Artykuł – na podstawie badań w skali laboratoryjnej – porusza kwestię wpływu lotnych kwasów tłuszczowych na usuwanie fosforu w reaktorach biologicznych.

Podstawowym zadaniem komunalnej oczyszczalni jest usuwanie ze ścieków węgla, azotu i fosforu, przede wszystkim metodami biologicznymi. W przypadku braku możliwości zoptymalizowania procesu biologicznego usuwania fosforu stosuje się dodatkowo chemiczne strącanie, opisane w poprzednim artykule. Kluczowym elementem poprawy efektywności biologicznego usuwania fosforu jest dostępność w ściekach dopływających do oczyszczalni łatwo przyswajalnych związków węgla, nazywanych lotnymi kwasami tłuszczowymi (LKT). Wpływają one na ilość uwalnianych w procesie defosfatacji w warunkach beztlenowych ortofosforanów, jak również na proces ich zwiększonego poboru w warunkach tlenowych. Organizmy uczestniczące w biologicznym usuwaniu fosforu pobierają ze ścieków LKT w postaci na przykład kwasu octowego czy propionowego. Bardziej złożone związki są najpierw poddawane hydrolizie. Związki organiczne zawarte w ściekach charakteryzują się, niestety, różną podatnością na ten proces.

Głównymi źródłami węgla do biologicznego usuwania fosforu mogą być: ścieki dopływające do reaktora biologicznego po ich mechanicznym oczyszczeniu, dodawane do ścieków, np. kwas octowy, etanol, metanol, glukoza czy ciecze nadosadowe, zawierające duże ilości lotnych kwasów tłuszczowych, powstałych w wyniku fermentacji osadu wstępnego.

Dotychczasowe badania dowodzą, że proces zintensyfikowanego uwalniania fosforu
w strefie beztlenowej reaktora biologicznego, połączony z magazynowaniem energii w postaci polihydroksyalkanów (PHA) przez organizmy akumulujące polifosforany (PAOs – ang. Poly-phosphate Accumulating Organisms), jest uzależnione od ilości dostępnych lotnych kwasów tłuszczowych (LKT). Wysokie stężenie LKT prowadzi do szybszego wzrostu PAOs i wzmożonego usuwania fosforu. Niewykorzystanie LKT w strefie beztlenowej oraz wysokie jego stężenie w strefach niedotlenionej i tlenowej obniżają efektywność pobierania fosforu ze ścieków nawet do wartości bliskich zeru. W literaturze często opisuje się zależność, wg której od 6 do 9 mg LKT w przeliczeniu na kwas octowy jest zużywanych do pobierania 1 mg fosforu i taki stosunek LKT/P powinien być zachowany w ściekach dopływających do komory defosfatacji reaktora biologicznego. Badania Gharagaha i Randalla dowodzą, że dodanie 1 mg kwasu octowego powoduje usunięcie 0,37 mg P, natomiast 1 mg kwasu propionowego neutralizuje tylko 0,1 mg P1.

Cel i zakres badań
Usuwanie fosforu ze ścieków jest procesem składającym się z serii kolejnych reakcji biochemicznych, a jego szybkość zależy od wielu czynników o charakterze fizyczno-chemicznym i technologicznym. Intensyfikacja procesu następuje poprzez uaktywnienie mikroorganizmów w zmieniających się kolejno warunkach: beztlenowych, anoksycznych
i tlenowych. Efektywność procesu zależy od wskaźników fizyczno-chemicznych ścieków, takich jak ChZT, BZT5, LKT, temperatury oraz od parametrów technologicznych, np. wieku osadu, obciążenia osadu związkami organicznymi i warunków tlenowych w reaktorze, a także od dawki stosowanego koagulantu PIX.

Przeprowadzone w latach 2000-2003 w warunkach bieżącej eksploatacji badania w oczyszczalni ścieków w Śremie ukazały wzajemne nakładanie się oddziaływania wymienionych wskaźników na proces biologicznego usuwania fosforu2. Układ biologiczny oczyszczalni w Śremie jest jednym z najczęściej stosowanych w Polsce, wykorzystujących trzystrefowy reaktor o zmiennych warunkach technologicznych prowadzenia procesu: warunkach beztlenowych (defosfatacja), warunkach niedotlenionych (denitryfikacja) oraz warunkach tlenowych (nitryfikacja).

W celu wyeliminowania zakłóceń związanych ze zmieniającymi się wskaźnikami fizyczno-chemicznymi (opisanymi wcześniej) wykonano testy na ściekach modelowanych, określając wpływ krótkołańcuchowych lotnych kwasów tłuszczowych w ściekach doprowadzonych do reaktorów biologicznych na biologiczne usuwanie fosforu ze ścieków.

