Emise skleníkových plynů z čistíren odpadních vod

Skleníkové plyny – methan a oxid dusný – jsou v čistírnách odpadních vod produkovány i v provzdušňovaných technologických uzlech. Aerace vede k jejich rychlému stripování z vody a transportu do atmosféry. Měřili jsme produkci skleníkových plynů v malé domovní ČOV s přerušovanou aerací a zjistili jsme, že denní produkce oxidu uhličitého odpovídá stovkám gramů, produkce oxidu dusného desítkám gramů N2O/m2/den a produkce methanu jednotkám gramů CH4/m2/den. Oxid dusný vzniká i při nitrifikaci. Z hlediska ochrany ovzduší je zřejmé, že podíl plynných emisí z ČOV bude nutno dále sledovat.

Čistírny odpadních vod jsme zvyklí hodnotit především z hlediska vypouštění vyčištěných odpadních vod, tedy emisí znečišťujících látek do vodního prostředí, a sledována a bilancována je i produkce kalů. Emise plynných látek jsou uvažovány hlavně v souvislosti s kalovým hospodářstvím, ale plyny jsou produkovány také přímo v odpadních vodách a ve všech biologických procesech, které v systémech čištění odpadních vod probíhají. Vzhledem ke klimatické změně a snahám omezit emise skleníkových plynů je dnes u čistíren odpadních vod potřeba kvantifikovat množství emitovaných plynů pro všechny technologické procesy a podmínky jejich řízení.

V tomto příspěvku jsme se pokusili shrnout poznatky z výzkumů a studií provedených ve světě a výsledky měření, které jsme zatím provedli.

Globální oteplování přímo souvisí se zvyšujícími se emisemi skleníkových plynů, které brání vyzařování tepla ze země zpět do atmosféry a způsobují ohřívání zemského povrchu. Mezi nejvýznamnější skleníkové plyny patří vodní pára, oxid uhličitý (CO₂), methan (CH₄) a oxid dusný (N₂O). Účinnost skleníkových plynů ve smyslu globálního oteplování se hodnotí ukazatelem GWP (Global Warming Potential). GWP je poměr tepla zachyceného jednotkou hmoty plynu ve srovnání s jednotkou hmoty CO₂ během daného období (typicky 100 let) – jeho hodnota určuje, kolikanásobně daný plyn přispívá ke skleníkovému efektu více než oxid uhličitý [1]. Například 1 kg oxidu dusného (N₂O) má stejný koeficient globálního ohřevu (GWP) jako 268 kg oxidu uhličitého (CO₂) a 1 kg methanu (CH₄) jako 86 kg oxidu uhličitého [2].

Odpadní vody jsou celosvětově pátý největší antropogenní zdroj emisí CH₄ a šestý největší přispěvatel v produkci emisí N₂O. V roce 2000 byl podíl emisí CH₄ z odpadních vod 9 % celkových emisí methanu a podíl emisí N₂O 3 % celosvětových emisí oxidu dusného. Indie, Čína, Spojené státy a Indonésie společně produkují 49 % emisí methanu z odpadních vod a 50 % emisí N₂O z komunálních odpadních vod. Očekává se, že produkce methanu z odpadních vod poroste [3].

Pokud budeme hodnotit čistírnu odpadních vod z hlediska emisí skleníkových plynů, můžeme identifikovat procesy, kde vznikají [1]:

a) emise vznikající při biologickém čištění odpadních vod – oxidace organických látek, nitrifikace, denitrifikace, fermentace (CO₂, CH₄ a N₂O) – tj. přímé emise;
b) emise spojené s energetickými nároky ČOV – aerace, míchání, čerpání apod. (CO₂);
c) emise z procesů vlastního vyhnívání kalu – tvorba bioplynu (CH₄ a CO₂);
d) další emise z kalového hospodářství – emise výfukových plynů při odvozu kalu, emise spojené s mineralizací kalu (CO₂), emise z využití bioplynu (CH₄, CO₂);
e) emise spojené s chemickými látkami používanými na ČOV – výroba chemikálií, doprava.

Kromě toho je třeba počítat i s produkcí a emisemi plynů v kanalizačních systémech (hlavně CH₄ a CO₂) a obecně i v recipientech po smísení s odtokem z čistíren odpadních vod (N₂O).

Dále se budeme zabývat hlavně emisemi vznikajícími při vlastním biologickém čištění odpadních vod, což jsou tzv. přímé emise. Emise z procesů kalového hospodářství jsou u větších ČOV standardně řešeny a tato problematika není předmětem našeho příspěvku.

Přímá produkce oxidu uhličitého, methanu a oxidu dusného při biologickém čištění odpadních vod

Čištění komunálních odpadních vod je založeno na intenzifikaci biologických procesů, které jsou řízeny tak, aby primárně docházelo k odstranění organického znečištění a nutrientů. Skleníkové plyny, které ve významných množstvích vznikají při biologickém čištění odpadních vod, jsou CO₂, N₂O a CH₄.

