Obecné zásady biologických čistírenských procesů

U218 – Ústav procesní a zpracovatelské techniky FS ČVUT ________________________________________________________________________________________

Obecné zásady biologických čistírenských procesů Princip: Biochemické oxidačně - redukční reakce Rozhodujícím faktorem pro rozdělení těchto reakcí je konečný akceptor elektronů a s tím související hladiny oxidačně - redukčních potenciálů. 400

redoxní potenciál [mV]

300 200

oxická oxidace (Corg)

nitrifikace

aerobní (oxická) oblast

100 0

denitrifikace anoxická oxidace

anoxická oblast anaerobní oblast

-100 -200 -300 depolymerace polysulfátů -400

desulfatace anaerobní acido a acetogenese

-500

methanogenese

Hladiny redoxního potenciálu charakterizující biologické čistírenské procesy Biologická rozložitelnost - mikroorganismy jsou schopny odstraňovat pouze organické látky biologicky rozložitelné (které mohou použít jako substrát). Na biologickou rozložitelnost usuzujeme dle BSK5/TSK

od 0,4-0,7 - snadno rozložitelné pod 0,4 - pomalá rychlost rozkladu,nebo že jde o látku, na kterou směsná kultura nebyla adaptována

Údaje o biologické rozložitelnosti Nejznámější střediska informací jsou: 1. Biodegradation Information Centre (The University of Aston, Anglie) 2. Information Service of Toxicity and Biodegrability - INSTAB (Water Pollution Research Laboratory Stevenage, Anglie 3. US Environmental Protection Agency (databanka OCPDB) 4. Institut für Wasserforschung - Dortmund (databanka DABAWAS) 5. Henkel - Düsseldorf (databanka SUSANA) 6. Institut für Wasserwirtschaft, Berlin U nás jsou od šedesátých let shromažďovány údaje o biologické rozložitelnosti na Ústavu technologie vody a prostředí VŠCHT v Praze. 1


Aktivační proces Nejstarší kontinuální kultivace mikroorganismů v nesterilních podmínkách. Q1 S1, C1

AN V, S, X

Qr, Xr, Sw

DN

Q1 - Qw X2, S2

Qw, Xw, Xr

Blokové schéma aktivačního procesu Blokové schéma procesu se skládá z vlastní biologické jednotky (AN - aktivační nebo také aerační nádrž) a z jednotky separační (DN - dosazovací nádrž, dosazovák). Surová nebo odsazená odpadní voda v množství Q1 a o koncentraci organického znečištění S1 (vyhodnocovaného jako BSK5, CHSK, Corg) přitéká do aktivační nádrže, ve které se mísí s recirkulovaným (vratným) aktivovaným kalem, který se čerpá v množství Qr a má koncentraci sušiny Xr. Směs se intenzivně provzdušňuje tlakovým vzduchem nebo mechanickými aerátory. Recirkulací se dosahuje vyšší koncentrace biomasy v biologickém reaktoru. Po projití směsi aktivační nádrží se aktivovaný kal separuje od vyčištěné vody v separační nádrži (DN). Odstraňování nerozpuštěných a rozpuštěných organických látek z odpadní vody má za následek kontinuální tvorbu nové biomasy, která se ze systému musí periodicky odstraňovat ve formě přebytečného aktivovaného kalu Qw.

Aktivační kal - směsná kultura Poprvé se ho podařilo vypěstovat v Manchesteru v roce 1913 dlouhodobým provzdušňováním splašků.Kvantitativní i kvalitativní složení aktivovaného kalu závisí hlavně na složení substrátu, na kterém byl kal vypěstován a na technologických parametrech, při kterých byla kultivace prováděna (doba zdržení, zatížení a stáří kalu apod.). Aktivovaný kal se vyznačuje tím, že je schopen se oddělovat od kapalné fáze prostou sedimentací. Dobrá flokulace a sedimentace vloček kalu je jednou z nejcennějších vlastností této směsné kultury. Tato technologicky důležitá vlastnost je výslednicí mnoha faktorů daných charakterem čištěné odpadní vody a technologickými parametry procesu. Základní způsoby aktivace směsné kultury: 1. 2. 3. 4.

