšší. U moderních aera ních systém je regulován p ívod vzduchu do aktivace podle skute né koncentrace rozpušt ného kyslíku v aerované sm si, což vyžaduje m ící a regula ní za ízení, jímž se p edávají povely aera nímu za ízení, které na n automaticky reaguje - u dmychadel zm nou otá ek rotoru nebo nastavením lopatek dmychadla.

5.5

Systémy s biomasou p isedlou na pevném nosi i

5.5.1

Princip procesu

Princip aerobního biologického išt ní odpadních vod v biofilmových reaktorech je v podstat shodný s išt ním aktivací, nebo se p i n m uplat ují všechny t i základní faktory tohoto procesu, to je aerobní mikroorganizmy (p edevším bakterie), kyslík a organická hmota, která je rozkládána mineraliza ními pochody. Rozdíl oproti aktivaci spo ívá v tom, že mikroorganizmy sm sné kultury nejsou ve vlo kách vznášejících se v provzduš ované nádrži, ale jsou p isedlé na pevném podklad (nosi i), na n mž vytvá ejí biologickou blánu (biofilm). Vedle mikrobiálního rozkladu organických látek a jiných mikrobiálních d j (nap íklad nitrifikace) se nepochybn uplat ují i d je sorp ní. Aerobní biofilmové reaktory lze považovat za t ífázové systémy, což vyplývá z Obr.5.10.

- 54 (108) -

koncentrace jádro proudící kapaliny kapalinový film oxická ást organický substrát

anoxická ást

biofilm

O2

voda

vzduch


anaerobní ást

nosi Obr.5.10: Schéma (pr ez) biofilmu

Nosi em biofilmu je materiál z PVC, polyetylenu, polypropylenu aj., který svými vlastnostmi proces neovliv uje. Biofilm není v celé své vrstv homogenním materiálem, ale je stratifikován. Vrstva, která je ve styku s vodným prost edím je oxická, sm rem k nosi i však koncentrace kyslíku ubývá a pokud není jeho transport z vodné vrstvy dostate n rychlý ve srovnání s jeho spot ebou mikrobiálními procesy, vytvá í se vrstva anoxická a anaerobní. Mezi biofilmem a proudící vodou se vytvá í stagnantní kapalinový film, v n mž existuje koncentra ní spád mezi látkami ve vod a v biofilmu. V reaktorech s vysokou turbulencí lze však jeho existenci zanedbat. Oxická vrstva biofilmu, zvaná aktivním biofilmem, mívá tlouš ku 50 až 150 m. Celková tlouš ka biofilmu, která bývá i p es 5 mm, je závislá na zp sobu provozu. Koncentrace biomasy v biofilmu závisí na jeho typu a morfologii. Obvykle bývá kolem 100 kg.m-3. Nejv tší bývá u biofilm o malé tlouš ce. Transport látek dovnit biofilmu je zajiš ován v d sledku koncentra ního spádu difuzí, charakterizovanou difuzním koeficientem D. Jeho hodnota bývá v biofilmu oproti vodnému prost edí snížena o 20 až 50 %, a to tím více, ím je biofilm kompaktn jší (s vyšší sušinou) a také v závislosti na vlastnostech difundující látky. Biofilmové reaktory mají hydraulický režim postupného toku. Vstupní ásti reaktoru bývají více zatíženy, což vytvá í podmínky pro zonaci ve složení mikroflóry v jeho pr to ném profilu, nap íklad na vláknité a nevláknité organizmy. Vedle zonální diferenciace existuje v biofilmových reaktorech i stratifikace biofilmu (viz výše). Nap . denitrifikace probíhá ve vnit ních vrstvách biofilmu i v p ípad oxických pom r ve vod . V anaerobní vrstv biofilmu vznikají sulfidy mikrobiální redukcí síran p sobením bakterií rodu Desulfovibrio a v anoxické zón jsou sulfidy oxidovány vláknitými bakteriemi Beggiatoa na elementární síru. - 55 (108) -


Limitující vliv transportních d j m že vést i k dalším d sledk m. Probíhá-li v biofilmu nitrifikace, m že dojít v tomto prost edí k takovému okyselení, že je proces inhibován, i když v okolní kapalin je pH pro nitrifikaci vhodné. Naopak p i denitrifikaci v anoxické vrstv biofilmu dochází k lokálnímu alkalizování prost edí a ke srážení fosfore nan . R st biofilmu probíhá v n kolika asových fázích: a) Lagová fáze - bakterie jsou adsorbovány na povrch nosi e van der Waalsovými silami, zachovávají si však jako koloidní ástice Brown v pohyb. Mezi adsorbovanými a volnými bakteriemi se vytvá í rovnováha, kterou lze popsat Langmuirovou izotermou. Vzniklá tenká vrstva je málo odolná v i mechanickým vliv m. b) Fáze exponenciálního r stu - tato fáze nastává po trvalém zachycení bakteriálních bun k na nosi i, což je d sledkem produkce extracelulárních polymer , vytvá ejících matrici, v níž jsou jednotlivé bu ky pevn zakotveny. Bakterielní mikroflóru tvo í vesm s nevláknité organizmy, vláknité se objevují až po stabilizaci biofilmu ( ádov až po cca 100 hodinách). c) Fáze zpomalení r stu - je vyvolána omezením transportu substrátu do hlubších vrstev biofilmu a zvýšením vlivu odumírání bun k ve stárnoucím biofilmu. d) Ustálený stav s ur itou tlouš kou biofilmu. Tento ustálený stav je výsledkem dynamické rovnováhy t chto d j : 1) adsorpce bakterií z prost edí (málo významné), 2) r stu bakterií v biofilmu, 3) odumírání bakterií, 4) strhávání ásti biofilmu do proudící vody. Strhávání biofilmu závisí na jeho charakteru a na hydraulickém režimu v jeho okolí. Dochází k n mu dvojím zp sobem: a) Mechanickým ot rem - zp sobeným proud ním kapaliny okolo biofilmu. Strhávání probíhá kontinuáln a ztráty biofilmu jsou v rovnováze s jeho p ír stkem. Tento mechanizmus je charakteristický pro tenké, kompaktní, nevláknité biofilmy. b) Spontánní strhávání. Soudržnost uvnit biofilmu m že být narušena odumíráním bun k a jejich rozkladem i rozkladem matrice. D sledkem m že být stržení biofilmu až na tlouš ku ádov v desítkách m. Pak následuje op tovný r st biofilmu s opakováním uvedeného d je. Tento stav se nazývá pseudoustálený. Bilance biomasy v biofilmu je vyjád ena rovnováhou: p ír stek r stem = úbytek rozkladem + úbytek strháváním Pro p ír stek r stem platí zákonitosti r stu mikroorganizm . Produkce biomasy je p es 0,5 kg na 1 kg odstran né BSK5. Úbytek rozkladem závisí na teplot a iní pro 5 oC 0,9 % za den z p vodní hmotnosti biomasy a pro 30 oC je denní úbytek 7,6 %. P i nižších teplotách je rovnovážné množství biomasy v reaktoru v tší než p i teplotách vyšších, ale je dosahováno pomaleji. Rozhodující roli v kinetice biofilmu hrají transportní d je - substrátu, produkt rozkladu i kyslíku. Hnací silou transportních d j je difúze. Rozlišuje se a) vn jší difúze, probíhající v kapalinovém filmu,

- 56 (108) -


b) vnit ní difúze probíhající v biofilmu. K mikrobiálnímu rozkladu organické hmoty, odpovídající 1 g BSK5, je zapot ebí cca 0,5 g O2. Z tohoto údaje a z rychlosti difúze kyslíku lze vypo ítat maximáln dosažitelnou rychlost odstran ní BSK5 v biofilmu, která je 40 až 60 g.m-2.d-1. Pro nitrifikaci N-NH4+ je zapot ebí 4,33 g O2 na 1 g N-NH4+, a proto maximáln dosažitelná rychlost nitrifikace v biofilmu bude 4,6 až 6,9 g N-NH4+ /m2.d Biofilmové reaktory se podle typu nosi e a zp sobu provozu d lí takto: 1. Zkráp né biologické kolony (biofiltry) - nosi em biofilmu je nápl kolony, zkráp ná odpadní vodou. V mezerách nosi e proudí vzduch p irozeným tahem nebo nucen . 2. Pono ené biologické kolony - kolonou s náplní (bu pevnou nebo ve vznosu) protéká zdola nahoru odpadní voda. Aerace je nucená. 3. Rota ní biofilmové reaktory - nosi em jsou disky (rota ní diskové reaktory RDR) nebo klece, které se pomalu otá ejí v koryt s odpadní vodou, do níž jsou áste n pono eny. K aeraci dochází ve styku nosi e se vzduchem, kterému je p i otá ivém pohybu st ídav vystaveny. 4. Reaktory kombinované - jedná se o reaktory s biomasou ve vznosu (aktivaci) do níž jsou pevné nosi e pono eny nebo se vznáší spolu s aktivovaným kalem. Ideou tohoto systému je vytvo ení zvýšené koncentrace biomasy v aktiva ním reaktoru bez sou asného p et žování dosazovací nádrže. P isedlá biomasa však musí být dostate n aerována. Nejb žn jší jsou zkráp né kolony a diskové rota ní reaktory.

5.5.2

Zkráp né biologické kolony

Zkráp né biologické kolony, ne dosti výstižn také nazývané biofiltry (nejedná se o filtraci) jsou tvo eny vrstvou materiálu, uloženého na roštovém dn v betonovém (výjime n bývá používána i ocel nebo d evo), naho e otev eném plášti válcového tvaru. V obvodu plášt pod úrovní roštového dna jsou otvory (pro p ístup vzduchu), jejichž souhrnná plocha bývá 1 až 2 % ze skráp né plochy. Odpadní voda se p ivádí na kolonu skráp cím za ízením, v tšinou na principu Segnerova kola. Voda protéká náplní kolony, p i emž dochází ve styku s biofilmem k jejímu išt ní. Pod roštovým dnem je pevné dno, ze kterého je tato voda odvád na do dosazovací nádrže. D ležitým faktorem išt ní je kyslík, který si odebírají mikroorganizmy ze vzduchu, proudícího t lesem nápln v d sledku teplotního spádu mezi teplotou uvnit kolony a teplotou ovzduší (komínový tah). Výjime né je dmýchání vzduchu. Pr chodnost vzduchu náplní musí z stat zachována. Pokud tomu tak není, jedná se o závadu, kterou je t eba odstranit. Nerozpušt né látky ve vod opoušt jící kolonu, což jsou v podstat zbytky biologické blány, se zachycují v dosazovací nádrži umíst né za kolonou. Vytvo ení biologické blány není ovšem proces jednorázový, ale vyžaduje ur itou dobu zapracování biofiltru, která závisí na podmínkách provozu. Obvykle vyžaduje plné zapracování n kolik týdn .

- 57 (108) -


V minulosti se jako nápl používal p irozený materiál: št rk, vápenec nebo struska o pr m ru zrna 5 až 15 cm. V sou asné dob p evažují materiály um lé, obvykle z PVC nebo z polystyrenu, r zným zp sobem profilované, které jsou leh í než tradi ní materiály a vytvá ejí v tší prostor v náplni, což je p ízniv jší pro zajišt ní proud ní vzduchu i vytvo ení v tšího povrchu nápln v její objemové jednotce. Um lé nápln jsou sypané (vále ky a pod.) nebo blokové, profilovaných tvar . Tab.5.5: Parametry náplní zkráp ných biologických kolon

ukazatel 2.

nápl z p irozeným mat.

nápl z um lé hmoty

40 - 80

80 - 250

cca 2000

50 - 90

cca 50

90 - 95

-3

m rný povrch (m m ) -3

hustota (kg.m ) volný prostor (%)

Výška nápln zkráp ných biologických kolon bývá 3 až 4 m, n kdy i více. Hlavními technologickými parametry procesu jsou: a) objemové zatížení (Bv ) – BSK5 p ivedené za asovou jednotku do objemu nápln , b) povrchové hydraulické zatížení (v), jímž se rozumí množství vody p ivád né za asovou jednotku na jednotku zkráp né plochy - pr ezu kolony (m3.m-2.h-1), c) povrchové látkové zatížení (BA), což je p ivedené BSK5 na jednotku plochy nápln za asovou jednotku (kg.m-2.d-1). P i stanovení BA je t eba po ítat jen s áste nou využitelností plochy nápln , charakterizovanou koeficientem využitelnosti, jehož hodnota závisí na typu nápln a zp sobu provozu. Bývají v rozmezí 0,5 až 0,8. Podle zat žovacích parametr se d lí zkráp né biologické kolony takto: Tab.5.6: Parametry náplní zkráp ných biologických kolon

ν m .m-2.h-1

Bv kg BSK5.m-3.d-1

klasická

0,1 - 0,2

< 0,2

nízkozat žovaná

z plast , sypaná

0,2 - 0,4

< 0,5

vysokozat žovaná

klasická

0,8 - 1,2

< 1,0

vysokozat žovaná

z plast , bloková

0,8 - 3,5

1-8

kolona

nápl

nízkozat žovaná

3

Recirkulací ásti vody, odebírané z odtoku za dosazovací nádrží a vracené p ed biofiltr se dosáhne snížení vstupní koncentrace, což má pozitivní význam v p ípad , když biofilm pracuje v oblasti, v níž je rychlost procesu limitována rychlostí difúze kyslíku. Význam recirkulace je i v dosažení alespo minimál-

- 58 (108) -


ního povrchového hydraulického zatížení, nutného pro zkráp ní povrchu nápln . Tab.5.7: Doporu ené povrchové látkové zatížení zkráp ných biologických kolon (BA) a jim odpovídající ú innosti išt ní dle BSK5 (E):

systém

vysokozat žovaný 2

BA (g BSK5/m .d) E ( %)

nízkozat žovaný

≥ 40

≤ 40

≤ 20

≤6

≤3

40 - 50

cca 50

cca 70

> 90

> 90 *

* v etn nitrifikace Pro išt ní odpadní vody na kolonách se požaduje na rozdíl od aktivace vždy dokonalé mechanické išt ní z d vodu snížení rizika ucpávání nápln i rozst ikovacího za ízení. Proto bývá zkráp ným kolonám vždy p ed azena usazovací nádrž, asto št rbinová. Kal z dosazovací nádrže je zpravidla p epoušt n p ed usazovací nádrž, v níž se zachytí.

5.5.3

Rota ní diskové reaktory (RDR)

Rota ní diskové reaktory (RDR), nebo také rota ní biologické kontaktory, jsou konstruovány tak, že ve žlabu polokruhového profilu se otá í na horizontální h ídeli p ipevn né disky, áste n pono ené v odpadní vod . Na t chto discích se po zapracování vytvo í biofilm, obvykle tlouš ky 0,3 až 3 mm. Rota ní pohyb disk zp sobuje, že biofilm je st ídav ve styku s odpadní vodou a vzduchem. Tím je zajišt n stálý p ísun substrátu a kyslíku ke sm sné kultu e mikroorganizm v biofilmu. P ebyte ná biomasa se z povrchu disk odstra uje silami, vyvolanými rotací, a odtéká s išt nou odpadní vodou, z niž jsou odd leny v dosazovací nádrži, za azené za biodisky. Nej ast ji používaným materiálem pro výrobu disk jsou plasty (polystyren, polyethylen). Používané pr m ry disk jsou 0,5 až 3,5 m, jejich tlouš ka bývá 10 až 20 mm a vzdálenost mezi nimi 10 až 40 mm. Hloubka ponoru v odpadní vod je 25 až 40 % jejich pr m ru. Vzdálenost mezi biodisky a st nou žlabu má být minimální, aby nedocházelo k sedimentaci uvol ované biomasy. Frekvence otá ek se volí tak, aby obvodová rychlost byla cca 20 m/min., což p i uvedených pr m rech odpovídá frekvenci otá ek 2 až 13 min-1. RDR mohou pracovat jako jednostup ové, ast ji se však doporu uje vícestupový systém (4 stup ový), vytvo ený zabudováním p epážek v podélném profilu, ímž se snižuje podélné míšení vody. Pr tok odpadní vody žlabem bývá nej ast ji axiální. Výhody rota ních diskových reaktor , používaných u nás zatím výhradn pro malé OV, a zkráp ných biologických kolon jsou: 1. jednoduchost konstrukce a provozu a z toho vyplývající nenáro ná obsluha, 2. nízká spot eba elektrické energie, 3. dobré vlastnosti produkovaného kalu (bez problém s bytn ním, dobrá zahustitelnost). Nevýhodou je obtížn jší, resp. zatím nevypracované podmínky pro ízení proces , zejména s p ihlédnutím k pot eb docílit úplnou nitrifikaci a pot ebnou - 59 (108) -


ú innost denitrifikace. Biofiltry jsou krom toho investi n náro né, takže v poslední dob p evažuje p i návrhu biologického išt ní aktivace.

5.6

P irozené zp soby biologického išt ní

P irozené zp soby išt ní odpadních vod využívají p írodních, p edevším mikrobiologických samo isticích proces , které se oproti um lým zp sob m išt ní výrazn neintenzifikují, jen se prostorov vymezují a svým uspo ádáním minimalizují negativní vliv na okolní životní prost edí. K p írodním zp sob m išt ní pat í stabiliza ní nádrže a ko enové istírny. V obou p ípadech se požaduje p edchozí hrubé p ed išt ní a dokonalé mechanické išt ní, pro které lze s výhodou použít št rbinové nádrže. Výhodou stabiliza ních nádrží a ko enových istíren je jednoduchý provoz, nízké provozní náklady a možnost išt ní i velice na ed ných odpadních vod. Nevýhodou jsou velké nároky na plochu, což prakticky vylu uje jejich použití tam, kde jejich výstavba vyžaduje zábor zem d lské p dy. Používají se hlavn pro išt ní odpadních vod z malých zdroj . Stabiliza ní nádrže se mohou uplatnit pro do iš ování biologicky išt né odpadní vody podle místních podmínek i u v tších zdroj .

