Wdrożenie systemu sterowania napowietrzaniem od azotu amonowego z modułem optymalizującym ilość dostarczanego powietrza w oczyszczalni ścieków PGKiM w Sandomierzu Sp. z o.o. w 2017/2018 r.

W artykule przedstawiono wdrożenie systemu sterowania napowietrzaniem od azotu amonowego z modułem optymalizującym ilość dostarczonego powietrza w oczyszczalni ścieków Przedsiębiorstwa Gospodarki Komunalnej i Mieszkaniowej w Sandomierzu Sp. z o. o. (PGKiM) w 2017/2018 roku. Z uwagi, iż zadaniem oczyszczalni ścieków jest rozłożenie substancji biogennych w stopniu spełniającym pozwolenie wodnoprawne nasunęła się koncepcja sterowania napowietrzaniem, które wylicza w sposób ciągły wartość referencyjną tlenu dążąc do jej minimalizacji. Wartość ta została uzależniona od stężenia azotu amonowego mierzonego na końcu komory napowietrzania.

  1. Wstęp

Najistotniejszym procesem technologicznym biologicznego oczyszczania ścieków jest dostarczenie do bioreaktora wymaganej ilości powietrza (tlenu) niezbędnego do prawidłowego rozwoju bakterii, które zaspakajając swoje potrzeby życiowe rozkładają materię organiczną w ściekach. W dotychczas stosowanych rozwiązaniach w systemach sterowania napowietrzaniem przyjęto jako wartość referencyjną stężenie tlenu rozpuszczonego. Wartość referencyjna tlenu w prostych układach sterowania określana jest przez wartości przypisane na stałe.

W bardziej zaawansowanych systemach sterowania uwzględniana jest silnie nieliniowa charakterystyka pracy bioreaktora jako obiektu sterowania. Nieliniowy charakter obiektu, zmienne warunki pracy oczyszczalni ścieków związane z biologicznym charakterem obiektu, wpływ zakłóceń, między innymi nierównomierny dopływ ścieków do bioreaktora, zmieniający się ładunek zanieczyszczeń, temperatura i zwartość substancji mineralnych, wymuszają zmianę referencyjną stężenia tlenu w ciągu doby. Wartość referencyjna tlenu określana jest poprzez regulację nadrzędną, wielopłaszczyznową, logikę rozmytą lub ich modyfikację, albo regulację progresywną.

Obecnie, ze względu na dostępność analizatorów, coraz częściej referencyjna wartość tlenu uzależniona jest od zawartości azotu amonowego oraz azotanowego. Uzależnienie wartości referencyjnej od zawartości azotu amonowego prowadzi do podwyższenia efektywności oczyszczania ścieków.

Przedstawiony w artykule system sterowania dotyczy systemu napowietrzania w oczyszczalni ścieków Przedsiębiorstwa Gospodarki Komunalnej i Mieszkaniowej w Sandomierzu.

  1. Obiekt regulacji

Obiektem regulacji jest cześć biologiczna oczyszczalni ścieków. Aktualny stan techniczno-technologiczny oczyszczalni ścieków umożliwia biologiczne oczyszczenie maksymalnie 7500 m3 ścieków na dobę przy ładunku zanieczyszczeń BZT5 około 300 mg O2/dm3. Mechaniczno-biologiczna oczyszczalnia ścieków w Sandomierzu bazuje na dwustopniowej metodzie osadu czynnego, zapewniającej usuwanie związków organicznych oraz biogennych związków azotu i fosforu. Wyposażona jest w urządzenia do usuwania ze ścieków piasku i grubych zanieczyszczeń stałych oraz do odwadniania nadmiaru osadu czynnego i jego higienizacji. Biologiczne oczyszczanie napływających ścieków realizowane jest w dwóch bioreaktorach. Każdy z bioreaktorów składa się z radialnego osadnika wtórnego zblokowanego z pierścieniowo usytuowanymi komorami anaerobową, anoksyczną, dwiema komorami dwufunkcyjnymi i aerobową oraz przepompownią osadu nadmiernego i recyrkulowanego. W każdym bioreaktorze zamontowana jest następująca aparatura pomiarowa:

  • analizator Amtax S.C. firmy Hach Lange Sp. z o.o. – pomiar z końca komory aerobowej przy użyciu systemu poboru i przygotowania próbki Filtrax;
  • sonda azotanów Nitratax Clear firmy Hach Lange Sp. z o.o. – pomiar z końca komory aerobowej przy użyciu systemu poboru i przygotowania próbki Filtrax;
  • sonda azotanów Nitratax Plus firmy Hach Lange Sp. z o.o. – pomiar z końca komory anoksycznej;
  • sondy tlenu LDO2 firmy Hach Lange Sp. z o.o. – pomiar w komorach dwufunkcyjnych i aerobowej.

Rysunek 1 przedstawia schemat blokowy oczyszczalni ścieków w Sandomierzu, natomiast rys. 2 (fot. na otwarcie) zdjęcie komory osadu czynnego i osadnik wtórny.

sterowanie napowietrzaniem w oczyszczalni ścieków

Rysunek 1. Schemat blokowy oczyszczalni ścieków w Sandomierzu.

  1. Procesy podlegające regulacji

Podstawowe procesy zachodzące w bioreaktorze mają na celu redukcję związków węgla oraz pierwiastków biogennych, tj. azotu i fosforu. Związki azotu, które zawarte są w ściekach bytowych czy przemysłowych, mogą powodować zanieczyszczenia wód gruntowych i powierzchniowych, dlatego jednym z zadań oczyszczalni ścieków jest odpowiednie ich eliminowanie. Pierwszym procesem przekształcania azotu organicznego, zachodzącym głównie w systemie kanalizacyjnym, jest proces amonifikacji. Podczas tego procesu azot zawarty w związkach organicznych jest przekształcany do azotu amonowego przy udziale bakterii heterotroficznych. Biologiczną amonifikację schematycznie przedstawia równanie:

Nog → NH4+/NH3

Amonifikacja może zachodzić w każdych warunkach, czyli zarówno w warunkach tlenowych jak i beztlenowych. W warunkach tlenowych proces zachodzi według równania:

C10H19O3N + 12,5 O2 → 10 CO2 + 8 H2O + NH3

Po przekształceniu przyjmuje postać:

C10H19O3N + 12,5 O2 → 9 CO2 + 7 H2O + NH4HCO3

Procesem, który pozwala przekształcić azot amonowy, zachodzącym w oczyszczalni ścieków, jest proces nitryfikacji. Biologiczna nitryfikacja jest procesem zachodzącym w dwóch etapach. W pierwszym etapie następuje utlenianie azotu amonowego do azotanów(III), a w drugim utlenianie azotanów(III) do azotanów(V). Najważniejszymi bakteriami odpowiedzialnymi za proces nitryfikacji są bakterie Nitrosomonas sp. w pierwszym etapie i Nitrobacter sp. w drugim etapie. Bakterie te należą do chemolitoautotrofów, czyli celem uzyskania energii wykorzystują nieorganiczne donory elektronów [azot amonowy i azotanowy (III)], a ich jedynym źródłem węgla potrzebnym do procesów życiowych jest rozpuszczony tlenek węgla(IV). Bakterie te są tlenowcami, co oznacza, iż dla swego rozwoju wymagają obecności rozpuszczonego tlenu. Sumaryczne zapotrzebowanie na tlen podczas nitryfikacji wynosi 4,57 gO2/gN-NH4+. Energię uzyskaną w wyniku utleniania amoniaku i azotanów(III) bakterie nitryfikujące wykorzystują na wzrost komórek. Równanie, które opisuje proces nitryfikacji oraz wzrost nitryfikantów przeprowadzany przez bakterie Nitrosomonas sp. ma następującą postać:

3 NH4+ + 23 HCO3 → 10 NO2 + 8 H2CO3 + 3 C5H7O2N + 19 H2O

Z kolei bakterie Nitrobacter sp. przeprowadzają następujący proces:

NH4+ + 10 NO2 + 4 H2CO3 + HCO3 → 10 NO3 + C5H7O2N + 3 H2O

W powyższych równaniach wzór C5H7O2N przedstawia przeciętny skład biomasy drobnoustrojów. Czynnikami, które mają wpływ na proces nitryfikacji są:

  • temperatura,
  • dopływ ścieków,
  • wiek osadu,
  • stężenie tlenu,
  • obecność inhibitorów,
  • pH,

Zbyt niska temperatura czyli poniżej 8-10˚C powoduje hamowanie drugiej fazy nitryfikacji i w efekcie nagromadzenie w odpływie azotanów(III). Intensywność nitryfikacji wzrasta wraz ze wzrostem temperatury w zakresie 5-30˚C. Czynnikami hamującymi proces nitryfikacji są również zbyt niskie stężenie tlenu w komorach napowietrzania, a także zbyt niski wiek osadu. Najpierw obserwuje się brak przyrostu stężenia azotanów(V) i równoczesne nagromadzenie się azotanów(III) w odpływie. Dalsze pogorszenie wyników prowadzi do całkowitego zaniku nitryfikacji. Według danych literaturowych, minimalne stężenie tlenu powinno wynosić 1-2 mg/l. Wiek osadu powinien być dostosowany do rodzaju ścieków. Dla ścieków dopływających do komunalnej oczyszczalni ścieków minimalny wiek osadu powinien wynosić od 8 do 10 dni.

Ostatnim procesem usuwania azotu ze ścieków, polegającym na redukcji azotanów(V) powstałych w procesie nitryfikacji do wolnego azotu atmosferycznego, jest proces denitryfikacji. Schematycznie proces ten można zapisać następująco:

2 NO3→ 2 NO2→ 2 NO → N2O → N2

Ogromna liczba bakterii fakultatywnych posiada zdolność do denitryfikacji. Są to bakterie, które w warunkach tlenowych jako ostatni akceptor elektronów w łańcuchu oddechowym wykorzystują tlen, a w przypadku jego braku, wykorzystują do tego celu azotany(V) i azotany(III). Denitryfikanty, to bakterie heterotroficzne z rodzaju Arthrobacter sp., Bacillus sp., Clostridium sp., Pseudomonas sp., Alcaligenes sp., Achromobacter sp., Agrobacterium sp., Arthrobacter sp. i inne. Denitryfikacja pomimo, iż przebiega w środowisku pozbawionym rozpuszczonego tlenu, nie wykorzystuje beztlenowych szlaków metabolicznych. Przebieg tego procesu jest zbliżony do oddychania tlenowego. Transport elektronów z substratu organicznego na azotany(III) i azotany(V) nie różni się znacznie od tlenowego łańcucha oddechowego. Różnica pojawia się na samym końcu łańcucha, ponieważ w miejsce oksydazy cytochromowej, która przenosi elektrony na tlen podstawiona jest reduktaza azotanowa, azotynowa lub hydroksyloaminowa. Przebieg denitryfikacji w obecności metanolu jako źródła węgla organicznego przedstawia równanie:

NO3 + 0,83 CH3OH → 0,5 N2 + 1,17 H2O + 0,83 CO2 + OH + energia

Czynnikami, które między innymi mają wpływ na proces denitryfikacji są:

  • obecność azotanów(V),
  • odpowiednie stężenie tlenu,
  • obecność związków organicznych jako źródło węgla i energii.

Stężenie tlenu rozpuszczonego w komorze anoksycznej powinno mieć wartość poniżej 0,5 g O2/m3. Na prawidłowy przebieg procesu denitryfikacji ma również wpływ obecność odpowiedniej flory bakteryjnej. Ważnym czynnikiem, mającym duży wpływ na opisywany proces, jest obecność związków organicznych. Bakterie przeprowadzające proces denitryfikacji utleniają związki organiczne. Wykorzystują te związki jako donory elektronów w łańcuchu oddechowym. Niezbędne związki organiczne mogą być pochodzenia wewnętrznego i zewnętrznego. Wewnętrznym źródłem węgla organicznego są związki organiczne zawarte w ściekach surowych lub pochodzące z rozkładu biomasy osadu czynnego.