Jednorázový systém Semikontinuální systém Kontinuální systém s postupným tokem Kontinuální systém s ideálním promícháváním (směšovací aktivace)

2


Nejdůležitější technologické parametry aktivace Doba zdržení Θ. Je definována jako poměr objemu nádrže V k přítoku odpadní vody Q V Θ= Q1 Takto definovaná doba zdržení nezahrnuje recirkulaci. Dobu zdržení můžeme také definovat pro směs odpadní vody a vraceného kalu Qs V Θ= Qs Je-li přítok Qr, přítok vraceného kalu, pak Qs = Qr + Q1 = Q (1 + Qr/Q1). Poměr Qr/Q1 = R nazýváme recirkulační poměr. Objemové zatížení: Je definováno jako hmotnostní množství organických látek přivedené do 1 m3 nádrže za den. Počítá se podle vzorce 24 Q1 C1 24 C1 Bv = = V Θ kde C1 je koncentrace organických látek v odpadní vodě, vyjádřená nejčastěji hodnotou BSK5 nebo CHSK a Q1 - přítok odpadní vody [m3.h-1]. Zatížení kalu Bx je definováno jako hmotnostní množství organických látek přivedené na 1 kg celkové nebo organické sušiny kalu za den. Počítá se podle vzorce 24 Q1 C1 24 C1 Bv Bx = = = VΘ X ΘX Stáří kalu Θx je definováno jako podíl hmotnosti sušiny kalu v aktivační nádrži a hmotnosti sušiny kalu odebírané za den jako přebytečný kal včetně nerozpuštěných látek unikajících odtokem XV Θx = 24 [X w Qw + X 2 (Q1 − Qw )] kde

Xw Qw X2

- koncentrace sušiny přebytečného kalu - objem přebytečného kalu odebíraný ze systému za 1 h - koncentrace nerozpuštěných látek v odtoku z dosazovací nádrže

Účinnost aktivačního systému EAS je definována vztahem C − C2 E AS = 1 ⋅ 100 C1 Vliv různých faktorů na čistící účinek aktivace Vliv pH Optimální pH pro většinu baktérií leží v rozmezí od 6,0 do 7,5. Kvasinky mají optimální pH od 4,0 do 5,8 a plísně od 3,8 do 6,0. Aktivovaný kal lze adaptovat na pH v poměrně širokém

3


rozmezí od 6,0 do 9,0. Při čištění městských odpadních vod je optimální pH v rozmezí 2,0 až 2,5. Při hodnotách pod 6,0 je nebezpečí růstu vláknitých hub. Přípustné pH čištěných odpadních vod bude závislé na tom, zda kyselost či zásaditost je způsobena organickými či anorganickými sloučeninami. Jsou-li příčinou kyselosti nebo zásaditosti organické látky, které se v nádrži rozkládají a tím se odstraňují z roztoku, může být pH vyčištěné vody ve velice širokém rozmezí od 5 do 11. Jsou-li příčinou nízkých nebo vysokých hodnot pH organické kyseliny nebo zásady, je neutralizace nutná, aby pH čištěné vody bylo v rozmezí 6,0 až 8,0. Vliv nutrientů Účinnost čištění může být ovlivněna i nutriční nevyvážeností dané odpadní vody. Jde hlavně o nedostatek makrobiogenních prvků fosforu a dusíku. Zatímco městské odpadní vody obsahují přebytek těchto prvků, v některých průmyslových vodách je jich nedostatek. Potřebná množství dusíku a fosforu jsou dána přibližně následujícími vztahy BSK5 : N : P = 100 : 5 : 1 Tyto poměry vyplynuly ze skutečnosti, že biomasa aktivovaného kalu obsahuje přibližně 10 % dusíku a 2 % fosforu a že u středně zatížené aktivace přechází přibližně 50 % z odstraněné BSK5 na syntézu. Z toho plyne, že na každých 100 kg odstraněné BSK5 je zapotřebí 5 kg dusíku a 1 kg fosforu. Oxygenační kapacita Do aktivačních nádrží se kyslík přivádí ze vzduchu nebo jako čistý plyn (kyslíková aktivace). Obsah nádrží se provzdušňuje následujícími způsoby: a) stlačeným vzduchem - při pneumatické aeraci b) mechanickými aerátory - při mechanické aeraci c) kombinací předchozích dvou způsobů - při kombinované aeraci d) ejektory nebo injektory - při hydropneumatické aeraci Při pneumatické aeraci se vzduch rozptyluje do vody různými aeračními elementy (děrovanými trubkami, porézními materiály keramickými a z plastů ve tvaru trubek, zvonů a disků). V závislosti na velikosti otvorů a na porózitě vznikají vzduchové bubliny o různém průměru. Podle velikosti vzduchových bublin (d) rozeznáváme následující tři druhy pneumatické aerace: a) jemnobublinnou (d = 1 až 4 mm) b) středobublinnou (d = 4 až 10 mm) c) hrubobublinnou (d > 10mm) Při mechanické aeraci se používají aerátory s osou horizontální (aerační válce) nebo s osou vertikální (aerační turbiny). Oxygenační kapacita (OC) aeračního zařízení je definována jako množství kyslíku, které je dané aerační zařízení schopno dodat za jednotku času do jednotkového objemu dané nádrže při jeho nulové koncentraci v nádrži OC = K L a ′ ⋅ c ′s kde OC je oxygenační kapacita, obvykle udávaná v jednotkách [g.m-3.h-1] nebo [kg.m-3.d-1]. Koeficient KLa, resp. KLa´ nelze teoreticky vypočítat, a proto se vždy stanovuje experimentálně. 4