5.6.1

Stabiliza ní nádrže

Stabiliza ní nádrže jsou zemní nádrže, v nichž probíhá biologické išt ní odpadní vody analogickým zp sobem jako p i samo isticích procesech v p irozených nebo um lých vodních nádržích. Nomenklatura není zcela ustálená - n kdy bývají nazývány také ne zcela vhodn biologické rybníky. Podle funkce lze rozd lit stabiliza ní nádrže takto: a) pro biologické išt ní odpadních vod, b) pro do iš ování odpadních vod po p edchozím biologickém išt ní. Biologické procesy se d lí na aerobní a anaerobní, podle toho, zda probíhají v p ítomnosti molekulárního kyslíku, nebo v jeho nep ítomnosti. Takto lze d lit i stabiliza ní nádrže. Vedle aerobních a anaerobních stabiliza ních nádrží se ješt rozlišují nádrže fakultativní, v nichž po ur itou dobu probíhají procesy anaerobní a následn procesy aerobní (diskontinuální provoz) nebo oba d je probíhají sou asn v r zných ástech nádrže, na dn v sedimentech procesy anaerobní a v horních, prokysli ených vrstvách nádrže procesy aerobní. Anaerobní stabiliza ní nádrže se používaly pro išt ní koncentrovan jších odpadních vod, zvlášt pr myslových (cukrovary, mlékárny). Tvo ily první stupe systému išt ní t chto odpadních vod, a pon vadž kvalita vody po išt ní anaerobním procesem není vyhovující, byly za nimi za azeny aerobní stabiliza ní nádrže. Oba procesy mohou prob hnout i v jedné fakultativní nádrži s diskontinuálním provozem, což bylo používáno p i sezónním išt ní odpadní vody (z cukrovar ). V sou asné dob se tento zp sob išt ní odpadních vod již nenavrhuje. Pro išt ní splaškových odpadních vod lze aerobní stabiliza ní nádrže užít jen výjime n u malých zdroj , po vy išt ní na hrubém p ed išt ní a mechanic- 60 (108) -


kém išt ní (vhodn ve št rbinové nádrži). V úvahu p ichází spíše jejich využití pro do išt ní biologicky išt né odpadní vody. K tomuto ú elu lze využít i nádrže protékané povrchovou vodou za p edpokladu, že bu voda v této nádrži vyhoví legislativním požadavk m na kvalitu povrchové vody nebo bude nádrž považována za istírenské za ízení. Zna nou nevýhodou stabiliza ních nádrží je jejich eutrofizace, kterou je produkováno druhotné organické zne išt ní syntézou biomasy as a sinic . Pro aerobní stabiliza ní nádrže je d ležitý dostate ný p ívod kyslíku, což se d je: 1. difúzí z atmosféry povrchem hladiny, 2. produkcí fotolitotrofních organizm ( as), 3. s p ivád nou odpadní vodou (u protékaných nádrží i s p ivád nou povrchovou vodou), 4. p ídavnou aerací. Produkce kyslíku asami závisí na proslun ní a množství as. V našich klimatických podmínkách iní 3 až 20 g/m2.d, v zimním období je však zanedbatelná. Množství kyslíku p ivedené s odpadní vodou je v celkové bilanci bezvýznamné. P ívod s povrchovou vodou závisí na jejím množství a nasycení kyslíkem. P ídavné aera ní za ízení, realizované obvykle mechanickým aerátorem na plovácích, p ípadn ejektorem, umož uje vyšší zat žování stabiliza ní nádrže. asto bývá v provozu jen v zimním období, kdy také zamezuje úplnému zamrznutí hladiny. Pro zabrán ní zkratovým proud m je výhodné rozd lení nádrže do dvou nebo více postupn protékaných sekcí, což lze zajistit bu pevnými hrázemi, nebo jednoduchými, p ípadn i nevodot snými p ekážkami na plovácích. Tab.5.8: Návrhové hodnoty aerobních stabiliza ních nádrží:

pro išt ní

pro do išt ní

zatížení dle BSK5 (kg/ha) - bez aerace

< 60

< 35

zatížení dle BSK5 (kg/ha) - s aerací

< 120

hloubka (m)

1,0 - 1,5

0,7 - 2,0

teoretická doba zdržení (d)

>5

>5

po et stup

>2

>2

15 - 20

20 - 25

systému

plocha hladiny 1.st. (% z celkové plochy)

- 61 (108) -


Tab.5.9: istící ú innosti aerobních stabiliza ních nádrží pro išt ní a do išt ní splaškové odpadní vody :

išt ní

do išt ní

išt ní

do išt ní

BSK5

70 - 90

35 - 40

P-celk

-

35 – 40

CHSKCr

60 - 70

15 - 20

N-celk

-

20 – 25

NL

-

30 - 35

b. coli

> 90

> 95

5.6.2

Ko enové istírny

Ko enové istírny do zna né míry simulují išt ní v horninovém prost edí, které je však v tomto p ípad p ipraveno um le n kolikametrovou vrstvou písku na nepropustném podloží. Vrstvou písku proudí mechanicky p ed išt ná odpadní voda horizontálním sm rem a v úseku n kolika desítek metr za dobu n kolika dn je vy išt na na zbytkové koncentrace organického zne išt ní (BSK5) srovnatelné s odtoky aerobních biologických OV, p estože pom ry v loži jsou spíše anaerobní. Na odstran ní organického zne išt ní se z ejm projevuje i vliv adsorpce na náplni. Eliminování amoniaku je však neúplné, nebo nitrifika ní procesy v podzemním prost edí neprobíhají. Výška hladiny vody v pískovém loži je regulovatelná stavidlovým odtokovým objektem a v zimním období musí být nastavena do nezamrzávající hloubky. Pro zvýšené odstran ní živin se povrch lože osazuje rostlinami (rákosem), které je odebírají z vodného prost edí ko enovým systémem živiny (N, P), ovšem jen ve vegeta ním období. Ko enové OV jsou vhodné jen pro malé zdroje zne išt ní.

5.7 1.

Autotest ím je limitován r st mikroorganizm v jednorázovém pokusu?

a) teplotou b) koncentrací substrátu c) tlakem d) koncentrací kyslíku 2. Co je to stá í aktivovaného kalu? a) pr m rná doba, po kterou z stává kal v biologickém systému b) pr m rná doba, po kterou z stává kal na OV c) pr m rná genera ní doba bakterií aktivovaného kalu d) polovina pr m rné genera ní doba bakterií aktivovaného kalu 3. Jak se rozd lují aktiva ní nádrže podle hydraulické charakteristiky? a) na pravoúhlé a kruhové b) na ob hovou aktivaci a oxida ní p íkopy

- 62 (108) -


c) na nádrže sm šovací a nádrže s postupným tokem d) na nádrže sm šovací a oxida ní p íkopy 4. Co je to biologická nitrifikace? a) dvoustup ová biochemická oxidace N-NH4 na N-NO3 b) biochemická oxidace N-NH4 na N-NO2 c) biochemická oxidace N-NO2 na N-NO3 d) dvoustup ová biochemická redukce N-NO3 na N2 5. Jaké rozlišujeme typy aerace? a) hrubo- a jemnobublinnou b) tryskami a ventilátory c) oxickou a anoxickou d) pneumatickou a mechanickou 6. Co je to biofilm? a) film s ekologickou tématikou b) biomasa p isedlá na pevném nosi i c) hlavní initel p i odstra ování organických látek na biofiltrech d) nežádoucí nárosty vznikající na náplni biofiltr 7. Jaké znáte p irozené zp soby išt ní odpadních vod? a) aktivaci a biofiltry b) zkráp né biologické kolony, stabiliza ní nádrže a ko enové istírny c) stabiliza ní nádrže a ko enové istírny d) biofiltry a ko enové istírny

5.8

Shrnutí

P i biologickém aerobním išt ní odpadních vod se uplat ují biochemické procesy, podmín né inností aerobních mikroorganizm , které rozkládají organické látky obsažené ve vod (substrát) oxida ními procesy za p ítomnosti molekulárního kyslíku. Existují dv základní technická ešení tohoto procesu: systémy s biomasou ve vznosu (aktivace) a systémy s biomasou p isedlou na pevném nosi i (nap . aerobní biologické kolony). Aktivace se dále d lí podle hydraulické charakteristiky aktiva ní nádrže na aktivaci sm šovací a aktivaci s postupným tokem. Biomasa, která je v aktivaci nositelem isticího procesu, se nazývá aktivovaný kal. Za podmínek biologického aerobního išt ní dochází k nitrifikaci, tedy k biochemické oxidaci amoniakálního dusíku na dusík dusi nanový. Do aktiva ních nádrží je nutné zven í dodávat kyslík (vzduch). K tomu slouží aera ní za ízení, která mohou být pneumatická, mechanická, hydropneumatická nebo kombinovaná. Systém biologického aerobního išt ní s biomasou p isedlou na pevném nosi i se nej ast ji realizuje jako zkráp né biologické kolony nebo rota ní diskové reaktory. - 63 (108) -


Mezi p irozené zp soby išt ní odpadních vod pat í p edevším stabiliza ní nádrže a ko enové istríny. Tyto systémy se pro velké nároky na plochu používají jen pro menší zdroje odpadních vod.

- 64 (108) -

Odstra ování dusíku a fosforu

6


6.1

Bilance živin v m stské odpadní vod

P i išt ní odpadních vod jsou spolu se suspendovanými a rozpušt nými organickými látkami odstra ovány i slou eniny dusíku a fosforu. Tyto jsou obsaženy jednak v nerozpušt ných látkách, p edevším v jejich organickém podílu, s nimiž jsou odstra ovány sedimentací. ást dusíku a fosforu p echází v pr b hu biologického išt ní z rozpušt ných slou enin (amoniaku, fosfore nan aj.) do bun k bakterií a s nimi jsou ze systému odvád ny jako p ebyte ný kal. Produkce nerozpušt ných látek (NL) odvád ných ze systému je sou tem primárního a p ebyte ného biologického kalu. Množství živin s nimi odstran ných je závislé na produkci kalu a jeho složení. Bilanci živin (N, P) v kontextu s bilancí organického zne išt ní na mechanicko-biologické, st edn zatížené, klasické istírn m stských odpadních vod lze vyjád it v p epo tu na 1 ekvivalentního obyvatele, jak je z ejmé z Tab.6.1. Tab.6.1: Bilance živin

surová OV

odstran no na M

odstran no na B

odtok vy išt né OV

BSK5 - g/EO.d

60

20

36

4

N - g/EO.d

11

1,6

2,1

7,3

P - g/EO.d

2,5

0,4

0,5

1,6

NL - g/EO.d

40

23,4

% N v NL

4,0

9,0

% P v NL

1,0

2,0

OV M

odpadní voda mechanické išt ní

B

biologické išt ní

V aerobním procesu stabilizace kalu se op t cca 30 až 40 % dusíku (1,1 až 1,5 g/EO.d) z jeho množství, obsaženého v surovém kalu, uvolní ve form NH4+ do kalové vody a s ní se vrátí do istícího procesu. Obdobn se uvol uje v anaerobním procesu i ást fosforu a jako fosfore nan se vrací do procesu. Podíl takto uvoln ného fosforu je však velice prom nlivý podle provozních podmínek. Tato množství nejsou do výše uvedeného p ehledu zahrnuta, je však t eba s nimi po ítat p i návrhu biologické istírny, která je tímto recirkulovaným podílem dusíku a fosforu zat žována navíc proti množství, které p ivád no s odpadní vodou. Je známou skute ností, že ekonomické nároky na odstran ní ur itého množství zne is ující látky rostou s její klesající koncentrací. Proto je ú elné hledat možnosti snížení koncentrace dusíku a fosforu v kalové vod , nap íklad v SB reaktoru nebo snížení koncentrace amoniaku fyzikáln chemickými postupy, - 65 (108) -


jako je nap íklad použití hydrofóbních membrán nebo stripování p i zvýšeném pH. I p i ješt pom rn vysokých zbytkových koncentracích dusíku a fosforu v kalové vod a p i 80 až 90 % ú innosti by znamenalo uvedené opat ení významné odleh ení pro biologický stupe . Odstran ní eutrofiza ních prvk ve st edn zatížené biologické OV bývá u dusíku 15 až 30 %, u fosforu 20 až 40 %. Jsou-li požadavky na odstran ní dusíku a fosforu vyšší, což je u OV s kapacitou nad 10 tis.EO legislativou stanoveno, ale i u OV s menší kapacitou m že být požadováno z d vodu dodržení imisních limit v recipientu nebo z jiných d vod (recipient je zdrojem pitné vody, zábrana eutrofizace), je nutno použít speciální technologie, z nichž n které jsou uvedeny níže.

6.2

Odstra ování dusíku – denitrifikace

6.2.1

Denitrifika ní proces

P i biologickém išt ní odpadních vod dochází za vhodných podmínek k nitrifikaci amoniakálního dusíku, to je k jeho mikrobiální oxidaci na dusi nany (viz.kap.5.3.6). Za anoxických podmínek, tedy v prost edí bez molekulárního kyslíku, dochází k biochemické redukci dusi nan a dusitan na dusík (N2) nebo na oxid dusný (N2O), což se nazývá denitrifikace. Tento mikrobiální proces je výsledkem metabolické innosti chemoorganotrofních fakultativn anaerobních bakterií, které p i rozkladu organických látek využívají jako akceptor elektron molekulární kyslík, ale v jeho nep ítomnosti jsou schopny využít náhradní akceptory elektron , a to dusitany a dusi nany, které redukují, jak uvedeno výše, na N2 a N2O. Proces je dvoustup ový. V prvém stupni jsou redukovány dusi nany na dusitany a ve druhém jsou tyto dále redukovány na dusík resp. oxid dusný. Redukci NO2- a NO3- lze vyjád it rovnicemi: NO3- + 2 H+ + 2 e- = NO2- + H2O -

+

-

2 NO2 + 8 H + 6 e = N2 + 4 H2O

[6.1] [6.2]

a výslednou redukci: 2 NO3- + 12 H+ + 10 e- = N2 + 6 H2O

[6.3]

Tyto reakce probíhají jen v p ítomnosti redukujících látek, které jsou v biochemickém procesu sou asn oxidovány. T mi jsou organické slou eniny. Oxidace organické slou eniny CaHbOd dusi nanem probíhá podle rovnice: CaHbOd + y NO3- = a CO2 + 1/5(d + 2 b - 2 a) H2O + 0,5 y N2 + y OH [6.4] Na denitrifikaci 1 mg N-NO3 bývá v provozních podmínkách spot ebováno minimáln 3 mg BSK5. P i použití organické hmoty odpadní vody pro denitrifikaci je považován za optimální pom r BSK5 : N-ox > 5:1. Dob e rozložitelnými slou eninami, které se p idávají do odpadních vod p i išt ní vod s nízkým BSK5, jsou nap . metanol nebo kyselina octová

- 66 (108) -


Z rovnice [6.4] vyplývá, že p i redukci 1 molu NO2- nebo NO3- se uvolní 1 mol OH-, dochází tedy k alkalizaci roztoku. Denitrifika ním procesem se tak alespo áste n eliminuje nep íznivý ú inek okyselování, ke kterému dochází v pr b hu nitrifikace. Acidobazické pom ry je nutno p i nitrifika ním a denitrifika ním procesu pe liv sledovat, nebo p i nevyvážených pom rech koncentrací nitrifikovaného a denitrifikovaného dusíku, acidity p idávaného akceptoru elektron a neutraliza ní kapacity m že dojít k nežádoucímu p ekro ení rozsahu pH v n mž tyto procesy probíhají. Denitrifikace probíhá v dostate n širokém rozsahu pH od 6 do 9 s optimem od 7,0 do 8,0. Nad hodnotou pH 7,3 vzniká p edevším N2 , p i nižších hodnotách pH se zvyšuje podíl N2O. Rychlost denitrifikace se ídí rychlostí rozkladu organické hmoty a je závislá na jejím složení, na koncentraci denitrifika ních bakterií, kterou lze p ibližn vyjád it koncentrací organické hmoty aktivovaného kalu v reaktoru, na aktivit denitrifika ních bakterií, pro niž bude rozhodující stá í biomasy a podmínky její tvorby, a podmínky, v nichž denitrifika ní proces probíhá (teplota, pH aj.). Rychlost denitrifikace se zv tšuje s rostoucí teplotou, což lze vyjád it rovnicí: rd1 = rd2.kT1 - T2

[6.5]

kde rd1 a rd2 jsou objemové rychlosti denitrifikace – množství denitrifikovaného dusíku v objemové jednotce reaktoru za asovou jednotku v (kg.m-3.d-1) p i teplot T1 a T2 (oC), k je konstanta, jejíž velikost je 1,05 až 1,2. Tam, kde probíhá v aktivaci nitrifikace (nízko-zatížené systémy), je ú elné zajistit i denitrifikaci, a to z t chto d vod : 1. Denitrifika ním procesem se získá zp t kyslík vázaný v dusi nanech (spot ebovaných pro oxidaci amoniaku na dusi nany) pro oxidaci organické hmoty, což vede k úsporám elektrické energie pro aeraci aktivace. Takto lze využít cca 2/3 kyslíku spot ebovaného pro oxidaci amoniaku na dusi nany. 2. Nejsou-li odstran ny dusi nany, dochází k jejich redukci v dosazovací nádrži za uvol ování plynného dusíku, který vynáší vlo ky aktivovaného kalu a tím zhoršuje kvalitu odtoku. 3. Denitrifikací se uvol ují ionty OH-, které neutralizují ionty H+ , vznikající p i nitrifikaci.

