WPŁYW MODYFIKACJI UKŁADU FAZ PROCESOWYCH NA EFEKTYWNOŚĆ OCZYSZCZANIA ŚCIEKÓW PRZEMYSŁU MLECZARSKIEGO W SYSTEMIE SBR.

Transkrypt

1 WPŁYW MODYFIKACJI UKŁADU FAZ PROCESOWYCH NA EFEKTYWNOŚĆ OCZYSZCZANIA ŚCIEKÓW PRZEMYSŁU MLECZARSKIEGO W SYSTEMIE SBR. INFLUENCE OF THE PROCESS PHASES MODIFICATIONS ON THE EFFECTIVENESS OF THE DAIRY WASTEWATER TREATMENT IN THE SBR REACTOR. Mariusz Wojnicz Politechnika Koszalińska, Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska Katedra Technologii Wody i Ścieków, ul. Śniadeckich 2, Koszalin, mariusz.wojnicz@wbiis.tu.koszalin.pl ABSTRACT Dairy industry is one of the largest food processing industries in our country. In 2007 about millions of cow milk has been produced. A water requirement of this industry is rather big and depends on production assortment of given dairy and its stock of machinery. Average water consumption amounted to 6 litres of water per litre of milk. In general, dairy industry wastewaters are easy biodegradable but also easy fermentable. Sewages from dairies are characterized by high concentration of nutrients. In this paper the influence of the raw sewage preaeration and additional anaerobic phases on the effectiveness of the dairy wastewater treatment in the SBR reactor has been presented. The experiment was carried out in 12 dm 3 volume SBR reactors in a lab-scale. The SBR reactors were operated with a cycle time of 12 hours with three hours of filling, seven hours of aeration, an hour of sedimentation, half an hour of decantation and half an hour of technical break. Keywords: industry wastewaters, SBR system, dairy industry, process phases modifications WSTĘP Przemysł mleczarski jest jednym z większych przemysłów rolno-spożywczych w naszym kraju. W roku 2007 produkcja mleka krowiego w Polsce wyniosła około mln litrów. Branża mleczarska obejmuje zakłady o zróżnicowanym asortymencie produkcji. Typowa europejska mleczarnia generuje w przybliżeniu 500 m 3 ścieków dziennie (Burak i in., 2005). Przemysł mleczarski charakteryzuje się działalnością sezonową, szczyt produkcji przypada na miesiące letnie, a znaczne jej zmniejszenie na miesiące zimowe (Kolarski i in., 1995). Z ilością odprowadzanych ścieków wiąże się zużycie wody, które zależy od asortymentu produkcji danego zakładu i jego parku technologicznego. Jednostkowe zużycie wody waha się od 3 l/l przetwarzanego mleka dla zakładów produkujących mleko i napoje mleczne do 20 l/l dla zakładów produkujących masło i sery, a przeciętnie wynosi 6l/l przetwarzanego mleka (Kubicki, 1998). Nadmienić należy również, że ilość zużywanej wody zależy w znacznym stopniu od przyjętego systemu mycia w danym zakładzie. Na terenie zakładów mleczarskich powstają dwa rodzaje ścieków: poprodukcyjne i nieprodukcyjne. Ścieki poprodukcyjne powstają głównie podczas mycia posadzek i sprzętu, ale są to również wycieki i straty mleka oraz ścieki z kąpieli solankowych i płukania kazeiny. Ścieki poprodukcyjne zawierają w swoim składzie resztki mleka i jego przetworów produkowanych w danym zakładzie oraz środki myjące. W niektórych zakładach mleczarskich do ścieków odprowadzana jest serwatka, która znacznie zwiększa ładunek zanieczyszczeń (Danalewich i in., 1998). Ścieki nieprodukcyjne, m.in. sanitarne, pochłodnicze i burzowe mogą stanowić znaczną część ogólnej ilości ścieków, ale mają małe stężenie substancji organicznych. Powstają one podczas mycia samochodów, kotłowni czy też systemów chłodzących (o ile nie pracują w obiegu zamkniętym). Oczyszczanie ścieków przemysłu mleczarskiego przebiega w kilku etapach. Podczas oczyszczania wstępnego usuwane są ze ścieków tłuszcze, piasek, ścieki są uśredniane. Zmniejszenie ilości ścieków i ładunku zanieczyszczeń można uzyskać przez odzyskiwanie produktu oddzielając pierwszą partię wody popłucznej, która zawiera znaczną

