Andrzej Jaguś. Skuteczność technologii hydrofitowej w usuwaniu związków azotu ze ścieków wiejskich bytowo gospodarczych

Transkrypt

1 Andrzej Jaguś Skuteczność technologii hydrofitowej w usuwaniu związków azotu ze ścieków wiejskich bytowo gospodarczych Wstęp Hydrofitowa technologia oczyszczania ścieków stosowana jest głównie w obszarach wiejskich. Wiąże się to z ograniczoną przepustowością oczyszczalni hydrofitowych, funkcjonujących zarówno w zbiorczych systemach kanalizacyjnych, jak i na zapleczu pojedynczych gospodarstw, obiektów użyteczności publicznej, czy też niewielkich zakładów produkcyjnych (Błażejewski, Skarbek, Gwardiak 1996; Sikorski 1998). Ścieki poddane badaniom dla potrzeb niniejszego opracowania są ściekami wiejskimi bytowo gospodarczymi, ujętymi w systemie sanitacji wsi Inwałd (województwo małopolskie). Szereg technologiczny funkcjonującej tu od czerwca 1997 roku oczyszczalni trzcinowej składa się z kraty pełniącej rolę sita dla dużych zanieczyszczeń stałych, trójkomorowego osadnika wstępnego oraz złóż gruntowo korzeniowych, w obrębie których następuje poziomy, podpowierzchniowy przepływ ścieków (Prokop 1994). Ścieki oczyszczone odprowadzane są do Potoku Stawki, którego zlewnia należy hydrograficznie do dorzecza Skawy. Celem niniejszej pracy jest przedstawienie stopnia usuwania związków azotu ze ścieków oczyszczanych technologią hydrofitową i jednoczesna ocena możliwości uzyskiwania w oczyszczalniach hydrofitowych trzeciego stopnia oczyszczania. Obiekty te są bowiem eksploatowane jako samodzielne jednostki odnowy ścieków wiejskich i powinny gwarantować znaczne ograniczenie dopływu związków biogenicznych do wód powierzchniowych oraz środowiska wodno glebowego. Analizy fizyko chemiczne ścieków dopływających do oczyszczalni hydrofitowej i odpływających do odbiornika prowadzone były comiesięcznie w latach w Zakładzie Wodociągów i Kanalizacji w Andrychowie. Materiał badawczy stanowią stężenia azotu amonowego, azotu azotanowego, azotu ogólnego oraz rozpuszczonego tlenu. Ilość ścieków dopływających w wyszczególnionym okresie badawczym, który należy traktować jako okres rozruchu oczyszczalni (wpracowania złóż gruntowo ko-