6.2.2

Za len ní denitrifikace do aktiva ního procesu

K ur itému stupni denitrifikace m že docházet za p ítomnosti dusi nan i v provzduš ované aktiva ní nádrži, nebo uvnit vlo ek kalu jsou anoxické podmínky pot ebné k pr b hu procesu, i když koncentrace O2 v okolním prost edí není nulová. Má-li však být ú innost denitrifikace podstatn zvýšena, je nutno pro tento ú el aktiva ní istírnu vhodn upravit. Uspo ádání aktiva ního procesu s denitrifikací, jíž musí asov p edcházet nitrifikace, lze provést n kolika zp soby, což vyplývá z následujících schémat. První uspo ádání je ešeno následovn : v provzduš ované oxické zón dochází k oxidaci amoniaku na dusi nany a v následující zón anoxické, která není provzduš ována, ale jen míchána, aby nesedimentoval aktivovaný kal, jsou dusi nany redukovány na dusík. K tomu, aby denitrifikace probíhala, je pot ebné p ivád t do denitrifika ního reaktoru exogenní substrát, nap . ást ne iš- 67 (108) -


t né odpadní vody nebo metanol, p ípadn kyselinu octovou. P ebytek organické hmoty p ivedené do anoxického reaktoru je t eba rozložit v dalším, menším aerobním reaktoru. ízení procesu tímto zp sobem není vzhledem k prom nlivému složení a koncentraci odpadní vody jednoduché. CH3OH P

oxická zóna

anoxická zóna

aerace

DN

O

VK

Obr.6.1: Schéma aktivace s denitrifikací

Pro využití dusi nan k oxidaci organických látek a tím úsporu p ivád ného kyslíku a zejména pro dokonalejší využití organické hmoty odpadní vody k denitrifika nímu procesu se doporu uje za azení denitrifika ního stupn p ed nitrifikaci. V tomto p ípad je však nutné zavedení recirkulace sm si za oxickým reaktorem, jímž jsou dusi nany vzniklé nitrifikací v oxickém reaktoru p ivád ny do reaktoru anoxického, v n mž probíhá denitrifikace. Tímto tzv. vnit ním recyklem, jehož pom r k p ivád nému množství odpadní vody je pom rn velký, se vrací aktiva ní sm s p ed jejím p ívodem do dosazovací nádrže, a to proto, aby nebyla tato nádrž p et žována velkým množstvím p ivád né suspenze. Z dosazovací nádrže se vrací jen usazený kal v obvyklém množství (cca 30 až 50 % z p ítoku). vnit ní recirkulace, Qir P

anoxická zóna

oxická zóna

DN

O

VK, Qr

Obr.6.2: Schéma aktivace s denitrifikací s vnit ním recyklem

Nevýhodou procesu je omezená ú innost systému v závislosti na recirkula ním pom ru R = (Qir + Qr)/Qov (pom r mezi pr tokovým množstvím vnit ní recirkulace + vratného kalu k p ivád né odpadní vod ). I p i 100 % odstran ní dusi nan v anoxické zón je ú innost odstran ní NO3- celého systému (E %), vzhledem k tomu, že jen ást vody je vracena, dána pom rem, který je maximáln dosažitelnou denitrifika ní ú inností aktivace s tímto uspo ádáním: E = 100R/(1+R)

[6.6]

- 68 (108) -


Vytvo ení oxických a anoxických podmínek lze uskute nit i v jedné nádrži, v níž se asov st ídají oxické a anoxické podmínky zapínáním a vypínáním aerace, což je vhodné realizovat paralelním za azením alespo dvou nádrží se st ídavým provozem - zatímco jedna je aerována, druhá je pouze míchána a v asových cyklech se tento provoz obm uje. U systému SBR je v jednom prostoru s asovou následností aerace a pouhého míchání uskute n na pak i separace aktivovaného kalu sedimentací. Požadavek na dostatek donor elektron v anoxickém reaktoru je vyjád en doporu eným pom rem BSK5 : N > 5 v p ivád né odpadní vod , p i emž p íznivý je vysoký pom r BSK5-filtrát : BSK5-celkové (p edpokládá se lepší biologická rozložitelnost rozpušt né frakce). Denitrifikace je obtížn dosažitelná p i išt ní z ed ných odpadních vod s vysokým podílem vod balastních. Pro spln ní požadavku na dostate ný p ívod organické hmoty do anoxického reaktoru m že být diskutabilní za azení usazovací nádrže, v níž je nezanedbatelný podíl organické hmoty s vynaložením nízké spot eby energie odd len. V p ípad pot eby lze eventuáln pro dosažení požadovaného zvýšení koncentrace organického zne išt ní v odpadní vod zkrátit dobu zdržení v usazovací nádrži, nap . na 20 minut. Koncentrace kyslíku v denitrifika ním reaktoru by nem la p ekra ovat 0,1 – 0,2 mg.l-1. Z toho d vodu je snahou maximální omezení p ívodu kyslíku do anoxického reaktoru. Recirkulovaná sm s by m la být erpána z oxické ásti, v níž je koncentrace O2 snížena na minimum, nezbytné pro nitrifikaci. Rozhodn by nem la být k erpání sm si použita šneková erpadla. Navrhováno bývá také za azení dalšího reaktoru do proudu recirkulované sm si, v n mž je kyslík vy erpán respirací kalu. Je však t eba po ítat s tím, že koncentrace rozpušt ného substrátu je nízká a endogenní respirace je pomalá. Ur ité množství kyslíku se nutn dostává do anoxického reaktoru mícháním jeho obsahu. Proto by nem lo být míchání zbyte n intenzivní, ale pouze takové, aby zajistilo udržení aktivovaného kalu ve vznosu. V této souvislosti je t eba upozornit na to, že naopak opomenutí vybavení anoxické nádrže míchacím za ízením nedává p edpoklady pro zajišt ní denitrifika ního procesu, který vyžaduje kontakt išt né vody s aktivovaným kalem. P i návrhu aktivace pro išt ní m stských odpadních vod se doporu uje, aby z celkového objemu aktiva ních reaktor inil objem anoxického reaktoru cca 30 %, a se stejným podílem se po ítá u ob hových aktivací pro anoxickou zónu. Je-li požadována vysoká ú innost denitrifikace, nebo p i nedostate ném pom ru BSK5 : N, doporu uje se denitrifika ní objem zvýšit, nejvýše však na 50 %. Vhodné je flexibilní ešení, umož ující zv tšovat nebo zmenšovat denitrifika ní prostor na úkor prostoru oxického podle stávajících podmínek Proto se doporu uje vybavit alespo ást denitrifika ního prostoru aera ními elementy, resistentními v i ucpávají. Tento prostor m že být využit p i nízkých teplotách pro nitrifikaci a naopak, je-li denitrifikace nedostate ná a nitrifika ního prostoru je nadbytek, je možno periodicky provzdušn ní p erušovat. Výše uvedené výhody p ed azeného anoxického reaktoru se uplat ují v ob hové aktivaci, v níž se oxické a anoxické podmínky st ídají b hem každého ob hu aktiva ní sm si, tedy v pr b hu asi 30 až 60 minut (simultánní denitrifikace). U t chto nádrží je teoretická doba zdržení odpadní vody n kolikanásobn v tší než doba jednoho ob hu, takže tato projde p i išt ní n koli-

- 69 (108) -


krát oxickou a anoxickou zónou, což je výhodné, nebo p i jednom ob hu prob hnou nitrifika ní a denitrifika ní procesy jen áste n a nedochází k velkým zm nám acido-bazických pom r . Z energetického i provozního hlediska je vhodné odd lit zajišt ní ob hu aktiva ní sm si v reaktoru (nap . vrtulovými míchadly) a její aerace (mechanická nebo pneumatická). P i tomto uspo ádání je možné periodickým vypínáním aerace prodloužit dobu pro anoxickou respiraci.

6.3

Biologické odstra ování fosforu

6.3.1

Princip zvýšeného biologického odstran ní fosforu

P i konven ním aktiva ním procesu je fosfor odstran n z odpadní vody pro stavbu mikrobiálních bun k. V nich je obsažen jednak jako adenosintrifosfát (ATP) – látka p enášející energii, jednak jako nukleoproteidy (protein + nukleová kyselina) mající rozhodující význam pro genetickou výbavu organizmu. Biologické systémy se zvýšeným odstran ním fosforu, p esn ji e eno fosfore nan , jsou založeny na zvýšeném p íjmu fosforu do bun k n kterých mikroorganizm , p edevším bakterií rodu Acinetobacter a rod jemu p íbuzných (PP-bakterie), které mohou v istých kulturách obsahovat až 8 % P v sušin a v technických za ízeních, realizovaných aktivací, v níž jsou vytvo eny podmínky pro jejich rozmnožení a pro akumulaci fosforu v jejich bu kách, je dosahováno v sušin p ebyte ného kalu 2,5 až 5 % P. PP-bakterie jsou aerobními chemoorganotrofními organizmy, které metabolizují v oxických podmínkách organický substrát a akumulují ve zvýšené mí e fosfor za p edpokladu, že jsou p edtím vystaveny anaerobním podmínkám. V anaerobním prost edí nemohou jako obligátní aerobové r st, p ijímají však n které jednoduché organické slou eniny, jako jsou mastné kyseliny nebo alkoholy s krátkým uhlíkovým et zcem, a syntetizují z nich zásobní látky, mezi nimiž byla prokázána zejména kyselina poly- -hydroxymáselná. Energii k této syntéze získávají rozkladem polyfosfát , které jsou v jejich bu kách uloženy jako zásobárna energie. P itom jsou uvoln né fosfore nany vylu ovány do prost edí. V oxických podmínkách nejsou pak PP-bakterie schopny zužitkovat ke stavb své bun né hmoty velkou produkci energie z rozkladu exogenního organického substrátu i z endogenní respirace zásobních látek, a proto její nadbytek využívají k syntéze volutinu, který s vysokým obsahem polyfosfátových granulí p edstavuje pro n zásobárnu energie. P itom odebírají fosfore nany z vn jšího prost edí. V anaerobních podmínkách se tedy fosfore nany uvol ují do vn jšího prost edí, a aerobních podmínkách naopak jsou z n ho odebírány. Podstatné je, že v celkové bilanci p íjem fosforu do bakteriálních bun k výrazn p evyšuje jejich uvol ování.

- 70 (108) -


Corg ,CH3COOH CH3COOH

PO4

3-

O2 Poly - P

Poly - P

ATP

aerobní

respirace

ATP

H ADP + PO43PBHM

ADP

PBHM

CO2 +H2O

Obr.6.3: Schéma biologického odstra ování fosforu

6.3.2

Uspo ádání aktivace pro zvýšené biologické odstran ní fosforu

Biologické aktiva ní systémy se zvýšeným odstra ováním fosforu se rozlišují podle toho, v jaké ásti OV je odstran ní provedeno, a to: •

v hlavním proudu,

•

ve vedlejším proudu.

Systém biologického odstran ní fosforu v hlavním proudu spo ívá v p ed azení anaerobní zóny p ed zónu oxickou, respektive anoxickou, nebo se sou asn požaduje i odstran ní dusíku. Pro vytvo ení anaerobních podmínek se do neprovzduš ovaného reaktoru s aktivovaným kalem p ivádí dostatek organického, nejlépe snadno biologicky rozložitelného substrátu, p i emž je nutno sou asn eliminovat v tší p ívod kyslíku a dusi nan p ípadn dusitan v p ivád ných mediích (vratném kalu). PP-bakterie totiž nejsou schopny nitrátové respirace a p ítomnost dusi nan inhibuje uvoln ní fosfát v anoxickém prost edí a následn jejich zvýšený p íjem v prost edí oxickém. Pro docílení výše uvedeného požadavku je základní uspo ádání (systém Phoredox, Obr.6.4) upraveno: a) recirkulací kalu z výstupu anoxického reaktoru (neobsahujícího dusi nany ani kyslík) do reaktoru anaerobního (systém UCT- University od Cape Tlen, Obr.6.5) nebo b) za azením druhého anoxického reaktoru (v n mž jsou kyslík a dusi nany odstran ny endogenní respirací) do v tve vratného kalu (systém JHB - Johansburský, Obr.6.6).

- 71 (108) -


vnit ní recykl anaerobní zóna

anoxická zóna

oxická zóna

DN

vratný kal

Obr.6.4: Systém Phoredox


anoxická zóna

oxická zóna

DN

vratný kal

Obr.6.5: Systém UCT


anoxická zóna

anoxická zóna

oxická zóna

DN

vratný kal

Obr.6.6: Johannesburský systém Další podmínkou pro vytvo ení anaerobních podmínek je p ítomnost vhodného substrátu v anaerobním reaktoru pro syntézu zásobních látek. Jsou to p edevším nižší mastné kyseliny, jako je kyselina octová a propionová, které jsou tvo eny mikrobiálním rozkladem organických látek p írodního p vodu v anaerobních podmínkách procesy acidogeneze a acetogeneze (viz kap.7.1.1). Poslední stupe procesu anaerobní mineralizace organické hmoty, metanogeneze, je p i tom vylou en inhibicí striktn anaerobních metanogenních bakterií st ídáním anaerobních a aerobních podmínek v systému biologického išt ní. Mastné kyseliny mohou být takto tvo eny v anaerobním reaktoru, nebo je možné je generovat v p ed azené usazovací nádrži, ve které se nechá akumulovat - 72 (108) -


primární kal i po dobu n kolika dn s p ípadnou cirkulací kalu p ed tuto nádrž. P itom v kalu prob hnou procesy áste ného rozkladu organických látek do stupn tvorby t kavých mastných kyselin, které jsou vyplaveny s odpadní vodou, v níž pak jejich koncentrace vzrostou na desítky mg.l-1. Uvedený proces acidifikace primárního kalu m že být realizován i v samostatné nádrži s dobou zdržení n kolika dn mimo hlavní pr to nou linku odpadní vody. Vytvo ení anaerobní zóny v ob hové aktivaci stejn jako v SB reaktoru je obtížné. Pro tyto systémy je t eba vybudovat samostatný anaerobní reaktor, ešený nap íklad jako ob hová neprovzduš ovaná aktivace nebo jako míchaný reaktor. Reaktory oxické a anoxické je možno ešit tak, jak je popsáno u biologického odstran ní dusíku v jedné nádrži bu ob hové nebo s p erušovanou aerací. Odstran ní fosforu biologickým zp sobem ve vedlejším proudu (Phostrip) se uskute uje mimo hlavní istírenskou linku. ást vratného kalu je p ivád na do anaerobního reaktoru, kde po prob hnutí pot ebné doby anaerobní fermentace je kal vracen do systému biologického išt ní, a v kalové vod , do níž bylo uvoln no zna né množství fosfore nan , jsou tyto odstran ny srážením vápnem a odvád ny ve form chemického kalu. aktiva ní nádrž

DN

vratný kal voda

Ca(OH)2

usazovací nádrž

kal

reaktor

anaerobní nádrž p ebyte ný kal

kal

kalová voda

Obr.6.7: Schéma postupu odstran ní fosforu ve vedlejším proudu (bez sou asného odstran ní dusíku)

U postupu ve vedlejším proudu je vhodné volit nízký recirkula ní pom r aby bylo dosaženo vysokého zahušt ní kalu a tak snížen na minimum jeho objem. Obvykle se do anaerobní nádrže (striperu) p ivádí 50 - 75 % z proudu vratného kalu. Doba zdržení v n m bývá 10 - 12 h. P ivádí-li se do n j i ást surové odpadní vody jako zdroj exogenního substrátu, snižuje se doba zdržení na cca 5 h. Tento zp sob vyžaduje pom rn velké množství vápna. Na OV se zvýšeným odstran ním fosforu je t eba v novat pozornost možnému zp tnému uvol ování fosfát mimo anaerobní zónu. Proto se doporu uje odd lené zahušt ní primárního a p ebyte ného biologického kalu - posledn jmenovaného obvykle na zahuš ovacích sítech nebo odst edivkách. Sm s t chto kal se pak na v tších OV podrobuje anaerobní stabilizaci v metaniza ních nádržích. Kalová voda po zahušt ní stabilizovaného kalu, p íp. jeho strojním odvodn ní obsahuje zvýšený obsah fosfát a pokud nejsou odstran ny chemic- 73 (108) -


kým srážením, což nebývá b žné, je jejich množství odhadováno až na cca 30 % z množství p ivád ného na OV. Údaje z jednotlivých OV jsou však zna n odlišné. Srážením fosfát v kalové vod se oproti srážení v hlavní lince uspo í až 70 % srážedla. Bylo popsáno i uvol ování fosfát z biologického kalu b hem jeho separace v dosazovací nádrži. Vysokou rychlost odstran ní fosfát v provozních podmínkách lze dosáhnout p i teplotách od cca 12 oC do 30 oC a p i pH od 6,5 do 8,0. Dimenzování anaerobního reaktoru bývá 25 až 35 % z celkového objemu aktiva ních reaktor (anoxických + oxických). Zapracování procesu trvá 2 až 6 týdn . Na 1 g BSK5 odstran ného v aktivaci lze po ítat s odstran ním 0,03 až 0,05 g P. Je-li v p ítoku na aktivaci pom r P/BSK5 vyšší než 0,03 - 0,05, objeví se p ebytek fosforu ve vy išt né odpadní vod . P i koncentracích obvyklých v m stské odpadní vod lze biologickým zp sobem snížit zbytkovou koncentraci P na 1 až 2 mg.l-1, za p íznivých podmínek i mén . Jsou-li požadavky na kvalitu odtoku vyšší, musí být aplikováno chemické srážení. Je možné použít i kombinace obou zp sob , p i emž se spot eba chemikálií výrazn snižuje ve srovnání se samotným chemickým postupem..

6.4

Chemické odstra ování fosforu

6.4.1

Tvorba nerozpustných slou enin fosforu

Chemické odstran ní fosforu, p esn ji e eno ortofosfore nan (PO43-), spo ívá v tvorb málo rozpustných slou enin fosforu, charakterizovaných sou inem rozpustnosti Ks (hodnota uvedena v závorce), zejména FePO4. 2 H2O - strengit (10-26), AlPO4.2 H2O - variscit (10-21), Fe3(PO4)2 (10-32 ) a Ca5(PO4)3(OH)2 hydroxylapatit (10-114). Vedle chemického složení slou enin jsou uvedeny i názvy, odpovídající minerál m tohoto složení. P idá-li se k roztoku fosfore nanu železitá nebo hlinitá s l, dochází k vysrážení nerozpustných slou enin FePO4 resp. AlPO4. Zbytková koncentrace fosfore nan p i jejich srážení solemi FeIII a AlIII závisí na t chto faktorech: 1. pom ru látkových koncentrací c(Me3+):c(P-PO4) , kde Me3+ je ion kovu FeIII nebo AlIII, P-PO4 je fosfor vázaný ve fosfore nanech, 2. hodnot pH, 3. vstupní koncentraci fosfore nanu. P i stechiometrické dávce srážedla by m l být prakticky všechen fosfore nan vysrážen, ve skute nosti však jej z stává v roztoku ješt nezanedbatelná koncentrace, která sice s r stem dávky srážedla dále klesá, zdaleka však ne úm rn stechiometrickému množství p ídavku. D vodem je tvorba rozpustných hydroxo-fosfore nan , které se uplat uje v závislosti na pH. Minimální zbytkové koncentrace fosfore nan lze dosáhnout p i srážení solemi FeIII a AlIII v oblasti pH od cca 4 do 6 až 7. Od této hodnoty pH výše lze pozorovat z etelný r st zbytkové koncentrace fosfore nan z výše uvedených d vod . Krom toho se p i srážení solemi FeIII a AlIII uplat uje další reakce, a tou je tvorba p íslušných málo rozpustných hydroxid Fe(OH)3 resp. Al(OH)3. Podíl t chto hydroxid roste s r stem pH a p i vyšším pH konkuruje srážení fosfore nan . Proto lze - 74 (108) -


zbytková koncentrace fosfore nan mg.l-1 P

r st zbytkové koncentrace fosfore nan v roztoku s r stem pH vysv tlit i tvorbou nerozpustných hydroxid . Na druhé stran se na tyto hydroxidy adsorbují fosfore nanové ionty, takže výsledná sraženina je sm sí hydroxid p íslušného kovu, fosfore nan toho kovu i fosfore nan adsorbovaných na sraženinu.