Z kolei zewnętrznym źródłem węgla organicznego mogą być dodawane do oczyszczanych ścieków związki, takie jak: metanol, kwasy organiczne, melasa, skrobia, aceton, alanina, kazeina, cytryniany, etanol, glukoza, glikol, octany oraz wiele innych. Największą szybkość denitryfikacji uzyskuje się po zastosowaniu łatwo przyswajalnego związku organicznego, takiego jak na przykład metanol. Ścieki surowe i przyrastająca biomasa rozkładana w procesach endogennych przynoszą odpowiednio gorsze rezultaty.

Istotnym czynnikiem mającym wpływ na proces denitryfikacji jest również zależność ilościowa między dostępnym węglem organicznym a azotanami(V). Przyjmuje się, iż dla zredukowania 1 g N-NO3 do wolnego azotu potrzeba substancji organicznej w ilości około 4-5 g ChZT. Prawidłowy stosunek BZT5 do Nogólnego w ściekach dopływających powinien być większy lub równy 4, a ChZT do Nogólnego większy lub równy 8. Z kolei czas przetrzymania ścieków w komorze anoksycznej powinien wynosić 0,2 – 2 godzin.

Kolejnym procesem zachodzącym w oczyszczalni ścieków działającej w procesie osadu czynnego jest proces defosfatacji. W ściekach komunalnych fosfor jest obecny w postaci fosforu organicznego jak również w postaci fosforu ogólnego. Proces defosfatacji wykorzystuje specyficzne właściwości mikroorganizmów osadu czynnego do przeżycia w naprzemiennych warunkach tlenowych i beztlenowych. Usuwają one ze ścieków fosforany(V) poprzez gromadzenie nadmiernych ilości fosforu w komórkach w formie polifosforanów. Polifosforany są to wielkocząsteczkowe biopolimery, które złożone są z od kilku do kilku tysięcy reszt fosforanowych połączonych łańcuchowo wysokoenergetycznymi wiązaniami bezwodnikowymi. W warunkach anaerobowych bakterie pobierają łatwo przyswajalne substraty organiczne, którymi są lotne kwasy tłuszczowe (LKT) i przekształcają je do endogennej substancji zapasowej jaką jest poli-β-hydroksymaślan (PHB). Proces ten zachodzi dzięki energii uwolnionej przy rozkładzie polifosforanów, aczkolwiek powoduje uwalnianie się fosforanów(V) do środowiska.

W warunkach tlenowych następuje utlenianie zmagazynowanego PHB i substancji organicznych pochodzących z otoczenia. W warunkach tych następuje również magazynowanie części energii w postaci polifosforanów. Procesowi temu towarzyszy pobieranie polifosforanów ze środowiska. Bakterie, które znajdują się w biocenozie osadu czynnego, uwalniają fosforany(V) z komórek w warunkach beztlenowych, a pobierają je w dalszej kolejności w środowisku beztlenowym. Ilość pobranych fosforanów jest większa niż ilość uprzednio uwolnionych związków fosforu. Nadmiar fosforu jest akumulowany w komórkach bakterii w postaci polifosforanów i możliwe jest jego usunięcie poprzez usuwanie osadu nadmiernego. To właśnie wraz z osadem nadmiernym usuwamy ładunek fosforu dopływający do oczyszczalni ścieków. Czynnikami, które mają wpływ na proces defosfatacji są:

  • odpowiednie związki organiczne obecne w ściekach surowych,
  • obecność azotanów w komorze anaerobowej,
  • pH,
  • obecność tlenu rozpuszczonego w komorze aerobowej.

