Usuwanie azotu ze ścieków w małej oczyszczalni. Zastosowanie symulacji komputerowej do wyboru strategii eksploatacyjnej

Polska jest krajem o stosunkowo niewielkich zasobach wód powierzchniowych. Są one rozmieszczone nierównomiernie w skali kraju, a na obszarach o większej gęstości zaludnienia poddane silnemu wpływowi działalności człowieka (antropopresji).

Szczególne zagrożenie dla jakości wód powierzchniowych wiąże się z występowaniem eutrofizacji (użyźniania) spowodowanej związkami azotu i fosforu odprowadzanymi ze ściekami komunalnymi.

Małe oczyszczalnie ścieków eksploatowane na terenach wiejskich i podmiejskich często nie są zaprojektowane do usuwania związków azotu i fosforu ze ścieków. Uwzględniając specyfikę małych oczyszczalni i stawiane im warunki, w tym prostotę obsługi i niezawodność działania, poszukuje się rozwiązań zapewniających wymaganą efektywność oczyszczania przy jak najniższych kosztach inwestycyjnych i eksploatacyjnych. Do określenia rodzaju i zakresu koniecznych działań można z powodzeniem wykorzystać symulację komputerową.

Badana oczyszczalnia ścieków została zaprojektowana w okresie, w którym obowiązywały wymagania dotyczące jakości ścieków oczyszczonych określone w Rozporządzeniu Ministra Ochrony Środowiska Zasobów Naturalnych i Leśnictwa z 1991 r. [12]. Zgodnie z tymi przepisami małe oczyszczalnie oprócz usuwania zanieczyszczeń organicznych i zawiesin musiały zapewniać także usuwanie związków azotu i fosforu.

Dopuszczalne stężenie azotu ogólnego i fosforu ogólnego w ściekach oczyszczonych wynosiło odpowiednio 30 g N/m³ i 5 g P/m³. Pomimo zastosowania wielostopniowego procesu obejmującego mechaniczno-biologiczne oczyszczanie ścieków na sicie gęstym i w komorze osadu czynnego oraz chemiczne strącanie fosforu i doczyszczanie w złożu hydrofitowym oczyszczalnia nie spełniała wymagań dotyczących usuwania azotu.

Wykonane badania analityczne składu ścieków i testy technologiczne pozwoliły na skonstruowanie modelu symulacyjnego oczyszczalni oraz przeprowadzenie symulacji komputerowych.

Badania symulacyjne pokazały, że istnieją praktycznie bezinwestycyjne możliwości zwiększenia efektywności usuwania azotu w oczyszczalni poprzez wprowadzenie prostej modyfikacji w układzie sterowania systemem napowietrzania osadu czynnego w reaktorze biologicznym.

Opis badanej oczyszczalni

Badany obiekt to mała wielostopniowa oczyszczalnia ścieków wykorzystująca technologię nisko obciążonego osadu czynnego w układzie uproszczonym, z dodatkowym chemicznym strącaniem oraz końcowym doczyszczaniem ścieków w oczyszczalni hydrofitowej. Została zaprojektowana na średnią przepustowość dobową 150 m³/d i równoważną liczbę mieszkańców RLM = 1000.

Skład ścieków dopływających jest typowy dla średnio stężonych ścieków komunalnych z podwyższoną zawartością azotu. Stopień mechanicznego oczyszczania wykorzystuje proces cedzenia na gęstym sicie bębnowym o prześwicie 2 mm. Stopień oczyszczania biologicznego wykorzystujący metodę osadu czynnego składa się z komory napowietrzania osadu oraz osadnika wtórnego o przepływie pionowym.

Chemiczne strącanie fosforu odbywa się za pomocą siarczanu żelaza (PIX) w wydzielonym zbiorniku umieszczonym po osadniku wtórnym. Do końcowego doczyszczania ścieków służy oczyszczalnia hydrofitowa o przepływie poziomym ze złożem trzcinowym.