11 9

Fe(II)

Al(III)

7 5

Fe(III)

3 1 2

3

4

5

6 pH

7

8

9

10

Obr.6.8: Srážení fosfore nan solemi FeIII, AlIII a FeII p i r zném pH

O kondenzovaných fosfore nanech je známo, že se ionty Fe3+ a Al3+ nesrážejí, ale tvo í komplexní slou eniny. P esto bylo popsáno, že slou eniny s menším po tem kondenzovaných molekul kyseliny fosfore né lze chemickým srážením do zna né míry z roztoku odstranit, zvlášt p i dostate né dávce koagulantu a také v závislosti na pH. U cyklotrifosfore nan a polyfosfore nan však takové ú inky nelze o ekávat. Železnaté soli se p i srážení ortofosfore nan chovají pon kud odlišn . Srážení železnatých iont probíhá až p i pom rn vysokém pH (viz Obr.6.8). V p ítomnosti vzdušného kyslíku však dochází sou asn k oxidaci FeII na FeIII a k jeho vysrážení ve form Fe(OH)3. Tento proces probíhá i v neutrálním prost edí, ale je tím rychlejší, ím vyšší je hodnota pH. V p ítomnosti fosfore nan jsou tyto sou asn sráženy, p íp. adsorbovány na sraženinu hydroxidu. Fosfore nany jsou sráženy také vápenatými ionty, p i emž se tvo í málo rozpustný 3Ca3(PO4)2.Ca(OH)2 neboli Ca5(PO4)3(OH). Rozpustnost této slou eniny se pr b žn snižuje s r stem hodnoty pH, na rozdíl od fosfore nan železitého a hlinitého však bez op tovného nár stu od ur itého pH výše. Zbytkové koncentrace rozpušt ných fosfore nan ádov v mg.l-1 P jsou v tomto p ípad dosaženy p i pH 8 až 9 (low lime process). Ke srážení se používá Ca(OH)2 jehož ur itý podíl je zejména v rozsahu pH 9 až 10 spot ebován na vysrážení hydrogenuhli itan na CaCO3, což konkuruje vysrážení fosfore nan Práce v této oblasti pH je nevhodná, nebo malé snížení zbytkové koncentrace P není adekvátní použitým chemikáliím a produkci kalu. Teprve nad hodnotou pH 10,0 (high lime proces) lze po ítat s dalším výrazn jším snížením zbytkové koncentrace fosfore nan .

- 75 (108) -


6.4.2

Aplikace chemického srážení fosfore nan OV

na m stské

P i ist ní m stských odpadních vod je fosfor odstra ován jako sou ást usaditelných suspendovaných látek v primárním kalu a jako sou ást biomasy v p ebyte ném biologickém kalu. V pr b hu biologického išt ní jsou polyfosfore nany hydrolyzovány na ortofosfore nany. Sou asn dochází k rozkladu organických slou enin obsahujících fosfor a k jeho uvoln ní ve form fosfore nan . Zbytkové koncentrace fosforu v organických látkách biologicky išt né vody bývají kolem 0,1 až 0,2 mg.l-1. S výjimkou této nízké koncentrace tvo í hlavní podíl z celkového fosforu v odtoku z OV ortofosfore nany. Pro snížení jejich koncentrace se používají srážecí postupy. Pro srážení fosfore nan z m stských odpadních vod p icházejí v úvahu železité nebo hlinité soli (síran, chlorid), síran železnatý a vápno Ca(OH)2. Dávkování srážedel je možné do t chto míst pr to ného profilu OV: • Do lapa e písku (p ed-srážení), p i emž vzniklá sraženina je odstran na spolu s primárním kalem v usazovací nádrži. • Do aktiva ní nádrže (simultánní srážení), obvykle do poslední t etiny jejího koridoru. Tento zp sob vede k lepší separovatelnosti aktivovaného kalu v dosazovací nádrži a tím n kdy k docílení lepších istících ú ink i v odstran ní organického zne ist ní. • Dávkování do biologicky vy išt né odpadní vody (do-srážení) je nejú inn jší a nejlépe regulovatelné, vyžaduje však koagula ní nádrž a nádrž pro separaci vysráženého kalu, variantn místo ní pískový filtr. P i dávkování je t eba p edevším d kladného promísení srážedla s vodou, ehož se dosáhne intenzivním mícháním po dobu cca 1 - 3 minuty a následující flokulace po dobu 10 - 20 minut, b hem níž se p i zvolném pohybu suspenze docílí vytvo ení dob e separovatelných vlo ek. Použití solí železa a hliníku je možné do kteréhokoliv z výše uvedených profil OV, FeII-s l výhradn jen tam, kde je do vody p ivád n vzdušný kyslík, oxidující FeII na FeIII. Uvádí se také, že dávkováním FeII-soli do aktivace je inhibována nitrifikace, jejímž d vodem m že být však deficit kyslíku v d sledku jeho spot eby na oxidaci železnaté soli. Použití vápna je ú inné až p i zvýšeném pH. Proto je jeho aplikace možná jen p i srážení v biologicky išt né odpadní vod s tím, že p ed jejím vypušt ním do vodního recipientu je pH upraveno, nap íklad neutralizací oxidem uhli itým z bioplynu po jeho spálení. Srážedla fosfore nan jsou dodávána bu v tuhé form jako bezvodé soli, p ípadn s krystalovou vodou nebo n které z nich, p edevším chloridy, jako vodné roztoky, reagující vesm s kysele a tedy p sobící korozívn . Chloridy v tuhé form jsou také siln hygroskopické. Technické produkty obsahují n kdy i volné kyseliny, nap . FeSO4.7H2O obsahuje cca 5 % volné H2SO4. Bezvodý Fe2(SO4)3, dodávaný jako vodný roztok (Prefloc), je u nás nejužívan jším srážedlem. P i dávkování srážedel s výjimkou hlinitanu a vápna je t eba po ítat s okyselením vodného roztoku vlivem jejich hydrolýzy (nehled na event. p ítomnost volných kyselin) a v p ípad pot eby použít k neutralizaci Ca(OH)2. P ídavkem srážedel dochází k adsorpci koloidních ástic na sraženin , což m že vést k ur itému snížení organického zne išt ní. Pozitivní vliv tohoto jevu je - 76 (108) -


možno zaznamenat p i srážení biologicky išt né odpadní vody. P i simultánním srážení je v n kterých p ípadech uvád no zlepšení sedimenta ních vlastností aktivovaného kalu. Naopak snížení organického zne išt ní v mechanicky išt né odpadní vod v procesu p ed-srážení nemusí být žádoucí pro následné odstran ní dusíku denitrifikací v aktivaci. P i tomto zp sobu je t eba dbát zejména na to, aby pom r P/BSK5 neklesl na hodnotu inhibující biologické išt ní.

6.5

Autotest

1. Za jakých podmínek probíhá biologická denitrifikace? a) aerobních b) anaerobních c) anoxických d) anoxických nebo anaerobních 2. Mezi jaké organizmy se adí denitrifika ní bakterie? a) chemoorganotrofní aerobní bakterie b) chemolitotrofní aerobní bakterie c) chemoorganotrofní anaerobní bakterie d) chemoorganotrofní fakultativn anaerobní bakterie 3. Jaká chemická reakce se využívá p i chemickém odstra ování fosforu? a) oxidace b) neutralizace c) srážení d) redukce

6.6

Shrnutí

Dusík a fosfor pat í mezi biogenní prvky. Z odpadních vod se odstra ují, aby nezp sobovaly eutrofizaci recipientu. Dusík se odstra uje biologickou denitrifikací, což je dvoustup ová biochemická redukce dusi nan na dusík a oxid dusný. Denitrifikace probíhá inností fakultativn aerobních bakterií za anoxických podmínek. Lze ji realizovat v rámci aktiva ního procesu. Fosfor lze z vody odstra ovat bu biologicky inností tzv. PP-bakterií nebo chemicky – srážením nerozpustných fosfore nan .

- 77 (108) -


7

Anaerobní procesy

Mikrobiální rozklad organických látek za anaerobních podmínek, tj. v nep ítomnosti molekulárního kyslíku a dusi nan , probíhá v p írod všude tam, kde byl vy erpán O2 z prost edí. K takovým podmínkám dochází zejména v místech, kde spot eba kyslíku aerobními mikrobiálními procesy nesta í být kompenzována jeho p ívodem ze vzduchu. Anaerobní podmínky se vytvá ejí zpravidla na dn vodních nádrží, ale i ve vodních recipientech p et žovaných p ívodem odpadní vody s vysokým organickým zne išt ním. Je-li substrátem anaerobního procesu bezdusíkatá látka (sacharid), nazývá se proces kvašením, je-li sou ástí substrátu látka dusíkatá (bílkovina), nazývá se proces hnitím. Kone ným produktem anaerobních rozkladných proces , probíhajících p es adu mezistup , je CH4, CO2, NH3 a H2S. ízený anaerobní proces, p i kterém je produkován methan se nazývá methanizací.

7.1

Mechanizmus a mikrobiologie anaerobních proces

Rozklad organických látek za anaerobních podmínek je výslednicí sou innosti n kolika mikrobiálních skupin, jejichž metabolické procesy na sebe navazují. Produkty metabolizmu jedné skupiny jsou substrátem pro skupinu další. A koliv jsou v anaerobním procesu p evažujícími organizmy bakterie, mohou hrát i n které jiné mikroorganizmy d ležitou roli, hlavn v po áte ním stadiu fermentace. P íkladem jsou n kte í bi íkovci, houby a kvasinky, produkující enzymy, schopné rozkládat nap íklad pro bakteriální rozklad rezistentní ligninocelulózový materiál.

7.1.1

Hydrolytické a fermenta ní mikroorganizmy - acidogeneze a acetogeneze

Rozklad složitých organických slou enin (biopolymer ) na jednodušší monomery p sobením extracelulárních enzym a jejich další rozklad (fermenta ní) na jednoduché organické slou eniny, mezi nimiž p evažují mastné kyseliny s po tem C-atom do 5 vedle dalších slou enin, jako jsou alkoholy, kyselina mlé ná, vodík aj., je podmín n inností skupiny mikroorganizm , pat ících k fakultativn anaerobním. Jsou to organizmy schopné r stu v aerobních i anaerobních podmínkách, p i emž však produkty metabolizmu jsou v obou p ípadech odlišné. Rozklad biopolymer probíhá procesem hydrolýzy (ú ast H2O). Fermenta ní stupe rozkladu organických látek za tvorby organických mastných kyselin nazýváme acidogenezí. Významné postavení v procesu metanizace má kyselina octová. Procesy, které vedou k její produkci metabolizmem fakultativn anaerobních bakterií se nazývají acetogeneze. Kyselina octová m že vznikat již v pr b hu acidogeneze. Další její podíl je tvo en p i anaerobním rozkladu z organických kyselin s v tším po tem C-atom než má kyselina octová, dále z alkohol , ale nap . také z kyseliny benzoové. Variantn m že vznikat vedle kyseliny octové i vodík. Procesy vedoucí k produkci látek, které jsou substrá- 78 (108) -

Anaerobní procesy

tem pro metanogenní bakterie, se nazývají p edmetaniza ní fází rozkladného procesu.

biopolymery hydrolýza monomery acidogeneze kyselina propionová kyselina máselná alkoholy kyselina mlé ná acetogeneze H2 metanogeneze

kyselina octová + CO2 metan

Obr.7.1: Schéma anaerobního rozkladu organických látek

7.1.2

Metanogenní mikroorganizmy – metanogeneze

Metanogenní bakterie, produkující metabolickým procesem metan, mají vysoce specifické požadavky na substrát i životní podmínky. Je jimi zakon en anaerobní rozklad organických látek. Metanogenní bakterie jsou striktn anaerobní a pat í k neprimitivn jším organizm m. Pro sv j r st vyžadují nízký oxida n reduk ní potenciál prost edí (-330 mV). Substrátem metanogenních bakterií je p edevším kyselina octová a sm s H2 + CO2: CO2 + 4 H2 = CH4 + 2 H2O - 130,4 kJ

[7.1]

CH3COOH = CH4 + CO2 - 32,3 kJ

[7.2]

Metanogenní bakterie mají dlouhou genera ní dobu - v tšinou ádov ve dnech. Z metanogenních bakterií rostou nejrychleji ty, které metabolizují sm s H2+CO2, jejich genera ní doba je 9 až 24 hodiny. Proto se vodík v bioplynu, pokud není proces p etížen, prakticky nevyskytuje, p estože je meziproduktem ady rozkladných proces .

- 79 (108) -


7.1.3

Faktory ovliv ující metanizaci

Mikrobiální tvorba metanu probíhá v rozmezí teplot od 4 oC do 97 oC. U sm sných kultur, které se uplat ují v anaerobních reaktorech, lze pozorovat nejmén do teploty 50 oC s jejím r stem zvyšování rychlosti rozkladu organické hmoty, což lze vysledovat i z produkce bioplynu. Tento nár st je z ejm plynulý, i když n kte í auto i preferují lokální maxima této závislosti. V r zných teplotních oblastech se však z ejm uplat uje r zné druhové zastoupení, zejména metanogenních bakterií. Nep ízniv pr b h procesu ovliv ují náhlé zm ny teploty. Zvlášt její prudký pokles má negativní vliv. Zm ny teploty se projevují tím nep ízniv ji, ím je kratší doba zdržení a menší koncentrace biomasy v reaktoru - neboli ím je menší stá í kalu. Optimální pH mikroorganizm p edmetaniza ní fáze se v tšinou pohybuje nad hodnotou 5,0. Acidogenní mikroorganizmy jsou v i nízkému pH mén citlivé než metanogenní, jejichž optimum je v oblasti 6,5 až 7,5 a p i pH pod 6,0 a nad 8,0 je jejich innost inhibována. K výrazn jšímu poklesu pH dochází v zapracovaném reaktoru p i vy erpání tlumivé kapacity prost edí, a to v tšinou vlivem zvýšené produkce mastných kyselin jako d sledek nevyvážené innosti bakteriální mikroflóry (metanogenní bakterie nesta í rozkládat produkci acidogenních, p ípadn acetogenních bakterií) , což m že být d sledkem p etížení reaktoru nebo následkem inhibice metanogenních bakterií bu toxickým p sobením nebo náhlou zm nou teploty. P i nežádoucím poklesu pH se p idává Ca(OH)2. P i zvýšení pH nad 7,6 m že být proces inhibován vyšší koncentrací nedisociovaného NH3. Z bilance produkce biomasy vyplývá pot ebné množství nutrient ve vztahu k organické hmot vyjád ené jako CHSK v rozsahu CHSK:N:P = 300:6,7:1 až 500:6,4:1, a to hlavn pro období zapracování procesu. Pro substráty s p evahou sacharid se doporu uje prvn uvedený pom r. Nep ízniv p sobí vyšší koncentrace t žkých kov (Cu, Pb, Cr, Zn aj.), zejména pokud nejsou vysráženy jako sulfidy. Zvlášt nep ízniv p sobí oxidující látky (O2, H2O2 aj.). Z organických látek p sobí škodliv pesticidy, tenzidy, rozpoušt dla j.

7.2

Porovnání aerobních a anaerobních proces rozkladu organické hmoty

Mikrobiální rozklad organických látek probíhá v aerobním i anaerobním prost edí, ovšem s odlišnou mikroflórou a s rozdílným pr b hem i kone nými produkty rozkladu. Z toho také vyplývá odlišná bilance p em n slou enin uhlíku i bilance energetická.

- 80 (108) -

Anaerobní procesy

Tab.7.1: Bilance energie v aerobních a anaerobních procesech

spot eba na syntézu biomasy

ztráta ve form tepla

energie v bioplynu

60%

40 %

-

5-7%

3-5%

90 %

aerobní proces anaerobní proces

Tab.7.2: Bilance uhlíku ze substrátu p i jeho úplném rozkladu

p em n no na biomasu

p em n no jiným zp sobem

aerobní proces

50 %

50 % na CO2

anaerobní proces

5%

95 % na CH4 + CO2

Výhody anaerobního procesu v porovnání s aerobním procesem: • Nízká spot eba energie (není vynakládána na aeraci, naopak produkuje se energeticky cenný bioplyn). • Nižší produkce biomasy (cca 10 krát), není nutná stabilizace kalu. • Nízké požadavky na živiny (oproti aerobnímu procesu nižší ve stejném pom ru jako je produkce biomasy). • Možnost udržení vysoké koncentrace biomasy v reaktoru (není limitována rychlostí p estupu kyslíku.

Nevýhody anaerobního procesu v porovnání s aerobním procesem: • Menší reak ní rychlost (z toho vyplývá pot eba v tšího objemu reaktoru). • Vyšší zbytková koncentrace organických látek v odtoku (v tšinou je nutné do išt ní odpadní vody v aerobním stupni). • Citlivost metanogenních bakterií v i vn jším podmínkám (výrazný vliv teploty na rychlost procesu aj.). • Dlouhá doba zapracování procesu (vyplývá z nižší r stové rychlosti anaerob ). Z výše uvedeného vyplývá, že anaerobní procesy jsou vhodné pro stabilizaci istírenských kal a pro išt ní odpadních vod s vysokou koncentrací organického zne ist ní. Za ekonomickou hranici použitelnosti anaerobního procesu bývá považována koncentrace zne ist ní dle CHSK kolem 2000 mg.l-1 a vyšší.

