Innowacyjne systemy oczyszczania wody w układach recylkulacyjnych w akwakulturze (RAS)

Transkrypt

1 M. Zieliński 1, M. Rokicka 1, A. Grala 1, M. Dębowski 1, K. Kupczyk 1, D. Szwarc 1, A. Hajduk 1 UWM w Olsztynie Innowacyjne systemy oczyszczania wody w układach recylkulacyjnych w akwakulturze (RAS) Wprowadzenie Systemy recyrkulacyjne w akwakulturze (RAS - Recirculation Aquaculture System) opierają się na zwrotnym obiegu wody [8]. Parametry oczyszczanej wody, a zwłaszcza sprawne usunięcie związków azotu w systemach RAS wymaga wprowadzania nowych technologii. Wśród powszechnie stosowanych metod oczyszczania wód w RAS stosuje się: separatory osadu, filtry mechaniczne i biologiczne oraz urządzenia dezynfekujące: lampy UV, ozonatory [8]. Głównym problemem pojawiającym się przy eksploatacji recyrkulacyjnych systemów akwakultury jest temperatura krążącej w wody. W temperaturach poniżej 15 C efektywność usuwania azotu jest bardzo niska. Szybkość biochemicznego rozkładu zanieczyszczeń związana jest z aktywnością mikroorganizmów, a dokładniej z szybkością reakcji enzymatycznych. Aktywność enzymów, zależy od warunków środowiskowych, w tym od temperatury procesu [4]. Stąd jednym ze sposobów zwiększenia sprawności oczyszczania ścieków jest zapewnienie optymalnej temperatury. Z jednej strony jej wzrost powoduje przyspieszenie szybkości reakcji biochemicznych, z drugiej jednak zbyt wysoka wartość temperatury prowadzi do denaturacji i zatrzymania procesu [6]. W przypadku procesu nitryfikacji szybkość procesu rośnie wraz z temperaturą do około o C. Przy temperaturze w granicy 40 o C szybkość procesu spada do z 0 o C. Nie stwierdza się aktywności bakterii nitryfikacyjnych w termofilowych przedziałach temperatur o C [6]. Zależność procesu denitryfikacji od temperatury jest podobna do obserwowanej podczas tlenowego rozkładu związków organicznych. Szybkość procesu rośnie wykładniczo do temperatur ok o C. Przyjmuje się, że proces denitryfikacji może przebiegać również przy wartościach temperatury charakterystycznych dla bakterii termofilowych [9]. Wskazuje się że szczególnie proces nitryfikacji pozostaje w ścisłej zależności od wysokości temperatury. Zapewnienie optymalnych warunków dla tego procesu jest kluczem do efektywnego przebiegu całej kaskady przemian w wyniku, których dochodzi do usunięcia azotu ze ścieków [7]. Ciała, umieszczone w polu elektromagnetycznym, posiadające odpowiednie właściwości dielektryczne absorbują energię zarówno na powierzchni jak i we wnętrzu. Efektem tego zjawiska jest szybsze nagrzewanie wnętrza materiału [3]. Ogrzewanie mikrofalowe w porównaniu z konwencjonalnym jest szybsze, oszczędniejsze, bezkontaktowe i bardziej selektywne [13]. Stosując mikrofalowe pole elektromagnetyczne, możliwe jest skierowanie energii bezpośrednio do błony biologicznej. Promieniowanie mikrofalowe wpływa nie tylko na syntezę związków organicznych, ale także na rozkład substancji organicznych i mineralnych [ 2]. Unika się przy tym strat w wyniku pochłaniania przez wypełnienie reaktora, wykonane z tworzywa sztucznego jest transparentne dla mikrofal. Organizacja badań Celem projektu było określenie, w jakim stopniu termiczne i atermiczne właściwości mikrofal wpływają na przemiany związków azotowych w błonie biologicznej, w jaki sposób i na ile powodują one wzrost sprawności procesu. Badania prowadzono w dwóch równolegle prowadzonych układach.w jednym reaktory