Przeróbka osadu prowadzona jest w procesie stabilizacji tlenowej w reaktorze i w wydzielonej komorze stabilizacji, a ustabilizowany osad odwadniany jest w filtrze workowym. Z wyjątkiem pompowni i oczyszczalni hydrofitowej wszystkie pozostałe urządzenia i obiekty oczyszczalni znajdują się w budynku. Schemat technologiczny oczyszczalni przedstawiono na rys. 1.

Zakres i metodyka badań

Celem przeprowadzonych badań było określenie technologicznych i eksploatacyjnych możliwości zwiększenia efektywności usuwania azotu w małej oczyszczalni ścieków z reaktorem biologicznym wykorzystującym metodę nisko obciążonego osadu czynnego z przedłużonym czasem napowietrzania.

Badania prowadzono w warunkach pracującej oczyszczalni ścieków przy rzeczywistym obciążeniu hydraulicznym i obciążeniu ładunkiem zanieczyszczeń mniejszym od obciążenia projektowego.

Badania technologiczne prowadzone były przez dwa tygodnie. Wykonywano pomiary ilości ścieków dopływających oraz badano analityczne jakości ścieków surowych, ścieków oczyszczonych i osadu czynnego. Przeprowadzono także badania aktywności biomasy osadu czynnego za pomocą testów technologicznych.

Pomiar natężenia przepływu ścieków dopływających do oczyszczalni wykonywany był za pomocą przepływomierza ultradźwiękowego połączonego z rejestratorem. W czasie badań oczyszczalnia pracowała z obciążeniem hydraulicznym mniejszym od wartości projektowej, a natężenie przepływu ścieków dopływających do oczyszczalni wynosiło średnio 111 m3/d.

Próbki ścieków do analiz fizykochemicznych pobierano za pomocą przenośnego urządzenia do ciągłego poboru próbek w cyklu dobowym typu PB-MOS. Próbki ścieków surowych i odpływających z osadnika wtórnego pobierane były automatycznie co 6 minut, a następnie zlewane na próbki 24-godzinne.

Próbki ścieków po trzecim stopniu oczyszczania, który stanowi oczyszczalnia hydrofitowa, pobierano ręcznie co pół godziny w ciągu dnia, a następnie zlewano na próbki 8-godzinne. Do chwili zlewania próbki były utrzymywane w stanie schłodzonym, a oznaczenia wykonywano niezwłocznie po zlaniu próbek ścieków.

Badania analityczne próbek ścieków wykonywane były w laboratorium Katedry Technologii Środowiskowych Politechniki Krakowskiej. Oznaczenia fizykochemiczne wykonywano zgodnie z polskimi normami. Pomiary stężenia tlenu rozpuszczonego przeprowadzono za pomocą przenośnej sondy OXI 323.

Oznaczenia stężenia fosforanów, azotu azotanowego i azotu amonowego w testach aktywności osadu czynnego wykonywano przy użyciu przenośnego fotometru MPM 3000 i gotowych zestawów odczynników.

Wykonane testy szybkości: zużywania tlenu (OUR), utleniania azotu amonowego (AUR), redukcji azotu azotanowego (NUR) oraz uwalniania fosforanów (PRR) posłużyły do określania aktywności poszczególnych grup mikroorganizmów wchodzących w skład osadu czynnego. W tabelach przedstawiono dane dotyczące parametrów pracy oczyszczalni (tab. 1) oraz jakości ścieków surowych i oczyszczonych (tab. 2).

Badania symulacyjne prowadzone były z wykorzystaniem programu GPS-X v. 6.1. Wykorzystano w nich model matematyczny dopływu „bodbased”, model osadu czynnego „ASM3” oraz model sedymentacji w osadniku wtórnym „simple1d” [2, 3]. Model osadu czynnego nr 3 (ASM3) stanowi rozwinięcie najbardziej podstawowego modelu osadu czynnego nr 1 (ASM1).