7.3

Anaerobní išt ní odpadních vod

7.3.1

Kultivace anaerobní biomasy

ízené anaerobní procesy lze s výhodou využít pro išt ní odpadních vod s vysokou koncentrací organických látek, zejména z potraviná ského pr myslu, jako jsou cukrovary, lihovary, pivovary, škrobárny a pod. a pro stabilizaci kal z m stských OV. Další oblastí jejich využití je išt ní odpadních vod - 81 (108) -


z obsahem xenobiotik (syntetické látky, v tšinou obtížn biologicky rozložitelné a asto p sobící toxicky na organizmy). Proces je realizován v anaerobním reaktoru. Anaerobní mikroorganizmy, podílející se na rozkladném procesu vyžadují pevný nosi , kterým mohou být suspendované látky odpadní vody, alespo áste n inertní v i rozkladu, p ípadn i vzniklé v pr b hu procesu (vysrážený CaCO3) nebo um lé nápln resp. konstrukce, instalované do reaktoru. Zvláštní typ tvo í anaerobní agregáty. Biofilm vzniklý v anaerobních podmínkách na pevném nosi i je kompaktní vrstva mikroorganizm , analogická biofilmu, kultivovanému v aerobních podmínkách, od n hož se vedle složení mikroflóry liší ješt výrazn jší stratifikací organizm , navazujících na sebe metabolickou inností, i produkt jejich rozkladu. Zvláštním typem anaerobní kultivace je bakteriální agregace. Bakteriální agregát vzniklý v anaerobních podmínkách je držen pohromad elektrostatickými silami i p írodními polymery. Tento útvar nemá analogii v aerobních procesech a v tšinou vzniká jako makroskopicky homogenní granule o velikosti 1 až 8 mm s hustotou biomasy - 1,0 až 1,05 g.cm-3. Granule mají vysokou metanogenní aktivitu a dobré sedimenta ní vlastnosti. Extracelulární materiál tvo í jen asi 2 % hmoty granulí, ale je schopen vytvo it velmi pevnou matrici, udržující granuli pohromad . Pro tvorbu granulí je rozhodující kvalita substrátu. V n kterých druzích substrátu se netvo í. Granule se tvo í v mezofilních i termofilních podmínkách, mezofilní granule však nelze použít jako inokulum pro termofilní proces.

7.3.2

Provozní parametry anaerobních reaktor

Výkonnost anaerobního reaktoru závisí na: • množství biomasy v reaktoru - je závislé na konstrukci reaktoru a provozních podmínkách, • aktivit biomasy - závisí na provozní teplot i zp sobu kultivace biomasy zejména látkovém i hydraulickém zatížení, které ovliv ují její stá í, mikrobiální složení, p ípadn další vlastnosti, • složení odpadní vody - biologické rozložitelnosti organických látek i jejich koncentraci, p ítomnosti dalších slou enin (toxických, nutri ních aj.), • styku biomasy se substrátem odpadní vody - závisí na konstrukci reaktoru a zp sobu jeho provozování. P i provozu anaerobního reaktoru se hodnotí tyto parametry: • teplota (°C), • objemové zatížení reaktoru (kg CHSK.m-3.d-1), • látkové zatížení biomasy (kg CHSK.kg-1.d-1), • hydraulické zatížení, resp. doba zdržení odpadní vody (dny), • recirkula ní pom r (pom r mezi vracenou a p ivád nou odpadní vodou), • kvalita p ivád né a vy išt né odpadní vody: hlavním ukazatelem je CHSK,

- 82 (108) -

Anaerobní procesy

• koncentrace biomasy v reaktoru - jako sušina a organická sušina (kg.m-3). U reaktor s biomasou na pevném nosi i je tento parametr obtížn ji zjistitelný, a proto nebývá v provozních podmínkách t chto reaktor zpravidla hodnocen, • produkce bioplynu vztažená k asovému období, k odstran né CHSK, p íp. k objemu reaktoru (m3.d-1, m3.kg-1, m3.m-3.d-1), • kvalita bioplynu (obsah CH4, CO2 , p íp. dalších složek). Anaerobní reaktory se používají pro išt ní koncentrovaných odpadních vod, charakterizovaných jednotkami až desítkami g.l-1 CHSK. Kvalita vy išt né vody a istící ú innost závisí na provozních parametrech, ale i na vstupní koncentraci organického zne išt ní. V anaerobn vy išt né odpadní vod z stávají látky, které jsou za t chto podmínek nerozložitelné nebo jejich rozklad je velice pomalý. Dále to jsou produkty mikroorganizm vylu ované jimi do prost edí. Koncentrace všech t chto látek ur ují, resp. limitují možnosti anaerobního išt ní podobn jako u išt ní aerobního. Koncentrace organického zne išt ní na odtoku z anaerobních reaktor bývá ve stovkách mg.l-1 CHSK, p i vysoké vstupní koncentraci (nad cca 20 g.l-1 CHSK) i více než 1 g.l-1, což je ádov více než p i išt ní v aerobních reaktorech. Existují však i n které látky lépe rozložitelné v anaerobních podmínkách než v aerobních (chlorované organické slou eniny jako jsou PCB). Objemové zatížení reaktoru bývá v jednotkách kg.m-3.d-1 (CHSK), u vysokozatížených systém v desítkách kg.m-3.d-1 (CHSK). Produkce bioplynu bývá okolo 0,4 až 0,5 m3 na 1 kg odstran né CHSK a jeho využití pro získání tepelné energie, p edevším k vyh ívání reaktoru je vhodné. P evažující složkou bioplynu je metan (obvykle 60 až 75 %), zbytek tvo í CO2 vedle n kolika dalších minoritních složek, obsažených prom nliv podle podmínek provozu (N2, H2, H2S). P i fermentaci odpadních vod s vysokými koncentracemi sacharid obsahuje bioplyn zvýšený podíl vodíku, který m že dosáhnou ádov i desítek procent.. Pr b h procesu lze sledovat hodnocením koncentrace t kavých mastných kyselin (TMK) v reaktoru, p ípadn v odtoku. Zvýšené koncentrace indikují, že reaktor je p etížen a rozkladný proces neprob hl úpln . Reaktory lze provozovat v mezofilní oblasti teploty, nejlépe¨p i 35 - 40 oC, p ípadn v termofilní oblasti p i 50 - 55 oC. Nevyh ívané reaktory jsou nevýhodné, nebo rychlost rozkladu organické hmoty je v nich snížena a nároky na objem reaktoru zna n vzr stají. V termofilní oblasti jsou rozkladné rychlosti vyšší než v mezofilní, provoz je však mén stabilní, více citlivý v i zm nám teploty i složení substrátu. S klesající teplotou vzr stá koeficient produkce biomasy, p i 55 oC je cca o 50 % nižší než p i 35 oC .

7.3.3

Konstruk ní ešení reaktor a jejich použití p i išt ní odpadních vod

Konstruk ním ešením reaktoru jsou vymezeny podmínky pro možnost: • docílení požadované koncentrace biomasy v reaktoru, •

ist ní odpadní vody o požadované kvalit , ur ené zejména koncentrací organického zne ist ní (CHSK) a suspendovaných látek.

- 83 (108) -


Konstruk ním ešením reaktoru jsou dány výchozí podmínky pro hydraulickou charakteristiku reaktoru, která je závislá také na hydraulickém zatížení a na tvorb biomasy v pr b hu išt ní. Do jisté míry ji ovliv uje i produkovaný bioplyn. Hydraulickou charakteristikou jsou anaerobní reaktory podle svého typu blízké více i mén ob ma krajním p ípad m - sm šovacímu reaktoru a reaktoru s pístovým (postupným) tokem (viz kap.5.3.3).

Reaktory s biomasou v suspenzi Tyto reaktory jsou realizovány nádrží, míchanou cirkulovaným bioplynem (kompresorem) nebo mechanickým míchadlem. Jedná se tedy o systémy sm šovací. Jsou vhodné pro išt ní odpadních vod s vysokou koncentrací suspendovaných látek, které tvo í nosi mikroflóry. Pro udržení její vysoké koncentrace v reaktoru je nutná jejich separace od vy išt né vody. Tato separace m že prob hnout bu v reaktoru nebo mimo n j, což vyžaduje její vrácení do procesu. Možná je sedimentace v usazovací nádrži nebo v reaktoru po p erušení míchání (analogie aerobního SB reaktoru), flotace s využitím plynových bublinek (p evážn CO2) vznikajících po vypušt ní sm si, udržované pod ur itým hydrostatickým tlakem, do flotátoru, ve kterém je tlak uvoln n. Z nov jších postup se nabízí použití ultrafiltrace membránami o velikosti pór 0,01 až 0,1 m, aplikovaných uvnit reaktoru nebo mimo n j. Reaktory jsou vhodné i pro išt ní odpadních vod s vysokou koncentrací suspendovaných látek.

Reaktory s biomasou na pevném, nepohyblivém nosi i Nosi em biomasy je u t chto reaktor nápl (plasty, kameny, keramická nápl , trubky apod.) umíst ná v kolon . Nazývají se také anaerobní filtry. Nápl je charakterizována specifickým povrchem, který bývá obvykle 100 až 200 m2.m3 . Rozlišují se reaktory s pr tokem zdola nahoru a s pr tokem opa ným. Tyto reaktory, zejména prvn uvedené, nejsou vhodné pro išt ní odpadních vod s vysokou koncentrací suspendovaných látek pro nebezpe í ucpávání nápln , a to nejen látkami obsaženými v odpadní vod , ale i vysráženými b hem procesu a r stem biomasy. Tato je u reaktor s pr tokem shora dol v tšinou fixována na nosi i (kolem 90 %), zatímco u reaktor se vzestupným tokem z stává zna ná ást biomasy v suspenzi (50 až 70 %). Ur ité nebezpe í p i provozu t chto reaktor p edstavuje možnost tvorby zkratových proud .

Reaktory s pohyblivým nosi em Tyto reaktory jsou zastoupeny biodiskovými reaktory podobné konstrukce jako pro išt ní v aerobních podmínkách s rozdílem v zamezení p ístupu vzduchu jejich zakrytím. Ponor disk m že být v tší než u aerobních reaktor . Výkonnost reaktoru vztažená k ploše nosi e je podobná jako u reaktor s biomasou fixovanou na pevném nosi i.

Reaktory s náplní ve vznosu Biomasa roste u t chto reaktor na povrchu inertního nosi e, jímž je zrnitý materiál s velkým specifickým povrchem. Proud ním odpadní vody zdola na- 84 (108) -

Anaerobní procesy

horu je nápl uvedena do vznosu. Rychlost pr toku musí být taková, aby se nosi ve vznosu udržel, což závisí také na velikosti zrn nápln a na rozdílu hustoty nosi -kapalina. Spln ní tohoto požadavku vyžaduje recirkulaci odpadní vody. D ležité je rovnom rné rozd lení pr toku na celou plochu pr ezu reaktoru. Zabrán ní možným únik m suspenze brání úprava jeho horní odtokové ásti vestavbou s podobným ešením jako u št rbinových nádrží. Výhody reaktor s náplní ve vznosu: a) není nebezpe í jejich ucpání, b) snadn jší manipulace s materiálem nápln a ur itá možnost regulace množství biomasy v reaktoru, c) lepší hydraulické pom ry (vylou ení zkratových proud ), d) v tší koncentrace biomasy v reaktoru v d sledku v tšího specifického povrchu na jednotku objemu reaktoru. Za ízení však vyžaduje vyšší provozní a investi ní náklady a je náro n jší na ízení a kontrolu provozu. Expanze je pom rem výšky vrstvy nosi e v expandovaném a klidovém stavu. Rozlišuje se: • expanze vrstvy nad 100 % ... fluidní anaerobní reaktory • expanze vrstvy 10 - 25 % ... reaktory s expandovanou vrstvou. Reaktory s fluidním ložem Nosi em biomasy je nej ast ji písek o pr m ru zrna 0,1 - 0,5 mm, ale také Al2O3 , drcená cihla, využité m ni e iont , granulované aktivní uhlí aj. Specifický povrch bývá podle zrn ní 3 000 - 10 00 m2/m3 . Vzestupná rychlost musí být po ítána bez biomasy a volí se v rozmezí 10 až 30 m.h-1. Vedle hydraulického zatížení závisí i na tvaru reaktoru, zejména pom ru mezi výškou (m) a pr ezem (m2). Tento pom r bývá doporu ován cca 1:10. Výška reaktoru bývá 10 až 20 m. Množství biomasy v biofilmu závisí na rychlosti r stu a na odumírání organizm i na mechanických vlastnostech systému (odírání). Tlouš ka biofilmu bývá ve fluidních reaktorech menší než v reaktorech s pevnou náplní. Rovnovážná koncentrace biomasy v reaktoru je závislá na látkovém zatížení. S r stem zatížení se stá í biomasy snižuje. Vzhledem k vysoké koncentraci biomasy lze dosáhnout p ijatelnou istící ú innost i p i dobách zdržení ádov v hodinách. Reaktory s expandovaným ložem P i expanzi nedochází k promíchávání ástic nosi e v reaktoru, ástice z stávají tém na stejném míst . Nosi je stejný jako u fluidního lože, jen ástice bývají o n co v tší. Pr to ná rychlost je nižší, což umož uje dosažení velké koncentrace biomasy v reaktoru, a to 30 až 100 kg.m-3 a ist ní i velmi z ed ných odpadních vod p i pom rn krátkých dobách zdržení odpadní vody ( ádov v hodinách) a p i nižší teplot . Expandované lože zachycuje vzhledem k nižším pr tokovým rychlostem a v tší hustot lože suspendované látky, p ivedené s odpadní vodou (jejich koncentrace nesmí být p íliš vysoká) i biomasu odtrženou od nosi e.

- 85 (108) -


P i použití granulovaného aktivního uhlí jako nosi e biomasy dochází u tohoto materiálu i k adsorpci n kterých látek, a tím k jejich odstran ní z odpadní vody, což je výhodné zvlášt u xenobiotik. Zvláštní p ípad je reprezentován reaktorem s expandovaným ložem, tvo eným anaerobními granulemi. Vzestupná rychlost m že být u t chto reaktor až 6 m.h-1, což vytvá í podmínky pro dokonalý kontakt mezi odpadní vodou a granulemi.

Reaktory s kalovým mrakem V t chto reaktorech prostupuje išt ná odpadní voda kalovým mrakem, tvo eným granulovanou anaerobní biomasou, p ípadn i vlo kovým kalem. Kalové lože je fluidní vrstvou udržovanou ve vznosu pomalým vzestupným pr tokem odpadní vody, jejíž rozd lení musí být rovnom rné. Vzestupná rychlost bývá v UASB reaktorech 1,2 až 1,5 m.h-1, v hybridních reaktorech 0,5 až 2,5 m.h-1. Podle zp sobu zachycení suspendovaných látek kalu, které se dostávají áste n do vznosu, zejména uvol ovaným bioplynem, se rozlišují reaktory: 1. UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket), u nichž je záchyt uskute n n vestav nými separátory, konstruovanými na obdobném principu jako št rbinové nádrže s možností odvedení bioplynu, 2. se separací suspendovaných látek mimo reaktor sedimentací po p edchozím odplyn ní (tyto reaktory jsou podobné reaktor m s biomasou v suspenzi s tím rozdílem, že v tomto p ípad není obsah reaktoru míchán, ale odpadní voda postupuje pomalu kalovým mrakem), 3. s filtra ní vrstvou v horní ásti reaktoru, tvo enou bu náplní podobnou jako u anaerobních filtr nebo vrstvou plovoucích ástic.(hybridní reaktor). Filtra ní vrstva slouží nejen pro zachycení suspendovaných látek, ale i jako nosi biomasy, na n mž bývá odstran no 20 až 30 % z celkov odstran ného organického zne išt ní.(hybridní reaktor).

Reaktory vícestup ové Ve vícestup ových reaktorech je ú inný prostor s vlo kovým nebo granulovaným kalem rozd len na více ástí, v nichž v pr to ném profilu probíhají odlišné procesy, související s rozkladem organických látek. P íkladem je p epážkový reaktor, rozd lený v pr to ném profilu na šest ástí st ídav provozovaných v režimu sestupného a vzestupného toku. V jiném uspo ádání je reaktor se vzestupným tokem rozd len na více nad sebou umíst ných prostor , p i emž z každého je odvád n bioplyn. Další možností je IC technologie, jejímž princip spo ívá na dvou UASB reaktorech postavených na sebe. Voda je p ivád na do spodního, vysoko zatíženého modulu, horní tvo í nízko-zatížený druhý stupe .

7.4

Autotest

1. Jak se nazývá záv re ná fáze anaerobního rozkladu? a) metanogeneze b) acidogeneze

- 86 (108) -

Anaerobní procesy

c) hydrolýza d) acetogeneze 2. P i jakých teplotách obvykle probíhají anaerobní procesy? a) teplota anaerobní rozklad významn neovliv uje b) výhradn termofilních c) mezofilních nebo termofilních d) psychrofilních 3. Jaké jsou hlavní složky bioplynu? a) CH4 a CO b) CH4 a CO2 c) CH4 a H2 d) CH4 a NH3

7.5

Shrnutí

Anaerobní rozklad organických probíhá ve ty ech fázích: hydrolýza, acidogeneze, acetogeneze a metanogeneze. V poslední fázi se inností metanogenních bakterií uvol uje bioplyn. Pr b h metanizace ovliv uje zejména teplota a pH. Anaerobní reaktory se používají (vedle stabilizace istírenských kal ) zejména pro išt ní siln zne išt ných odpadních vod s vysokým CHSK.