z błoną biologiczną poddawane były działaniu promieniowania mikrofalowego, co prowadziło do określonego wzrostu temperatury. W badaniach użyto reaktora mikrofalowego (Rys.1), łączącego w sobie złoże biologiczne oraz osad zawieszony. Sekcję górną reaktora stanowiło niezatapialne złoże biologiczne 1 University of Warmia and Mazury, Department of Environmental Engeenering, Olsztyn, Poland, marcin.zielinski@uwm.edu.pl, magdalna.rokicka@uwm.edu.pl, anna.grala@uwm.edu.pl, marcin.debowski@uwm.edu.pl, karolina.kupczyk@uwm.edu.pl, dawid.szwarc@uwm.edu.pl, anna.hajduk@uwm.edu.pl 9973

2 (kształtki z tworzywa sztucznego o Ø 30 mm wykonane z PCV z wycięciami zwiększającymi powierzchnię aktywną). Rys. 1. Reaktor mikrofalowy Źródło: rysunek własny Całkowita wysokość reaktora wynosiła 1180 mm, a Øwew. 400mm. Obudowa reaktora wykonano z blachy stalowej o grubości 2 mm, która powodowała odbijanie i zawracanie promieniowanie do wnętrza reaktora. Źródłem promieniowania mikrofalowego był magnetron o mocy elektrycznej 1,6kW. Generator umieszczono bezpośrednio nad złożem biologicznym w osi reaktora. Promieniowanie mikrofalowe wprowadzano do reaktora za pomocą krótkiego falowodu. Częstotliwość generowanego promieniowania wynosi 2,45GHz. W drugim układzie identyczną temperaturę we wnętrzu reaktorów utrzymywano za pomocą ciepłego powietrza (Rys.2). Pozwoliło to na analizowanie występowania atermicznych efektów oddziaływania mikrofal na błonę biologiczną. Etap I (ogrzewanie mikrofalowe) Etap II (ogrzewanie konwekcyjne) Reaktor M Reaktor K Rys. 2 Schemat organizacyjny badań Źródło: Rysunek własny Badania przeprowadzono w pięciu seriach, w których temperatura we wnętrzu reaktorów wynosiła 15 o C, 20 o C, 25 o C, 35 o C, 40 o C. Badania w temperaturze 15 o C potraktowano jako fazę przygotowawczą nie stosując ogrzewania mikrofalowego. We wszystkich reaktorach utrzymywano temperaturę na poziomie temperatury odniesienia w komorze termostatującej 15 o C. W obu układach mikrofalowym i kontrolnym badania prowadzono w identycznych warunkach technologicznych pracy reaktorów. 9974

3 Tabela 1 Schemat organizacji badań Dozowanie ciągłe Promieniowanie mikrofalowe Temperatura we wnętrzu reaktora: Badania wstępne w temperaturze 15 o C 20 o C 25 o C 35 o C 40 o C Układ kontrolny Komora termostatująca, nadmuch ciepłego powietrza Temperatura we wnętrzu reaktora: 20 o C 25 o C 35 o C 40 o C Wyniki badań Najmniejszą sprawność nitryfikacji otrzymano przy temperaturze 15 o C, przy czym różnica pomiędzy promieniowaniem mikrofalowym a ogrzewaniem konwencjonalnym była wówczas największa. Wyższe sprawności, powyżej 90% otrzymano w temperaturach od 20 o C - 35 o C, w każdej serii większą sprawność nitryfikacji uzyskano przy zastosowaniu promieniowania mikrofalowego, różnica pomiędzy dwoma sposobami ogrzewania, w każdym z przypadków wynosiła około 3%. Zwiększenie temperatury do 40 o C doprowadziło do zahamowania nitryfikacji. Tym samym przerwany był cykl przemian azotowych umożliwiających redukcję azotu utlenionego do tlenków azotu i azotu cząsteczkowego. Usuwanie azotu odbywało się jedynie poprzez wytwarzanie nowej biomasy stąd obserwowane sprawności były stosunkowo niewielkie około 9 % dla wszystkich układów badawczych. 