Wśród związków organicznych tworzących całkowite ChZT w ściekach dopływających do bioreaktorów znajdują się związki rozpuszczalne, łatwo rozkładalne i są nimi lotne kwasy tłuszczowe (LKT). Związki te są wykorzystywane w komorze anaerobowej przez mikroorganizmy akumulujące polifosforany. Wysoki efekt biologicznej defosfatacji można uzyskać dzięki stosunkowi ChZT/P większemu lub równemu 40. W przypadku wskaźnika BZT5 stosunek ten powinien być większy lub równy 20.

Azotany(V) również wywierają niekorzystny wpływ na proces defosfatacji. Są one zawarte w ściekach surowych oraz recyrkulowanym osadzie czynnym. Powodują, że lotne kwasy tłuszczowe (LKT) zostają częściowo wykorzystane w procesie oddychania azotanowego, czyli w procesie denitryfikacji. Wysoka sprawność biologicznego usuwania fosforu jest więc zależna również od stopnia denitryfikacji w komorze anoksycznej.

Odczyn ma mniejszy wpływ na proces defosfatacji, ale spadek pH poniżej wartości 6,5 powoduje całkowite zahamowanie usuwania fosforanów(V).

Niekorzystna dla procesu defosfatacji jest również obecność w komorze beztlenowej tlenu, który dostaje się ze ścieków surowych oraz wraz z recyrkulowanym osadem czynnym z osadnika wtórnego. Obecność tlenu w tej komorze powoduje, iż lotne kwasy tłuszczowe potrzebne do procesu defosfatacji zostają utlenione.

Intensyfikacja procesu biologicznego usuwania fosforu polega na obniżeniu ilości fosforanów(V), które mogą być kierowane do komory anaerobowej oraz na zwiększeniu ilości łatwo rozkładalnych związków organicznych (LKT) dostępnych dla mikroorganizmów akumulujących polifosforany.

  1. Realizacja Projektu

Obserwacja pracy rzeczywistego bioreaktora oraz analiza zarejestrowanych zmiennych procesowych z długiego okresu, prowadzi do konkluzji, że klasyczne podejście do ilości dostarczonego tlenu nie prowadzi do pełnej optymalizacji sterowania pod względem jakości oczyszczania, podatności osadu nadmiernego na odwodnienie, uzyskanych efektów oczyszczania oraz energochłonności. Do bioreaktora należy doprowadzić taką ilość tlenu, która zapewni rozłożenie substancji biogennych w stopniu spełniającym pozwolenie wodnoprawne przy jednoczesnym zminimalizowaniu opłat za usługi wodne.

W związku z powyższym, nasunęła się koncepcja sterowania napowietrzaniem, które nie dąży do uzyskania wartości referencyjnej wyliczonej (przypisanej) tlenu, ale wylicza w sposób ciągły wartość referencyjną, dążąc do jej minimalizacji. Powoduje to podążanie ilości tlenu dostarczanego do bioreaktora, z niewielkim marginesem bezpieczeństwa, za chwilowym zapotrzebowaniem na tlen. Należy zaznaczyć, że sterowanie napowietrzaniem bioreaktora jest zagadnieniem trudnym, ze względu na liczne procesy biologiczno-chemiczne, zachodzące z różną szybkością, silnie uzależnione od warunków zewnętrznych. Przystępując do realizacji projektu określone zostały jego główne cele:

  • bezpieczeństwo procesu technologicznego,
  • optymalizacja ilości dostarczonego tlenu do bioreaktorów,
  • ograniczenie do minimum ilości wymaganych zmiennych procesowych,
  • możliwość implementacji w warstwie sterowania bezpośredniego (sterownik PLC),
  • wykorzystanie zamontowanych pomiarów wielkości fizyko-chemicznych,
  • minimalizacja kosztów wdrożenia.

W fazie przygotowawczej wdrożenia sterowania przyjęto założenie, że w każdym momencie realizacji projektu, a także w rozwiązaniu docelowym, będzie istniała możliwość powrotu do sterowania pierwotnego. Wprowadzanie nowej idei sterowania na działającym wrażliwym obiekcie musi posiadać bufor bezpieczeństwa, zapewniający pełną funkcjonalność. Docelowo takie podejście gwarantuje bezpieczeństwo procesu technologicznego na wypadek błędnego działania pomiarów azotu amonowego.