- 87 (108) -


8 8.1

istírenské kaly Základní vlastnosti kal m stských OV

Produktem išt ní m stské odpadní vody je istírenský kal, což je disperzní systém, obsahující vedle rozpušt ných a koloidních látek zpravidla p evažující podíl látek suspendovaných. V mechanické ásti OV - v usazovacích nádržích - vzniká sedimentací látek odpadní vody primární kal. Produktem biologického išt ní odpadní vody je p ebyte ný biologický kal. Ten je erpán p ed usazovací nádrže a sedimentuje spolu s usaditelnými látkami p ivád nými v odpadní vod jako sm sný surový kal nebo je zpracován samostatn . Samostatné zahušt ní primárního i p ebyte ného biologického kalu je výhodné pro jejich odlišné vlastnosti. Primární kal se obvykle zahuš uje sedimentací, aktivovaný kal strojn nebo flotací. Po zahušt ní se oba druhy kalu zpracovávají spole n . Základním ukazatelem kvality kalu je obsah sušiny (X), který se stanoví jako hmotnostní podíl fs po odpa ení vody a vysušení vzorku kalu p i teplot 105 oC. Ozna íme-li hmotnostní podíl obsahu vody v kalu fv , platí: fs + fv = 1,00. Obvykle se obsah sušiny i vody v kalu vyjad uje v % (100 fs, 100 fv). Sušina kalu sestává z látek v kalu p vodn nerozpušt ných i rozpušt ných. U kal z m stských OV bývá podíl rozpušt ných látek podstatn menší (0,5 až 1,0 g.l-1) než látek suspendovaných. Specifická produkce sušiny kalu vztažená na 1 ekvivalentního obyvatele za den (g/EO.d), odpadajícího p i išt ní m stských odpadních vod, je následující: Tab.8.1: Specifická produkce sušiny kalu p i išt ní m stských odpadních vod

zp sob išt ní odpadní vody

erstvý (surový) kal g/EO.d

vyhnilý kal g/EO.d

mechanický

54 (40 – 60)

34 (25 – 40)

mechan.+ zkráp. kolona

74 (65 – 75)

48 (40 – 55)

mechanický + aktivace *

85 (75 – 90)

55 (75 – 90)

mechanický + aktivace **

79

52

* st edn zatížená aktivace ** vysoko zatížená aktivace Obsah sušiny kalu erpaného z usazovacích nádrží (primárního nebo sm sného surového) bývá v pr m ru cca 2,5 %, nebo p i odkalování, pokud není pe liv hlídáno, se erpá velké množství vody. Tuto vodu lze odd lit zahušt ním v erpací jímce, p íp. v samostatné zahuš ovací nádrži na obsah sušiny 4 až 5 %. Samotný p ebyte ný biologický kal je odvád n ze systému biologického išt ní o obsahu sušiny 0,5 až 1 %. Jeho další zahušt ní prostou sedimentací se obvykle neda í (nebo až po dlouhé dob ), obsah vody lze však snížit flotací nebo strojním zahušt ním s p ídavkem organických flokulant .

- 88 (108) -

istírenské kaly

Ze specifické produkce sušiny SPs a jejího podílu v kalu fs lze vypo ítat specifickou produkci kalu SPk:

SPk =

SPs fs

[8.1]

kde SPs a SPk jsou vyjád eny v g/EO.d. Sušina kalu se skládá z podílu organického (fo) a anorganického (fa). Procentický podíl organické sušiny se stanoví z celkové sušiny jako ztráta žíháním p i teplot 550 oC, p i níž organické látky sho í a vyt kají, kdežto anorganické látky z stanou jako zbytek po žíhání. Mezi fo a fa platí vztah: fo + fa = 1,00. istírenský kal je, alespo v prvých fázích jeho zpracování, v tekutém stavu. Proto se m í jeho množství v objemových jednotkách a stanovuje se koncentrace sušiny kalu X (kg.m-3). Surový kal obsahuje velké množství bakterií, mj. i patogenních, viry, asto i patogenní ervy a jejich vají ka (nap . škrkavky - Ascaris) a je tedy materiálem hygienicky vysoce závadným. ást jeho organické hmoty podléhá rychlému rozkladu za tvorby zapáchajících produkt . Proto se požaduje, aby byl istírenský kal p ed jeho odvedením mimo OV stabilizován. Stabilizací kalu dosáhneme zlepšení: • hygienických vlastností, • senzorických vlastností (odstran ní odpudivého zápachu), U biologických zp sob stabilizace se dále dosáhne zlepšení: • fyzikálních vlastností (homogenizace vlivem rozkladu hrubých sou ástí, lepší zahustitelnost kalu), • snížení jeho hmotnosti sušiny úbytkem organické hmoty, • p i anaerobní stabilizaci lze získat energeticky hodnotný bioplyn. Stabilizace kalu se provádí n kolika postupy, a to biologicky (anaerobní nebo aerobní fermentací), termicky nebo chemicky.

8.2

Stabilizace kalu anaerobní fermentací

8.2.1

Provozní parametry procesu

Anaerobní fermentace je p evažujícím zp sobem stabilizace kalu st edn velkých a velkých OV. Od išt ní odpadních vod anaerobním zp sobem (kapitola 7) se anaerobní stabilizace kalu liší jen tím, že kal obsahuje zpravidla daleko více suspendovaných látek. Mikrobiální rozklad organických látek v tuhé fázi za íná depolymerací organických makromolekul na jednodušší organické sloueniny p sobením extracelulárních enzym . Proces pokra uje p es mezistupe rozkladu, jímž jsou t kavé mastné kyseliny a vodík až na výsledné produkty CH4 a CO2. Anaerobní stabilizace kalu je realizována ve vyhnívacích (metaniza ních) nádržích, pracujících na semikontinuálním principu. Denn , p íp. i vícekrát za - 89 (108) -


den, je ást kalu z nádrže vypušt na a nahrazena erstvým surovým kalem, který je t eba dob e rozmíchat s vyhnívaným kalem, aby došlo ke styku anaerobních bakterií s organickou hmotou surového kalu. D je se tak cirkulací erpadly, p i emž kal se cirkuluje p es vým ník tepla.. N kdy se mísí vyhnilý kal s kalem surovým p ed jeho vstupem do vyhnívací nádrže. Ú inným zp sobem míchání obsahu vyhnívacích nádrží je cirkulace bioplynem pomocí speciálních kompresor . Obsah nádrže lze míchat i mechanickými míchadly. Mícháním obsahu vyhnívací nádrže se také brání vzniku kalového stropu, který se jinak tvo í na hladin kalu z flotujících ástic (vlákna, tukové látky aj.) a není-li pr b žn rozrušován, vytvo í kompaktní vrstvu, snižující ú inný objem nádrže, která pak musí být po ur ité dob provozu pracn išt na. Základní technologické provozní parametry procesu metanizace jsou: 1. doba zdržení (výpo tová) tz (dny):

tz =

V Qsk

[8.2]

2. objemové zatížení organickou hmotou: Bv (kg/m3.d), definované vztahem: Bv =

1000 ⋅ Qsk ⋅ f s ⋅ f o V

[8.3]

kde V je objem vyhnívací nádrže (m3), Qsk je množství surového kalu p ivád né denn do vyhnívací nádrže (m3.d-1 ). Vyhnívací nádrž lze považovat za sm šovací reaktor, i když homogenita obsahu není p i vypoušt ní kalu dokonalá. Oproti anaerobnímu išt ní odpadní vody je doba zdržení substrátu a mikroflóry v reaktoru p ibližn stejná. Z toho vyplývá, že rozhodujícím provozním parametrem p i metanizaci istírenského kalu je pr m rná doba zdržení kalu, to je doba, po kterou proces probíhá a teplota, p i níž je metanizace realizována. Tyto ur ují p edevším stupe rozkladu organické hmoty. Objemové zatížení je parametrem odvozeným, závislým na dob zdržení kalu a koncentraci jeho organické sušiny. V pr b hu metanizace dochází k áste nému rozkladu organické hmoty za tvorby bioplynu. Zm ny anorganické hmoty kalu, p esn ji e eno zbytku po žíhání, jsou p itom nepodstatné. Stupe rozkladu organické hmoty - P (%) lze vyjád it vztahem: P=

100 ⋅ ( f os − f ov ) f os ⋅ (1 − f ov )

[8.4]

kde fos, resp. fov je podíl organické hmoty v sušin surového, resp. vyhnilého kalu. Složení vyhnilého kalu závisí na podmínkách fermentace a do zna né míry i na kvalit vstupního substrátu. V pr b hu vyhnívání je s rozkladem organické hmoty uvol ován do kalové vody dusík ve form amoniaku a fosfor jako fosfore nan. ást t chto prvk p echází do biomasy mikroorganizm rozkladných proces , jejíž nár st je však v anaerobním procesu pom rn malý. Stupe rozkladu organické hmoty p i úplném vyhnití závisí na jejím složení. Je tím v tší, ím je vyšší obsah organické hmoty v surovém kalu. Cílem metanizace však není úplný rozklad biologicky rozložitelné organické hmoty, ale jen - 90 (108) -

istírenské kaly

dosažení takového stupn rozkladu, p i n mž je kal dostate n stabilizován, což se nazývá stupn m technického vyhnití. Tento požadavek není jednoduché p esn vymezit. Vychází se p i tom z provozních zkušeností, p i emž stupe stabilizace se hodnotí z úbytku organické hmoty. N kdy doporu ovaný požadavek na 50 %ní odbourání organické hmoty nem že mít obecnou platnost, nebo jak je výše uvedeno, závisí stupe odbourání na obsahu organické hmoty v surovém kalu. Ú eln jší se jeví požadavek na 75 %ní odbourání biologicky rozložitelné organické hmoty. Podle provozní teploty se rozlišují metaniza ní nádrže vyh ívané a nevyh ívané. Podle po tu za sebou azených fermentor se rozlišuje jedno- nebo dvoustup ový proces. Dvoustup ový proces je používán asto v kombinaci vyh ívaného 1. stupn s nevyh ívaným 2. stupn m, v n mž kal dohnívá, je zahuš ován a odd lován od kalové vody, vracené do istícího procesu. Druhý stupe slouží i pro akumulaci kalu na období, kdy z r zných d vod nem že být kal odvád n k dalšímu zpracování. U vyh ívaných vyhnívacích nádrží se obvykle volí provozní teplota 30 až 40 C, pr m rná výpo tová doba zdržení 20 až 30 dn , objemové látkové zatížení organickou hmotou 0,5 až 1,5 kg.m-3.d-1. P i zajišt ní dokonalého míchání obsahu vyh ívané metaniza ní nádrže lze snížit výpo tovou dobu zdržení až na 10 až 15 dn p i zatížení organickou hmotou 2 až 5 kg.m-3.d-1 ve vysoko zatíženém procesu. P i tom se však z ejm nedosáhne technického stupn vyhnití. S dokon ením procesu se po ítá ve druhém stupni. Vyhnívání p i termofilní teplot je provozováno jen z ídka, nebo energetické nároky na dosažení požadované teploty kalu zna n vzr stají a také tepelné ztráty se zv tšují. o

U nevyh ívaných nádrží klesá teplota na 10 až 20 oC a požadovaná výpo tová doba zdržení je v tomto p ípad cca 3 m síce. V sou asné dob se již nevyh ívané vyhnívací nádrže nenavrhují, mimo jiné i pro obtížn ji dosažitelné zvýšené nároky na jejich hygienické vlastnosti. Naopak zájem o využití termofilní teploty se z tohoto d vodu zvyšuje. K nevyh ívaným vyhnívacím nádržím lze p i adit št rbinové nádrže, resp. jejich vyhnívací prostor, vyh ívaný pouze nad ním proudící odpadní vodou. Obsah vyhnívacího prostoru t chto nádrží je promícháván pouze uvol ovaným bioplynem. P i nadm rném zat žování vyhnívací nádrže dochází k narušení rovnováhy mezi ob ma rozkladnými fázemi, což se projeví hromad ním t kavých mastných kyselin, poklesem pH a snížením, p íp. i zastavením produkce bioplynu. K tomuto jevu m že dojít i z jiných d vod , nap . p i prudkém poklesu teploty, v p ítomnosti toxických látek aj.

8.2.2

Produkce a využití bioplynu

Rozkladem organické hmoty metanizací vzniká bioplyn složený p edevším z metanu a oxidu uhli itého. Obecn lze odvodit produkci bioplynu a jeho složek p i metanizaci libovolné organické látky, ovšem za p edpokladu, že látka je zcela rozložitelná na CH4 a CO2. CaHbOd + x H2O = y CH4 + z CO2

[8.5]

Z bilan ní rovnosti jednotlivých prvk rovnice [8.5] se vypo ítají koeficienty rovnice:

- 91 (108) -


x = a – b/4 – d/2

y = a/2 + b/8 – d/4

z = a/2 + b/8 – d/4

Rozkladem hlavních složek organické hmoty kalu m stské OV metanizací je produkováno následující množství bioplynu: Tab.8.2: Specifická produkce bioplynu

Látka

produkce m3.kg-1

obsah CH4 v bioplynu %

Tuky

1,125 – 1,515

62 – 77

sacharidy

0,790 – 0,875

50

bílkoviny

0,580 – 0,750

71 - 84

Pro kal z m stských OV lze po ítat na jednotku rozložené organické hmoty s produkcí, která závisí na kvalit kalu, p edevším na obsahu lipid (tuk ), které jsou nejv tším zdrojem bioplynu. Tab.8.3: Produkce bioplynu v závislosti na obsahu lipid v kalu

obsah tuk v org.suš. % produkce bioplynu m3.kg-1

*

20

30

40

0,60 - 0,80

0,80-1,00

1,00-1,20

* na rozloženou organickou hmotu V semikontinuálním procesu je produkce bioplynu vztahována nejen k rozložené, ale i k p ivedené organické hmot , jejíž stupe rozkladu závisí na provozních podmínkách. P i pr m rné produkci 1000 dm3 bioplynu na 1 kg rozložené organické hmoty se získá p i dosažení stupn technického vyhnití následující produkce bioplynu v závislosti na obsahu organické hmoty v surovém kalu: Tab.8.4: produkce bioplynu v závislosti na obsahu organické hmoty v surovém kalu p i dosažení stupn technického vyhnití

org.hmota v sur.kalu % 3

-1

prod.bioplynu m .kg *

50

60

70

75

0,390

0,435

0,465

0,480

* na p ivedenou organickou hmotu Obsah CH4 v bioplynu vznikajícího metanizací kalu z m stských OV v semikontinuálním procesu bývá 65 až 70 %, kolem 1 až 2 % bývá obsah N2 a zbytek tvo í CO2. Zdrojem dusíku je denitrifikace a zejména vzduch, erpaný s kalem do reaktoru. N kdy se v bioplynu vyskytují menší množství vodíku (desetiny procenta). Hlavní složka bioplynu, metan, je ho lavý plyn o výh evnosti 39 815 kJ.m-3 (objem vztažen k tlaku 101,3 kPa a teplot 0 oC). Výh evnost bioplynu je ur e-

- 92 (108) -

istírenské kaly

na obsahem CH4, který musí být alespo 50 %, jinak plyn neho í. Bioplyn, pokud je využíván, se jímá v plynojemech - v tšinou samostatných, d íve i nasazených na vyhnívacích nádržích. Na OV s vyh ívanými vyhnívacími nádržemi se bioplyn spaluje v kotlích pro získání tepelné energie. Jiným jeho využitím je spalování v plynových motorech pro pohon to ivých stroj (dmychadel), p íp. alternátor pro výrobu elektrické energie (s využitím odpadního tepla). Stla ený bioplyn m že sloužit pro pohon motorových vozidel. Tepelná energie se spot ebuje p edevším jako technologické teplo k provozu metaniza ních nádrží, p ebytky k vyh ívání budov, p ípravu teplé vody aj. V tšina technologického tepla se spot ebuje pro oh átí surového kalu na provozní teplotu metaniza ní nádrže. P itom se po ítá se specifickou tepelnou kapacitou vody 4186,8 J/kg.K. Další ást tepla je nutná pro udržení teploty metaniza ní nádrže, což závisí vedle provozních parametr (doby zdržení) na velikosti tepelných ztrát, ur ených tvarem a izolací nádrže. Pro tepelnou bilanci provozu metaniza ních nádrží má rozhodující význam stupe zahušt ní surového kalu, ur ující jeho objemové množství, které je nutno oh át na provozní teplotu vyhnívací nádrže (teplota surového kalu je shodná s teplotou surové odpadní vody). Proto je t eba, aby byl kal zahušt n alespo na 4 až 5 % obsahu sušiny (další zahušt ní je obtížné). Vyhnilý kal snadn ji uvol uje vodu, kterou je vhodné odd lit jako vodu kalovou. Kal se tím zahustí a sníží se jeho objemové množství p ed dalším zpracováním. Koncentrace sušiny v metaniza ní, p íp. zahuš ovací nádrži nep ekro í obvykle 10 %. P i vyšších koncentracích je manipulace s kalem ( erpání) obtížná a navíc je p i tom bržd n proces metanizace, který je p i poklesu obsahu vody na 70 % inhibován siln . Kalová voda, odd lená po zahušt ní kalu, se vrací do istícího procesu. Nem la by obsahovat ve zvýšené koncentraci nerozpušt né látky, jinak hrozí p et žování objekt hlavní istírenské linky. U kalové vody dobré kvality nep ekra uje obsah suspendovaných látek cca 2 g.l-1 .

