Biologiczne usuwanie azotu kierunek biotechnologia od 2014/2015

Transkrypt

1 Usuwanie azotu w procesach biologicznych Biologiczne usuwanie azotu ze ścieków polega na stworzeniu takich warunków realizacji procesu, aby zintensyfikować te same przemiany azotu, które zachodzą w warunkach naturalnych. Podczas oczyszczania ścieków występujące w ściekach związki azotu przechodzą szereg przemian biochemicznych (rys.4). Azot wprowadzony ze ściekami do biologicznej oczyszczalni może zostać przekształcony w inną formę lub być z nich całkowicie usunięty. Przemiany odbywają się na drodze amonifikacji, asymilacji, nitryfikacji oraz denitryfikacji. Amonifikacja dotyczy azotu związanego w związkach organicznych (azot organiczny) i prowadzi do powstania amoniaku. W wyniku nitryfikacji azot amonowy przekształca się do form utlenionych (azotynów i azotanów). Natomiast usuwanie azotu polega na przekształcaniu azotanów do azotu gazowego (denitryfikacja) lub na przyswojeniu azotu amonowego przez komórki osadu czynnego (asymilacja), który następnie oddziela się od ścieków. Przemiany biochemiczne są bardzo złożone. Szybkość i kierunek ich przebiegu zależy od bardzo wielu czynników. Najważniejsze z nich to: tlen rozpuszczony, ph, zasadowość ścieków, stężenie azotu w dopływie, obciążenie osadu, wiek osadu oraz substancje toksyczne. Amonifikacja Azot w ściekach pochodzi głownie ze źródeł organicznych. Amonifikacja polega na przemianie azotu organicznego do azotu amonowego. W procesie tym biorą udział organizmy heterotroficzne. Amonifikacja zachodzi już podczas zrzutu ścieków oraz podczas transportu w kanalizacji. Nie wymaga udziału tlenu i może przebiegać zarówno w warunkach tlenowych, jak i beztlenowych. Amonifikację biologiczną, występującą w procesie biologicznego oczyszczania ścieków, obrazuje reakcja: C 10 H 19 O 3 N + 12, 5O 2 enzymy 10CO 2 + 8H 2 O + NH 3 (1) Szybkość amonifikacji jest znacznie większa niż szybkość nitryfikacji. W procesach z pełnym biologicznym oczyszczaniem lub z nitryfikacją czasy przetrzymania są wystarczająco długie do uzyskania praktycznie całkowitej amonifikacji. Amonifikacja 1 mola azotu powoduje powstanie 1 mola NH 4HCO 3, a w efekcie następuje wzrost zasadowości (w przeliczeniu na CaCO 3) o 3,57gCaCO 3/gN: C 10 H 19 O 3 N + 12, 5O 2 enzymy 9CO 2 + 7H 2 O + NH 4 HCO 3 (2) Asymilacja Azot jest istotnym składnikiem biomasy organizmów. Jego zawartość w suchej masie protoplazmy komórkowej wynosi 8-20%. Mikroorganizmy osadu czynnego mogą wykorzystywać do syntezy nowych komórek wszystkie związki azotu. Jednak najłatwiej przyswajalną dla bakterii formą azotu jest azot amonowy. Azot amonowy jest asymilowany podczas rozkładu związków organicznych zawartych w ściekach. Asymilacja azotanów lub azotynów wymaga wstępnej ich redukcji do amoniaku, czyli dodatkowych reakcji enzymatycznych. Różnorodność bakterii mających takie zdolności jest niewielka. Mimo to wyhodowanie biomasy w urządzeniach do biologicznego oczyszczania ścieków, z wykorzystaniem azotanów jako źródła azotu, nie jest dużym problemem. Gdy występują obok siebie amoniak i azotany, w biologicznym oczyszczaniu ścieków amoniak jest wykorzystywany preferencyjnie. Podczas asymilacji azotanów, najpierw azot azotanowy musi zostać zredukowany do amoniaku, a ten może zostać wbudowany w biomasę komórki. Uwalniany przy tym tlen staje się dostępny dla utleniania związków organicznych, co zmniejsza