Na podstawie dostępnych danych archiwalnych z systemu wizualizacji określono przybliżone transformacje operatorowe obiektu regulacji w różnych warunkach pracy. Na ogólnodostępnej platformie programistycznej VBA Microsoft Office Excel stworzony został model cyfrowy, na którym przetestowane zostały różne warianty regulacji i dla których źródłem danych były zmodyfikowane archiwalne dane z rzeczywistego obiektu.

Duże zmiany w szybkości zachodzących procesów w obiekcie regulacji w zależności od warunków brzegowych, wymuszają zmianę szybkości działania regulatorów bezpośredniego działania. Szybkość działania tych regulatorów można regulować za pomocą nastaw lub zmianę błędu regulacji. Przeprowadzone symulacje, całodobowa obserwacja rzeczywistego obiektu oraz analiza danych historycznych jednoznacznie wskazywała na drugie podejście.

Zmieniając wartość zadaną możemy zmieniać błąd regulacji, a co się z tym wiąże szybkość działania regulatora bez konieczności zmiany nastaw. W przedstawionym podejściu wartość zmierzona tlenu jest wartością pomocniczą, określającą w sposób pośredni chwilowe zapotrzebowanie na tlen. Założenia te idealnie spełnia regulacja kaskadowa. W VBA przeprowadzono symulacje cyfrowego regulatora kaskadowego PID z prostym modułem optymalizacyjnym oraz określono wstępne nastawy regulatora. Opracowany we własnym zakresie algorytm sterujący został wprowadzony do sterownika PLC przez firmę zewnętrzną MB Automatyka Marek Borkowski.

Obserwacja zachowania sterowania w rzeczywistych warunkach szybko doprowadziła do ujawnienia dwóch mankamentów zaimplementowanego rozwiązania. W warunkach małego obciążenia ładunkiem bioreaktorów, moduł optymalizujący ograniczał ilość dostarczanego powietrza tak bardzo, że w komorach tlenowych rozpoczął się proces sedymentacji osadu. Pomimo bardzo małego stężenia tlenu rozpuszczonego, znacznie poniżej minimalnej ilości tlenu podawanej literaturowo, wszystkie procesy oczyszczania zachodziły prawidłowo i mieściły się w określonych warunkach brzegowych. Dalsze obniżanie ilości dostarczanego powietrza do obiektu regulacji lub długa praca bioreaktora na granicy sedymentacji osadu, mogłaby doprowadzić do nagłego załamania procesu technologicznego. Praca z bardzo małą ilością dostarczonego powietrza byłaby możliwa po zamontowaniu dodatkowych mieszadeł w komorach tlenowych. Docelowo, jako najprostsze rozwiązanie problemu, wprowadzono graniczną wartość tlenu rozpuszczonego, przy której moduł optymalizujący zostaje wyłączony.

Kolejnym ujawnionym problemem regulacyjnym było zbyt powolne zwiększanie i zmniejszanie ilości podawanego powietrza przy dużych zmianach ładunku. Powodowało to nadmierny wzrost azotu amonowego, który po przekroczeniu pewnych wartości stawał się trudny do usunięcia. Z kolei zbyt duża ilość dostarczanego powietrza prowadziła do przetlenienia bioreaktora i wzrostu ilości azotu azotanowego, którego duża ilość jest niekorzystna technologicznie oraz powoduje niepotrzebne zwiększenie zużycia energii elektrycznej.

Po przeanalizowaniu zebranych danych z prób ruchowych sterowania napowietrzaniem od azotu amonowego, dokonano modyfikacji Algorytmu Optymalizacji Sterowania (AOS). Ostateczną strukturę ideową sterowania napowietrzaniem zaimplementowanego na oczyszczalni ścieków w Sandomierzu przedstawia schemat na rys. 3.

sterowanie napowietrzaniem w oczyszczalni ścieków

Rysunek 3. Schemat struktury ideowej sterowania napowietrzaniem na oczyszczalni ścieków w Sandomierzu.