Przygotowano dwie serie testów laboratoryjnych, symulując warunki pracy trójfazowych reaktorów biologicznych, łącznie z procesami sedymentacyjnymi, zachodzącymi
w osadnikach wtórnych. Analizowano wpływ wielkości wskaźnika LKT/P w ściekach modelowanych doprowadzonych do reaktorów na proces usuwania fosforu.

Badania obejmowały: analizy fizyczno-chemiczne ścieków poddawanych oczyszczaniu i ścieków oczyszczonych w reaktorach laboratoryjnych: ChZT, BZT5, LKT, stężenie fosforu ogólnego (Pog), ortofosforanów (P-PO4), zawiesiny ogólnej oraz temperatury
i odczynu pH; wskaźniki charakteryzujące mieszaninę ścieków i osadu czynnego w reaktorach laboratoryjnych: stężenie suchej masy osadu (X) oraz obciążenie osadu ładunkiem ChZT (OChZT); wpływ wartości wskaźnika LKT/P w ściekach na proces defosfatacji przez: pomiar stężenia ortofosforanów w ściekach podczas biologicznego oczyszczania i sedymentacji; określenie szybkości uwalniania i poboru ortofosforanów podczas biologicznego oczyszczania; określenie efektywności usuwania zanieczyszczeń ze ścieków oczyszczanych w reaktorach biologicznych w zakresie: ChZT, BZT5, LKT, Pog i P-PO4.

Opis stanowiska badawczego
Symulację warunków pracy trzystrefowych reaktorów biologicznych prowadzono
w zmodyfikowanym Flocculatorze 2000 firmy Kemira, składającym się z pięciu pojemników o pojemności 2,5 l każdy, wyposażanych w mieszadła łapowe o wymiarach
5,6×3,1 cm z niezależnym napędem elektrycznym.

Do każdego pojemnika doprowadzona była instalacja sprężonego powietrza, zakończona dwoma kamieniami, rozdrabniającymi powietrze. Instalacja za pomocą trójników i przepustnic została połączona z dwiema membranowymi pompkami akwarystycznymi. Zawartość tlenu była regulowana na podstawie pomiarów kontrolnych, prowadzonych przy użyciu sondy tlenowej. Po testach w reaktorach laboratoryjnych prowadzono sedymentację w lejach Imhoffa o pojemności 1 l. Po koagulacji nastąpiła sedymentacja w lejach Imhoffa.

Metodyka badań
Badania wykonano na ściekach i osadzie czynnym z oczyszczalni ścieków w Śremie. Ścieki do badań pobierano po mechanicznym oczyszczeniu (po przejściu kraty schodkowej, piaskownika i osadników wstępnych), natomiast osad czynny z rurociągu recyrkulacji zewnętrznej na wylocie do komory defosfatacji reaktora biologicznego.

Testy prowadzono w dwóch seriach na ściekach modelowanych przez dodanie do każdego reaktora innej dawki octanu sodu w celu uzyskania różnych wartości LKT/P w zakresie 1,88-30 mg O2/mg P. W reaktorach wytwarzano warunki anoksyczne przez dozowanie do ścieków azotanów. Proporcje mieszaniny ścieków i osadu ustalano na podstawie pomiaru suchej masy osadu, aby osiągnąć stężenie ok. 4 mgs.m./l.

Warunki pracy trójfazowych reaktorów biologicznych modelowano w reaktorach laboratoryjnych, wytwarzając kolejno: warunki beztlenowe (DP) – mieszanie zawartości reaktora przez dwie godziny; warunki anoksyczne (DN) – dodanie do każdego reaktora takiej samej dawki KNO3 (12 mg N-NO3/l) i mieszanie zawartości przez dwie godziny w serii 1
i przez trzy godziny w serii 2; warunki tlenowe (N) – włączenie napowietrzania i utrzymywanie stężenia tlenu rozpuszczonego powyżej 20 mg O2/l w czasie czterech godzin w serii 1 oraz pięciu godzin w serii 2.

Następnie wykonano testy sedymentacyjne w lejach Imhoffa, które trwały sześć godzin w serii 1 i cztery godziny w serii 2. Całkowity czas procesu biologicznego oczyszczania ścieków i sedymentacji w warunkach laboratoryjnych w obu seriach wyniósł czternaście godzin.

Do modelowania ścieków i warunków anoksycznych w reaktorach wykorzystano następujące odczynniki: roztwór octanu sodowego jako źródło LKT (0,1694-molowy – 1 ml roztworu CH3COONa odpowiada 10 mg CH3COOH); roztwór azotanu potasu jako źródło azotanów (0,714-molowy – 1 ml roztworu KNO3 zawiera 10 mg N-NO3).

