Limity biologické čistitelnosti odpadních vod. ve vztahu k novelizaci vodoprávních předpisů aneb slepé uličky č. III?.

Článek sumarizuje základní souvztažnosti mezi legislativními návrhy a technologickými možnostmi biologických procesů čištění odpadních vod s ohledem na jednotlivé ukazatele znečištění uhlíkatého, dusíkatého a fosforu, případně dalších polutantů. Zabývá se principy jednotlivých frakcí znečištění, jejich transformacemi a energetickými toky při procesech biologického čištění odpadních vod. Jsou diskutovány základní principy účinností čištění jednotlivých polutantů a jejich limitace ukazující, jaké kvality odtoků lze vůbec dosáhnout obvyklými a ekonomicky udržitelnými metodami.

Aktuálně připravované změny vodoprávních předpisů v ČR směřují k zásadnímu zpřísnění pravidel v oblasti nakládání s odpadními vodami, zejména dalšího snížení limitů pro vypouštění odpadních vod, snížení limitů pro zpoplatnění a navýšení poplatků za vypouštěné znečištění [1, 9]. Odborné i neodborné diskuse zúčastněných stran připravujících zmíněné legislativní změny, zejm. NV č. 401/2015 Sb. a zákona č. 254/2001 Sb. (zákon o vodách), často nerespektují základní nutnost posuzovat technologie čištění odpadních vod nikoliv pouze z legislativních hledisek, ale stále více i z pohledu reálné účinnosti dosažitelné při biologickém procesu čištění odpadních vod. Zahušťující se splaškové odpadní vody z aglomerací, měst a obcí v důsledku klimatických změn extrémně suchých období posledních dvou let, v důsledku eliminace vniku cizích vod do kanalizací, nebo pouze trendy výstavby kvalitních oddílných stokových systémů, tlakových a vakuových kanalizací zcela mění pohled na dosažitelnost limitů biologického čištění, ať už se jedná o limity dle BATů, či limity dané nařízením vlády ČR. Situace se stává leckdy problematickou jak u malých ČOV v řádu jednotek tisíc ekvivalentních obyvatel, tak i u velkých ČOV s kapacitou nad 100 000 EO. Ačkoliv dochází k významnému postupnému snižování vnosu látkového znečištění z odpadních vod do vod povrchových (obr. 1), uplatňovaný princip koncentračních limitů často vede až k požadavkům na aplikaci ekonomicky neudržitelných technologických postupů, případně požadavků jdoucích až za hranice možností nejmodernějších procesů čištění odpadních vod a sofistikovaných technologií.

Obr. 1. Vývoj odstraňování nutrientů N a P na ČOV v České republice

Je tento legislativní a úřednický přístup další slepou uličkou našeho čistírenství? Jaké jsou vůbec technologické limity biologických čistíren odpadních vod? Z každé, i odpadní vody lze vyrobit vodu pitnou, ale ptáme se za kolik? Má být u nás voda dražší než ropa? Podívejme se na základní principy BAT technologií z biochemického hlediska a zkusme odborně posoudit, jaké kvality odpadních vod lze vůbec na odtocích z ČOV dosáhnout.

Odpadní voda a její složení

Není překvapením, že finální kvalita odpadní vody odtékající z ČOV přímo souvisí s kvalitou odpadních vod na přítoku. Odpadní vodu lze čistit lépe či hůře v závislosti na složení znečištění. Odpadní voda obsahuje základní polutanty jako organické znečištění (C), nutriční prvky dusík (N) a fosfor (P), a další sledované polutanty, zejména zpoplatnění podléhající RAS, AOX, Cd a Hg. Zatímco na běžných komunálních ČOV další sledované polutanty RAS, AOX, Cd, Hg lze pouze sledovat, neboť jejich účinné čištění de facto nepřichází v úvahu (možná a ekonomická je pouze likvidace u zdroje, nikoliv na ČOV), ukazatele C, N, P lze různými metodami s větší či menší účinností z odpadní vody odstraňovat.

Organické znečištění

Organické látky v odpadní vodě mohou být buď biologicky rozložitelné nebo nerozložitelné, případě obtížně rozložitelné. Podle povahy částic je lze zjednodušeně rozdělit na rozpuštěné či nerozpuštěné. I nerozpuštěné částice jsou buď biologicky rozložitelné či nerozložitelné, nebo se jedná o biomasu (baktérie) přirozeně se vyskytující v odpadních vodách. Základní schéma frakcionace složení organického znečištění v odpadní vodě je znázorněno na obr. 2.