2 koszty napowietrzania. Asymilacja azotanów może przebiegać w warunkach tlenowych, jak i beztlenowych. Stwierdzono, że wydajność przyrostu biomasy podczas asymilacji azotanów jest mniejsza niż podczas asymilacji amoniaku. Asymilacja azotanów powoduje zwiększenie zasadowości, asymilacja amoniaku jej zmniejszenie. Proces asymilacji przebiega przed nitryfikacją. Asymilacja amoniaku przyczynia się do obniżenia stężenia azotu amonowego i jednocześnie zmniejsza ilość substratu w procesie nitryfikacji. W konwencjonalnej metodzie osadu czynnego efektywność usuwania azotu na drodze asymilacji wynosi 8-30%. Znaczna część asymilowanego azotu powraca do ciągu oczyszczania ścieków po obróbce osadu nadmiernego. Nitryfikacja Nitryfikacja to dwustopniowy proces przemiany azotu amonowego w azotany. W pierwszym etapie bakterie Nitrosomonas przekształcają azot amonowy w azotyny według reakcji: NH , 5O 2 NO 2 + 2H + + H 2 O + energia (3) W drugim etapie bakterie Nitrobacter utleniają azotyny do azotanów zgodnie z reakcją: Sumaryczny przebieg procesu nitryfikacji jest następujący: NO 2 + 0, 5O 2 NO 3 + energia (4) NH O 2 NO 3 + 2H + + energia (5) Energia wytwarzana podczas utleniania NH 4 + jest zużywana przez nitryfikanty przede wszystkim do wytwarzania nowej biomasy (substancji komórkowej). Stosując przybliżony wzór dla organicznego składnika bakterii C 5H 7O 2N, można proces budowy biomasy przedstawić następująco: NH , 83O 2 + 1, 98HCO 3 0, 021C 5 H 7 O 2 N + 0, 98NO 3 + 1, 41H 2 O + 1, 88H 2 CO 3 (6) Proces nitryfikacji charakteryzuje się dużym zużyciem tlenu 4,6gO 2/g N NH4 oraz wysoką wydajnością wytwarzanych kwasów - 2mole H + /1mol N NH4. Stężenie tlenu rozpuszczonego w komorze napowietrzania powinno wynosić nie mniej niż 2mgO 2/dm 3. Przy spadku poniżej 1mgO 2/dm 3 nitryfikacja przebiega znacznie wolniej, natomiast zwiększenie stężenia tlenu powyżej 2mgO 2/dm 3 nie daje zwiększenia wydajności procesu. Nadmiar tlenu wiąże się ze wzrostem kosztów eksploatacyjnych, jak również może powodować przenoszenie tlenu do strefy atoksycznej wraz z recyrkulowanymi ściekami. Jednocześnie stwierdzono, że kilkugodzinne warunki beztlenowe nie wywołują istotnego zmniejszenia aktywności nitryfikantow. Dotyczy to także cyklicznego przebywania nitryfikantow na przemian w warunkach tlenowych i beztlenowych. Nitryfikacja przebiega optymalnie w temperaturze powyżej 20 0 C. W miarę spadku temperatury intensywność procesu zmniejsza się, a poniżej 5 0 C nitryfikacja praktycznie ustaje głownie z powodu zahamowania wzrostu Nitrosomonas. Zależność wzrostu bakterii od temperatury pokazana jest w Tabeli 1. Z tabeli wynika, że poniżej 30 0 C prędkość wzrostu Nitrosomonas jest mniejsza niż w przypadku Nitrobacter i dlatego pierwszy etap nitryfikacji uznano za decydujący o szybkości nitryfikacji. Drugi etap procesu zachodzi znacznie szybciej niż pierwszy, co powoduje, że azotyny na ogół nie występują w ściekach oczyszczonych. Ze