2 282 ilość mleka i może być sprzedawana na paszę (Kubicki, 1998). Pierwszym stopniem oczyszczania ścieków można też nazwać odzysk solanki stosowanej do produkcji serów żółtych (Kroll i in., 2002). W ostatnim czasie wzrasta zainteresowanie metodami pogłębionego utleniania, w których wykorzystuje się przede wszystkim działanie ozonu, ditlenku diwodoru, (Krzemieniewski i in., 2000) fotolizę i radiolizę. Oczyszczanie drugiego stopnia to oczyszczanie beztlenowe, w tym przepływowy reaktor beztlenowy ze złożem osadu, fermentacja mieszana i beztlenowe filtry biologiczne (Janczukowicz i in., 2003; Ten- Hong i in., 1996). Do drugiego stopnia oczyszczania również można zaliczyć wykorzystanie rolnicze, a także oczyszczanie ścieków przemysłu mleczarskiego w systemach hydrobotanicznych (Talik, 1997). Generalnie ścieki przemysłu rolniczego są dobrze oczyszczane w oczyszczalniach hydrofitowych. Mając na uwadze dużą zmienność ładunku zanieczyszczeń należałoby pomyśleć nad wstępnym ich oczyszczeniem np. w lagunach. Możliwe jest nawet wykorzystanie tego systemu w niesprzyjającym, chłodnym klimacie (Munoz i in., 2006; Obarska-Pempkowiak, 2002). Wiele polskich mleczarni odprowadza ścieki poprodukcyjne do komunalnych oczyszczalni ścieków. Ścieki te zawierają substancje białkowe wspomagające oczyszczanie ścieków ubogich w substancje organiczne. Jednak oczyszczanie drugiego stopnia to głównie oczyszczanie tlenowe metodą osadu czynnego, do którego można zaliczyć biologiczne złoża obrotowe, złoża zraszane, metodę osadu czynnego, system SBR (Casapgil i in., 1994) i inne modyfikacje metod tlenowych np. hybrydowy system MSBR (Anielak, 2006). W ostatnich latach coraz więcej zakładów decyduje się na oczyszczanie ścieków w sekwencyjnych reaktorach biologicznych (SBR), ponieważ wykazują się wysokim stopniem elastyczności w działaniu, pozwalając użytkownikowi zmieniać warunki, tak, aby dopasować je do jakości ścieków surowych. W reaktorach SBR wszystkie etapy procesu oczyszczania zachodzą w jednym zbiorniku. Pracuje on naprzemiennie w warunkach tlenowych i beztlenowych, co pozwala na usuwanie związków biogennych. Niestety często reaktory SBR pracują przy niewłaściwie dobranych fazach procesowych, co pozwala na podczyszczenie ścieków, a uniemożliwia pełne ich oczyszczenie. Dlatego też w prezentowanej pracy postanowiono przebadać wpływ modyfikacji podstawowego układu faz procesowych reaktora SBR na sprawność oczyszczania ścieków przemysłu mleczarskiego. Materiały i metody Badania prowadzono na stanowisku, którego schemat przedstawiono na rys. 1. Układ badawczy składał się z dwóch reaktorów SBR pracujących w układzie równoległym. W jednym reaktorze badano wpływ danych czynników na proces oczyszczania ścieków, drugi stanowił poziom odniesienia. Reaktory te miały wysokość 400 mm i średnicę 300 mm. Pojemność całkowita pojedynczego reaktora