Ponadto w modelu symulacyjnym uwzględniono proces chemicznego strącania prowadzony za osadnikiem wtórnym. Model został opracowany i skalibrowany zgodnie z typową procedurą [4–6]. Dodatkowo podczas konstruowania modelu wykorzystano informacje zawarte w wielu źródłach na temat praktycznych aspektów prowadzenia symulacji komputerowej [7,8].

Ponieważ wyniki analizy składu ścieków wskazywały na brak denitryfikacji azotanów w reaktorze, celem badań było symulowanie warunków niedotlenionych w reaktorze biologicznym.

W literaturze można znaleźć różne strategie eksploatacyjne mające na celu zwiększenie efektywności usuwania azotu, jednak w większości są one stosowane w dużych oczyszczalniach ścieków z rozbudowanym układem sterowania [9,10] lub do ścieków przemysłowych [11]. Dlatego w trakcie badań sprawdzana była strategia, w której system napowietrzania osadu czynnego w reaktorze biologicznym był okresowo włączany i wyłączany. Przypuszczano, że nawet wprowadzenie tak prostej strategii eksploatacyjnej pozwoli wyraźnie zwiększyć efektywność usuwania azotu ogólnego.

Symulację komputerową pracy oczyszczalni prowadzono przez 3 dni. Przez pierwszą dobę układ był eksploatowany w warunkach dotychczasowych z ciągłym napowietrzaniem osadu czynnego, a od drugiej doby wprowadzono przerywane napowietrzanie w układzie: 30 min napowietrzania osadu i 30 min bez niego (przerwa). W trakcie badań symulacyjnych sprawdzono także inne konfiguracje czasowe przerywanej pracy układu napowietrzania osadu czynnego, zmieniając czas napowietrzania w zakresie 30–60 minut, a przerwa trwała 15–60 minut.

Uzyskane wyniki

Wyniki badań analitycznych wykazywały, że efektywność denitryfikacji azotanów w reaktorze biologicznym utrzymuje się na poziomie ok. 40%. Sytuacja ta nie była zaskakująca, ponieważ cała objętość osadu w reaktorze była intensywnie napowietrzana, a stężenie tlenu rozpuszczonego wahało się w szerokim zakresie od 1,5 do 5,5 g O₂/m³.

Wartości stężenia podstawowych wskaźników zanieczyszczeń w ściekach odpływających z reaktora biologicznego spełniały zaostrzone wymagania dotyczące jakości ścieków, z wyjątkiem azotu ogólnego i okresowo fosforu. Podwyższone wartości stężenia fosforu w odpływie dotyczyły przypadku, gdy dawkowano niewystarczającą ilość PIX-u do strącania.

Wysokie stężenie azotu ogólnego w odpływie związane było z brakiem odpowiednich warunków do prowadzenia procesu denitryfikacji, czyli brakiem strefy niedotlenionej w reaktorze. Wyniki testów aktywności osadu czynnego przedstawione w tabeli 3 oraz przeprowadzone próby denitryfikacji polegające na wyłączaniu napowietrzania na 15–30 minut wskazywały na możliwość efektywnego usuwania azotu ze ścieków po zastosowaniu np. przemiennego napowietrzania komory.

Uzyskane w próbach technologicznych stężenie azotu azotanowego wynosiło poniżej 25 g N-NO3/m3 przy nieznacznym wzroście stężenia azotu amonowego. W celu potwierdzenia tych przypuszczeń przeprowadzono badania symulacyjne różnych strategii eksploatacyjnych reaktora osadu czynnego.

Przeprowadzona symulacja strategii eksploatacyjnej polegającej na okresowym wyłączaniu napowietrzania osadu czynnego w reaktorze pokazała, że istnieje możliwość osiągnięcia denitryfikacji azotanów w reaktorze jedynie poprzez zmianę dotychczasowej strategii eksploatacyjnej i bez potrzeby wprowadzania wydzielonej strefy niedotlenionej.