2 180 Andrzej Jaguś rzeniowych), wynosiła średnio 52,8 m 3 /dobę, przy czym przepustowość obiektu równa jest 116 m 3 /dobę. Wyniki badań Stężenia poszczególnych form azotu w ściekach przepływających przez badaną oczyszczalnię hydrofitową przedstawiono w tabeli 1. Z zamieszczonych danych wynika, że ulegają one generalnie obniżaniu w relacji dopływ odpływ, przy czym obserwowane jest również ich czasowe, niepożądane zwiększanie. Z kolei nasycenie ścieków rozpuszczonym tlenem wzrasta podczas ich przepływu przez oczyszczalnię hydrofitową (tab. 1). Średnie roczne stężenie azotu amonowego w ściekach dopływających do oczyszczalni hydrofitowej wynosiło w kolejnych badanych latach 52,9 mg N NH 4 /dm 3, 68,1 mg N NH 4 /dm 3 oraz 76,3 mg N NH 4 /dm 3 i było obniżane o 19,8 mg N NH 4 /dm 3, 24 mg N NH 4 /dm 3 i 16,9 mg N NH 4 /dm 3. Daje to redukcję średniego rocznego stężenia na poziomie 37,5%, 35,2% i 22,1%. Redukcja średniego stężenia azotu amonowego z kolejnych okresów wegetacyjnych (kwiecień wrzesień) wynosiła natomiast 45,2%, 37,0% i 27,6%. Obniżanie średniego rocznego stężenia azotu azotanowego było znamienne tylko dla lat 1998 i W roku 2000 stwierdzono jego wzrost z 2,4 mg N NO 3 /dm 3 na 2,7 mg N NO 3 /dm 3, przy czym w okresie wegetacyjnym tego roku ów wzrost wyniósł aż 0,8 mg N NO 3 /dm 3 z 2,4 mg N NO 3 /dm 3 na 3,2 mg N NO 3 /dm 3. Wielkość obniżania średniej rocznej zawartości azotu ogólnego przebiegała w kolejnych latach w następujący sposób: z 63,6 na 40,8 mg N og /dm 3 (redukcja 35,8%), z 80,6 na 51,4 mg N og /dm 3 (redukcja 36,2%), z 90,7 na 69,0 mg N og /dm 3 (redukcja 24,0%). Redukcja średniego stężenia z okresów wegetacyjnych wynosiła: 42,2%, 35,5%, 30,0%. Wzrost średniej rocznej zawartości tlenu w relacji dopływ odpływ określały kolejno amplitudy równe 3,6 mg O 2 /dm 3, 3,7 mg O 2 /dm 3 i 3,5 mg O 2 /dm 3. Odpowiadające im wartości dotyczące okresów wegetacyjnych wynosiły: 4,6 mg O 2 /dm 3, 4,6 mg O 2 /dm 3 i 3,5 mg O 2 /dm 3. Interpretacja wyników Tlen rozpuszczony Zawartość tlenu rozpuszczonego w ściekach przepływających przez złoża gruntowo korzeniowe ulega zwiększeniu, w związku z doprowadzaniem tego pierwiastka do ryzosfery za pośrednictwem tkanki przewietrzającej roślin ekosystemów bagiennych (Obarska Pempkowiak, Gajewska 1998). Obecność tlenu jest między innymi determinantem przemian związków azotowych w procesach biochemicznych. W badanej oczyszczalni następuje korzystne natlenienie ścieków dopływających, w których stężenie tlenu jest stosunkowo niskie (tab. 1). Jego ilość w ściekach oczyszczonych odpowiada bowiem w większości serii pomiarowych wartościom charakterystycznym dla I i II klasy czystości wód powierzchniowych (Rozporządzenie ). Należy dodać,

3 Skuteczność technologii hydrofitowej w usuwaniu związków azotu Tab. 1. Stężenia azotu amonowego (mg N NH 4 /dm 3 ), azotu azotanowego (mg N NO 3 /dm 3 ), azotu ogólnego (mg N og /dm 3 ) oraz rozpuszczonego tlenu (mg O 2 /dm 3 ) w ściekach przepływających przez oczyszczalnię hydrofitową w Inwałdzie w latach