wynosiła 16 dm 3, a pojemność czynna 12 dm 3. W badaniach wykorzystano ścieki syntetyczne, które podawane były do układu za pomocą 4- kanałowej pompy perystaltycznej Ismatec Reglo, typu ISM 828. Ścieki oczyszczone odprowadzano z układu poprzez dekanter w kształcie litery U, przy użyciu 2-kanałowej pompy PumpDrive 5001 firmy Heidolph. Taki kształt dekantera zapewniał odpływ ścieków bez ewentualnego pobierania źle sedymentującego osadu. W przeprowadzonych badaniach przyjęto 33% stopień dekantacji w odniesieniu do czynnej objętości reaktora. Ścieki mieszano mieszadłami HEIDOLPH RZR 2051 control z prędkością zapewniającą dokładne ich wymieszanie. Mieszanie odbywało się końcówkami do mieszania typu VISCO JET, których kształt zapewniał przepływ nieniszczący struktury kłaczków osadu czynnego. Napowietrzanie ścieków zapewniały dmuchawy HIBLOW AIR PUMP H810 typu SPP-15GA poprzez drobnopęcherzykowe kurtyny napowietrzające o długości 900 mm, które umieszczone były na dnie przy obwodzie zbiornika. Czas trwania poszczególnych faz procesowych sterowany był poprzez programatory cyfrowe PCm.08 3k firmy METRON. Osad nadmierny usuwany był ręcznie. Do stanowiska podłączony był komputer, który na bieżąco monitorował wartości podstawowych parametrów pracy układu: stężenie tlenu rozpuszczonego, ph i potencjał redoks poprzez oprogramowanie komunikacyjne MultiLab pilot, oraz odpowiednie elektrody. Komputer umożliwiał również precyzyjne sterowanie pracą mieszadeł za pomocą dołączonego do nich oprogramowania. Podstawowy cykl pracy całego układu trwał 12 godzin i składał się z następujących faz procesowych:

3 283 Rys. 1 Schemat stanowiska badawczego 1 zbiornik ścieków surowych, 2 pompa perystaltyczna, 3 reaktor SBR, 4 kurtyna napowietrzająca, 5 dekanter, 6 silnik, 7 dmuchawa, 8 zbiornik ścieków oczyszczonych, 9 elektroniczny układ sterujący, 10 komputer monitorujący, 11 mieszadło z końcówką mieszającą Napełnianie Mieszanie Napowietrzanie Sedymentacja Dekantacja Przerwa Tabela. 1. Podstawowy układ faz procesowych Ścieki syntetyczne przygotowano zgodnie z normą PN-72/C Do wody wodociągowej poddawanej 24 godzinnemu procesowi odstania dodawano mleko w proszku i pozostałe składniki w ilościach zapewniających stężenia zgodnie z tabelą 2 oraz ścieki rzeczywiste, które pobierane były z oczyszczalni ścieków Jamno, po uprzednim mechanicznym ich oczyszczeniu. Przyjęcie modelowego składu ścieków eliminowało wpływ zmienności składu ścieków rzeczywistych na wyniki badań. Preparowane ścieki swoim składem jakościowym odpowiadały typowym wartościom podstawowych parametrów charakteryzujących rzeczywiste ścieki przemysłu mleczarskiego. Charakterystykę fizyczno-chemiczną ścieków syntetycznych przedstawiono w tabeli 3. Dla zapewnienia właściwego biologicznego oczyszczania ścieków metodą osadu czynnego należało zachować odpowiednie proporcje między związkami węgla oraz związkami azotu i fosforu: ChZT/BZT 5 =1,45 (zalecane poniżej 2) BZT 5 /N og =9,98 (zalecane powyżej 4) BZT 5 /P og =44,68 (zalecane powyżej 20)