120 Sprawność nitryfikacji [%] Rys. 3 Wykres sprawności nitryfikacji 0 15 C 20 C 25 C 35 C 40 C Temperatura procesu [ C] Ogrzwanie mikrofalowe Układ kontrolny Biorąc pod uwagę sprawność usuwania azotu, zarówno w układzie kontrolnym jak i ogrzewanym mikrofalowo najwyższą odnotowano w temperaturze 35 oc. W układzie mikrofalowym było to prawie 12 %, z których tylko 2% zostało wykorzystane na syntezę biomasy, w układzie kontrolnym było to prawie 10% z czego tylko 3% zostało wbudowane w biomasę, a 98% zostało zredukowane w procesie denitryfikacji. W temperaturze 40 o C azot nie został usunięty, natomiast w 15 o C usunięcie azotu było minimalne, tylko 1 % z czego ponad 30% zostało użyte na syntezę biomasy. 9975

4 Rys. 4 Sprawność usuwania i bilans związków azotu ogrzewanie mikrofalowe Rys. 5 Sprawność usuwania i bilans związków azotu ogrzewanie konwencjolane Współczynnik przyrostu biomasy określono na podstawie analizy wagowej masy błony biologicznej na początku i na końcu trwania danej serii badawczej oraz ładunku odpływających zawiesin. Syntetyczne ścieki surowe nie zawierały zawiesin. Odpływające ze ściekami oczyszczonymi zawiesiny były efektem odrywania błony nadmiernej. Współczynnik przyrostu biomasy określono jako sumę ładunków odpływających zawiesin wraz z różnicą w masie błony w reaktorze na początku i na końcu okresu badawczego. Współczynnik przyrostu biomasy [mg/mg N ut] 0,2 0,18 0,16 0,14 0,12 0,1 0,08 0,06 0,04 0,02 Rys. 7 Przyrost biomasy 0 15ºC 20ºC 25ºC 35ºC 40ºC Temperatura procesu [ C] ogrzewanie mikrofalowe układ kontrolny Najniższy współczynnik przyrostu biomasy odnotowano w temperaturze 35 o C, taki sam w przypadku obu układów około 0,09 mg/mg Nut.. Najniższy przyrost biomasy stwierdzono w omawianych warunkach w układzie kontrolnym. Jedynie 55 mg/d ChZT wykorzystywane było do syntezy biomasy. Ilość związków 9976

5 organicznych wykorzystywanych w procesie oddychania azotanowego spadła wraz z podniesieniem temperatury. Maksymalnie wynosił 17,7mg/d przy ciągłym dozowaniu mikrofal. Zbliżoną wartość zaobserwowano w układzie kontrolnym 16,3 mg/d. Dyskusja wyników Przeprowadzone badania wykazały zależność pomiędzy sposobem ogrzewania błony biologicznej, a obserwowaną efektywnością przemian azotowych. W przypadku usuwania związków organicznych obserwowany wpływ temperatury i sposobu ogrzewania był mniejszy. Kadlec i Reddy [2001] wskazują, że reakcje mikroorganizmów zależą od temperatury w większym stopniu w jej niższym zakresie <15 o C niż w optymalnym o C, a zmiana temperatury w tym przedziale ma niewielki wpływ na usunięcie BZT5 [6]. Badania przeprowadzone przez Mayo i Noike [1996] nad zdolnością komórek bakterii heterotroficznych do formowania kolonii wykazały, że nie ma różnic w szybkości przebiegu procesu w temperaturze 20 o C oraz 35 o C [10]. Badacze podkreślili przy tym, że w stabilnych warunkach bakterie heterotroficzne nie były wrażliwe na zmiany temperatury w zakresie o C. Ilość bakterii heterotroficznych w temperaturze 10 i 20 o C była zbliżona. Zhu i in. [2008] stwierdzili, że powyżej 15 o C wzrost efektywności usuwania związków organicznych nie jest wprost zależny od wzrastającej temperatury, a powyżej 25 o C następuje spadek efektywności [16]. W prezentowanych badaniach różnice w sprawności usuwania związków organicznych w zakresie temperatur 20 o C 35 o C były minimalne. Podobne wyniki wpływu temperatury na sprawność złóż biologicznych osiągnęli Pabello i in. [1992]. W prezentowanych przez nich badaniach pomiędzy temperaturą 10 a 20 o C nastąpił 21% wzrost sprawności, podczas gdy dalsze jej