Obr. 2. Frakcionace organického znečištění podle biologické rozložitelnosti a povahy částic
S_I Inertní rozpuštěné organické látky;
S_S Snadno rozložitelné organické látky;
X_I Inertní suspendované organické látky;
X_S Pomalu rozložitelné organické látky;
X_BH Heterotrofní biomasa;
X_BA Autotrofní biomasa;
X_P Suspendované organické produkty vzniklé rozkladem biomasy.

Při hodnocení rozpuštěného org. znečištění pronikajícího do odtoku je nutno dále rozlišovat dvě subfrakce S_I:
S_Ii Inertní rozpuštěné organické látky původem v odpadní vodě v přítoku;
S_Ip Inertní rozpuštěné organické látky vznikající jako metabolity látkové bakteriální přeměny.
Zatímco frakce SIi je závislá pouze na kvalitě přitékající odpadní vody (vstup do systému = výstup do odtoku), koncentrace frakce SIp je obvykle tím vyšší, čím vyšší je organické biologicky rozložitelné znečištění v přítoku [7].
Výpočet zbytkového znečištění organického původu (tab. 1), které je dáno znečištěním rozpuštěným „S“ a nerozpuštěným „X“, lze zjednodušeně provést následujícím způsobem (platí pro nízko zatížené systémy):
S_Ii Inertní rozpuštěné organické látky 5–10 % CHSK přítoku po UN;
S_Ip Inertní rozpuštěné produkty (metabolity) 2–8 % CHSK přítoku po UN;
S_S Snadno rozložitelné organické látky 1–2 mg·l–1.

Tab. 1. Ukázka výpočtu zbytkového organického znečištění v odtoku z biologického nízkozatěžovaného systému

Obr. 3. Autolýza biomasy, produkce S_Ip

Pro snížení reziduální CHSK v odtoku lze v některých případech aplikovat specifická řešení, jako např. vícestupňový MBBR systém (Moving Bed Biofilm Reactor) [6]. Vlastností tohoto specifického procesu, ve kterém je biomasa kultivována ve formě biofilmu na specifickém nosiči biomasy a který je udržován v reaktoru ve vznosu, je schopnost kultivovat specifické pomalu rostoucí biodegradéry v biofilmové kultuře [5]. Tyto bakterie, schopné rozkládat i obtížně biologicky rozložitelné organické znečištění, dokáží snížit koncentrační hodnotu reziduální CHSK leckdy významným způsobem. Obr. 4 demonstruje na příkladu plnoprovozní aplikace snížení reziduální CHSK zařazením MBBR II. stupně v sériovém provozu v průměru o 26 % (jednalo se o průmyslové odpadní vody).

Obr. 4. Snížení CHSKf na II. stupni MBBR systému

V zásadě platí, že u nízko zatížených systémů je koncentrace organického znečištění v odtoku z biologického systému (typu aktivačního procesu) dána složením přítoku a dále únikem nerozpuštěných látek (NL) do finálního odtoku. Odstraňování balastů z odpadních vod vede logicky k zahušťování odpadních vod, a tím i ke zvyšování inertní složky organického znečištění. Ve vztahu ke snižování koncentrace CHSK v odtoku je tedy odstraňování balastních vod paradoxně kontraproduktivní, protože nám legislativa limituje preferenčně koncentrační hodnoty, a nikoliv vypouštěné látkové toky. U dostatečně kapacitních dosazovací nádrží jsou dosahovány koncentrace NL < 10 mg·l–1. Do jaké míry je ekonomické zařazovat další terciární stupeň dočištění v těchto případech, je více než diskutabilní. Často využívané dávkování koagulantů Fe3+ nebo Al3+ před dosazovací nádrže vede obvykle k zajímavé redukci ukazatele CHSK, a sice v rozmezí cca 5–10 mg·l–1, což může hrát významnou roli v případě funkčnosti ČOV mírně nad limitem zpoplatnění ukazatele CHSK (obr. 5). V odpadní vodě tímto fyzikálně-chemickým způsobem dochází ke koagulaci organických látek vykazující koloidní povahu.