4 284 Tabela. 2. Podstawowy skład ścieków syntetycznych Składnik Jednostka Ilość Mleko w proszku mg/dm ,0 Bulion suchy odżywczy mg/dm 3 152,0 Pepton kazeinowy mg/dm 3 226,0 NH 4 Cl mg/dm 3 20,0 NaCl mg/dm 3 7,0 CaCl 2 6H 2 O mg/dm 3 7,5 MgSO 4 7H 2 O mg/dm 3 2,0 KH 2 PO 4 mg/dm 3 16,0 K 2 HPO 4 mg/dm 3 40,0 Sklarowane ścieki rzeczywiste cm 3 /dm 3 10,0 Tabela. 3. Parametry jakościowe przebadanych ścieków syntetycznych Parametr ph N NH4 N NO3 P og P PO4 BZT 5 OWO Jednostka mg N NH4 / dm 3 mg N NO3 / dm 3 mg P og / dm 3 mg P PO4 / dm 3 mg O 2 / dm 3 mg C/ dm 3 Ścieki surowe o stężeniu substancji organicznych OWO=329 mg/l 7,25 11,15 0,27 15,42 29, ,0 Ścieki surowe o stężeniu substancji organicznych OWO=610 mg/l 7,22 15,93 0,57 16,97 36, ,0 Ścieki surowe o stężeniu substancji organicznych OWO=836 mg/l 7,13 17,0 0,65 17,25 43, ,0 Zaszczep osadu pochodził z komory nitryfikacji Miejskiej Oczyszczalni Ścieków w Jamnie oczyszczającej ścieki z miasta Koszalina i okolicznych miejscowości metodą konwencjonalną, w systemie A2/O. Przez cały etap hodowli osadu, który trwał 4 tygodnie w reaktorze oczyszczano ścieki syntetyczne przygotowane zgodnie z normą, wzbogacone sklarowanymi ściekami surowymi z Oczyszczalni Ścieków w Jamnie, celem wprowadzenia mikro i makroelementów oraz bakterii typowych dla ścieków komunalnych. Podczas okresu hodowli osad adaptowany był do specyficznych warunków pracy reaktora SBR. Reaktor w tym czasie pracował zgodnie z przedstawionym wcześniej podstawowym 12- godzinnym układem faz procesowych (tabela 1). Przez pierwsze 2 tygodnie hodowli nie pobierano osadu nadmiernego. Po danym czasie osad czynny stopniowo adaptowano do oczyszczania ścieków mleczarskich dodając do ścieków syntetycznych 10% nominalnej ilości mleka w proszku. Codziennie dawkę mleka zwiększano o kolejne 10%. Po 10 dobach uzyskano ścieki o wymaganym składzie. Adaptację osadu czynnego prowadzono przez okres 14 dób, po czym rozpoczęto właściwy etap badań. W przeprowadzonych badaniach parametrami zmiennymi były następujące modyfikacje układu faz pracy reaktora SBR: wprowadzenie wstępnego napowietrzania ścieków surowych zgodnie z następującym układem faz procesowych: wprowadzenie dodatkowej 1 i 2 godzinnej fazy anoksycznej zgodnie z następującym cyklem pracy: Wstępne napowietrzanie Napełnianie Mieszanie Napowietrzanie Sedymentacja Dekantacja Przerwa Tabela. 4. Wprowadzenie wstępnego napowietrzania ścieków surowych

5 285 Napełnianie Mieszanie Napowietrzanie Sedymentacja Dekantacja Przerwa Napełnianie Mieszanie Napowietrzanie Sedymentacja Dekantacja Przerwa Tabela. 5. Wprowadzenie dodatkowej 1-godzinnej fazy anoksycznej Tabela.6. Wprowadzenie dodatkowej 2-godzinnej fazy anoksycznej Czynnikami wynikowymi było stężenie azotu amonowego, azotanowego V, fosforu ogólnego i fosforanów. Analizy jakościowe wykonywano zgodnie z polskimi normami PN-82/C , PN-C :1994, PN-90/C i PN-EN 1189:2000. Do badań przyjęto najbardziej optymalny z przebadanych WO wynoszący 15 dób. Wiek osadu regulowano, odprowadzając z reaktora codziennie obliczeniową ilość osadu czynnego. Dyskusja wyników Porównując usuwanie fosforanów dla warunków ze wstępnym napowietrzaniem i bez wstępnego napowietrzania rys. 2 zauważyć można, że w obydwu przypadkach wartości usunięcia były zbliżone i wynosiły średnio 36,21 mg/l. Oznacza to, że wstępne napowietrzanie nie stwarza dobrych warunków do usuwania fosforanów i wbudowania ich w biomasę. Otrzymane wyniki badań są prawdopodobne, gdyż do zwiększenia usuwania fosforanów należałoby zmodyfikować cykl pracy reaktora SBR wprowadzając specyficzne tlenowo-beztlenowe warunki umożliwiające bakteriom usuwanie fosforu. Rys. 2. Porównanie usunięcia fosforanów przy wprowadzeniu wstępnego napowietrzania ścieków surowych