Na wykresach przedstawionych na rys. 2 widoczne jest, że zmiana sposobu napowietrzania po pierwszej dobie powoduje wyraźne zwiększenie szybkości denitryfikacji w reaktorze, przy równoczesnym zmniejszeniu stężenia azotu azotanowego N-NO₃ w odpływie z 50 do ok. 1,5 g N-NO₃/m³ oraz zwiększeniu ilości wytwarzanego azotu gazowego N₂ z 35 do ok. 81 g N₂/m³.

Pojawienie się wyraźnego procesu denitryfikacji w osadzie czynnym skutkuje też zwiększeniem efektywności nitryfikacji (rys. 3), dla której czynnikiem limitującym była zbyt mała zasadowość.

„Odzyskana” w procesie denitryfikacji zasadowość osiąga wartość ok. 170 g CaCO₃/m³ i pozwala na zintensyfikowanie procesu nitryfikacji, co z kolei powoduje zmniejszenie stężenia azotu amonowego w odpływie z 2,2 do ok. 0,8 g N-NH₄/m³. Zmniejszenie stężenia azotu amonowego i azotu azotanowego w odpływie ma bezpośredni wpływ na wyraźne zmniejszenie stężenia azotu ogólnego w ściekach oczyszczonych z ok. 52 do ok. 2,9 g N/m³. Jest to wartość wyraźnie mniejsza od wymagań prawnych obowiązujących nawet dla znacznie większych oczyszczalni ścieków.

Wyniki badań symulacyjnych wskazują również na zmniejszenie zapotrzebowania na energię na napowietrzanie z ok. 24 do 16 kWh/d po wprowadzeniu okresowego napowietrzania osadu (dolny prawy wykres na rys. 3), jak również na zmniejszenie średniego stężenia tlenu rozpuszczonego w reaktorze biologicznym (rys. 2).

Wyniki symulacji pokazują, że po wprowadzeniu zmian i przy niezmienionej wydajności dmuchaw stężenie tlenu rozpuszczonego będzie się zmieniało w zakresie ok. 0,5–1,1 g O₂/m³, podczas gdy obecnie osad czynny jest często „przetleniony” przy stężeniu tlenu utrzymującym się na poziomie ok. 3,5 g O₂/m³.

Przyjęty w badaniach symulacyjnych schemat okresowego napowietrzania w układzie 30/30 min (napowietrzanie/przerwa) nie jest jedynym możliwym. Badania symulacyjne powtórzono dla kilku innych układów napowietrzania. Wyniki symulacji stężenia azotu ogólnego w odpływie dla tych układów przedstawiono w tabeli 4.

Wszystkie inne badane opcje dawały gorsze wyniki technologiczne w odniesieniu do efektywności usuwania azotu ogólnego. Zauważalne jest, że schematy napowietrzania, w których czas napowietrzania i czas trwania przerwy był równy, dawały lepsze wyniki niż te, w których czas trwania przerwy był krótszy od czasu napowietrzania.

Na podstawie tych wyników można uznać, że przerywane napowietrzanie, w którym cykl trwa od 30 do 45 minut, gwarantuje stabilną pracę układu z niskim stężeniem azotu ogólnego w odpływie (w granicach 2,9–3,5 gN/m3) i zmniejszonym zapotrzebowaniem na energię na napowietrzanie w porównaniu z napowietrzaniem ciągłym.

Wnioski

Małe oczyszczalnie ścieków, które podlegają nieco łagodniejszym wymaganiom dotyczącym jakości ścieków oczyszczonych, czasami mają potencjał umożliwiający zwiększenie ich efektywności technologicznej w sposób praktycznie bezinwestycyjny, a nawet przynoszący pewne oszczędności w kosztach eksploatacyjnych.

W przypadku oczyszczalni wykorzystujących proste metody osadu czynnego z biologiczną nitryfikacją w układzie jednofazowym istnieje możliwość uzyskania efektu pełnego usuwania azotu ogólnego poprzez wprowadzenie przerywanego napowietrzania osadu czynnego. Umożliwia to z jednej strony rozwój heterotroficznej biomasy denitryfikacyjnej i redukcję azotu azotanowego do azotu gazowego, a z drugiej zwiększa efektywność biologicznej nitryfikacji poprzez odzyskanie części zasadowości.

