Wybudowana w Lubaniu oczyszczalnia typu KA/FR niemieckiej firmy Krüger Abwasser-Anlagen umożliwia biologiczne, zintegrowane usuwanie związków organicznych, azotu i fosforu w niskoobciążonym procesie osadu czynnego. Układ technologiczny stanowią: punkt zlewny i zbiornik retencyjny ścieków dowożonych, krata rzadka, osadnik Imhoffa, reaktor biologiczny z osadem czynnym zespolony z „kieszeniowym” osadnikiem wtórnym, stacja odwadniania osadu („workownice”) oraz instalacja do chemicznego wspomagania biologicznej defosfatacji.

Biologiczne usuwanie związków organicznych oraz azotu i fosforu zachodzi w jednej, przepływowej komorze osadu czynnego, w której utrzymywane są zmienne w czasie warunki tlenowe. Zachowanie odpowiedniej sekwencji oraz czasów trwania faz beztlenowych, niedotlenionych i tlenowych zapewnia efektywny przebieg procesów usuwania węgla organicznego, nitryfikacji, denitryfikacji i defosfatacji (rys. 1). Ścieki dowożone wprowadzane są do układu technologicznego ze zbiornika retencyjnego, proporcjonalnie do natężenia przepływu ścieków surowych. Osad czynny jest recyrkulowany do reaktora biologicznego przez szczelinę, wykonaną w dolnej części „kieszeniowego” osadnika wtórnego.
Sterowanie procesami w reaktorze biologicznym odbywa się na podstawie wyników pomiarów „on-line” stężenia rozpuszczonego tlenu oraz wartości potencjału redox. Czas trwania fazy tlenowej, podczas której następuje usuwanie związków organicznych, akumulacja fosforanów i nitryfikacja azotu amonowego, jest ustalany w nadrzędnym programie sterującym, a regulacja stężenia rozpuszczonego tlenu następuje na podstawie pomiarów „on-line” w reaktorze. Po fazie tlenowej, następuje faza anoksyczna, w której system sterowania analizuje wyniki pomiarów potencjału redox oraz identyfikuje zmiany charakterystyczne dla zaniku azotanów w środowisku (rys. 1). Jeżeli system wskaże, że przebieg zmian potencjału redox jest charakterystyczny dla zmniejszenia się do zera stężenia azotanów w środowisku (detekcja punktu zerowego – A), w reaktorze biologicznym są nadal utrzymywane warunki beztlenowe, przez czas potrzebny do uwolnienia fosforanów z komórek bakterii „bio-P”. Gdy system nie wykryje punktu zerowego (brak detekcji punktu zerowego – B), faza beztlenowa zostanie przerwana po zaprogramowanym, maksymalnym czasie jej trwania, a system sterujący włączy układ napowietrzający (turbina powietrzna).


Rys. 1. Przebieg zmian charakterystycznych parametrów procesu w fazach tlenowej i anoksycznej.


W okresie eksploatacji oczyszczalni w Lubaniu została w pełni potwierdzona przydatność systemu sterowania procesami naprzemiennej nitryfikacji/denitryfikacji, wykorzystującego pomiary potencjału redox w pojedynczej, przepływowej komorze z osadem czynnym. Efektywność procesów oczyszczania ścieków była wysoka, o czym świadczą minimalne i maksymalne wartości podstawowych wskaźników zanieczyszczeń w ściekach, odprowadzanych do odbiornika w latach 1999-2002: BZT5 – 4,1-7,2 mg O2/dm³, ChZTCr – 10,8-58,2 mg O2/dm³, zawiesina ogólna – 7-21 mg/dm³, NNH4 – 0,14-3,92 mg N/dm³, NNO3 – 0,4-13,3 mg N/dm³, Nog – 2,4-14,9 mg N/dm³, Pog – 1,9-4,7 mg P/dm³. Praktycznie podczas całego okresu eksploatacji oczyszczalni nie zostały przekroczone dopuszczalne wartości stężeń zanieczyszczeń, określone w obowiązujących pozwoleniach wodnoprawnych. Średnie dobowe wartości natężenia przepływu ścieków wahały się od ok. 80 m³/d do ok. 120 m³/d (ścieki dowożone stanowiły od 5 do 7%) i nigdy nie zbliżyły się do projektowanej przepustowości oczyszczalni (300 m³/d).