podnoszenie do 30 o C dało jedynie 13% wzrost [12]. Wyniki badań własnych oraz dane literaturowe wskazują na dużą zależność sprawności nitryfikacji od warunków temperaturowych. Kadlec i Reddy [2001] wykazują, że reakcja nitryfikacji jest bardzo czuła na temperaturę, ustaje w temperaturze wyższej niż 45 o C [6]. Wskazują na to również podawane wartości współczynnika temperaturowego θ dla tego procesu, które wynoszą od 1,11 do 1,37 w temperaturze poniżej 10 o C, od 1,07 do 1,16 w przedziale temperatury o C i od 1,06 do 1,12 w przedziale o C. Ilies i Mavinic [2001] wskazują, że autotrofy, takie jak bakterie nitryfikacyjne, są bardziej wrażliwe na zmniejszenie temperatury otoczenia niż bakterie heterotroficzne [5]. Według badaczy proces nitryfikacji jest nieefektywny przy spadku temperatury poniżej 14 o C. Jakkolwiek przy temperaturze 10 o C nitryfikacja może osiągać 10 30% sprawność. Wskazują oni na temperaturę jako główny czynnik powodujący inhibicję nitryfikacji. Badania przeprowadzone przez Oleszkiewicza i Berquista [1988] wykazały, że rozwój biomasy możliwy jest przy niskich temperaturach, a nitryfikacja możliwa jest nawet w temperaturze 5 o C [11]. Jakkolwiek możliwości rozwoju mikroorganizmów w niskich temperaturach potwierdzają inni badacze [Sollfrank i in. 1992; Tian i in. 1994], to powszechnie przyjmuje się, że nitryfikacja przebiega wydajnie dopiero w temperaturze powyżej 15 o C [14,15]. Andersson [1990], przedstawiając wyniki badań przeprowadzonych w skali technicznej w oczyszczali ścieków w Malme, stwierdził, że sprawność nitryfikacji zmniejszała się z obniżeniem temperatury ścieków poniżej 13 o C i wynosiła wówczas 30 50% [1]. Wnioski Zastosowanie reaktora mikrofalowego do oczyszczania wód recyrkulacyjnych w systemach akwakultury może wpłynąć na: wzrost efektywności procesu nitryfikacji, poprawę sprawności usuwania azotu oraz niższy przyrost biomasy. Usuwanie związków organicznych zachodziło z najwyższą sprawnością w temperaturze 25 o C. Promieniowanie mikrofalowe spowodowało istotny wzrost sprawności nitryfikacji o 5,5 %. Sposób ogrzewania wpływał na efektywność usuwania związków organicznych szczególnie w przypadku serii badawczych o temperaturze 40 o C. Niezależnie od stosowanego sposobu ogrzewania nie obserwowano utleniania azotu amonowego w temperaturze 40 o C. Streszczenie Głównym problemem pojawiającym się przy eksploatacji recyrkulacyjnych systemów akwakultury jest temperatura krążącej w wody. Przykładem układu do biologicznego usuwania zanieczyszczeń ze ścieków 9977

6 jest reaktor mikrofalowy, łączący złoże biologiczne oraz osad zawieszony. Usuwanie związków organicznych zachodziło z najwyższą sprawnością w temperaturze 25 o C. Promieniowanie mikrofalowe spowodowało istotny wzrost sprawności nitryfikacji o 5,5 %. Sposób ogrzewania wpływał na efektywność usuwania związków organicznych szczególnie w przypadku serii badawczych o temperaturze 40 o C. Artykuł dotyczy możliwości wykorzystania reaktora mikrofalowego do oczyszczania wody w układach zamkniętych RAS. Słowa kluczowe: oczyszczanie ścieków, systemy recylkulacyjne, nitryfikacja, mikrofale INNOVATIVE WATER TREATMENT SYSTEMS RECYLKULATE AQUACULTURE SYS- TEMS (RAS) Abstract The main problem arising in the operation of recirculating aquaculture systems is the temperature of the circulating water. An example of a biological system to remove contaminants from wastewater is