Obr. 5. Závislost odtokové CHSK na dávce Preflocu

Pro snížení koncentrace NL v odtoku se rovněž často realizuje terciární stupeň čištění ve formě bubnového mikrosítového filtru. Zařízení při správné údržbě dokáže vykázat zajímavé efekty čištění (obr. 6). Praktické zkušenosti provozovatelů však ukazují, že pokud jsou dosazovací nádrže dostatečně kapacitní, je instalace tohoto zařízení nadbytečná, neboť NL v odtoku standardně dosahují hodnoty < 10 mg·l–1. Na druhou stranu v případě úniku kalového mraku do odtoku, kdy z dosazovací nádrže může odtékat i více jak 1000 mg·l–1 NL, nemá toto zařízení šanci plnit svojí úlohu, neboť se plachetky ucpávají a zařízení se dostává do cyklu kontinuálního praní.

Obr. 6. Redukce NL v odtoku na bubnovém filtru

Dusíkaté znečištění

Rovněž dusíkaté znečištěné se v odpadní vodě vyskytuje v celé řadě forem. Anorganické formy dusíku jsou rozděleny na dvě základní složky: (1) redukovaná, vyjádřená amoniakálním dusíkem, a (2) oxidovaná, vyjádřená dusičnanovým dusíkem. Meziprodukty N2O, NO, NO2- se obvykle zanedbávají. Všechny formy organického dusíku jsou v určitém vztahu s uhlíkatými organickými sloučeninami. Pro zajištění účinného odstraňování dusíku je klíčové dosáhnout stabilní a úplné nitrifikace. V tom případě je účinnost biologická denitrifikace, a tím eliminace dusíkatého znečištění, ovlivněna (1) konfigurací aktivačního procesu a (2) kvalitou odpadní vody z hlediska jejího denitrifikačního potenciálu. Pro konvenční aktivační systémy s předřazenou denitrifikací, tzv. D-N systémy (schéma 1), lze orientačně počítat účinnost denitrifikace ED (graf 1) dle rovnice (ČSN 75 6401), kde RC je suma recirkulačních poměrů vratného kalu (R) + interní recirkulace (RI):

Graf 1. Účinnost denitrifikace

Schéma 1. Schéma D-N systému

Pokud do kalkulace zahrneme inkorporaci dusíku do biomasy, vliv organického dusíku v nerozpuštěných látkách a vliv organického rozpuštěného dusíku, které mohou být biologicky rozložitelné či inertní, lze vypočítat požadovanou účinnosti denitrifikace a velikosti recirkulačních poměrů pro teoretické dosažení odtokového limitu. V reálném provoze je nutné pracovat s vyššími hodnotami. Výpočet je proveden pro systémy s/bez primární sedimentace, pro odtokové limity 10 a 15 mg·l–1 Ncelk a varianty se specifickou produkcí odpadních vod 200 a 120 l/EO. Při kalkulaci je dále provedeno členění, zda je zohledněna likvidace kalové vody s kvalitou na úrovni mezofilního vyhnívání. Výpočty jsou provedeny pro systém s předřazenou denitrifikací (tab. 2). 

Tab. 2. Vypočtené hodnoty účinnosti denitrifikace a sumy recirkulačního poměru pro dosažení limitních hodnot Ncelk pro aglomerace se specifickou produkcí OV 200 a 120 l/EO
s/bez kalové vody pro systémy s/bez primární sedimentace

Produkce znečištění je uvažována dle ČSN 75 6401.
Výpočet znázorňuje, že pokud dochází k zahušťování odpadních vod (všeobecný trend v ČR, viz obr. 7, obr. 8), stoupají přítokové koncentrace dusíkatých forem a požadavky na stupeň denitrifikace jsou vyšší. Důvodem je, že absolutní hodnoty odtokových limitů jsou stále na shodné úrovni, avšak vstupní hodnoty jsou vyšší. U systémů s kalovou vodou, vnášející do systému dusík, jsou pak potřebné účinnosti denitrifikace a velikosti recirkulačních poměrů velmi vysoké. Provoz takových ČOV je s recirkulačními poměry na úrovni 500–800 % z hlediska provozních nákladů neúnosný a problematický, i vzhledem k inhibici denitrifikace nadměrným vnosem kyslíku recirkulacemi do denitrifikačních zón.