Oczekiwać można, że towarzyszyć temu będzie zmniejszenie zapotrzebowania na energię na napowietrzanie osadu czynnego. Istotną korzyścią takiego rozwiązania jest także zmniejszenie możliwości występowania niekontrolowanej denitryfikacji w osadniku wtórnym, co jest związane z prowadzeniem procesu oczyszczania przy niskim obciążeniu osadu ładunkiem i wysokim wieku osadu.

Skuteczność zastosowania powyższej strategii eksploatacyjnej jest uwarunkowana składem ścieków dopływających, w tym szczególnie dostępnością łatwo przyswajalnych związków organicznych, i specyficznymi własnościami biomasy osadu czynnego w danej oczyszczalni.

Do tego celu przydatne są badania aktywności osadu czynnego za pomocą testów technologicznych. Pozwalają one prognozować z dużym prawdopodobieństwem przebieg procesów jednostkowych zachodzących w reaktorach biologicznych.

Przed wprowadzeniem zmian w systemie napowietrzania możliwość i celowość takiego rozwiązania eksploatacyjnego powinna zostać określona w danej oczyszczalni na podstawie badań symulacyjnych.

Strukturę czasową cyklu napowietrzania ścieków należy określić indywidualnie dla każdego przypadku za pomocą symulacji komputerowej, a następnie zweryfikować w praktyce na podstawie obserwacji skutków wprowadzonych zmian.

Literatura

1. Mikosz J., Badania analityczne jako podstawa symulacji komputerowej w oczyszczaniu ścieków, „Gaz, Woda i Technika Sanitarna” nr 9/2007.
2. GPS-X version 6.1. Technical Reference, Hydromantis Inc., Hamilton, Ontario, Canada, 2011.
3. Gujer W., Henze M., Takashi M., Loosdrecht M.V., Activated Sludge Model No. 3, „Wat.Sci.Tech.” Vol. 39(1)/1999.
4. Langergraber G. et al., A guideline for simulation studies of wastewater treatment plants, „Wat.Sci.Tech.” Vol. 50(7)/2004.
5. Koch G., Kuhni M., Gujer W., Siegrist H., Calibration and validation of activated sludge model no. 3 for Swiss municipal wastewater, „Water Research” Vol. 34(14)/2000.
6. Koch G., Kuhni M., Siegrist H., Calibration and validation of an ASM3-basedsteady-state model for activated sludge systems. Part I: Prediction of nitrogen removal and sludge production, „Water Research” Vol. 35(9)/2001.
7. Rieger L. et al., Data Reconciliation for Wastewater Treatment Plant Simulation Studies – Planning for High-Quality Data and Typical Sources of Errors, „Wat. Environ. Res.” Vol. 82(5)/2010.
8. Banadda N., Nhapi I., Kimwaga R., A review of modeling approaches in activated sludge systems, „African Journal of Envir. Sci and Tech.” Vol. 5(6)/2011.
9. Stare A., Vrečko D., Hvala N., Strmčnik S., Comparison of control strategies for nitrogen removal in anactivated sludge process in terms of operating costs: A simulation study, „Water Research” Vol. 41/2007.
10. Rosso D., Stenstrom M.K., Energy-Saving Benefits of Denitrification, Environmental Engineer: Applied Research and Practice, American Academy of Environmental Engineers, Annapolis, USA, 2007.
11. Pawełczyk A., Badania nad usuwaniem azotanów ze ścieków przemysłowych metodą redukcji do wolnego azotu, „Ochrona Środowiska” Vol. 30(4)/2008.
12. Rozporządzenie Ministra Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa z dnia 5 listopada 1991 r. w sprawie klasyfikacji wód oraz warunków, jakim powinny odpowiadać ścieki wprowadzane do wód lub do ziemi (DzU nr 116/1991, poz. 503).