4 182 Andrzej Jaguś że efektywniejsze natlenianie ścieków przepływających przez złoża trzcinowe zachodzi na ogół w okresach letnich (wegetacji roślin). Azot amonowy Azot amonowy występuje w ściekach w postaci amoniaku uwolnionego ze związków organicznych w procesie amonifikacji (Dojlido 1995). Amoniak w formie niezdysocjowanej (NH 3 ) jest toksyczny, natomiast zdysocjowany (NH 4+ ) może być asymilowany (Starmach, Wróbel, Pasternak 1976). W obrębie złoża gruntowo korzeniowego jon NH 4 + jest pobierany przez bakterie oraz roślinność. Niezwykle istotnym w procesie usuwania azotu amonowego ze ścieków jest również proces nitryfikacji, czyli biochemicznego utleniania jonów NH 4 + do azotynów i dalej do azotanów, a głównym czynnikiem determinującym intensywność nitryfikacji jest zawartość w ściekach rozpuszczonego tlenu (Szetela 1996). Stwierdzono, że w okresach dobrego natlenienia złoża (sezon letni) wzrasta skuteczność usuwania ze ścieków azotu amonowego. Niezależnie od tego, stężenia azotu amonowego w ściekach odprowadzanych do odbiornika są bardzo wysokie (tab. 1) i wielokrotnie przekraczają najwyższą dopuszczalną wartość określoną w przepisach wodno prawnych na 6 mg N NH 4 /dm 3 (Rozporządzenie ). Potrzebne jest zatem udoskonalenie szeregu technologicznego oczyszczalni w Inwałdzie. Zdaniem P. Kowalika (1996) niezwykle istotne jest właściwe wymiarowanie złóż (czas retencji hydraulicznej) oraz sposób ich wypełnienia. Przede wszystkim konieczne jest jednak kompilowanie kierunku przepływu ścieków (szeregowy układ kilku złóż) z pionowego na poziomy i odwrotnie. Na lepszą skuteczność usuwania azotu amonowego w złożach o przepływie pionowym zwraca uwagę K. Wierzbicki (1998), opierając się na wynikach doświadczeń angielskich. Azot azotanowy Azot azotanowy, będący produktem nitryfikacji, jest w środowisku wodnym przyswajalnym biogenem (Starmach, Wróbel, Pasternak 1976). Preferencyjną formą pobierania azotu mineralnego przez bakterie jest amoniak. Dlatego też asymilacja azotanów poprzedzona jest w tym przypadku ich wstępną redukcją do amoniaku, tzw. redukcją asymilacyjną (Szetela, 1996). Z kolei rośliny wodne mogą najpierw pobierać azotany, które dopiero w ich komórkach ulegają redukcji. W oczyszczalniach hydrofitowych azotany, podobnie jak jon amonowy, są wykorzystywane zarówno do budowania zielonej masy plantacji roślin, jak i tworzenia biomasy mikroorganizmów. Usuwanie azotu azotanowego ze ścieków przebiega także w biochemicznym beztlenowym procesie denitryfikacji (Dojlido 1995). Polega on na redukcji azotanów do wolnego azotu cząsteczkowego (denitryfikacja całkowita) uwalnianego do atmosfery. Azot gazowy nie ma negatywnego wpływu na środowisko wodne i nie jest formą przyswajalną. Do prawidłowego przebiegu procesu denitryfikacji konieczne są warunki beztlenowe (Szetela 1996). W złożu gruntowo korzeniowym warunki takie występują lokalnie w otoczeniu natlenionej ryzosfery. Z badań wynika, że intensywność usuwania azotu azotanowego w omawianej

5 Skuteczność technologii hydrofitowej w usuwaniu związków azotu oczyszczalni jest częściowo determinowana aktualną zawartością w złożu rozpuszczonego tlenu. Lepsze natlenienie złóż na ogół pogarsza skuteczność usuwania jonów azotanowych, których podwyższone stężenia są również efektem intensywniejszej nitryfikacji. Sytuacja ta widoczna była szczególnie w 1999 roku. Redukcja wartości stężeń N NO 3 w ściekach przepływających przez oczyszczalnię w relacji dopływ odpływ sporadycznie tylko przekracza 50%. W związku ze słabą intensywnością procesu nitryfikacji w badanej oczyszczalni, stężenie N NO 3 w ściekach oczyszczonych jest niewielkie (tab. 1) i spełnia wymogi wodno prawne dla ich odprowadzania do wód płynących (Rozporządzenie..., 1991). Azot ogólny W skład azotu ogólnego zalicza się azot amonowy, azot azotanowy, azot azotynowy i azot organiczny, obejmujący aminokwasy, związki białkowe, polipeptydy, mocznik i inne organiczne związki azotowe (Hermanowicz i in. 1999). Najwyższe dopuszczalne stężenie N og w ściekach wprowadzanych do wód powierzchniowych określono na 30 mg/dm 3 (Rozporządzenie ). Z danych zamieszczonych w tabeli 1 wynika, że ścieki oczyszczone nie spełniają tego wymogu. Sytuacja ta wiąże się głównie z dużą zawartością w nich azotu amonowego. Procesy nitryfikacji i denitryfikacji zachodzą bardzo słabo i nie powodują wyraźnego obniżania zawartości azotu ogólnego w badanych ściekach. Wnioski Powyższe rozważania, dotyczące możliwości usuwania związków azotu ze ścieków ujętych w kanalizacji sanitarnej wsi Inwałd wykazały, że zastosowanie w tym przypadku technologii hydrofitowej do III stopnia oczyszczania jest rozwiązaniem nie dającym oczekiwanych efektów w świetle przepisów wodno prawnych obowiązujących w naszym kraju. Podobne spostrzeżenia zawarte są w wielu pracach dotyczących badań nad eksploatacją innych oczyszczalni hydrofitowych (Sikorski 1998) oraz złóż modelowych (Kalisz, Sałbut 1997). Przeprowadzone badania pozwalają na sformułowanie następujących wniosków: skuteczność badanej oczyszczalni wykazuje niewielkie zmiany sezonowe; proces nitryfikacji nie zachodzi z oczekiwaną intensywnością; wielkość obniżania stężeń azotu amonowego i azotu azotanowego warunkowana jest w dużej mierze aktualnym natlenieniem złóż gruntowo korzeniowych; stabilizacja plantacji trzcinowej (adaptacja, wzrost i ukształtowanie systemu korzeniowego) w omawianym okresie rozruchu oczyszczalni nie gwarantuje jednoczesnej poprawy skuteczności działania oczyszczalni w zakresie III stopnia oczyszczania; w świetle wysokich krajowych wymagań wodno prawnych, dotyczących wprowadzania związków azotu ze ściekami do wód powierzchniowych, zachodzi konieczność udoskonalenia szeregu technologicznego oczyszczalni w Inwałdzie.