Obr. 7. ÚČOV Praha – formy N v přítoku

Obr. 8. ÚČOV Praha – průtok

Každá ČOV proto vyžaduje zcela individuální přístup k volbě vhodné konfigurace a dimenzování v závislosti na požadovaných odtokových parametrech, kvalitě odpadní vody, aplikaci systému mechanického předčištění odpadních vod a způsobu likvidace kalové vody. Alternativou k nevhodným systémům s vysokou recirkulací jsou procesy s post-denitrifikací vyžadující dávkování externího substrátu (integrovaná post-denitrifikace, post-denitrifikační filtry, post-denitrifikační MBBR systémy). V případě extrémních požadavků na koncentrační limity Ncelk < 10 mg·l-1 bývá denitrifikační potenciál odpadní vody stejně nedostatečný a externí zdroj uhlíku pro denitrifikaci nutností.

Zjednodušeně lze kalkulovat, že množství narostlé autotrofní nitrifikační biomasy je přímo úměrné hmotnostnímu množství přivedeného dusíku, a to v dlouhodobém časovém úseku (nitrifikační baktérie jsou pomalu rostoucí). Toto množství nitrifikačních baktérií je schopno v daném okamžiku znitrifikovat přibližně tolik dusíku, kolik odpovídá průměrnému hmotnostnímu toku. Pokud se toto zatížení během dne významně mění (běžný stav na ČOV, obr. 9), pak při období s vysokým zatížením je nitrifikační potenciál systému příliš nízký a neznitrifikovaný N-NH4 odteče do odtoku. Pokud máme odtokový limit N-NH4 příliš nízký, denní bilanci nám významně nezlepší ani období nočních minimálních zatížení. Jediným technickým řešením je výstavba extrémně velkých aktivačních nádrží, kde dojde k určitému hydraulickému rozmělnění (naředění) maximálních koncentračních hodnot (obvykle nutné systémy s hydraulickou dobou zdržení > 24 hod.). Je evidentní, že pro kategorii velkých ČOV je tento způsob návrhu kapacit extrémně investičně náročný.

Tab. 3. Ukázka výpočtu odtokové koncentrace N-NH4 pro dvě varianty dimenzování ČOV

Obr. 11. Srovnání odtokových koncentrací Ncelk a N-NH4 pro dvě varianty dimenzování ČOV (1) a ČOV (2)

Znečištění fosforem

Limity BAT pro Pcelk u kategorie nad 100 tis. EO jsou některými institucemi v ČR navrhovány na úrovni pod 0,2 mg·l-1. Rovněž koncentrační limit zpoplatnění pro novelu vodního zákona byl navržen 0,2 mg·l-1. Odstraňování fosforu z odpadních vod je v naprosté většině případů realizováno pomocí chemického srážení solemi železa, méně obvykle hliníku. Zbytkové koncentrace ukazatele Pcelk jsou limitně dány součtem orthofosfátového a organicky vázaného fosforu (do 0,1 mg·l–1 v rozpuštěné formě a 1–2 % v NL). Srážení P-PO4 je velmi účinné a v limitě lze dosáhnou až koncentrací pod 0,1 mg·l–1. Zde však již narážíme na meze detekce analytickými metodami a chyby stanovení. Aplikované stechiometrické dávky kovu Me3+/P však významně stoupají (obr. 12), a to až na úroveň čtyřnásobné hodnoty oproti běžně aplikovanému poměru [8].

Obr. 12. Závislost zbytkové hodnoty Pcelk na velikosti dávky srážedla (bez vlivu NL v odtoku) (Kos, 2001)

U simultánního srážení se za těchto podmínek fosfor stává deficitním pro bakteriální růst a aktivované kaly z „přesrážených“ ČOV mají v naprosté většině problematické sedimentační vlastnosti (zoogleální povaha s množstvím EPS struktur v kalu). Např. podle amerických zdrojů lze jako limitní uvažovat koncentraci 0,3 mg·l–1, pod kterou aktivační systémy již kolabují [2]. Např. Kos již v roce 2001 popsal, že simultánním dávkováním solí železa do aktivovaného kalu nelze dosáhnout odtokových koncentrací požadovaných v „citlivých“ územích a jaké problémy přináší požadavky na dosažení extrémně nízké odtokové koncentrace fosforu při simultánním srážení (zvýšení produkce přebytečného kalu o chemický kal, snížení stáří kalu, případně zvýšení zatížení dosazovacích nádrží NL, zvýšení záchytu těžkých kovů do kalu, negativní změny v separačních vlastnostech kalu, nižší sedimentační rychlosti a nižší schopnost zahuštění kalu, zvýšení korozního vlivu na konstrukce atd.). U simultánního srážení tudíž existuje limit technologický, který lze eliminovat zařazením terciárního stupně srážení fosforu tak, aby nedocházelo ke smísení chemického a biologického kalu v aktivačním procesu.