Wskaźnik BZT5 oznaczano za pomocą analizatora OXI TOP I26 firmy WTW wg DIN EN 1899-2 (H55). Ilość ortofosforanów ustalano metodą molibdenową, z chlorkiem cynowym jako reduktorem, zgodnie z PN-89/C-04537/02. Stężenie LKT określano przez destylację bezpośrednią ścieków3. Zawartość tlenu w strefie nitryfikacji reaktora i temperaturę mierzono za pomocą technicznej sondy tlenowej Zullig. Pozostałe oznaczenia wykonywano zgodnie z Polskimi Normami. Natężenie przepływu ścieków określano na podstawie odczytów z przepływomierzy, zarchiwizowanych w postaci dobowych raportów pracy oczyszczalni ścieków.

Wskaźniki charakteryzujące ścieki i efektywność procesu obliczono wg następujących zależności: 

  • stężenie LKT w ściekach modelowanych przed zmieszaniem z osadem czynnym:
 
LKT = LKT(2) + DLKT       [mg CH3COOH/l]              (1)
 
gdzie: LKT(2)    –     stężenie LKT w ściekach mechanicznie oczyszczonych, pobranych z układu technicznego w punkcie pomiarowym 2 [mg CH3COOH/l],
DLKT         –    dawka octanu sodu jako źródła LKT dodana do reaktora laboratoryjnego [mg CH3COOH/l]
 
  • wskaźnik LKT/P w ściekach modelowanych przed zmieszaniem z osadem czynnym:
 
      [mg CH3COOH/mg P]                   (2)
 
gdzie: LKT           –    stężenie LKT w ściekach modelowanych przed zmieszaniem
z osadem czynnym [mg CH3COOH/l],
Pog(2)        –    stężenie fosforu ogólnego w ściekach mechanicznie oczyszczonych, pobranych z układu technicznego
 w punkcie pomiarowym 2 [mg P/l]
 
  • wskaźnik N-NO3/P w mieszaninie ścieków modelowanych i osadu czynnego:
 
       [mg N-NO3/mg P]                  (3)
 
gdzie: N-NO3         –    dawka azotanu potasu jako źródła azotanów dodana do reaktora laboratoryjnego w celu wytworzenia warunków anoksycznych [mg N-NO3],
Pog(2)        –    stężenie fosforu ogólnego w ściekach mechanicznie oczyszczonych, pobranych z układu technicznego
w punkcie pomiarowym 2 [mg P/l]
 
  • efektywność usuwania zanieczyszczeń ze ścieków biologicznie oczyszczonych
w reaktorach laboratoryjnych:
 
              [%]                                             (4)
 
gdzie:    cp              –    stężenie wskaźnika zanieczyszczenia w ściekach modelowych, doprowadzonych do reaktorów [mg/l],
ck             –    stężenie wskaźnika zanieczyszczenia w ściekach oczyszczonych w reaktorze biologicznym (ścieki sączone) [mg/l]
 
  • szybkość uwalniania (-) i poboru (+) ortofosforanów została obliczona
na podstawie wzoru:
 
             (5)
 
gdzie:  (P-PO4)p, (P-PO4)k – stężenie ortofosforanów odpowiednio na początku
i na końcu poszczególnych przedziałów czasowych [mg P-PO4/l],
X            –   stężenie suchej masy osadu [gsm/l],
T             –   czas pomiędzy pomiarami stężenia ortofosforanów [h].
 
Wyniki badań
Ścieki w poszczególnych reaktorach zawierały różne dawki lotnych kwasów tłuszczowych, których stężenie w ściekach, obliczone wg wzoru 1, wynosiło 48-447 mg CH3COOH/l w serii 1 oraz 60-958,5 mg CH3COOH/l w serii 2.
Dodanie LKT do reaktorów spowodowało proporcjonalny wzrost ChZT, przedstawiony na rysunku 2. Ponieważ stężenie fosforu ogólnego i ortofosforanów we wszystkich reaktorach nie uległo zmianie, ze wzrostem stężenia lotnych kwasów tłuszczowych wzrastały odpowiednio wartości wskaźnika LKT/P, przyjmując wartości w zakresie 1,88-30 mg CH3COOH/mg P oraz zwiększały się wartości wskaźnika CHZT/P w zakresie 15,36-53,91 mg O2/mg P (rys. 3). Wartości CHZT/P w serii 1 były ponad dwukrotnie wyższe niż w serii 2 z powodu mniejszego stężenia fosforu ogólnego w ściekach.
 