Oxid uhličitý vzniká při anaerobních i aerobních podmínkách. Během procesů čištění odpadních vod je znečištění (charakterizované jako BSK) buď inkorporováno do biomasy, nebo přeměněno na energii pro biosyntézu bakterií spojenou s produkcí CO₂ (popř. dalších produktů). Část biomasy je dále přeměněna na CO₂ a CH₄ přes endogenní respiraci [3]. Při aerobních procesech je CO₂ produkován při degradaci organických látek do jisté míry i při primárním čištění. Produkce oxidu uhličitého při čištění tedy závisí především na množství a koncentraci čištěné odpadní vody. Některé zdroje uvádějí, že oxid uhličitý vznikající přímo při čištění odpadních vod je biogenní, tzn., je součástí přirozeného uhlíkového cyklu a potravního řetězce a nepočítá se tedy jako skleníkový plyn (IPPC). Soustředění biologických procesů degradace odpadů od jednotlivých subjektů připojených na kanalizaci v ČOV ovšem zavazuje ke kontrole všech emisí, tj. nejen vody a kalu, ale i plynů.

Oxid dusný je jako skleníkový plyn téměř 300x účinnější než oxid uhličitý, proto se pozornost výzkumu v této oblasti v poslední době zaměřuje především na procesy, kde je N₂O produkován. To jsou v čistírnách odpadních zejména denitrifikace a nitrifikace. Obecně je denitrifikace vícekroková anoxická redukce dusičnanu na plynný dusík heterotrofními mikroorganismy. Téměř vždy při tom vzniká také N₂O. Při nitrifikaci dochází k aerobní oxidaci amoniaku na dusičnan přes dusitan. Mechanismus tvorby N₂O při těchto řízených procesech v čistírnách odpadních vod je velmi závislý na operačních podmínkách [4, 5].

Provozním parametrem, který má pravděpodobně kritický vliv na produkci a emise oxidu dusného, je koncentrace rozpuštěného kyslíku [6]. Koncentrace rozpuštěného kyslíku je při biologickém čištění cíleně řízena tak, aby bylo dosaženo co nejlepší účinnosti odstranění znečištění v odpadní vodě při přijatelných nákladech. Nedostatečný přísun rozpuštěného kyslíku při nitrifikaci může způsobit nekompletní nitrifikaci – v těchto podmínkách autotrofní bakterie oxidující amoniak redukují dusitan na oxid dusný (místo na dusičnan) [7]. K produkci oxidu dusného může docházet i při reakci hydroxylaminu (jako meziproduktu nitrifikace) s dusitanem, množství takto vznikajícího N₂O je ovšem vzhledem k celkové bilanci minimální [8]. Heterotrofní denitrifikace naopak vyžaduje anoxické podmínky. Přítomnost kyslíku může inhibovat denitrifikační enzymy, které se podílejí na přeměně oxidu dusného na plynný dusík [9]. Mechanismy vedoucí k produkci N₂O jsou v literatuře detailně popsány, kromě koncentrace rozpuštěného kyslíku jsou zmiňovány i další faktory ovlivňující tvorbu N₂O, jako např. pH nebo složení a koncentrace substrátu (čištěné odpadní vody) nebo aktivovaného kalu. Nicméně jistý podíl oxidu dusného při čištění odpadních vod vzniká vždy.

Methan produkují methanogenní Archaea při fermentaci komplexních organických látek za anaerobních nebo i jen anoxických podmínek. Methan tedy vzniká v ČOV především v místech, kde je vysoká koncentrace organického uhlíku (CHSK, BSK) a nízká koncentrace kyslíku. Rozpuštěný methan je však přítomen v každé části ČOV a emise tohoto plynu tedy mohou vznikat v každém technologickém stupni [10]. V heterogenním systému ČOV se anoxické mikrozóny nutně vyskytují i v „aerobních“ částech.

Značný podíl methanu již do ČOV vstupuje kanalizačním systémem [11], jelikož rozpuštěný methan se vyskytuje v každé surové odpadní vodě [12]. Některé výsledky ukazují, že vysoké koncentrace methanu během zpracování odpadní vody postupně klesají, což naznačuje, že vysoké procento rozpuštěného methanu z kanalizační sítě je emitováno již během mechanického pohybu odpadní vody – v primárních usazovacích nádržích [13].