Obr. 13. Akumulace chemického kalu v aktivaci

Obr. 13 znázorňuje, jaké množství chemického kalu vznikne při simultánním srážení fosforu v aktivaci v případě, že budeme požadovat dosažení extrémně nízkých koncentrací fosforu s vyššími poměry Me3+/P bez aplikace terciárního srážení. Výpočet je proveden pro standardní modelovou ČOV pracující se stářím kalu 25 d, koncentrací sušiny kalu 4 kg·m-3 a hydraulickou dobou zdržení 24 hod. Koncentrace fosforu na přítoku jsou uvažovány dle ČSN 756401 se specifickou produkcí odpadní vody 200 l/EO.d. Při požadavku na odtokové koncentrace Pcelk > 1 mg·l-1 nám vzroste zásoba kalu v systému díky kalu chemickému o cca 1 kg·m-3, tj. místo 4 kg·m-3 bude mít v aktivace celkem 5 kg·m-3 sušiny kalu biologického + chemického. Při požadavku Pcelk < 0,5 mg·l-1 je již přírůstek zásoby kalu 50%, atd. Ve své podstatě to znamená, že abychom udrželi zatížení plochy dosazovacích nádrží NL vždy na stejné hodnotě při shodném provozním stáří kalu, musíme vybudovat o 50 % větší aktivační nádrže. Pomineme-li negativní vlivy simultánního srážení fosforu na aktivační proces a kvalitu aktivovaného kalu, pak nám skutečně nezbývá jiné řešení, než instalovat terciární stupeň chemického srážení fosforu. Jedná se o investičně i provozně poměrně nákladné řešení terciární linky sestávající z objektů chemického hospodářství s dávkovacím zařízením, nádrže rychlého a pomalého míchání a separace v samostatné usazovací nádrži, obvykle vybavené lamelami pro zvýšení účinnosti a snížení plochy nádrží, případně jiným způsobem separace kalu (flotace, filtrace). Vzniklý chemický kal navíc vyžaduje další dávkování organických flokulantů pro separaci.

Závěr

Provedená analýza limitací biologické čistitelnosti odpadních vod pro jednotlivé nejdůležitější polutanty ukazuje, že základní biochemické a hydraulické principy biologického čištění odpadních vod nelze žádným způsobem ošálit. U některých polutantů nemáme žádné smysluplné možnosti jejich ekonomického odstranění z odpadních vod na komunálních ČOV (RAS, AOX, Cd, Hg). Pokud aktivační systém pracuje jako nízko zatížená aktivace (naprostá většina ČOV), pak i ukazatele organického znečištění (CHSK, BSK5) jsou na svém minimu v případě, že jsou funkční dosazovací nádrže s odtokovými koncentracemi NL pod 10 mg·l-1. Ani zde neexistuje mnoho „levných“ možností, jak dosáhnout dalšího snížení. V případě dusíkatého znečištění lze smysluplně řešit odstraňování Ncelk výběrem vhodné technologie čištění. Obtížně je však řešitelné snížení N-NH4 pod hranici 1–2 mg·l-1, a to i u systémů vykazujících úplnou a stabilní nitrifikaci. Problematika fosforu je technologicky rovněž řešitelná, ale vyžaduje pro extrémně nízké koncentrace Pcelk v odtoku značně investičně a provozně nákladná řešení. Běžně rozšířené simultánní srážení fosforu je uplatnitelné pro hranici Pcelk na odtoku do 1 mg·l-1. Dosažení přísnějších limitů či navrhované hranice zpoplatnění 0,2 mg·l-1 je již velkým luxusem, který si občané České republiky musí zaplatit. Zda na to máme, či nikoliv, je otázka. Kalkulované investiční náklady pro splnění požadavků navrhované novelizace vodoprávní legislativy byly odhadnuty na 29 mld. Kč, zvýšení ročních provozních nákladů o 3,9 mld. Kč, což činí nárůst stočného při přepočtu na průměrnou rodinu o 67 %.

Literatura/References

1) aqua4you s.r.o.
Petrovická 214
403 40 Ústí nad Labem
libor.novak()aqua4you.cz

2) VEOLIA VODA ČESKÁ REPUBLIKA a.s.
Na Florenci 2116/15
110 00 Praha 1