W trakcie badań w reaktorach laboratoryjnych oznaczano stężenie ortofosforanów i LKT w ściekach poddawanych biologicznemu oczyszczaniu i sedymentacji.
Na podstawie uzyskanych wyników sporządzono profile zmian stężenia ortofosforanów (rys. 4 i 6). Na początku prowadzenia procesu w warunkach beztlenowych (DP) obserwowano uwalnianie ortofosforanów, które zostało chwilowo zakłócone w serii 2.
W strefie anoksycznej (DN) proces był mało stabilny. Przy niskich wartościach wskaźnika LKT/P ≤ 3,22 mg CH3COOH/mg P obserwowano zahamowanie uwalniania i początek poboru ortofosforanów ze ścieków, natomiast przy wyższych wartościach tego wskaźnika stężenie ortofosforanów ulegało zarówno obniżaniu, jak i zwiększaniu.

W warunkach tlenowych (N) zachodziło pobieranie ortofosforanów ze ścieków, stabilizujące się w przypadku wyższych wartości LKT/P dopiero po pierwszej godzinie prowadzenia procesu. Stężenie ortofosforanów w ściekach biologicznie oczyszczonych było wyższe dla większych wartości początkowych LKT/P.
Na podstawie pomiarów stężenia ortofosforanów obliczono, wg wzoru 5, szybkości uwalniania (-) i poboru (+) ortofosforanów w przedziałach kontrolnych prowadzonego procesu. W strefie beztlenowej szybkość uwalniania ortofosforanów w serii 1 zależała od wartości wskaźnika LKT/P – początkowo zwiększała się wraz ze wzrostem wskaźnika, a następnie malała. W serii 2 obserwowano podobną zależność, jednak po 30 minutach proces załamał się. Szybkość uwalniania (-) ortofosforanów w warunkach beztlenowych zwiększała się ze wzrostem wartości wskaźnika, osiągając najwyższą wartość va= -4,639amg P-PO4/mgs.m.*h dla LKT/P = 18 mg CH3COOH/mg P. Wyższe wartości wskaźnika obniżały szybkość procesu.
 
W strefie anoksycznej proces był niestabilny, szczególnie w serii 2, i stabilizował się dopiero w strefie tlenowej. Zależność szybkości uwalniania (-) i poboru (+) ortofosforanów od wskaźnika LKT/P przedstawiono w przypadku serii 1 na rysunku 5 oraz dla serii 2 na rysunku 7. W serii 2 pominięto strefę anoksyczną ze względu na duże zakłócenia procesu.
 

W warunkach anoksycznych przy niskich wartościach LKT/P ≤ 3,22 mg CH3COOH/mg P bardzo wcześnie wystąpił powolny pobór (+) ortofosforanów, natomiast przy wyższych wartościach tego wskaźnika następowały zarówno uwalnianie (-), jak i pobór (+) ortofosforanów.

Tab. 1. Charakterystyka ścieków, mieszaniny ścieków i osadu czynnego oraz dawki reagentów

 
Parametr
Jednostka
Seria 1.
Seria 2.
Nr reaktora
Nr reaktora
1
2
3
4
5
1
2
3
4
5
Charakterystyka ścieków modelowanych – dopływ do reaktorów
ChZT
[mgO2/l]
595,20
674,56
729,12
758,88
803,32
490,88
608,88
641,92
731,60
784,90
BZT5
[mgO2/l]
455,00
465,00
606,60
693,30
593,30
378,00
450,00
475,00
540,00
580,00
LKT
[mgCH3COOH/l]
48,0
178,8
268,2
357,6
447,0
60,0
287,6
511,2
734,9
958,5
Pog
[mgP/l]
14,90
14,90
14,90
14,90
14,90
31,95
31,95
31,95
31,95
31,95
P-PO4
[mgP-PO4/l]
12,60
12,6
12,60
12,60
12,60
30,02
30,02
30,02
30,02
30,02
Zawiesina ogólna
[mg/l]
177,0
177,0
177,0
177,0
177,0
181,0
181,0
181,0
181,0
181,0
Temperatura
[oC]
14,5
14,5
14,5
14,5
14,5
16,0
16,0
16,0
16,0
16,0
Odczyn pH
[-]
7,93
7,93
7,93
7,93
7,93
6,87
6,87
6,87
6,87
6,87
ChZT/BZT5
[mgO2/mgO2]
1,31
1,45
1,20
1,09
1,35
1,30
1,35
1,35
1,35
1,35
ChZT/P
[mgO2/mgP]
39,95
45,27
48,93
50,93
53,91
15,36
19,06
20,09
22,90
24,57
LKT/P
[mgCH3COOH/mgP]
3,22
12,00
18,00
24,00
30,00
1,88
9,00
16,00
23,00
30,00
Charakterystyka mieszaniny ścieków i osadu czynnego w komorze beztlenowej reaktorów
N-NO2
[mg N-NO2/l]
2,09
1,60
1,56
1,16
1,27
7,20
5,70
5,70
5,30
5,90
N-NO3
[mg N-NO3/l]
1,00
1,10
1,35
1,65
1,65
1,90
2,70
3,50
3,80
3,90
Wartości wskaźnika N-NO3/P w warunkach anoksycznych
N-NO3/P
[mgN-NO3/mgP]
0,81
0,81
0,81
0,81
0,81
0,38
0,38
0,38
0,38
0,38
Charakterystyka osadu czynnego w reaktorach
X
[mg s.m/l]
4,355
4,195
4,085
3,815
4,250
3,895
4,015
4,150
4,215
4,355
OChZT
[mgO2/mg s.m.]
0,068
0,080
0,089
0,099
0,095
0,063
0,076
0,077
0,087
0,090
Dawki reagentów w badaniach laboratoryjnych
CH3COONa
[mgCH3COOH/l]
0,00
130,80
220,20
309,60
399,00
0,00
227,55
451,20
674,85
898,50
KNO3
[mgN-NO3/l]
12,00
12,00
12,00
12,00
12,00
12,00
12,00
12,00
12,00
12,00
 