6 286 W prowadzonych badaniach uzyskano średnie usunięcie fosforu ogólnego wynoszące 15,55 mg/l, co w odniesieniu do jego stężenia w ściekach oczyszczonych bez wstępnego napowietrzania daje poprawę o około 0,9 mg/l rys. 3. Rys. 3 Porównanie usunięcia fosforu ogólnego przy wprowadzeniu wstępnego napowietrzania ścieków surowych Azot również był lepiej usuwany ze ścieków przy wstępnym ich napowietrzaniu. Azotu amonowego w ściekach oczyszczonych było zgodnie z wynikami przedstawionymi na rys. 4 około 15 mg/l (średnia z ośmiu pomiarów). W badanym przedziale czasowym różnice wyników badań stężenia jonów amonowych w ściekach oczyszczonych z dodatkowym napowietrzaniem i bez wstępnego napowietrzania są rzędu 1,1 mg/l, w odniesieniu do wartości średniej wyliczonej dla całego przedziału czasu liczącego 14 dni. Różnica ta stanowi 7% w odniesieniu do stężenia azotu amonowego w ściekach surowych. Rys. 4 Wpływ wstępnego napowietrzania ścieków surowych na usunięcie azotu amonowego

7 287 Wyniki badań oceniających wpływ wstępnego napowietrzania ścieków surowych na usunięcie azotu azotanowego V zaprezentowano na rys. 5. Usunięcie tej formy azotu przy wstępnym napowietrzaniu ścieków surowych wynosiło - 0,05 mg/l, natomiast przy niezmienionym układzie faz procesowych, czyli bez wstępnego napowietrzania, zmniejszenie wartości tej formy azotu wyniosło -0,25 mg/l. Usunięcie azotu azotanowego V w obu przypadkach jest ujemne, czyli stężenie tej formy azotu w ściekach oczyszczonych jest większe niż w ściekach surowych. Jest to zależność prawidłowa, i nie jest niczym niezwykłym. Ścieki surowe zawierają zazwyczaj niewielkie ilości form mineralnych azotu tj. azotu azotanowego III i V. Sumaryczne ich stężenie w ściekach surowych nie przekracza zazwyczaj 0,5 g/m 3 (Sadecka, 2006). Rys. 5 Wpływ wstępnego napowietrzania ścieków surowych na usunięcie azotu azotanowego Rys. 6 Wpływ wstępnego napowietrzania ścieków surowych na stężenie tlenu rozpuszczonego w poszczególnych fazach pracy reaktorów SBR

8 288 Na rys. 6 przedstawiono stężenie tlenu rozpuszczonego w poszczególnych fazach pracy systemu SBR przy wstępnym napowietrzaniu ścieków surowych i bez wstępnego napowietrzania. Jak można zauważyć w reaktorze, do którego doprowadzane były napowietrzane ścieki surowe stężenie tlenu rozpuszczonego w fazie III (napowietrzanie) osiąga wartość 2 mg O 2 /L już po 10 minutach od rozpoczęcia fazy napowietrzana. Natomiast w przypadku reaktora pracującego w niezmienionym układzie faz procesowych stężenie 2 mgo 2 /L osiągnięto dopiero 30 minutach napowietrzania. Oznacza to, że w przypadku reaktora z wstępnym napowietrzaniem nitryfikacja jest możliwa już po 10 minutach od włączenia napowietrzania, natomiast w przypadku reaktora bez dodatkowego napowietrzania ścieków surowych po 30 minutach (przyjmując, że wymagane stężenie tlenu w ściekach do zajścia procesu nitryfikacji wynosi co najmniej 2 mgo 2 /L). Znamienna różnica pomiędzy dwoma badanymi reaktorami uwidacznia się po zakończeniu fazy natleniania. W reaktorze, który oczyszczał ścieki wstępnie napowietrzone, stężenie tlenu po wyłączeniu napowietrzania bardzo szybko spadło do poziomu bliskiemu 0 mgo 2 /L, natomiast w ściekach bez dodatkowego napowietrzania stężenie