względu na powolny przyrost i rozwój bakterii nitryfikacyjnych (okres generacji jednego pokolenia trwa godzin), ważne jest utrzymanie długiego aerobowego wieku osadu (5-20 dni), co wiąże się z niskim obciążeniem osadu, ograniczającym szybki rozwój bakterii usuwających związki węgla. Odpowiednio długi wiek osadu zapobiega nadmiernemu odpływowi nitryfikantów. Obecność w ściekach związków węgla sprzyja rozwojowi heterotrofów, które skutecznie konkurują z nitryfikantami o wspólne substraty (azot amonowy, tlen), przyczyniając się do zmniejszenia szybkości nitryfikacji. Stosunek BZT 5/N og powinien wynosić poniżej 2. Maksymalne obciążenie osadu, przy którym rozpoczyna się nitryfikacja wynosi A 1,2kg BZT 5/kg s.m.o.cz. (zimą A = 0,05-0,06kg BZT 5/kg s.m.o.cz., natomiast latem A < 0,15kg BZT 5 /kg s.m.o.cz.). Nitryfikacja rozpoczyna się gdy wiek osadu czynnego wynosi 2-4 dni. Przy wysokim wieku osadu, a tym samym większej ilości nitryfikantow, nawet podwyższony ładunek azotu zostanie znitryfikowany w wystarczającym stopniu. W temperaturze 20 0 C skuteczny może być 3-dobowy wiek osadu, natomiast w temperaturze 7 0 C powinien on wynosić około 15 dni. Jednak zbyt niskie obciążenie osadu lub zbyt długi wiek osadu sprzyja rozwojowi bakterii nitkowatych, które utrudniają proces klarowania w osadniku wtórnym.

3 Aktywność nitryfikantów zależna jest także od ph. Optymalny zakres ph wynosi 7,5-8,5, jednak mikroorganizmy osadu czynnego mają dużą zdolność adaptacji do niskich ph. Przy zbyt niskim ph pogorszeniu ulegają właściwości flokulacyjne osadu. Proces nitryfikacji związany jest z wytwarzaniem kwasów, dlatego ważnym parametrem jest duża zasadowość ścieków. Jest ona odpowiedzialna za utrzymanie ph ścieków na stałym poziomie. W pierwszym etapie nitryfikacji do utlenienia azotu amonowego potrzebne są duże ilości zasadowości, tzn. 7,14g CaCO 3/g N NH4. W wyniku wyczerpania się zasadowości zaczyna spadać ph ścieków i nitryfikacja może ulec zahamowaniu. W takim przypadku należy zasadowość skorygować. Można do tego zastosować wapno, jednak powoduje ono wytrącanie węglanu wapnia, co może ograniczać nitryfikację przez brak dostępnego źródła węgla nieorganicznego dla nitryfikantów. W takim przypadku można stosować wodorotlenek sodu. Bakterie nitryfikacyjne są wrażliwe na dopływające wraz ze ściekami substancje toksyczne. W stosunku do bakterii Nitrosomonas inhibitorami są tiomocznik, fenole, sole chromu, związki rtęci, cyjanki, alkaloidy i antybiotyki. Działanie bakterii Nitrobacter hamuje jon chloranowy i większość pochodnych tiomocznika. Także zastosowanie żelaza dwuwartościowego jako czynnika strącającego w procesie usuwania fosforu powoduje negatywny wpływ na proces nitryfikacji (zahamowanie procesu). Stwierdzono również, że zawracanie do obiegu ścieków przefermentowanych może doprowadzić do inhibicji procesu nitryfikacji. Denitryfikacja Proces denitryfikacji polega na biochemicznej redukcji utlenionych związków azotu (azotanów, azotynów) do azotu gazowego z jednoczesnym utlenianiem związków organicznych, które są źródłem węgla i energii dla bakterii heterotroficznych (głownie z rodzaju Pseudomonas), prowadzących proces. Proces