 
Tab. 2. Stężenie ortofosforanów w testach laboratoryjnych [mgP-PO4/l]
 
Seria 1.
Strefa reaktora
DP
DN
N
osadnik wtórny
Czas [h]
0
1
2
2,5
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
14
Nr reaktora
1
8,09
24,60
28,46
28,50
28,08
23,81
18,10
7,63
2,35
0,89
1,06
1,28
0,98
1,23
1,66
2
8,20
23,72
30,57
31,84
34,00
34,01
29,98
17,17
8,12
1,81
2,02
2,27
1,79
2,03
2,13
3
6,47
25,64
33,18
31,51
33,35
31,57
30,88
18,80
9,88
2,97
3,30
3,58
2,93
3,36
3,36
4
8,70
23,97
32,47
28,55
29,27
32,10
30,77
21,01
12,26
5,33
5,62
5,86
5,64
6,81
7,33
5
8,84
25,13
31,57
31,95
36,61
31,85
30,73
24,17
13,72
6,08
6,62
7,27
6,88
7,24
9,06
Seria 2.
Strefa reaktora
DP
DN
N
osadnik wtórny
Czas [h]
0
0,5
1
2
2,5
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
Nr reaktora
1
25,93
28,82
18,74
31,59
30,71
29,29
24,94
24,15
11,10
3,92
1,68
0,95
0,20
0,61
0,93
0,87
1,09
2
25,33
28,03
22,52
30,62
29,81
35,88
32,25
34,19
28,24
16,72
7,35
2,31
1,00
1,43
1,49
1,60
2,20
3
25,00
27,84
21,87
27,92
28,95
30,67
31,95
29,87
32,28
29,74
19,30
8,57
4,09
4,88
4,62
4,86
6,28
4
22,92
31,10
27,69
25,48
28,63
28,29
29,81
30,73
30,47
30,80
23,57
12,90
6,53
7,05
6,77
7,24
7,80
5
22,64
30,13
24,06
37,40
29,55
33,43
26,78
29,85
29,57
27,15
24,64
13,05
7,26
7,69
7,63
7,80
8,21
 
 
Tab. 3. Stężenie LKT w testach laboratoryjnych [mgCH3COOH/l]
 
Seria 1.
Strefa reaktora
DP
DN
N
osadnik wtórny
Czas [h]
0
1
2
2,5
3
4
5
6
7
8
14
Nr reaktora
1
41,0
24,0
20,0
17,0
20,0
18,0
18,0
18,0
12,0
12,0
12,0
2
106,0
54,0
46,0
43,0
37,0
30,0
23,0
18,0
14,0
12,0
12,0
3
145,0
68,0
49,0
43,0
39,0
36,0
18,0
22,0
12,0
18,0
12,0
4
164,0
109,0
86,0
57,0
49,0
42,0
24,0
21,0
18,0
12,0
12,0
5
185,0
131,0
89,0
54,0
48,0
40,0
30,0
19,0
18,0
12,0
12,0
Seria 2.
Strefa reaktora
DP
DN
N
osadnik wtórny
Czas [h]
0
0,5
1
2
2,5
3
4
5
6
7
10
14
Nr reaktora
1
54,0
36,0
30,0
24,0
24,0
18,0
18,0
18,0
12,0
12,0
12,0
12,0
2
180,0
120,0
96,0
84,0
72,0
60,0
48,0
42,0
24,0
18,0
12,0
12,0
3
360,0
180,0
132,0
120,0
108,0
96,0
66,0
42,0
30,0
24,0
12,0
12,0
4
420,0
300,0
192,0
132,0
114,0
90,0
66,0
48,0
42,0
30,0
12,0
12,0
5
480,0
360,0
258,0
168,0
156,0
138,0
90,0
66,0
60,0
42,0
12,0
12,0
 