8.2.3

Další reakce probíhající p i anaerobní stabilizaci kalu

P i metanizaci istírenského kalu probíhají vedle rozkladu organických látek i další reakce. V p ítomnosti dusi nan nebo dusitan jsou tyto redukovány na elementární dusík denitrifika ním procesem (viz kapitolu 6.2). Následn p i nižším oxida n -reduk ním potenciálu jsou redukovány sírany bakteriemi za tvory sulfid , které vznikají také rozkladem síru obsahujících organických slou enin (nap . n které aminokyseliny). Kal m stských OV obsahuje velké množství FeIII, které je vyhníváním redukováno na FeII, a to reaguje ze sulfanem za vzniku FeS p ípadn disulfidu FeIIS2. P i zvýšených koncentracích sulfid v prost edí, resp. p i vysokém pom ru sulfid/Fe, vyskytujícím se nap . v prase í kejd , uniká H2S do bioplynu v množství, které iní zna né problémy p i jeho spalování (tvo í se SO2 se siln korozívními ú inky). Má-li být bioplyn využíván, je nutno z n j H2S odstranit nebo zabránit jeho úniku do bioplynu. Jednou z možností je dávkování slou enin železa (m že jím být vodárenský železitý kal), které váží H2S tvorbou nerozpustných sulfid , do vyhnívací nádrže. Jinou možností je odstran ní H2S v bioplynu, a to adsorpcí na plynárenské hmot , jejíž sou ástí je hydroxid železitý, praním v alkalickém roztoku (Na2CO3) nebo v roztoku soli t žkého kovu (Fe3+, Cu2+). Využít lze i praní v roztoku chelatonátu železito-sodném. - 93 (108) -


8.2.4

Intenzifikace procesu metanizace

istírenský kal obsahuje vedle látek biologicky více nebo mén snadno p ístupných také organické slou eniny pom rn rezistentní. K takovým pat í bun né st ny mikroorganizm , které se sice po odum ení áste n rozkládají a uvol ují bun ný obsah do okolního prost edí, p esto však zna ná jejich ást z stává nerozrušena a p edstavuje, stejn jako obsah t chto bun k, organickou hmotu nep ístupnou pro biologický rozklad. Rozrušením bun ných membrán se uvolní obsah mikrobiálních bun k. Tento produkt, obsahující také enzymy, se nazývá bun ný lyzát. P ídavek lyzátu do reaktoru v množství 0,5 až 10 % (vztaženo k organické sušin ) má výrazný stimula ní vliv na vyhnívací proces a jeho p sobením se zvyšuje rozložitelnost organické hmoty a tedy i produkce bioplynu. Níže uvedenými postupy se nejen rozruší bun né membrány, ale dochází i k dezintegraci ástic na menší s v tším specifickým povrchem a tedy snadn ji p ístupné pro biochemický rozklad. P íprava bun ného lyzátu z kalu je možná n kolika zp soby: 1. opakovaným zmrazováním a rozmrazováním 2. mechanickým zp sobem, 3. ultrazvukem, 4. termicky. Mechanický zp sob je možný s použitím kulových mlýn nebo speciáln upravených odst edivek, zvaných lyzátové. Termický zp sob v jednom provedení spo ívá v zah átí surového zahušt ného kalu na 180 °C po dobu 30 minut. P itom je 30 % suspendovaných látek hydrolyzováno. U biomasy iní tento podíl 70 %. V jiné variant termického postupu se bu p ebyte ný aktivovaný kal nebo vyhnilý kal podrobí v reaktoru krátkému oh evu po dobu 0,2 až 10 minut na teplotu 100 až 200 °C p i tlaku až 1,3 MP, který se pak náhle uvolní, což zp sobí destrukci bun k. Tepeln upravené kaly se po ochlazení p ivád jí do vyhnívací nádrže. U termických postup je t eba dodržovat ov ené teplotní a asové parametry nebo hrozí inaktivace bun ných enzym . Intenzifikace metanizace sm uje v tšinou k docílení dokonalejšího rozkladu organické hmoty a v tšímu zisku bioplynu, p ípadn k úspo e reak ního prostoru. Nová legislativa pro využívání kalu k hnojivých ú el m staví do pop edí jeho epidemiologické vlastnosti. S tím souvisí zavád ní takových postup , které t mto kriteriím lépe vyhoví. Do této kategorie pat í zvýšení provozní teploty vyhnívacího procesu. V N mecku byla vyvinuta technologie anaerobní stabilizace kalu s fázováním procesu do dvou stup . V prvém reaktoru s dobou zdržení kalu 2 až 3 dny je udržována provozní teplota 55 až 60 °C, ve druhém stupni s dobou zdržení 12 až 15 dn je provozní teplota 35 až 37 °C. Termofilní stupe má sklon k p n ní, a proto se nedoporu uje míchání obsahu reaktoru bioplynem. Odvodn ním stabilizovaného kalu je produkována kalová voda, která je vracena do istícího procesu a p edstavuje zvýšené zatížení OV. Vedle organického zne išt ní a suspendovaných látek obsahuje kalová voda po anaerobní stabilizaci kalu velké koncentrace dusíku a fosforu. Dusík je obsažen v p evážné mí e v amoniakální form , jehož koncentrace bývají ve stovkách mg.l-1. Fosfor je p ítomen p evážn ve fosfore nanech. Z aniont p evažují hydrogenuhli ita- 94 (108) -

istírenské kaly

ny, ud lující kalové vod vysokou neutraliza ní kapacitu (KNK4,5 bývá ádov v desítkách mmol.l-1). Koncentrace suspendovaných látek v kalové vod bývá p i použití strojních zp sob odvodn ní pom rn nízká (pod 1 000 mg.l-1). Organické zne išt ní, v hodnotách CHSK tisíce mg.l-1, pat í svým charakterem do obtížn rozložitelného a p i ízeném vypoušt ní kalové vody nep edstavuje zpravidla pro OV v tší problémy. Nejzávažn jší zne išt ní kalové vody p ipadá na amoniakální dusík, který v porovnání s p ítokovým množstvím p edstavuje zvýšené zatížení o 10 až 20 %. Je známou zkušeností, že zne is ující látky jsou odstra ovány s tím nižší ekonomickou náro ností, ím vyšší je jejich koncentrace. V této souvislosti se nabízí intenzifikace kalového hospodá ství samostatným zpracováním kalové vody a odstran ní amoniaku p ípadn i fosfore nan . Možností je zpracování v biologickém SB reaktoru s nitrifikací a denitrifikací. Jinou možností je stripování amoniaku p i zvýšeném pH. Nevýhodou tohoto postupu je vysoká spot eba alkalizující látky (vápna) pro docílení požadovaného pH (kolem 11). Taková úprava není nutná p i využití hydrofobní membránové filtrace s využitím dutých vláken, jimiž proudí kyselina sírová.

8.3

Aerobní stabilizace kalu

Ke stabilizaci biologického kalu dochází v pr b hu aerobního biologického išt ní. Aktivovaný kal je považován za stabilizovaný, pokud je jeho stá í v tší než 20 dn . Biologická ást malých OV je navrhována tak, aby uvedený požadavek splnila. Tyto OV nebývají vybaveny usazovací nádrží, a proto v nich není produkován primární kal. Pokud p ebyte ný aktivovaný kal (u v tších OV) požadovanému stá í nevyhoví, lze provést jeho stabilizaci v samostatné nádrži, v níž je kal provzduš ován. Objem nádrže m že být výrazn menší než objem aktiva ní nádrže, nebo je zpracováván zahušt ný kal. P i aerobní stabilizaci dochází k rozkladu zásobních organických látek mikroorganizm autooxida ním procesem tak zvaného endogenního metabolizmu a sou asn je v aerobních podmínkách rozkládána organická hmota adsorbovaného exogenního substrátu, která nebyla rozložena v procesu išt ní. P i stabilizaci kalu dochází tedy úbytku organických látek, který však není tak velký jako p i anaerobní stabilizaci. Semikontinuální proces je realizován v otev ených nádržích. Aerace je bu pneumatická nebo mechanická povrchovými aerátory, které jsou mén vhodné, pon vadž p i jejich použití dochází k tepelným ztrátám a také jsou rozbíjeny vlo ky, takže kal je pak obtížn odvodnitelný. Doba zdržení kalu se volí tak, aby byla dodrženo kriterium stá í kalu v etn doby jeho zdržení v aktivaci. Zpravidla to bývá 12 až 18 dn . Pro stabilizaci sm sného surového kalu je navrhována doba zdržení 15 až 20 dn , tento zp sob stabilizace se však pro uvedené medium obvykle nepoužívá. Požadavky na kyslík jsou p i aerobní stabilizaci 0,1 kg za den na 1 kg organické hmoty v reaktoru. Koeficient p estupu kyslíku je oproti koeficientu p estupu do isté vody pom rn hodn snížen.. Kvalita kalové vody v hodnotách organického zne išt ní bývá výrazn lepší než u anaerobn stabilizovaného kalu. Obsahuje však vysokou koncentraci dusi nan v d sledku nitrifikace, což bývá provázeno snížením hodnoty pH i pod 6,0.

- 95 (108) -


Termofilní aerobní stabilizace Termofilní aerobní reaktory pracují p i teplot 45 až 60 oC. P edpokladem jejich ekonomické realizace je dostate ná koncentrace biologicky rozložitelné organické hmoty v suspenzi, minimáln 30 g.l-1, což odpovídá u surového kalu m stské OV koncentraci sušiny cca 40 g.l-1. Dalším p edpokladem je dokonalá izolace reaktoru pro minimalizování ztráty tepla. P ívod vzduchu (nebo kyslíku) je pneumatický s rozd lením do jemných bublin, p íp. kombinovaný s mechanickým míchadlem pro udržení suspenze ve vznosu. P ívod kyslíku musí být dostate ný pro udržení aerobního procesu, urychlovaného zvýšenou teplotou. Nadbyte ný p ívod plynu však vede k zvýšeným tepelným ztrátám. P i aerobní stabilizaci se uvol uje zna né množství tepla. Rozkladem 1 g organické hmoty aerobním zp sobem se uvolní 20 kJ. Zvýšení teploty T (oC) lze stanovit z rozložené organické hmoty, vyjád ené bu úbytkem organické sušiny nebo úbytkem CHSKCr. Zvýšení o 1 oC se dosáhne odstran ním 2,5 g.l-1 CHSK nebo odstran ním 3,5 g.1-1 organické sušiny. P i vstupní koncentraci organické hmoty v kalu 35 g.l-1 (sušiny 50 g.l-1) a p i dob zdržení kalu 4 až 6 dn se odstraní p i teplot 50 oC cca 40 % organické hmoty. ím je doba zdržení kratší, tím v tší jsou ztráty tepla s odvád ným kalem. Pro proces aerobní stabilizace je nep íznivé velké kolísání zatížení, které má za následek kolísání teploty. Po ty bakterií v kalu z termofilní aerobní stabilizace provozované p i teplot 60 oC jsou mnohem menší než v kalu z anaerobní mezofilní stabilizace. Vají ka škrkavek (Ascaris) jsou prakticky zni ena, stejn jako viry. N kdy se pro docílení dokonalejší hygienizace kalu p ed azuje termofilní aerobní stabilizace s dobou zdržení l až 2 dny, provozovaná p i teplot 60 oC, p ed anaerobní stabilizaci, která pak nevyžaduje další zdroj tepla. Za ízení pro vyh ívání však musí být instalováno pro nab hnutí procesu a pro p ípad poruch.

8.4

Pasterizace kalu

Pasterizace není, p ísn vzato, stabilizací v pravém slova smyslu, ale iní kal pouze aseptickým - usmrcuje patogenní organizmy. Kriteriem pasterizace je nep ítomnost Enterobakterií v 10 g vzorku. Tyto podmínky lze dosáhnout oh átím kalu na 70 oC po dobu 30 minut. Pasterizaci lze za adit za anaerobní stabilizaci, což má význam tehdy, když kal nespl uje hygienická kriteria. Možné a z energetického hlediska výhodné je za azení pasterizace p ed anaerobní stabilizací, p i emž za pasteriza ní jednotku se za azuje vým ník tepla, v n mž je kal ochlazován p ivád ným surovým kalem, a tím se dosahuje úspora tepelné energie.

8.5

Chemická stabilizace kalu

Chemická stabilizace spo ívá ve zvýšení pH tekutého nebo odvodn ného kalu na hodnotu 12 nebo více p ídavkem oxidu nebo hydroxidu vápenatého. P i tomto pH dochází za dobu p sobení alespo 2 hodin k usmrcení patogen , ale organická hmota z stane nerozložena. Chemická stabilizace surového kalu se provádí jen výjime n a má jen asov omezený ú inek, nebo po snížení pH - 96 (108) -

istírenské kaly

p sobením vzdušného CO2 se kal stává op t septickým. ast jší je chemická stabilizace vyhnilého kalu, pokud nespl uje hygienická kriteria. Dávkováním Ca(OH)2 do tekutého kalu je jeho spot eba velká vzhledem k vysoké tlumivé kapacit kalové suspenze. Výhodn jší je dávkování CaO nebo Ca(OH)2 do odvodn ného kalu, p i emž v prvém p ípad je spojeno se zvýšením teploty a snížením obsahu vody. Dávky CaO bývají kolem 30 % na obsah sušiny. Alkalizací vyhnilého kalu dochází k uvoln ní amoniaku do ovzduší, zejména p i zvýšené teplot . Tento problém je nutno ešit odv tráním. Naopak zvýšení teploty je vítané z hlediska steriliza ního ú inku. Dávkování vápna do odvodn ného kalu je ešeno šnekovým za ízením, jímž se dosaženo promísení obou složek.

8.6

Snížení obsahu vody v kalu

Objemové i hmotnostní množství kalu je ur eno množstvím jeho sušiny a obsahem vody. Snížením obsahu vody její separací od suspendovaných látek kalu lze n kdy i výrazn snížit množství kalu s nezanedbatelnými technologickými i energetickými dopady. Vodu v suspenzi lze rozd lit na: a) volnou (prostorovou), odstranitelnou gravita ními silami, b) vázanou (adsorp ními i chemickými vazbami na koloidní i suspendované ástice, obsaženou v bu kách organizm aj.). Podle stupn snížení obsahu vody a s tím související vynaloženou energii se rozlišuje zahuš ování, odvod ování a sušení. První dva postupy s výjimkou gravita ního zahuš ování vyžadují p edúpravu kalu, která se provádí bu p ídavkem flokulant nebo termicky. Ú inek flokulant spo ívá ve spojení malých ástic kalu (i koloidních) do velkých snadn ji separovatelných vlo ek. P i termické úprav dochází k uvoln ní ur itého podílu vázané vody. Nevýhodou tohoto postupu je áste ný rozklad organické hmoty obsažené v suspendovaných látkách a její uvoln ní do kalové vody. Proto se tento zp sob p edúpravy používá jen výjime n .

8.6.1

Zahuš ování kalu

Zahuš ování stabilizovaného kalu je pot ebným mezistupn m p ed jeho odvodn ním, ale je i ú elným opat ením pro snížení objemu p ed stabilizací kalu odvád ného z mechanického nebo biologického stupn OV. Pokud se separace vody d je gravita ními silami, mluvíme o zahuš ování. Zahušt ný kal z stává tekutý, kašovité konsistence. Koncentrace sušiny bývá u n j obvykle 5 až 10 %. Nejb žn jším zp sobem zahuš ování kalu je sedimentace. Dochází k ní v usazovacích a dosazovacích nádržích. Kal odvád ný z t chto nádrží obsahuje p esto zpravidla ješt zna né množství vody, kterou lze odd lit zahušt ním v samostatných zahuš ovacích nádržích, provozovaných v tšinou diskontinuáln v pracovních cyklech: napušt ní kalové suspenze zahušt ní sedimentací - odvedení vody a kalu. N kdy slouží k zahuš ování kalu i erpací jímky. Zahuš ovací nádrže je vhodné opat it míchadly, které p i pomalém pohybu p ispívají k dokonalejšímu zahušt ní suspenze.

- 97 (108) -


Na gravita ním zp sobu zahuš ování kalu spo ívá i flotace. P i tlakové flotaci se v tlakové nádob (0,3 až 0,5 MPa) nasytí kalová suspenze vzduchem a potom se tato vypustí do otev ené nádrže, v níž se p i poklesu tlaku vytvo í mikrobublinky vzduchu, které obalí kalové ástice a vynáší je k hladin , z níž se zahušt ný kal stírá. Flotace se používá hlavn pro zahuš ování p ebyte ného biologického kalu, p i emž se dosáhne koncentrace sušiny kolem 5 %. P ebyte ný biologický kal lze zahustit i strojním zp sobem po p edúprav p ídavkem organických flokulant , které vytvo í s kalovými ásticemi velké, dobe filtrovatelné vlo ky. K zahušt ní slouží dekanta ní odst edivky s parametry pon kud odlišnými od odst edivek používaných k odvod ování kal , nebo také síta a sítové bubny.

8.6.2

Odvod ování kalu

Další podstatné snížení obsahu vody v kalu se dosáhne jeho odvodn ním, p i n mž se zvýší obsah sušiny na 20 až 50 %. Odvodn ný kal je pevné, rypné konzistence, lze jej nakládat a transportovat otev enými vozidly. Rozlišuje se p irozený a strojní zp sob odvod ování kalu. P irozené odvod ování kalu se provádí na kalových polích, což jsou v podstat m lké nádrže s betonovým dnem, na n mž je drenážovaná filtra ní vrstva ze št rku a písku. V sou asné dob se kalová pole používají pouze v omezeném rozsahu na malých OV. Výhodou strojního zp sobu odvod ování oproti p irozenému zp sobu jsou podstatn nižší stavební náklady a menší nároky na zábor p dy. Odvodn ní se p i tomto zp sobu dosáhne filtrací suspenze za p sobení tlaku nebo sedimentací za podstatného zvýšení gravita ních sil. Na principu filtrace pracují sítopásové lisy a vakuové filtry provozované kontinuáln a tlakové komorové lisy s diskontinuálním provozem. Filtra ní vrstvu tvo í tkanina, obvykle z um lé hmoty. U sítopásových lis je mezi dv ma nekone nými pásy pohybujícími se mezi adou válc kalová suspenze lisována. U tlakových lis (kalolis ) se dosáhne odvodn ní zp sobením tlaku cca 1 až 1,6 MPa. Mezi filtra ními deskami, které jsou obaleny filtra ními plachetkami, se v uzav ených prostorách vytvo í komory, které se zapl ují kalem, p i emž voda prochází plachetkami jako filtrát a kalový kolá vypadne po otev ení lisu. Vakuové filtry pracují na principu podtlaku, který se vytvo í v bubnu, otá ejícím se v koryt s tekutým kalem. Na bubnu je filtra ní plachetka, na kterou se v pono ené ásti p isává vrstva kalu, která se pak seškrábne v ásti plachetky, vyvedené z bubnu. Z odst edivek se pro odvod ování kalu užívají nejvíce dekanta ní typy. U t chto za ízení se využívá p sobení odst edivé síly v rota ním poli válcového bubnu s kónickým zakon ením a horizontální osou. Rychlost otá ek bývá 1000 až 4000 za min., p i emž se dosahuje zrychlení 750 až 2000 G. Uvnit bubnu odst edivky je souosý šnek, který se otá í o málo odlišnou rychlostí a vyhrnuje odvodn ný kal z prostoru odst edivky, zatímco voda (fugát) je odvád na na jejím druhém konci. U za ízení pro strojní odvod ování kalu se posuzuje jeho separa ní ú innost, což je procentický podíl kalové sušiny, který p ejde do odvodn ného kalu (ka-

- 98 (108) -

istírenské kaly

lového kolá e). Zbytek z stane ve filtrátu (fugátu) a vrací se do istícího procesu. Separa ní ú innost bývá p es 95 %. Nezbytnou podmínkou pro strojní odvod ování istírenských kal je jejich p edúprava, obvykle p ídavkem organických flokulant , kterou se dosáhne agregace koloidních ástic i mikro ástic do makrovlo ek. Jen za t chto podmínek je možná ú inná filtrace suspenze, p íp. její odst ed ní a získání irého filtrátu, resp. fugátu. Stupe odvodn ní istírenského kalu, hodnocený obsahem sušiny v kalovém kolá i, bývá p i strojním odvodn ní obvykle 20 až 35 %, u tlakových lis 40 až 50 %.