denitryfikacji przebiega w kilku etapach: NO 3 NO 2 NO N 2 O N 2 (7) Uzyskane na drodze nitryfikacji azotany w wyniku denitryfikacji zostają przekształcane w formę gazową azotu N 2 i wydalane są ze środowiska wodnego do atmosfery: NO 3 + 0, 5H 2 O 0, 5N 2 + 2, 5O + OH (8) Jak widać z powyższego równania, w procesie denitryfikacji z jednej strony częściowo odzyskuje się zużyty w trakcie nitryfikacji tlen, z drugiej zaś strony zużywa się połowę powstałego w nitryfikacji kwasu. Warunkami przebiegu procesu denitryfikacji są: - obecność utlenionych związków azotu - nieobecność rozpuszczonego tlenu - obecność bakterii fakultatywnych - obecność substratu asymilowalnego jako źródła energii. warunki atoksyczne (niedotlenione) Optymalna temperatura procesu denitryfikacji wynosi 20 0 C. Przy obniżeniu jej do 5 0 C denitryfikacja przebiega bardzo wolno. Również dla ph, podobnie jak dla temperatury, istnieje pewne optimum wynoszące 6,5-7,5. Denitryfikacja powoduje zwiększenie zasadowości o 3,0g CaCO 3/g N NO3. Jednocześnie następuje zmniejszenie stężenia dwutlenku węgla i wzrost ph. Bakterie fakultatywne, zdolne do denitryfikacji, w warunkach tlenowych wykorzystują tlen jako ostateczny akceptor elektronów, a gdy jego brak, przestawiają się na azotany lub azotyny. Okresowe przebywanie kolejno w warunkach tlenowych i beztlenowych nie wpływa ujemnie ani na zdolności denitryfikacyjne biomasy, ani na szybkość utleniania związków organicznych w warunkach tlenowych. Wykorzystywanie tlenu, przez bakterie denitryfikacyjne, jako ostatecznego akceptora elektronów jest energetycznie wydajniejsze niż wykorzystywanie azotanów. Większa ilość uwalnianej energii sprzyja korzystaniu z tlenu. Z tych powodów denitryfikacja musi być prowadzona w warunkach anoksycznych. Zawartość tlenu rozpuszczonego w komorze denitryfikacji powinna być jak najmniejsza i nie może przekraczać 0,5mgO 2/dm 3. Na efektywność denitryfikacji duży wpływ ma odpowiednie stężenie azotu amonowego. W warunkach odpowiednio niskiego stężenia tlenu i braku amoniaku mogą przebiegać jednocześnie redukcja asymilacyjna azotanów i ich denitryfikacja. Jeżeli ścieki zawierają odpowiednią ilość amoniaku, zaspakajającą zapotrzebowanie na azot do syntezy biomasy, wówczas redukcja asymilacyjna nie zachodzi (azotany ulegają tylko denitryfikacji). Na przebieg denitryfikacji bardzo ważny wpływ ma obecność związków węgla. Są one niezbędne ze względu na to, że są donorami elektronów i źródłem energii. Obecność prostych związków węgla podnosi efektywność procesu denitryfikacji. Stosowane w denitryfikacji źródła związków organicznych można podzielić na tzw. wewnętrzne i zewnętrzne. Źródła wewnętrzne to związki organiczne ze ścieków surowych lub węgiel wewnątrzkomórkowy biomasy przyrastającej w komorze napowietrzania. Przemiany zachodzące podczas wykorzystywania wewnątrzkomórkowego źródła węgla obrazuje równanie: (9) Źródła zewnętrzne są celowo dodawane. Mogą to być między innymi: metanol, kwasy organiczne, melasa, ścieki browarnicze, ścieki cukrownicze, skrobia, aceton, alanina, osad piekarniczy, kazeina, sok wiśniowy, cytryniany, etanol, mączka rybna, żelatyna, glukoza, mleczany, margaryna, metan, pepton, sacharoza, glikol. Wszystkie wymienione źródła różnią się dostępnością, ceną,