Faktory ovlivňující oxygenační kapacitu Při pneumatické aeraci se uplatňuje především: a) velikost vzduchových bublin b) výška vodního sloupce c) intenzita aerace d) zatížení aeračního elementu e) obsah organických látek ve vodě Všechny tyto faktory ovlivňují také využití kyslíku ze vzduchu - při používaných aeračních elementech (výška vodního sloupce 4 až 6 m se pohybuje od 2 do 15 %).

Biologické odstraňování anorganického dusíku z odpadních vod Přísun sloučenin dusíku do přírodních vod odpadními vodami je nežádoucí z těchto důvodů: 1. Amoniakální dusík má vysokou spotřebu kyslíku na biochemickou oxidaci (4,57 g kyslíku na 1 g NH3 - N). 2. Umožňují růst zelených organismů a tím se podílejí na eutrofizaci povrchových vod. 3. Vyšší koncentrace dusičnanů v pitné vodě jsou nebezpečné pro děti kojeneckého věku (methemoglobinaemie). V ČR je přípustná koncentrace amoniaku v povrchových vodách 3 mg.l-1, ve vodárenských tocích 0,5 mg.l-1. V odpadních vodách se anorganický dusík vyskytuje nejčastěji v amoniakální formě (močovina se už v kanalizační síti působením enzymů rozkládá na NH3 a CO2). Dosud známé způsoby jeho odstraňování jsou: 1. 2. 3. 4. 5.

Zachycování na měničích iontů. Stripování vzduchem. Oddestilování z alkalického prostředí. Vysrážení ve formě fosforečnanu amonnohořečnatého. Biologické odstraňování nitrifikací a denitrifikací.

Biologické odstraňování anorganického dusíku spočívá v biochemické reakci amoniakálního dusíku na dusitany a dusičnany (nitrifikace) a v jejich následující biochemické redukci na plynný dusík (denitrifikace). Nitrifikace Nitrifikace probíhá ve dvou stupních. V prvním se amoniakální dusík oxiduje na dusitany. Ve druhém jsou vzniklé dusitany oxidovány na dusičnany. Obě skupiny organismů potřebují jako zdroj uhlíku CO2. Nitrifikace probíhá podle rovnice 2 NH 3 + 3 O2 → 2 NO2− + 2 H + + 2 H 2 O 2 NO2− + O2 → 2 NO3−

5


Sumárně NH 3 + 2 O2 → NO3− + H + + H 2 O Faktory ovlivňující rychlost nitrifikace Rychlost nitrifikace je ovlivněna těmito faktory:

Koncentrace rozpuštěného kyslíku Hodnota pH Teplota Stáří a zatížení aktivovaného kalu Složení odpadních vod