tlenu rozpuszczonego pod koniec fazy dekantacji wynosiło około 4 mgo 2 /L. Świadczyć to może o lepszej kondycji osadu czynnego przy wstępnym napowietrzaniu ścieków surowych, mikroorganizmy szybciej zużywają rozpuszczony tlen. Podobne zależności w fazie natleniania zauważyć można na rys. 7 przedstawiającym porównanie wartości potencjału redoks w reaktorze ze wstępnym napowietrzaniem ścieków surowych i bez dodatkowego ich napowietrzania. Rys. 7 Wpływ wstępnego napowietrzania ścieków surowych na wartość potencjału redoks w poszczególnych fazach pracy reaktorów SBR Rys. 8 Wpływ czasu trwania dodatkowej fazy anoksycznej na usunięcie fosforanów

9 289 Na przykład potencjał redoks wynoszący około -150 mv w reaktorze ze wstępnym napowietrzaniem uzyskano po około 30 minutach napowietrzania, natomiast ta sama wartość potencjału redoks w reaktorze pracującym przy niezmienionym układzie faz procesowych była dopiero po ponad godzinnym napowietrzaniu. Maksymalną wartość potencjału redoks w obu reaktorach osiągnięto pod koniec fazy napowietrzania i dla obu reaktorów wynosiła ona około -12 mv. W kolejnym etapie badań przyjęto układ faz procesowych z dodatkową fazą anoksyczną w III fazie (napowietrzanie) tabela 5 i tabela 6. Fazę anoksyczną wprowadzono po 3 godzinach napowietrzania i trwała ona 2 godziny, następnie zamiast 2- godzinnej fazy anoksycznej wprowadzono godzinną fazę anoksyczną po 4 godzinach napowietrzania. Faza ta powinna zintensyfikować proces defosfatacji ścieków wymagający naprzemiennych warunków tlenowych i beztlenowych. Zależność usunięcia fosforanów od dodatkowej fazy anoksycznej przedstawiono na rys 8. Przy wprowadzeniu dodatkowej fazy anoksycznej średnie usunięcie fosforanów wyniosło około 36 mg/l, podczas pracy reaktora SBR z niezmienionym układem faz procesowych usunięcie to było na poziomie 34,63 mg/l. Analogiczne zależności zaobserwowano przy usuwaniu ze ścieków fosforu ogólnego, co zaprezentowano na rys. 9. Usunięcie fosforu ogólnego wynoszące średnio około 13,5 mg/l odnotowano podczas wprowadzenia do układu dodatkowej fazy anoksycznej. W reaktorze kontrolnym usunięcie fosforu ogólnego wynosiło średnio 12,65 mg/l. Nieduży wzrost efektywności usuwania związków fosforu może wynikać z faktu, że wprowadzono tylko jedną dodatkową fazę anoksyczną, a jak już wcześniej wspomniano, organizmy usuwające fosfor potrzebują naprzemiennie występujących warunków tlenowych i beztlenowych. Rys. 9 Wpływ czasu trwania dodatkowej fazy anoksycznej na usunięcie fosforu ogólnego Rys. 10 Wpływ czasu trwania dodatkowej fazy anoksycznej na usunięcie azotu amonowego

10 290 Zależność usunięcia azotu amonowego od dodatkowej fazy anoksycznej przedstawiono na rys. 10. Największe usunięcie azotu amonowego zaobserwowano dla układu pracującego bez dodatkowych faz anoksycznych i wynosiło ono 12,83 mg/l, najniższe wynoszące 10,18 mg/l odnotowane zostało dla układu z dodatkową godzinną fazą anoksyczną Różnice w usunięciu azotu amonowego przy godzinnej i 2-godzinnej fazie anoksycznej są niewielkie i można przyjąć, że wynikają z błędu pomiaru. Można również to zjawisko wytłumaczyć tym, że godzinna faza anoksyczna przy 6 godzinach napowietrzania stanowi pewnego rodzaju zaburzenie procesu oczyszczania ścieków i zmniejsza tym samym usunięcie jonów amonowych. Przy fazie anoksycznej trwającej 2 godziny