Na rozdíl od přirozených sladkovodních, mořských nebo půdních prostředí jsou emise plynů z čistíren odpadních vod výrazně zvýšeny v důsledku intenzivní aerace, tj. stripovány z média přiváděným vzduchem. Oxid dusný je relativně dobře rozpustný ve vodě, pokud se aktivně nestripuje, může se akumulovat v poměrně velkém množství v kapalné fázi. Měření N₂O v plynné fázi na reálných ČOV ukázalo, že emise jsou řádově 2–3x vyšší v aerovaných zónách než v neprovzdušňovaných zónách [14, 15]. Významná množství methanu mohou unikat i při aerobních procesech čištění odpadní vody [16]. Byly zaznamenány i výsledky, kdy z míst s vyšší koncentrací rozpuštěného methanu v anoxických nádržích byly nižší emise než z míst s nižší koncentrací rozpuštěného methanu v aerobních nádržích (stripování v důsledku aerace) [10].

Měření produkce plynů na malé ČOV

V průběhu roku 2019 jsme uskutečnili dvě série měření plynů na malé (domovní) čistírně odpadních vod. Jednalo se o blokovou čistírnu s odděleným usazovacím prostorem, střídavě provzdušňovanou aktivační nádrží a odděleným dosazovacím prostorem.

Plyny byly jímány nad hladinou aktivační nádrže v komoře s otevřeným dnem. Komora byla na plovácích umístěna na hladině aktivační nádrže. Půdorys komory o objemu cca 8,5 litru byl 35 x 23 cm. Před každým jednotlivým měřením v rámci jednoho pokusu byla komora propláchnuta čistým vzduchem. Na protilehlých rozích komory byly připojeny hadičky propojené se vstupem a výstupem plynového analyzátoru. Vlastní vzduchové čerpadlo použitého analyzátoru z jednoho rohu komory nasávalo vzduch do analyzátoru a výstupní vzduch z analyzátoru byl vracen zpět do měřicí komory. Pro podporu co nejlepšího proplachování celého objemu komory byl uvnitř komory umístěn malý axiální ventilátor. Sledované plyny, emitované nad hladinu aktivační nádrže, zvyšovaly průběžně koncentraci plynů v odběrové komoře. Z rychlosti nárůstu koncentrací od počátku měření byla stanovena produkce sledovaných plynů. Pro kontinuální měření koncentrací CO₂, N₂O a CH₄ v měřicí komoře byl použit fotoakustický plynový analyzátor INNOVA 1312. Z velikosti plochy hladiny, uzavřené odběrovou komorou, jejího objemu a rychlosti nárůstu koncentrací plynů v komoře byla stanovena produkce plynů, vztažená na jednotku plochy a časový interval.

Během měření emisí plynů jsme odečítali průtok odpadní vody, odebírali vzorky pro analýzu chemických ukazatelů a sledovali další parametry čistírenského procesu (pH, konduktivita, teplota). Průměrná koncentrace CHSK_Cr na přítoku byla během pokusu 485 mg/l a koncentrace N-NH₄⁺ 43,4 mg/l. Účinnost odstranění znečištění byla 92,5 % pro CHSK_Cr, resp. 86,6 % pro N-NH₄⁺. Jako příklad zde uvádíme výsledky jednoho měření. Koncentrace odpadní vody během pokusu se neměnila, postupně se snižoval průtok. Zjistili jsme, že:

–  emise (resp. koncentrace v jímací komoře) všech sledovaných plynů významně rostou v aeračních fázích (píky na křivkách plynů na obrázcích 1, 2 a 3),
–  emise CO₂ byly v průběhu pokusu víceméně konstantní, a to i při úplném zastavení přítoku odpadní vody (obr. 1),
–  emise methanu postupně klesají při snížení průtoku odpadní vody, po zastavení přísunu substrátu nedochází k dalším emisím ani v aerační fázi (obr. 2),
–  emise N₂O mají tendenci se snižovat se snížením průtoku, nicméně i při úplném zastavení průtoku je N₂O emitován – v aktivovaném kalu aktivační nádrže dále probíhá nitrifikace a denitrifikace (obr. 3).

Obrázek 1. Koncentrace oxidu uhličitého (CO2) v závislosti na průtoku odpadní vody

Obrázek 2. Koncentrace methanu (CH4) v závislosti na průtoku odpadní vody

Obrázek 3. Koncentrace oxidu dusného (N2O) v závislosti na průtoku odpadní vody

Závěr

Pokusili jsme se (možná ne jako první v ČR) kvantifikovat množství skleníkových plynů vznikajících při čištění komunálních odpadních vod v aktivační části ČOV a emitovaných do prostředí. Měření jsme prováděli na domovní čistírně odpadních vod s kontrolovanými parametry provozu, tj. v podstatě za poloprovozních podmínek. Produkce jednotlivých plynů (měřeno nad aktivační nádrží) se pohybovala řádově ve stovkách (oxid uhličitý), desítkách (oxid dusný) a jednotkách (methan) gramů na metr čtvereční za den. Ve srovnání s největšími producenty skleníkových plynů (energetika, zemědělství, průmysl) nejsou čistírny odpadních vod zásadní zdroje, nicméně pro představu: aktivační nádrž o ploše 20 m² teoreticky může za rok vyprodukovat tisíce kilogramů oxidu uhličitého, stovky kilogramů oxidu dusného a desítky kilogramů methanu, což nejsou zanedbatelná množství. Podle dosud publikovaných studií lze produkci plynů nastavením technologických parametrů čistírenského procesu ovlivnit a této problematice bychom se chtěli dále věnovat.