6 184 Andrzej Jaguś Literatura Błażejewski R., Skarbek R., Gwardiak R., 1996, Oczyszczalnie glebowo korzeniowe systemu prof. R. Kickutha, Wiad. Melioracyjne i Łąkarskie, 2, SITWM, Warszawa. Dojlido J., 1995, Chemia wód powierzchniowych, Wyd. Ekonomia i Środowisko, Białystok. Hermanowicz W., Dojlido J., Dożańska W., Koziorowski B., Zerbe J., 1999, Fizyczno chemiczne badanie wody i ścieków, Arkady, Warszawa. Kalisz L., Sałbut J., 1997, Zastosowanie trzciny do oczyszczania ścieków i odwadniania osadów, Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych, 11, Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa. Kowalik P., 1996, Efekty oczyszczania ścieków w oczyszczalniach hydrobotanicznych, Wiad. Melioracyjne i Łąkarskie, 1, SITWM, Warszawa. Obarska Pempkowiak H., Gajewska M., 1998, Dopływ tlenu i jego konsumpcja w systemach hydrofitowych, Wiad. Melioracyjne i Łąkarskie, 3, SITWM, Warszawa. Prokop J., 1994, Oczyszczalnia ścieków w Inwałdzie, województwo bielskie. Projekt techniczny, Przedsiębiorstwo Realizacji Obiektów Energetycznych i Przemysłowych Megadex (maszynopis), Łódź. Rozporządzenie Ministra Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa z dnia 5 listopada 1991 r. w sprawie klasyfikacji wód oraz warunków, jakim powinny odpowiadać ścieki wprowadzane do wód lub do ziemi, Dziennik Ustaw RP nr 116. Warszawa, 16 grudnia 1991 r. Starmach K., Wróbel S., Pasternak K., 1976, Hydrobiologia. Limnologia, PWN, Warszawa. Sikorski M., 1998, Gospodarka ściekami bytowymi na wsi jako czynnik ochrony środowiska, Wyd. Instytutu Melioracji i Użytków Zielonych, Falenty. Szetela R., 1996, Usuwanie azotu i fosforu w procesach biologicznych, [w:] A. L. Kowal (red.) Odnowa wody. Podstawy teoretyczne procesów, Oficyna Wyd. Politechniki Wrocławskiej, Wrocław. Wierzbicki K., 1998, System projektowania, budowy i eksploatacji oczyszczalni ścieków na złożach gruntowo trzcinowych, Wiad. Melioracyjne i Łąkarskie, 3, 4, SITWM, Warszawa. mgr Andrzej Jaguś Instytut Melioracji i Użytków Zielonych w Falentach Małopolski Ośrodek Badawczy w Krakowie