 
Tab. 4. Szybkość uwalniania (-) i poboru (+) ortofosforanów w procesie biologicznego oczyszczania ścieków [mgP-PO4/mgsm*h]
 
Seria 1.
Strefa reaktora
DP
DN
N
osadnik wtórny
Czas [h]
1
2
2,5
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
14
Nr reaktora
1
-3,791
-0,886
-0,018
0,096
0,980
1,311
2,404
1,212
0,335
-0,039
-0,051
0,069
-0,057
-0,049
2
-3,700
-1,633
-0,605
-0,515
-0,002
0,961
3,054
2,157
1,504
-0,050
-0,060
0,114
-0,057
-0,012
3
-4,693
-1,846
0,818
-0,450
0,436
0,169
2,957
2,184
1,692
-0,081
-0,069
0,159
-0,105
0,000
4
-4,003
-2,228
2,055
-0,189
-0,742
0,349
2,558
2,294
1,817
-0,076
-0,063
0,058
-0,307
-0,068
5
-3,833
-1,515
-0,179
-1,096
1,120
0,264
1,544
2,459
1,798
-0,127
-0,153
0,092
-0,085
-0,214
Seria 2.
Strefa reaktora
DP
DN
N
osadnik wtórny
Czas [h]
0,5
1
2
2,5
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
Nr reaktora
1
-1,484
2,588
-3,299
0,452
0,365
1,117
0,203
3,350
1,843
0,575
0,187
0,193
-0,105
-0,082
0,015
-0,056
2
-1,345
1,372
-2,017
0,403
-1,512
0,904
-0,483
1,482
2,869
2,334
1,255
0,326
-0,107
-0,015
-0,027
-0,149
3
-1,369
1,439
-1,458
-0,496
-0,414
-0,308
0,501
-0,581
0,612
2,516
2,586
1,080
-0,190
0,063
-0,058
-0,342
4
-3,881
0,809
0,524
-1,495
0,081
-0,361
-0,218
0,062
-0,078
1,715
2,531
1,511
-0,123
0,066
-0,112
-0,133
5
-3,440
1,394
-3,063
3,605
-0,891
1,527
-0,705
0,064
0,556
0,576
2,661
1,330
-0,099
0,014
-0,039
-0,094
 
 
Tab. 5. Wpływ LKT/P w ściekach na średnią szybkość procesu w okresie intensywnego poboru ortofosforanów
 
Seria 1. + 2.
Nr serii
Nr reaktora
LKT/P
Okres intensywnego poboru P-PO4 między godzinami
Czas trwania intensywnego poboru P-PO4
Stężenie P-PO4
Stężenie s.m. osadu
Szybkość procesu
początek
koniec
t
początkowe
końcowe
X
v
[mgCH3COOH/mgP]
[h]
[h]
[h]
[mgP/l]
[mgP/l]
[mg/l]
[mgP-PO4/mgsm*h]
1
1
3,00
3
7
4
28,08
2,35
4,355
1,477
2
12,00
4
8
4
34,01
1,81
4,195
1,919
3
18,00
5
8
3
30,88
2,97
4,085
2,277
4
24,00
5
8
3
30,77
5,33
3,815
2,223
5
30,00
5
8
3
30,73
6,08
4,250
1,933
2
1
1,88
2
8
6
31,59
1,68
3,895
1,280
2
9,00
5
9
4
34,19
2,31
4,015
1,985
3
16,00
7
10
3
29,74
4,09
4,150
2,060
4
23,00
7
10
3
30,80
6,53
4,215
1,919
5
30,00
8
10
2
24,64
7,26
4,355
1,995
 
 
Tab. 6. Charakterystyka ścieków po testach biologicznych i efektywność usuwania zanieczyszczeń
 