Problemy związane z masowym rozwojem bakterii nitkowatych

Oczyszczalnia w Lubaniu nie została wyposażona w laboratorium analityczne. Badania jakości ścieków surowych i oczyszczonych oraz podstawowych parametrów technologicznych przeprowadzane są okresowo – minimalnie raz na kwartał.
W październiku 2002 r. zaobserwowano pojawienie się piany oraz systematyczne pogarszanie opadalności osadu czynnego. Pod koniec miesiąca powierzchnie reaktora biologicznego oraz osadnika wtórnego były pokryte kilkunastocentymetrową warstwą wyflotowanej biomasy.
Osad czynny praktycznie nie zagęszczał się w osadniku wtórnym, a strefa sklarowanych ścieków wynosiła tylko 5-10 cm. Okresowo następowała „ucieczka” osadu czynnego z oczyszczonymi ściekami.
Badania przeprowadzone na początku listopada 2002 r. wykazały, że pomimo bardzo złych właściwości sedymentacyjnych osadu czynnego (opadalność – 995 cm³/dm³, indeks objętościowy SVI – 162 cm³/gs.m.), procesy usuwania zanieczyszczeń przebiegały z zadowalającą efektywnością. Stężenie biomasy w reaktorze biologicznym było podwyższone do wartości 6,1 gs.m./dm³, wskutek braku częstej kontroli tego parametru oraz obniżonej sprawności funkcjonowania układu do odwadniania osadu nadmiernego.
Przeprowadzone obserwacje mikroskopowe wykazały bardzo duże rozpowszechnienie bakterii nitkowatych w osadzie czynnym, a ich ilość przekraczała 20 nitek w pojedynczym kłaczku (5 stopień wg skali Jenkinsa1). Nitki tworzyły siateczkowate połączenia pomiędzy dużymi i mniejszymi kłaczkami. Obecność bakterii nitkowatych przyczyniała się do tworzenia piany biologicznej. Indeks pienienia2 osiągał wartość SI = 11% i mieścił się w przedziale, w którym występują poważne problemy eksploatacyjne, związane z tworzeniem piany biologicznej i kożucha. Zarówno w próbce wyflotowanego kożucha, jak i w fazie płynnej, dominowały bakterie z rodzaju Microthrix parvicella. Tworzyły one silnie splątane kłębki, zarówno wewnątrz, jak i wokół kłaczków. Dość licznie, szczególnie w fazie płynnej, obserwowano bakterie rodzaju Nostocoida limicola.

Dawkowanie chlorku poliglinu (PAX-18)

Biorąc pod uwagę liczne doświadczenia krajowe i zagraniczne w zwalczaniu skutków masowego rozwoju Microthrix parvicella jonami glinu, 12 listopada 2002 r. rozpoczęto dawkowanie chlorku poliglinu bezpośrednio do reaktora biologicznego oczyszczalni, wykorzystując istniejącą instalację PIX-u.
Wstępnie założono, że PAX-18 będzie wprowadzany do układu biologicznego oczyszczania ścieków przez 10 dni w dawce 3 g Al3+/kgs.m. · d, a w ciągu następnych 10 dni dawka jonów glinowych będzie równa 1 g Al3+/kgs.m. · d.
Stężenie osadu czynnego w reaktorze w dniu rozpoczęcia dawkowania koagulantu było równe 3,9 gs.m./dm³ (po kilkudniowym, stopniowym obniżaniu wartości tego parametru). Opadalność osadu wynosiła 990 cm³/dm³, a jego indeks objętościowy (SVI) – 254 cm³/gs.m.. Ponieważ przy wprowadzaniu wyższej dawki chlorku poliglinu wydajność istniejącej instalacji dozującej była zbyt niska, część dawki wprowadzano ręcznie, do strumienia ścieków dopływających do reaktora biologicznego.