8.6.3

Sušení kalu

Sušením kalu lze odstranit vodu až na zbytkový obsah vody 10 až 30 % p i áste ném sušení nebo až na 5 až 10 % p i úplném sušení. Rozlišuje se sušení p ímé, u n hož je kal v kontaktu s topným mediem, a sušení nep ímé, p i n mž je p ívod tepla zprost edkován p es vyh ívanou p epážku. Za ízením pro nep ímé sušení je válcový pláš , uvnit n hož se otá í za ízení, které je duté a proudí jím pára nebo olej. Do sušárny je p ivád n odvodn ný kal a vysušený kal je áste n vracen zp t tak, aby ve výsledné sm si na vstupu byl obsah sušiny 40 až 50 %. Obsah sušiny v produktu je 65 až 95 % a lze jej regulovat nastavením provozních podmínek. Vodní pára cirkuluje v uzav eném okruhu pod tlakem 1,2 MPa. Spot eba energie iní 3300 až 3700 kJ na 1 kg odpa ené vody. Výhodou je tichý a istý provoz. Odpar obsahuje ur ité množství ástic, odd litelných snadno v cyklonech. Vzhledem k cirkulaci vzduchu v uzav eném prostoru je odvád ný plyn nasycen vodní parou, která snadno kondenzuje a odvád ný plyn je zbaven pachových látek ve spalovací jednotce. Nevýhodou procesu je možnost napékání kalu na st ny rotoru a tím zhoršení p estupu tepla. P ímé sušení je realizováno v sušárnách rota ních nebo s fluidním ložem. Rota ní sušárnu tvo í pomalu rotující válec, osov mírn sklon ný oproti horizontální poloze. Uvnit válce je za ízení zp sobující promíchávání obsahu a jeho posun po délce sušárny. Horký vzduch o teplot 700 až 800 oC je z boileru p ivád n do sušárny na vstupu kalu o obsahu vody kolem 50 % (souproudý zp sob) nebo o teplot 400 až 450 oC na míst výstupu kalu ze sušárny (protiproudý zp sob). Ve druhém p ípad je povolený obsah vody v kalu vstupujícím do sušárny 70 až 85 %. U souproudého zp sobu je dosaženo pot ebné sušiny na vstupu áste nou recirkulací kalu. Plyn odvád ný ze sušárny je zbaven prachu v cyklonu. Pachové látky jsou odstran ny v ho ákové komo e p i teplot 800 900 oC nebo propíráním. V sušárn s fluidním ložem tvo í pom rn silnou fluidní vrstvu nade dnem rozdrobený kal, jímž proudí horký plyn. Fluidní lože je pr b žn obnovováno recirkulací kalu upraveného v granulátoru do vhodné velikosti ástic n kolika mm. V sušárnách typu Flash dryer je odvodn ný kal míšen s recyklovaným kalem a rozprašován do vertikální roury, kterou proudí plyn o teplot 600 - 700 o C.

- 99 (108) -


Sušení kalu má význam p i finálním zpracování kalu spalováním, k n muž je povinným p edstupn m.

8.7

Využití a zneškodn ní kalu

V kone né etap zpracování kal p ichází v úvahu jejich využití nebo zneškodn ní, p i emž využití je t eba dát p ednost, pokud to kvalita kalu umožuje.

8.7.1

Využití kalu ke hnojení zem d lské p dy

Využití stabilizovaného kalu v zem d lství ke hnojení p dy je preferovaným zp sobem jeho zpracování, pokud spl uje kriteria daná Vyhláškou MŽP R .832/2001. Kal obsahuje v sušin i po biologické stabilizaci 30 až 50 % organických látek. Vedle toho obsahuje z hnojivých složek 2 až 4 % dusíku, 1 až 2 % fosforu, 2 až 10 % vápníku, kdežto obsah draslíku je pom rn nízký - 0,1 až 0,3 % (obsahy jsou vztaženy k sušin ). Tekutý kal s minimálním obsahem sušiny 5 % lze zapravovat do p dy pomocí radlicových aplikátor . Odvodn ný kal s minimálním obsahem sušiny 18 % je aplikován zpravidla pomocí mechanických rozmetadel a musí být zapraven do p dy 48 h po aplikaci. Použití kalu ke hnojení p dy je dále limitováno: c) obsahem rizikových prvk v p d , d) mezními hodnotami vybraných rizikových látek v kalu, e) spln ním mikrobiologických kriterií, to je nep ekro ením limitovaného po tu mikroorganizm v kalu.

- 100 (108) -

istírenské kaly

Tab.8.5: Mezní hodnoty koncentrací vybraných rizikových prvk (v sušin )

riziková látka

resp. látek v mg.kg-1

vp d *

v kalu

kompost surovina

kompost – výrobek **

As

20/15

30

50

10/20

Cd

0,5/0,4

5

13

2/4

Cr

90/55

200

1000

100/300

Cu

60/45

500

1200

100/400

Hg

0,3/0,3

4

10

1/1,5

Ni

50/45

100

200

50/70

Pb

60/55

200

500

100/300

Zn

120/105

2500

3000

300/600

AOX

-

500

PCB

-

0,6

* první hodnota platí pro b žné p dy, druhá hodnota platí pro pís ité, hlinitopís ité a št rkopískové p dy ** první hodnota platí pro I.t ídu, druhá hodnota pro II.t ídu Tab.8.6: Mikrobiologická kriteria pro použití kal na zem d lské p d – p ípustné množství mikroorganizm (KTJ) v 1 g sušiny

kategorie I II

termotolerantní koliformní b. < 10 3

3

10 - 10

enterokoky < 10

6

3

3

10 - 10

Salmonella sp. negativní

6

nestanovuje se

Použití kalu ke hnojení musí p edcházet analýza p dy (výluh s HNO3), jíž se stanoví t žké kovy. Mezní hodnoty s p ihlédnutím k typu p dy, p i jejichž p ekro ení by mohlo dojít k poškozování funkcí p dy, jsou uvedeny v p edchozí tabulce. Analýzou kalu na obsah t žkých kov , AOX a PCB musí být prokázáno dodržení stanovených koncentra ních limit . Mikrobiologická kriteria jsou stanovena s rozlišením do dvou kategorií. Kaly I.kategorie lze aplikovat bez omezení p i spln ní dalších kriterií, kaly II. kategorie je možno aplikovat pouze na zem d lské p dy ur ené k p stování technických plodin. Spln ní epidemiologických limit dává nové podn ty pro použití technologií, které tato kriteria spl ují. Jsou to zejména postupy biologické stabilizace kalu fungující p i zvýšených teplotách nebo další úprava (tepelná nebo chemická) stabilizovaných kal . Kal lze použít pro hnojení p dy bu p ímo nebo také jako sou ást kompost . Kompostování je aerobní termofilní proces rozkladu organické hmoty v tuhém stavu, p i n mž je její ást humifikována, to je p em n na na polymerní organické slou eniny podobného charakteru jaký mají humózní látky obsažené v - 101 (108) -


p d . Mikrobiální rozklad organické hmoty je v pr b hu kompostování provázen zvýšením teploty až na cca 70 oC. U kompost vyráb ných z látek podez elých na p ítomnost patogenních organizm , k nimž pat í i kaly m stských OV, musí dosáhnout teplota minimáln 55 oC po dobu alespo 21 dn . Postupy kompostování jsou bu s p irozenou nebo nucenou aerací. Prvé jsou realizovány v otev eném prostoru a zakládky jsou mechanicky obraceny s použitím vhodných stroj . V postupech s nucenou aerací probíhá kompostování v zakládkách na volném prostoru nebo v uzav ených reaktorech, u nichž lze použít jako výchozí materiál i surový istírenský kal, který by na volném prostoru p sobil pachové a hygienické potíže. V p evážné mí e je však pro kompostování používán biologicky stabilizovaný kal. Doba zrání kompostu je u postup s p irozenou aerací o výšce zakládky 2 až 4 m minimáln 60 dn b hem nichž je materiál dvakrát p ekopán. Po prvé hned po založení, aby došlo k promísení surovin, po druhé za více než dalších 21 dn . P i kompostování v reaktorech, v nichž je materiál pr b žn aerován i míchán, jsou doby zrání kratší, nap íklad 4 týdny. Surovinou pro kompostování jsou vedle kal r zné odpady, které by m ly v souhrnu vytvo it pro materiál dostate nou porozitu (alespo 20 %) a vhodné složení, z n hož má zásadní význam pom r prvk C/N a obsah vody. V surovinách i výrobku je limitován obsah t žkých kov (viz Tab.8.5) a z tohoto hlediska je výrobek rozd len do dvou t íd, p i emž výrobky 2.t ídy s vyššími tolerovanými obsahy t žkých kov mají omezené použití. Vyšší koncentra ní limity t žkých kov v surovinách do kompost vytvá í možnost použití kal k tomuto ú elu i v p ípadech, kdy je p ímá aplikace kalu na p du vylou ena.

8.7.2

Spalování kalu

Spalováním kalu (jeho organického podílu) se snižuje jeho hmotnostní i objemové množství a umož uje se ukládání zbytku po spálení na skládky. P i spalování je d ležitým parametrem spalné teplo, definované jako množství tepla, které se uvolní p i dokonalém spálení 1 kg paliva. Výh evnost je definována jako spalné teplo zmenšené o kondenza ní teplo vody vzniklé spálením. Zóna pozitivní tepelné bilance p i spalování kalu závisí na obsahu vody v kalu a obsahu organické hmoty v sušin , ale také na teplot odvád ných plyn . P i sušení a spalování je d ležité využití tepla v odvád ných produktech, zejména ve spalných plynech. D ležitou sou ástí za ízení je také išt ní odvád ných plyn , z nichž je nutno zachytit létavý popílek (v hydrocyklonech) a pachové p ípadn toxické látky spalováním p i vysoké teplot , nebo na mokré cest promýváním plynu, p ípadn kombinací obou zp sob . Spalovat je možno surové i stabilizované kaly. V prvém p ípad je vzhledem k vyššímu obsahu organické hmoty tepelná bilance lepší, nevýhodou je obtížn jší p edchozí zpracování hygienicky závadného surového kalu (odvodn ní, sušení). Pro spalování se nabízí celá ada za ízení.

Rota ní pece jsou konstruovány stejn jako rota ní sušárny a mohou variantn sloužit k ob ma ú el m. P i spalování kalu je pec provozována v protiproudém režimu. Výstupní teplota plyn , které musí být išt ny, je kolem 300 oC.

- 102 (108) -

istírenské kaly

Etážové pece sestávají z ady nad sebou umíst ných etáží, jimiž materiál prochází postupn od shora dol , zatímco horký vzduch postupuje v protiproudu zdola nahoru.. K posunu kalu slouží shrabovací za ízení. Etáže jsou rozd leny do t í ástí. V horní je kal sušen na 20 až 30 % obsah vody, ve st ední ásti je spalován p i teplot 750 až 850 oC a v dolní ásti se hromadí popel, který je zde áste n ochlazován vzduchem. Teplota plynu vystupujícího z pece je 400 až 500 oC. Fluidní pece tvo í kuželovitá, vertikální komora s vrstvou písku udržovanou ve vznosu (v klidu má výšku 0,5 až 0,8 m) proudem horkého vzduchu. Kal je rozprašován do prostoru nad fluidním ložem, kde dochází ke spálení zna né ásti jeho organické hmoty. Teplota v loži je 850 – 950 oC, v prostoru nad ním 850 – 900 oC. Do prostoru pece se podle pot eby p ivádí i dopl kové palivo (topný olej). Zbytek po spálení kalu je jako létavý popílek odvád n se spalnými plyny. Fluidní pece jsou provozn flexibilní, možný je i p erušovaný provoz. Sprejové pece jsou konstruovány jako jednoduché vertikální komory z odolného materiálu, do nichž je rozprašován kal a zde je spalován. P i použití speciálních ho ák je možno spalovat i kal o sušin 15 – 20 %. Za ízení vyžaduje bezpe nostní opat ení proti explozi, zvlášt p i recirkulaci spalných plyn . Zvláštním zp sobem tepelného zpracování organického materiálu je pyrolýza, provád ná p i teplot kolem 1000 oC v nep ítomnosti kyslíku. Lze ji aplikovat i na istírenský kal a jejími produkty jsou: • tuhá fáze, obsahující ur itou ást zuheln ného uhlíku, • plynná fáze, obsahující vodní páru, CO2, N2 a spalitelné plyny, jako je H2, CH4, C2H4 a CO. Pyrolýzu kalu lze provést v etážové peci, k tomu ú elu upravené, s omezeným p ívodem vzduchu (15 – 20 % oproti spalování), v níž p i postupném zvyšování teploty v jednotlivých etážích dochází k sušení, áste né pyrolýze organické hmoty a ke spálení fixovaného uhlíku v pevné fázi. Spalovat kal je možno také ve spalovn komunálního odpadu spole n s domovním odpadem. Doporu uje se, aby množství odvodn ného kalu nep ekro ilo 20 až 25 %.. Zvláštním zp sobem zpracování kalu je spalování vysušeného kalu v cementá ské peci. U tohoto zp sobu již nelze mluvit o zneškodn ní, ale o využití kalu jako paliva. Podíl sušiny kalu k cementá skému materiálu je kolem 5 %, kdy lze garantovat, že kvalita výrobku nebude zhoršena.

8.7.3

Skládkování kalu

P estože stávající legislativa skládkování istírenských kal umož uje, vývojové trendy sm ují k omezení odpad s vysokým obsahem organické hmoty na skládkách a zvlášt u kal nelze tento zp sob jejich zneškodn ní považovat za perspektivní. Kal, který nevyhoví svým složením požadavk m na p ímé nebo nep ímé (v kompostu) zem d lské využití,m že být ukládán na ízené skládky domovního odpadu. Podmínky pro ukládání odpad jsou stanoveny v Zákonu o odpadech .106/2005 Sb., ve Vyhlášce MŽP R 503/2004 Sb., kterou se stanoví Katalog - 103 (108) -


odpad a ve s odpady.

Vyhlášce MŽP

R 41/2005 Sb. o podrobnostech nakládání

Skládky jsou podle technického zabezpe ení rozd leny na skupiny: S – pro inertní odpad, O – ostatní odpad, N – nebezpe ný odpad. Kaly m stských OV lze ukládat na skládky typu O. Požaduje se, aby ukládaný kal byl stabilizován a odvodn n. Popel po spálení kalu je možno ukládat na skládkách pro inertní odpad za p edpokladu, že splní kriteria t ídy vyluhovatelnosti II, p edevším koncentrace ady t žkých kov ve vodním výluhu.

8.8

Autotest

1. Jaký je základní ukazatel kvality kalu? a) hustota b) obsah sušiny c) zbytek po žíhání d) specifická hmotnost 2. Co rozumíte pod pojmem stabilizace kalu? a) snížení obsahu vody b) zlepšení hygienických a senzorických vlastností c) zahušt ní d) vysušení 3. Jaký je minimální obsah CH4 v bioplynu, nutný k tomu, aby bioplyn ho el? a) 50 % b) 55 % c) 70 % d) 80 % 4. P i jakém stá í se aktivovaný kal považuje za aerobn stabilizovaný? a) 5 dní b) 10 dní c) 15 dní d) 20 dní 5. Jaké jsou základní podmínky pro zem d lské využití istírenských kal ? a) nízký obsah vody b) rypná konzistence c) spln ní mikrobiologických kriterií a vybraných mezních hodnot rizikových látek v kalu d) vhodné senzorické vlastnosti

- 104 (108) -

istírenské kaly

8.9

Shrnutí

Odpadem vznikajícím p i išt ní m stské odpadní vody je kal. Základním ukazatelem jeho kvality je obsah sušiny. P ed odvezením z OV musí být kal stabilizován. Stabilizace kalu se provádí biologicky (anaerobní nebo aerobní fermentací), termicky nebo chemicky. Dalšími stupni zpracování kalu je zahuš ování, odvod ování a sušení. Splní-li kal hygienické a chemické limity, m že být využíván ke hnojení zem d lské p dy. Dalšími zp soby likvidace jsou spalování a skládkování.

- 105 (108) -


9

Záv r

Znalosti, které jste získali studiem tohoto modulu, by vám m ly poskytnout základní orientaci v problematice išt ní m stských odpadních vod a zpracování kal . Seznámili jste se se s principy chemických a biochemických technologií, které se pro tento ú el používají. Na tyto informace navážete v dalších p edm tech, které se touto problematikou zabývají ze stavebního hlediska.

- 106 (108) -

Studijní prameny

10 Studijní prameny 10.1 Seznam použité literatury [1]

Dohányos, M. Anaerobní istírenské technologie. NOEL 2000 s.r.o., Brno, 1998.

[2]

Dohányos, M., Strnadová, N., Koller, J. vatelství VŠCHT, Praha, 1998.

[3]

Malý, J., Malá J. Chemie a technologie vody. NOEL 2000 s.r.o., Brno, 1996.

[4]

Malý, J., Hlavínek, P. 2000 s.r.o., Brno, 1996.

[5]

Pitter, P. Hydrochemie. Vydavatelství VŠCHT, Praha, 1999.

išt ní odpadních vod. Vyda-

išt ní pr myslových odpadních vod. NOEL

10.2 Odkazy na další studijní zdroje a prameny [6]

http://ga.water.usgs.gov/edu/wwvisit.html

[7]

http://www.epa.gov/owm/pipes/sludmis/mstr-ch3.pdf

- 107 (108) -


11

Klí

Správné odpov di k autotest m: 2.6

1a) a c), 2b) 3c), 4a)

3.6

1d), 2b)

4.4

1 c), 2a) a d)

5.7

1b), 2a), 3c), 4a), 5d), 6b) a c), 7c)

6.5

1c), 2d), 3c)

7.4

1a), 2c), 3b)

8.8

1b), 2b), 3a), 4d), 5c)

- 108 (108) -

CHEMIE A TECHNOLOGIE VODY

Recommend Documents