występuje już pewna stabilizacja pracy mikroorganizmów, która sprzyja zwiększeniu efektywności usunięcia N NH4. Uzyskane ogólne zależności i wyniki badań są zbieżne z zależnościami otrzymanymi przez innych autorów (Podedworna, 2002; Janczukowicz i in., 2005) i pozostają w zgodzie z obecną wiedzą na temat procesu nitryfikacji. Na rys. 11 przedstawiono zależność usuwania azotu azotanowego V od długości dodatkowej fazy anoksycznej. Lepsze efekty denitryfikacji uzyskano przy wprowadzeniu dodatkowej fazy anoksycznej niż przy pracy układu z niezmienionym układem faz procesowych. Różnice w usunięciu azotu azotanowego V pomiędzy godzinną a 2- godzinną fazą anoksyczną są niewielkie, w granicach błędu pomiaru, można więc przyjąć, że wprowadzenie fazy anoksycznej, niezależnie od czasu jej trwania, poprawia denitryfikację w przyjętym układzie. Średnie usunięcie azotu azotanowego przy dodatkowej fazie anoksycznej wyniosło 0,46 mg/l, a podczas pracy układu bez dodatkowej fazy anoksycznej podczas napowietrzania usunięcie azotu azotanowego wyniosło średnio 0,28 mg/l. Otrzymane wyniki badań są zbieżne z zależnościami otrzymanymi przez innych autorów (min. Anielak, 2006; Janczukowicz i in., 2005; Styka i in., 2006) Rys. 11 Wpływ czasu trwania dodatkowej fazy anoksycznej na usunięcie azotu azotanowego V Na rys. 12. przedstawiono stężenie tlenu rozpuszczonego podczas cyklu pracy reaktora. Na rysunku tym zaobserwować można szybki spadek ilości tlenu rozpuszczonego w dodatkowej fazie anoksycznej. Stężenie tlenu rozpuszczonego jest na poziomie 0 mg/l już po kilku minutach od wyłączenia napowietrzania. Świadczy to o dobrej kondycji osadu czynnego, mikroorganizmy szybko zużywają tlen na procesy życiowe. Szybki spadek stężenia rozpuszczonego tlenu, umożliwia już po kilku minutach możliwość zajścia procesu denitryfikacji i defosfatacji, gdyż bakterie denitryfikujące redukują azot azotanowy jedynie w warunkach anoksycznych, kiedy stężenie tlenu jest mniejsze od 1 mg O 2 /L.

11 291 Rys. 12 Wpływ dodatkowej 2-godzinnej fazy anoksycznej na stężenie tlenu rozpuszczonego w poszczególnych fazach pracy reaktorów SBR Rys. 13 Wpływ dodatkowej 2-godzinnej fazy anoksycznej na wartość potencjału redoks w poszczególnych fazach pracy reaktorów SBR Potencjał redoks podczas 2-godzinnej fazy anoksycznej spadł do minimalnego poziomu mv, zapewniając warunki redukcyjne rys. 13. Zależności uzyskane dla godzinnej fazy atoksycznej w obu przypadkach były analogiczne. Podsumowanie i wnioski Modyfikacja układu faz procesowych sytemu SBR, poprzez wprowadzenie wstępnego napowietrzania ścieków surowych pozwoliła stwierdzić poprawę jakości ścieków oczyszczonych w porównaniu do układu pracującego bez modyfikacji w odniesieniu do wszystkich przebadanych form zanieczyszczeń. Dodatkowo wstępne napowietrzanie ścieków surowych może być stosowane podczas gromadzenia ścieków w zbiornikach retencyjnych aby zapobiegać ich zagniwaniu. Modyfikacja układu faz procesowych sytemu SBR, poprzez wprowadzenie dodatkowej fazy anoksycznej podczas fazy napowietrzania pozwoliła stwierdzić poprawę jakości ścieków oczyszczonych w porównaniu do układu pracującego bez modyfikacji w odniesieniu do usunięcia fosforanów, fosforu ogólnego i azotu azotanowego. Pogorszenie usuwania azotu amonowego było spodziewane i wynika z charakterystyki procesu nitryfikacji.