Tab. 1. Przebieg dawkowania PAX-18 do reaktora biologicznego.

W ciągu pierwszych 10 dni stosowania większej dawki, rozwój bakterii nitkowatych został wyraźnie ograniczony. Obserwowano zmniejszenie pienienia i kożucha w reaktorze biologicznym oraz osadniku wtórnym (tab. 1). W kolejnym, 10-dniowym okresie dozowania chlorku poliglinu z zastosowaniem mniejszej dawki Al3+, nastąpił ponowny wzrost populacji bakterii nitkowatych. Zaobserwowano również intensyfikację pienienia i ponowne tworzenie kożucha w układzie biologicznego oczyszczania ścieków. Dawkę PAX-u ponownie podwyższono, kontynuując wprowadzanie Al3+ do układu biologicznego oczyszczalni w ciągu kolejnych 24 dób. Po pierwszych 10 dniach tej fazy dawkowania reagenta, populacja Microthrix parvicella została ponownie wyraźnie ograniczona, a w ciągu kolejnych 14 dób nastąpiła wyraźna poprawa składu mikrobiologicznego osadu czynnego, szczególnie w odniesieniu do liczebności bakterii nitkowatych oraz długości obserwowanych nitek. Nie wyeliminowano jednak wyflotowanego kożucha z powierzchni reaktora biologicznego i osadnika wtórnego (tab. 1).
Okresowe badania próbek ścieków oczyszczonych (sączonych) wykazały, że procesy usuwania związków organicznych, nitryfikacji, denitryfikacji i defosfatacji charakteryzują się wysoką efektywnością, pomimo niskiej temperatury w reaktorze biologicznym (ok. 11oC).

Są efekty

Przy ograniczonych możliwościach zapobiegania wzrostowi stężenia osadu czynnego w bioreaktorze oraz kontrolowania przebiegu dozowania chlorku poliglinu, a także przy wyjątkowo niekorzystnych, niskich temperaturach zewnętrznych (poniżej –20oC), po 46 dniach przerwano dawkowanie PAX-u do reaktora biologicznego.
Wobec braku codziennej kontroli stężenia osadu czynnego oraz nieodprowadzania nadmiaru biomasy, dozowane dawki PAX-u były wyraźnie niższe od planowanych (rys. 2). Nieusuwanie nadmiernego osadu czynnego powodowało systematyczne obniżanie wielkości rzeczywistych dawek Al3+ w porównaniu do wartości planowanych (3 g Al3+/kgs.m. · d, a następnie 1 g Al3+/kgs.m. · d).

Rys. 2. Przyrost steżenia osadu czynnego i kształtowanie się rzeczywistych dawek PAX-18 (g Al3+/kgs.m. · d) w okresie zwalczaniapopulacji Microthrix parvicella

Spowodowane wzrostem stężenia osadu czynnego dozowanie Al3+ w dawkach mniejszych od planowanej wartości 3 g Al3+/kgs.m. · d oraz zbyt szybkie zmniejszenie dawki PAX-u do wartości poniżej 1 g Al3+/kgs.m. · d, przyczyniło się do zmniejszenia populacji bakterii nitkowatych i tylko przejściowo do zaniku piany i kożucha w oczyszczalni ścieków w Lubaniu.



Marek Geneja, Krzysztof Czerwionka, Politechnika Gdańska, Wydział Budownictwa Wodnego i Inżynierii Środowiska,
Wojciech Bronk, Urząd Gminy Nowa Karczma



Literatura:

  1. Jenkins D., Richard M. G., Daigger G.T.: Manual on the Causes and Control of Activated Sludge Bulking and Foaming, Water Research Commission, South Africa, Pretoria, 1986.
  2. Wanner J.: Rozwiązania projektowe dla zapobiegania puchnięciu w systemach osadu czynnego. Seminarium szkoleniowe: Optymalizacja pracy oczyszczalni ścieków z osadem czynnym z biologicznym usuwaniem związków biogennych, Kraków,1999.