Literatura/References
Snip, L. (2009): Quantifying the Greenhouse Gas Emissions of Wastewater Treatment Plants. Thesis Project Systems and Control, Wageningen University, NL.
IPCC (2001): Climate Change 2001: The Scientific Basis. In Chapter 4, Atmosferic Chemistry and Greenhouse gases.
Gupta, D.; Singh, S. K. (2012): Greenhouse Gas Emissions from Wastewater Treatment Plants: A Case Study of Noida. Journal of Water Sustainability 2, 131–139.
Aboobakar, A.; Cartmell, E.; Stephenson, T.; Jones, M.; Vale, P.; Dotro, G. (2013): Nitrous oxide emissions and dissolved oxygen profiling in a full-scale nitrifying activated sludge treatment plant. Water Research 47(2), 524–534.
Ahn, J.; Kim, S.; Park, H.; Katehis, D.; Pagilla, K.; Chandran, K. (2010): Spatial and temporal variability in atmospheric nitrous oxide generation and emission from full-scale biological nitrogen removal and non-BNR processes. Water Environment Research 82 (12), 2362–2372.
Tallec, G.; Garnier, J.; Billen, G.; Gousailles, M. (2008): Nitrous oxide emissions from denitrifying activated sludge of urban wastewater treatment plants, under anoxia and low oxygenation. Bioresource Technology 99, 2200–2209.
Colliver, T.; Stephenson, T. (2000): Production of nitrogen oxide and dinitrogen oxide by autotrophic nitrifiers. Biotechnology Advances 18 (3), 219–232.
Kampschreur, M.; Temmink, H.; Kleerebezem, R.; Jetten, M.; van Loosdrecht, M. (2009): Nitrous oxide emission during wastewater treatment. Water Research 43, 4093–4103.
Rassamee, V.; Sattayatewa, C.; Pagilla, K.; Chandran, K. (2011): Effect of oxic and anoxic conditions on nitrous oxide emissions from nitrification and denitrification processes. Biotechnology and Bioengineering 108 (9), 2036–2045.
Ren, Y. G.; Wang, J. H.; Li, H. F.; Zhang, J.; Qi, P. Y.; Hu, Z. (2013): Nitrous oxide and methane emissions from different treatment processes in full-scale municipal wastewater treatment plants, Environmental Technology 34(21), 2917–2927.
Daelman, M. R. J.; van Voorthuizen, E. M.; van Dongen, U. G. J. M.; Volcke, E. I. P.; van Loosdrecht, M. C. M. (2012): Methane emission during municipal wastewater treatment. Water Research 46, 3657–3670.
Foley, J.; Lant, P., WSAA (Association), (2009): Direct Methane and nitrous oxide emissions from full-scale wastewater treatment systems. Water Service Association of Australia, Melbourne.
Tumendelger, A.; Alshboul, Z.; Lorke, A., (2019): Methane and nitrous oxide emission from different treatment units of municipal wastewater treatment plants in Southwest Germany. PLoS ONE 14, e0209763. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0209763
Law, Y.; lant, P.; Yuan, Z. (2012): The effect of pH on N2O production under aerobic conditions in a partial nitration system. Water Research 45, 5934–5944.
Law, Y.; Ye, L.; Pan, Y.; Yuan, Z. (2012): Nitrous oxide emissions from wastewater treatment processes. Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences 367, 1265–1277.
Noyola, A.; Paredes, M. G.; Güereca, L. P.; Molina, L. T.; Zavala, M. (2018): Methane correction factors for estimating emissions from aerobic wastewater treatment facilities based on field data in Mexico and on literature review. Science of The Total Environment 639, 84–91.

Ing. Lenka Smetanová¹⁾  (autor pro korespondenci)
RNDr. Josef K. Fuksa, CSc.¹⁾
Ing. Anna Kólová¹⁾
Ing. Miroslav Češpiva, Ph.D.²⁾
Ing. Petra Zabloudilová, Ph.D.²⁾
lenka.smetanova()vuzt.cz

 ¹⁾Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v.v.i.
Podbabská 2582/30
160 00 Praha 6

²⁾Výzkumný ústav zemědělské techniky, v.v.i.
Drnovská 507
161 00 Praha 6