12 292 Poprawa jakości ścieków oczyszczonych nie zawsze jest znaczna, ale nie nastąpiło ich pogorszenie, a skrócenie fazy napowietrzania poprzez wprowadzenie fazy anoksycznej wiąże się z krótszą pracą urządzeń napowietrzających, a więc oszczędnościami energetycznymi. LITERATURA ANIELAK A.M.; 2006, Niekonwencjonalne metody usuwania substancji biogennych w bioreaktorach sekwencyjnych. Gaz, Woda i Technika Sanitarna, No 2, pp BURAK D., ORHAN Y., TURGUT T.O.; 2005, Anaerobic treatment of dairy wastewaters: a review. Process Biochemistry 40, pp CASAPGIL B., ANDERSON G.K., INCE O.; 1994, An investigation into the pretreatment of dairy wastewater prior to aerobic biological treatment. Water Science and Technology 29, pp DANALEWICH J.R., PAPAGIANNIS T.G., BELYEA R.L., TUMBLESON M.E., RASKIN L.; 1998, Characterization of dairy waste streams, current treatment practices, and potential for biological nutrient removal. Water Research, Vol. 32, No 12, pp JANCZUKOWICZ W., JĘDRZEJEWSKA M., KRZEMIENIEWSKI M., PESTA J.; 2003, Możliwości zastosowania procesu beztlenowego rozkładu zanieczyszczeń w przemyśle mleczarskim. Przegląd Mleczarski No 1, pp JANCZUKOWICZ W., DĘBOWSKI M., PESTA J.; 2005, Wpływ zastosowania długiej fazy mieszania w reaktorze SBR na efektywność procesu oczyszczania ścieków mleczarskich. Inżynieria I Ochrona Środowiska Vol.8, No 2, pp KOLARSKI R, NYHUIS G.; 1995, The use of sequencing batch reactor technology for the treatment of high strength dairy processing waste, in: Proceedings of the 50th Purdue international waste conference, pp KROLL J., BUDZYŃSKI J.; 2002, Mikrofiltracja solanki wyniki z zastosowania w Monieckiej Spółdzielni Mleczarskiej w Mońkach. Przegląd Mleczarski No 6, pp KRZEMIENIEWSKI M., ZIELIŃSKI M., BEDNARSKI W., PŁODZIEŃ T.; 2000, Badanie skuteczności podczyszczania ścieków mleczarskich metodą pogłębionego utleniania. Przegląd Mleczarski No 11, pp KUBICKI M.; 1998, Ochrona środowiska w przemyśle mleczarskim. Fundacja Programów Pomocy dla Rolnictwa (FAPA), Warszawa MUNOZ P., DRIZO A., HESSION W.C.; 2006, Flow patterns of dairy wastewater constructed wetlands in a cold climate. Water Research, Vol. 40, Issue 17, pp OBARSKA-PEMPKOWIAK H.; 2002, Oczyszczalnie hydrofitowe. Wydawnictwo Politechniki Gdańskiej, Gdańsk PN-72/C Oznaczanie efektywności biochemicznego utleniania anionowych i niejonowych syntetycznych substancji powierzchniowo czynnych metodą osadu czynnego w warunkach kinetycznych PN-82/C Woda i ścieki. Badania zawartości związków azotu. Oznaczanie azotu azotanowego metodą kolorymetryczną z salicylanem sodowym PN-C :1994 Woda i ścieki. Badania zawartości związków azotu. Oznaczanie azotu amonowego w wodzie metodą bezpośredniej nessleryzacji PN-EN 1189:2000 Jakość wody. Oznaczanie fosforu. Metoda spektrofotometryczna z molibdenianem amonu PODEDWORNA J.; 2002, Zintegrowane usuwanie azotu i fosforu w reaktorze z długotrwałym dawkowaniem ścieków poprzez selektor, Oficyna Wydawnicza Politechniki Warszawskiej, Warszawa SADECKA Z.; 2006, Frakcje azotu w ciągu technologicznym oczyszczalni ścieków. Gaz, Woda i Technika Sanitarna No 7-8, pp. 6-9 STYKA W., BEŃKO P.; 2006, Doświadczenia eksploatacyjne w zakresie zwiększenia efektywności usuwania azotu w dużych oczyszczalniach ścieków. Gaz, Woda i Technika Sanitarna No 7-8, pp. 2-5 TALIK B.; 1997, Oczyszczanie ścieków przemysłu mleczarskiego w środowisku glebowo-roślinnym. Wydawnictwo IMUZ, Falenty, TEN-HONG CHEN, WU-HUANN SHYU.; 1996, Performance of four types of anaerobic reactors in treating very dilute dairy wastewater. Biomass and Bioenergy Vol. 11, No 5, pp