 
Parametr
Wskaźniki zanieczyszczeń w ściekach biologicznie oczyszczonych
Efektywność usuwania zanieczyszczeń w reaktorach biologicznych
ChZT
BZT5
LKT
Pog
P-PO4
ChZT
BZT5
LKT
Pog
P-PO4
Jednostka
[mgO2/l]
[mgO2/l]
[mgCH3COOH/l]
[mgP/l]
[mgP-PO4/l]
[%]
[%]
[%]
[%]
[%]
Seria 1
Nr reaktora
1
69,44
20,00
12,00
1,49
0,89
88,33
95,60
75,00
90,00
92,94
2
59,52
40,00
12,00
3,19
1,81
91,18
91,40
93,29
78,59
85,63
3
74,40
30,00
18,00
3,79
2,97
89,80
95,05
93,29
74,56
76,43
4
54,56
30,00
12,00
5,74
5,33
92,81
95,67
96,64
61,48
57,70
5
34,72
20,00
12,00
6,25
6,08
95,68
96,63
97,32
58,05
51,75
Seria 2
Nr reaktora
1
61,36
45,00
12,00
1,13
0,20
87,50
88,10
80,00
96,46
99,33
2
66,08
50,00
12,00
1,32
1,00
89,15
88,89
95,83
95,87
96,67
3
75,52
55,00
18,00
4,47
4,09
88,24
88,42
96,48
86,01
86,38
4
66,08
50,00
12,00
7,61
6,53
90,97
90,74
98,37
76,18
78,25
5
51,92
40,00
12,00
7,86
7,26
93,39
93,10
98,75
75,40
75,82

 

Silniejsze zakłócenia w serii 2 mogły być spowodowane ponad dwukrotnie większym stężeniem ortofosforanów w ściekach dostarczonych do reaktorów w porównaniu z serią 1.

W strefie tlenowej następował pobór (+) ortofosforanów, przy czym szybkość procesu zależała od wartości wskaźnika LKT/P. Przy jego niskich wartościach w obu seriach szybkość poboru ortofosforanów była duża już na początku warunków tlenowych, natomiast przy wyższych wartościach proces osiągał znaczną szybkość dopiero po godzinie w serii 1 i po dwóch w serii 2. Ilustrują to rysunki 4-7. Szybkość procesu osiągnęła najwyższe wartość v = 3,35 mg P-PO4/mgsm*h dla LKT/P = 1,88 mg CH3COOH/mg P w pierwszej godzinie warunków tlenowych oraz odpowiednio 2,87 i 3,054 mg P-PO4/mgsm*h dla LKT/P = 9 i 12 mg CH3COOH/mg P w drugiej.
Na podstawie profili stężenia ortofosforanów w trakcie badań prowadzonych w poszczególnych reaktorach wyznaczono okresy intensywnego poboru (+) ortofosforanów
i obliczono dla nich średnią szybkość procesu (tab. 5). Wpływ LKT/P w ściekach na czas rozpoczęcia intensywnego poboru (+) ortofosforanów przedstawiono na rysunku 8, na którym poziom zerowy dla skali czasu przyjęto na początku warunków tlenowych. Analiza wykazała, że wzrost wskaźnika LKT/P powodował opóźnienie intensywnego poboru (+) ortofosforanów, który dla LKT/P ≤ 9 mg CH3COOH/mg P rozpoczynał się w strefie anoksycznej, następnie przesuwał się do strefy tlenowej i po osiągnięciu wartości LKT/P = 16 mg CH3COOH/mg P następował po ok. dwóch godzinach trwania warunków tlenowych.
 
Zależność średniej szybkości procesu w okresie intensywnego poboru (+) ortofosforanów od wartości LKT/P pokazano na rysunku 9. Stwierdzono, że szybkość ta zwiększała się ze wzrostem LKT/P do wartości 9 mg CH3COOH/mg P i przy dalszym wzroście tego wskaźnika stabilizowała się na poziomie ok. 2 mg P-PO4/mgsm*h.
Na podstawie charakterystyki ścieków biologicznie oczyszczonych w reaktorach laboratoryjnych obliczono efektywności usuwania zanieczyszczeń (tab. 6). Stwierdzono zwiększanie efektywności usuwania ChZT, BZT5 wraz ze wzrostem wartości wskaźnika LKT/P. Efektywności usuwania ze ścieków fosforu ogólnego (Pog) i ortofosforanów (P-PO4) obniżała się w przypadku wyższych wartości wskaźnika LKT/P. Świadczy to o konieczności zwiększenia w tym przypadku czasu trwania warunków tlenowych, co może mieć duże znaczenie w skali technicznej w trakcie optymalizacji wielkości strefy nitryfikacji reaktorów biologicznych.
Po biologicznym oczyszczeniu ścieków w reaktorach laboratoryjnych prowadzono sedymentację mieszaniny ścieków i osadu czynnego w lejach Imhoffa. Po czterech godzinach sedymentacji stwierdzono wzrost stężenia ortofosforanów w ściekach biologicznie oczyszczonych, świadczący o wtórnym uwalnianiu ortofosforanów z osadów.
 