4 szybkością denitryfikacji, jaką można uzyskać, oraz wydajnością przyrostu biomasy. O wyborze najwłaściwszego źródła decyduje aspekt ekonomiczny. Aby zapewnić odpowiednią ilość związków węgla można skrócić czas przebywania ścieków w osadniku wstępnym. W osadniku wstępnym osadza się relatywnie mniej utlenialnych związków azotu (N org) niż związków węgla (ChZT, BZT 5). Cel ćwiczenia Badanie zmian zawartości azotu amonowego, azotynowego i azotanowego w osadzie czynnym w warunkach laboratoryjnych. Wykonanie ćwiczenia cz.1 1. Odczynniki stosowane w analizie: - ściek surowy/osad czynny przygotowuje prowadzący - amoniak test kuwetowy metoda fotometryczna, zakres pomiarowy 0,01-3,00 mg/l NH 4-N o wodorotlenek sodowy o dichloroizocyjanuran sodu - dwuwodny - azotyny test kuwetowy metoda fotometryczna, zakres pomiarowy 0,002-1,00 mg/l NO 2-N o kwas sulfanilowy o N-(1-naftylo)etylenodiamina, dichlorowodorek - azotany test kuwetowy metoda fotometryczna, zakres pomiarowy 0,2-20,0 mg/l NO 3-N o kwas siarkowy 2. Przygotowanie roztworu roboczego ścieków 2.1. Przygotować słoik o pojemności ok. 0,5-1 dm 3 (szkło musi być dokładnie umyte). Do słoika wprowadzić: 0,5 dm 3 ścieku surowego pobranego cylindrem miarowym. Opisać układ badawczy i dokładnie go wymieszać Wykonać oznaczenie ph. Skorygować jego wartość do poziomu 7,5-8,5 używając 2N H 2SO 4 lub 5N NaOH Wykonać oznaczenie zawartości azotu: amonowego, azotynowego i azotanowego w układzie badawczym (p. punkt 3) Roztwór roboczy ścieków, osadu i hodowli bakterii nitryfikacyjnych odstawić do tygodniowej inkubacji, wprowadzając do słoika wężyk pompki akwarystycznej, celem napowietrzenia układu. 3. Oznaczenia zawartości jonu amonowego, azotynów i azotanów Przygotowanie próby do oznaczeń Zmontować zestaw do filtracji próżniowej, użyć sączka celulozowego 0.45µm. Pobrać ok. 20 cm 3 badanego roztworu pipetą szklaną i przenieść do lejka pompki próżniowej. Całość przefiltrować. Po zakończeniu filtracji zlać klarowny przesącz z kolby filtracyjnej do kolbki stożkowej o pojemności 50 cm 3 i zachować go do dalszych badań!. Następnie umyć dokładnie cały zestaw do filtracji! 3.2. Oznaczenie zawartości jonu amonowego Podane niżej ilości należy odmierzać bardzo dokładnie i uważnie wprowadzać do probówki. Należy również bezwzględnie przestrzegać czasu reakcji i wykonania pomiaru fotometrycznego!!! Fotometr jest gotowy do pracy po 15 minutach od momentu włączenia Przefiltrowany roztwór badany (otrzymany wcześniej p. punkt 3.1.) należy rozcieńczyć w wodzie destylowanej do zakresu pomiarowego testu 1: 10 lub 1: 100. Rozcieńczenie wykonać w probówce lub kolbie miarowej o pojemności 100 cm 3. Całość dokładnie wymieszać (vortex) Do probówki wprowadzić pipetą szklaną 5 ml rozcieńczonej wcześniej próbki Dodać 0,6ml odczynnika NH 4-1, całość wymieszać (vortex) Dodać 1 płaską łyżeczkę (zintegrowaną z nakrętką!!!) odczynnika NH 4-2, całość wymieszać (vortex) Tak przygotowaną probówkę odstawić na 5 minut!!! Następnie dodać 4 krople odczynnika NH 4-3 i ponownie wymieszać (vortex) Probówkę odstawić na 5 minut Próbkę