a microwave reactor, connecting the biofilter and suspended sediment. Removal of organic compounds occurred with the highest efficiency at 25 C. Microwave radiation caused a significant increase in the efficiency of nitrification by 5.5%. A method of heating affect the efficiency of removal of organic compounds particularly in the case of a series of research at a temperature of 40 C. Article concerns the possibility of using a microwave reactor for the purification of water in closed systems RAS. Keywords: wastewater treatment, recylkulate systems, nitrification, microwaves Literatura [1] Andersson B, Rosen B.: Upgrading for Biological Nitrogen Removal Some Full-Scale Experiences from Sweden, Water Science & Technology, 22(7-8)/1990, s [2] Ayappa K.G., Davis H.T., Davis E.A., Gordon J.: Analysis of microwave heating of materials with temperature-dependent properties, AIChE Journal, 37(3)/1991, s [3] Haque K.: Microwave energy for mineral treatment processes a brief review, Int. J. Miner. Process. 57/1999, s [4] Henze M.: Wastewater Treatment: Biological and Chemical Processes, Springer Science & Business Media Press, Berlin 2002 [5] Ilies P., Mavinic D.: The effect of decreased ambient temperature on the biological nitrification and denitrification of a high ammonia landfill leachate, Water Research, 35(8)/2001, s [6] Kadlec R., Reddy R.: Temperature Effects in Treatment Wetlands, Water Environment Research, 73(5)/2001, s [7] Kappe C.: High-speed combinatorial synthesis utilizing microwave irradiation. Current Opinion in Chemical Biology, 6/2002, s [8] Kowalski R., Kowalska A.: Produkcja ryb w obiegach recylkulacyjnych- perspektywy rozwoju i obecne bariery technologiczne, Materialy szkoleniowe Forum Akwakultury, 2013, s

7 [9] Martins C., Pistrin M., Ende S., Ending E., Verreth J.: The accumulation od substances in Recirculating Aquaculture Systems (RAS) affects embryonic and larval development in common carp Cyprinus carpio. Aquaculture, 291/2009, s [10] Mayo A., Noike T.: Effects of temperature and ph on the growth of heterotrophic bacteria in waste stabilization ponds, Water Research, 30(2)/1996, s [11] Oleszkiewicz J., Berquist S.: Low temperature nitrogen removal in sequencing batch reactors, Water Research, 22(9)/1988, s [12] Pabello L.V., Alardo-Lubel A., Durana-De-Bazua C.: Temperature effects on ciliates diversity and abundance in rotating biological reactor, Bioresource Technology, 39/1992, s [13] Siores E., Do Rego D.: Microwave applications in materials joining, Journal of Materials Processing Technology, 48/1995, s [14] Sollfrank U., Kappeler J., Gujer W.: Temperature effects on wastewater characterization and the release of soluble inert organic material, Water Science & Technology, 25/1992, s [15] Tian S., Lishman L.A., Murphy K.L.: Investigations into excess activated sludge accumulation at low temperatures, Water Resources, 28/1994, s [16] Zhu G., Peng Y., Li B., Guo J., Yang Q., Wang S.: Biological Removal of Nitrogen from Wastewater, Reviews of Environmental Contamination and Toxicology. 192/2008, s Podziękowania Projekt współfinansowany przez Narodowe Centrum Badań i Rozwoju zgodnie z umową nr SP/E/4/65786/10 z dnia 28 maja 2010 r. Program strategiczny zaawansowane technologie pozyskiwania energii. ZADANIE NR 4 Opracowanie zintegrowanych technologii wytwarzania paliw i energii z biomasy, odpadów rolniczych i innych. 9979