Co wynika z badań?
Wpływ lotnych kwasów tłuszczowych na proces usuwania fosforu ze ścieków w trzystrefowych reaktorach biologicznych badano w zakresie wartości wskaźnika
LKT/P = 1,88-30 mg CH3COOH/mg P. W warunkach beztlenowych szybkość uwalniania (-) ortofosforanów zwiększała się ze wzrostem wartości wskaźnika, osiągając najwyższą wartość v = -4,639 mg P-PO4/mgs.m.*h dla LKT/P = 18 mg CH3COOH/mg P. Wyższe wartości wskaźnika obniżały szybkość procesu. W warunkach anoksycznych przy niskich wartościach wskaźnika LKT/P ≤ 3,22 mg CH3COOH/mg P rozpoczynał się wolny, stabilny pobór ortofosforanów. Przy wyższych wartościach wskaźnika proces destabilizował się i następowało zarówno uwalnianie, jak i pobór ortofosforanów. W warunkach tlenowych szybkość poboru ortofosforanów zależała od wartości wskaźnika LKT/P. Przy niskich wartościach wskaźnika uzyskano wysoką szybkość poboru bardzo wcześnie po wytworzeniu warunków tlenowych, natomiast wzrost wartości wskaźnika powodował opóźnienie procesu. Okres intensywnego poboru ortofosforanów rozpoczynał się w warunkach anoksycznych dla LKT/P ≤ 9 mg CH3COOH/mg P, a przy wyższych wartościach wskaźnika intensywny pobór zachodził w strefie tlenowej. Jego rozpoczęcie opóźniało się ze wzrostem wartości wskaźnika i następowało po ok. dwóch godzinach warunków tlenowych dla LKT/P ≥ 16 mg CH3COOH/mg P. W czasie intensywnego poboru ortofosforanów szybkość procesu rosła do wartości ok. v = 2 mg P-PO4/mgs.m.*h przy zwiększeniu wartości wskaźnika LKT/P do 9 mg CH3COOH/mg P.

Przy wyższych wartościach wskaźnika szybkość poboru była ustabilizowana na tym samym poziomie. Ścieki o wysokim wskaźniku LKT/P wymagają dłuższego przetrzymania w strefie tlenowej, gdyż proces rozpoczyna się później i dłużej trwa. Przy wartościach LKT/P ≤ 12 mg CH3COOH/mg P i czasie przetrzymania w warunkach tlenowych, wynoszącym od czterech do pięciu godzin, uzyskano stężenie ortofosforanów w ściekach biologicznie oczyszczonych ≤ 1,81 mg P-PO4. Przy wyższych wartościach wskaźnika proces nie został zakończony i stężenie fosforu było wyższe. Efektywność usuwania ChZT, BZT5 i LKT zwiększała się ze wzrostem wartości wskaźnika LKT/P, co proporcjonalnie podwyższało poziom ChZT/P w ściekach.
 
Jakość ścieków dopływających siecią kanalizacyjną do oczyszczalni w Polsce charakteryzuje się dużą zmiennością. Procesy mechanicznego oczyszczania ścieków (np. kraty, sita i piaskowniki) dodatkowo pogarszają podstawowe wskaźniki, charakteryzujące ścieki dopływające do części biologicznej oczyszczalni (chodzi tu np. o ChZT/P, BZT5/P i LKT/P). Jednym ze sposobów na poprawienie podstawowych wskaźników jest uwzględnienie w procesie inwestycyjnym przez projektanta technologa zastosowania dodatkowego źródła węgla, najczęściej w postaci gotowego produktu handlowego. Istnieje również możliwość wykorzystania w tym celu wspomnianej cieczy nadosadowej, zawierającej duże ilości lotnych kwasów tłuszczowych, powstałych w wyniku fermentacji osadu wstępnego. Przeprowadzenie właściwego bilansu ilości LKT dostarczonego do układu biologicznego oczyszczalni wpływa np. na właściwe określenie wielkości poszczególnych stref prowadzenia procesu biologicznego. Nadmierne pobieranie LKT w strefie defosfatacji może ograniczyć ich niezbędną ilość w strefie denitryfikacji, zakłócając proces usuwania azotanów. W związku z tym równowaga w dostępie do lotnych kwasów musi być zachowana nie tylko w stosunku do ilości fosforu dopływającego do oczyszczalni, ale również w relacji do zachodzących równocześnie w reaktorze przemian biochemicznych azotu. Gwarantuje to uzyskanie właściwej redukcji zarówno fosforu, jak i azotu w ścieków odprowadzanych z oczyszczalni do środowiska.
 
dr Eugeniusz Klaczyński, Envirotech Poznań
 
Źródła
  1. Gharagah A., Randall H.C: The effect of organic compounds on biological phosphorus removal. „J. Water Sci. Tech.” 23/1991.
  2. Klaczyński E.: Wpływ czynników charakteryzujących ścieki na chemiczne i biologiczne usuwanie fosforu. „Przegląd Komunalny” 5/2007.
  3. Dojlido J. (red.):  Fizyczno-chemiczne badanie wody i ścieków. Warszawa 1999.