wymieszać i dokonać pomiaru stężenia jonu amonowego w fotometrze używając kuwet szklanych (przed pomiarem w fotometrze umieszczamy okrągłą kuwetę wzorca NH 4-N). Zanotować wyniki 3 pomiarów. Wynik podać w [mg/dm 3 ] stężenia jonu amonowego Oznaczenie zawartości azotynów oznaczenie dodatkowe, skonsultować z prowadzącym Do probówki wprowadzić 5 ml pipetą szklaną przefiltrowanego badanego roztworu (nierozcieńczonego!!!) Następnie dodać 1 płaską łyżeczkę (zintegrowaną z nakrętką!!!) odczynnika NO 2-1, całość wymieszać (vortex) Tak przygotowaną probówkę odstawić na 10 minut!!! Próbkę ponownie wymieszać i dokonać pomiaru stężenia azotynów w fotometrze używając kuwet szklanych (przed pomiarem w fotometrze umieszczamy okrągłą kuwetę wzorca NO 2-N). Zanotować wyniki 3 pomiarów. Wynik podać w [mg/dm 3 ] stężenia azotynów Oznaczenie zawartości azotanów PRZED OZNACZENIEM NALEŻY NAŁOŻYC RĘKAWICE OCHRONNE!!!! Do probówki wprowadzić 1 płaską łyżeczkę (zintegrowaną z nakrętką!!!) odczynnika NO Następnie dodać 5ml pobierając ostrożnie pipetą szklaną odczynnik NO 3-2. Całość wymieszać ostrożnie (vortex).

5 UWAGA pipetujemy kwas siarkowy odczynnik żrący pipetować i mieszać ostrożnie!!! Próbę odstawić na 1 minutę Po minucie dodać 1,5 ml przefiltrowanego badanego roztworu (rozcieńczonego 5x lub 10x) pobranego pipetą szklaną. Roztwór wprowadzać bardzo powoli (reakcja egzotermiczna) i ostrożnie mieszać Próbę odstawić na 10 minut czas reakcji Próbkę ponownie wymieszać i dokonać pomiaru stężenia azotanów w fotometrze używając kuwet szklanych (przed pomiarem w fotometrze umieszczamy okrągłą kuwetę wzorca NO 3-N). Zanotować wyniki 3 pomiarów. Wynik podać w [mg/dm 3 ] stężenia azotanów. Wykonanie ćwiczenia cz.2 4. Po tygodniu inkubacji wykonujemy ponownie oznaczenia zawartości jonu amonowego, azotynów i azotanów (p. pkt. 3) UWAGA może się okazać, że konieczne jest 10x (lub większe) rozcieńczenie przefiltrowanego w zestawie do filtracji próżniowej badanego roztworu np. przed wykonaniem oznaczenia zawartości azotanów (p. pkt ). Proszę przed wykonaniem oznaczeń skonsultować stopień rozcieńczenia przefiltrowanej próby z prowadzącym. 5. Opracowanie wyników 5.1. Wyniki pomiarów po uśrednieniu zestawić w tabeli Próba rozcieńczenie stężenie [mg/dm 3 ] Azot amonowy Azot azotynowy Azot azotynowy 5.2. Na podstawie uzyskanych wyników: Przedstawić w [%] ubytki i przyrosty azotu amonowego, azotynowego i azotanowego porównując wyniki z 1 i 7 dnia badań Wyciągnąć wnioski z przebiegu procesów nitryfikacji (I i II fazy) Obliczyć rzeczywistą wydajność w [%] nitryfikacji prowadzonej przez nitryfikatory osadu czynnego, w stosunku do teoretycznej wydajności procesu obliczonej na podstawie początkowego stężenia jonu amonowego wykorzystując równanie reakcji (5). 6. Literatura 6.1. Fijałkowska E. i wsp., Osad czynny biologia i analiza mikroskopowa, Oficyna Wydawnicza IMPULS, Kraków Dymaczewski Z., Poradnik eksploatatora oczyszczalni ścieków. Polskie Zrzeszenie inż. I tech. Sanitarnych, Poznań, Hermanowicz W., Fizyczno-chemiczne badanie wody i ścieków, Arkady, Warszawa, Łomotowski J., Szpindor A., Nowoczesne systemy oczyszczania ścieków, Arkady. Warszawa 2002.