  1. Podsumowanie i wnioski

Na rys. 4 przedstawione zostały wykresy obrazujące zmianę regulowanych wskaźników. Mierzonymi wskaźnikami są stężenie tlenu oraz stężenie azotu amonowego i azotanowego w komorze napowietrzania. Jak przedstawiono na wykresie, wraz ze wzrostem zmierzonej wartości azotu amonowego wzrasta wartość zadana stężenia tlenu w komorze napowietrzania. Potwierdzeniem wzrostu stężenia tlenu jest odczyt z sondy tlenowej przedstawiony na wykresie jako wartość zmierzona tlenu. Wraz ze spadkiem wartości zmierzonej azotu amonowego, wartość zadana tlenu maleje. Stężenie azotu azotanowego stanowi dodatkową kontrolę procesów usuwania związków azotu ze ścieków.

sterowanie napowietrzaniem w oczyszczalni ścieków

Rysunek 4. Zmiana regulowanych wskaźników na oczyszczalni ścieków w Sandomierzu.

Na podstawie dotychczasowej obserwacji procesu technologicznego można sformułować następujące wnioski dotyczące wdrożonego systemu sterowania napowietrzaniem od azotu amonowego na oczyszczalni ścieków w Sandomierzu.

System sterowania pozwolił na:

  • automatyczne sterowanie procesem nitryfikacji i denitryfikacji, przy jednoczesnej kontroli zawartości azotu ogólnego w ściekach oczyszczonych, którego wartość jest limitowana pozwoleniem wodnoprawnym;
  • wyeliminowanie sytuacji związanych z przetlenieniem komór osadu czynnego w momencie dopływu mniejszego ładunku azotu amonowego w ściekach surowych, a co się z tym wiąże zaburzeniem procesem denitryfikacji;
  • zmniejszenie ilości zużytej energii pomimo znacznego wzrostu ładunku dostarczonego do oczyszczalni z uwagi na wzrost ładunku i ilości ścieków dowożonych;
  • ograniczenie jednoczesnej pracy dwóch zamontowanych w oczyszczalni ścieków dmuchaw, dzięki dostarczeniu do procesu nitryfikacji odpowiedniej ilości tlenu w stosunku do obciążenia ładunkiem bioreaktorów. Z tym wiąże się ograniczenie częstotliwości wykonywania serwisów dmuchaw napowietrzających, które wymagane są po określonym czasie pracy tych urządzeń.

Wszystkie założenia projektu przyjęte w fazie przedrealizacyjnej zostały osiągnięte. Z uwagi na remont systemu napowietrzania na bioreaktorze A w 2017 r. i remont systemu napowietrzania na bioreaktorze B w 2018 r. dokładne efekty będą możliwe do określenia w następnych latach funkcjonowania zaprezentowanego w powyższym opisie sterowania systemem napowietrzania od azotu amonowego.

  1. Literatura

  2. Miksch, J. Sikora, Biotechnologia ścieków, PWN, Warszawa 2012.
  3. Stier, M. Fischer, Podręczny poradnik eksploatacji oczyszczalni ścieków, Wydawnictwo Seidel-Przywecki Sp. z o.o., Bydgoszcz 1998.
  4. Kostro, Elementy, urządzenia i układy automatyki, Wydawnictwo Szkolne i Pedagogiczne, Warszawa 1986.
  5. Sterowanie i systemy dynamiczne, Y. Takahashi, M.J. Rabins, D.M. Auslander Wydawnictwo Naukowo –Techniczne, Warszawa 1976.

 

Henryk Dąda, Katarzyna Pucuła, Przedsiębiorstwo Gospodarki Komunalnej i Mieszkaniowej w Sandomierzu Sp. z o. o.

 

Forum-Eksploatatora Artykuł pochodzi z dwumiesięcznika „Forum Eksploatatora”; (4/2018 lipiec/sierpień 2018). Tekst opublikowany w ramach współpracy z Wydawnictwem Seidel-Przywecki Sp. z o.o.

reklama

reklama

 

reklama

reklama

reklama