Doporučuje se udržovat koncentraci rozpuštěného kyslíku na hodnotě 2 mg.l-1. Hodnota pH se považuje za optimální 7,0 až 8,2. Vyšší hodnoty pH mohou mít za následek hromadění dusitanů. Optimální teplota pro čisté kultury je v rozmezí 28 až 32 oC. V aktivačním procesu probíhá nitrifikace v dosti širokém rozmezí teplot, ovšem s poklesem teploty o 10 oC se její rychlost sníží přibližně na polovinu. Citlivost vůči teplotě klesá s rostoucím stářím kalu. Nižší teploty mohou mít za následek hromadění dusitanů. Stáří kalu a jeho zatížení v každém aktivačním systému spolu souvisí. Účinnost nitrifikace 90 % a vyšší se dá dosáhnout u městských odpadních vod při zatížení kalu pod 0,30 kg.kg-1.d-1 a stáří kalu nad 5 dní. Přitom je třeba zdůraznit, že příčinným faktorem je stáří kalu a nikoliv jeho zatížení. Když je stáří kalu nižší než generační doba nitrifikátorů, dojde k jejich vyplavení ze systému a nitrifikace nemůže probíhat. Nitrifikační bakterie jsou velmi citlivé na celou řadu organických a anorganických látek. Z anorganických látek to jsou především těžké kovy, kyanidy a kyanatany a neiontové formy NH3 a HNO2. Z organických látek vykazují nejsilnější inhibiční vliv ty, které mají v molekule síru a dusík (merkaptobenzothiazol, thiomočovina, allyl thiomočovina, aj.). Biologická denitrifikace Denitrifikace je opakem nitrifikace a znamená redukci dusičnanů a dusitanů na N2 nebo N2O. Schematicky můžeme denitrifikaci popsat 5 CH 3OH + 6 NO3− → 5 CO2 + 7 H 2 O + 6 OH − + 3 N 2 3 CH 3OH + 6 NO2− → 3 CO2 + 3 H 2 O + 6 OH − + 3 N 2 V procesu denitrifikace se uvolňují ionty OH-. K denitrifikaci dochází v anoxických podmínkách (redox potenciál –50 do +50 mV), tedy vyloučí se aerace a směs se pouze míchá (zabrání se usazení).

Biologické odstraňování fosforu z odpadních vod Přísun fosforu do vod povrchových odpadními vodami je nežádoucí, protože (podobně jako dusík) podporuje jejich eutrofizaci. Přitom fosfor je limitujícím prvkem, neboť v sušině řas je jeho obsah kolem 2 %, kdežto dusíku kolem 10 %. Z odpadních vod lze fosfor odstranit metodami fyzikálně chemickými a biologickými. Fyzikálně chemické metody jsou založeny na tvorbě nerozpustných fosforečnanů vápenatých, hlinitých a železitých.

6


Biologické odstraňování fosforu je založeno na schopnosti některých mikroorganismů aktivovaného kalu akumulovat za určitých podmínek fosfor ve formě polyfosfátů. V současné době je známo kolem 20 druhů mikroorganismů, které mohou akumulovat polyfosfáty. Mezi nejznámější patří Acinetobacter sp. bakterie patřící do skupiny Acinetobacter/Moraxella (PP bakterie). Výhodou biologického odstraňování proti srážecím metodám je to, že nepotřebuje chemikálie a není spojeno se vznikem anorganických kalů a s nutností jejich zpracování. PP bakterie jsou aerobní organismy, které metabolizují organický substrát v oxických podmínkách a akumulují ve zvýšené míře fosfor za předpokladu, že jsou předtím vystaveny anaerobním podmínkám. V anaerobních podmínkách se fosforečnany uvolňují do vnějšího prostředí, v aerobních podmínkách naopak jsou z něho odebírány. Podstatné je, že v celkové bilanci příjem fosforu do bakteriálních buněk převyšuje jejich uvolňování. Aktivace se zvýšeným odstraňováním fosforu musí splňovat následující podmínky: 1. V systému musí být vhodně dimenzována anaerobní zóna, ve které dochází k tvorbě nižších mastných kyselin, depolymeraci polyfosfátů na orthofosfáty a syntéze zásobní PHB v buňkách PP bakterií. 2. Za anaerobní zónou musí následovat aerobní zóna, ve které dochází v buňkách PP bakterií k depolymeraci a oxidaci PHB a k tvorbě polyfosfátů. 3. Fosfor se ze systému musí odvádět s přebytečným kalem z oxické části. 4. Je-li vyžadováno simultánní odstraňování dusíku musí být oxická zóna dimenzována s ohledem na nitrifikaci a systém musí být uspořádán tak, aby dusičnany co nejméně rušily uvolňování fosforu v anaerobní zóně.

7

Obecné zásady biologických čistírenských procesů

Recommend Documents