7819

31

Рисунок 5. Технологическая схема процесса JHB Mod

К достоинствам применения данной технологии можно отнести высокую эффективность удаления соединений азота, улучшенную защиту анаэробной зоны от попадания в неё нитратов из возвратного ила, ввиду наличия специального преаноксидного отсека. Недостатком же является необходимость выделения дополнительного объёма сооружения для зоны денитрификации потока возвратного активного ила и сравнительно невысокая эффективность биологического удаления фосфора.

МЕТОДЫ БИОЛОГИЧЕСКОГО УДАЛЕНИЯ ФОСФОРА

Биологический метод удаления фосфора из сточных вод является наиболее распространенным.

Однако не удается добиться стабильного удаления фосфатов из сточных вод до нормативных требований ПДК водоемов рыбохозяйственного назначения.

В зарубежной практике разработан целый ряд технологий биологической очистки от фосфора:

Процесс A/O (Anaerobic-Oxic): 1 – анаэробная зона; 2 – аэробная зона; 3 – вторичный отстойник.

Процесс Phoredox: 1 – анаэробная зона; 2 – аноксидная зона; 3 – аэробная зона; 4 – вторичный отстойник .

32

ХИМИЧЕСКОЕ (РЕАГЕНТНОЕ) УДАЛЕНИЕ ФОСФОРА

Механизм химического осаждения фосфатов состоит в образовании нерастворимых металлофосфатов при взаимодействии фосфатов:

1. С солями алюминия:

Фосфаты при образовании FePO4 формируют очень мелкие кристаллы, осаждаются медленно, поэтому предпочтительно сопровождение этого процесса соосажденим с использованием флокулирующей способности естественных полимеров активного ила либо синтетических флокулянтов. Высокие концентрации взвешенных веществ в некоторых потоках заставляют вводить повышенные концентрации реагентов ради интенсификации их флокулируемости. В таких случаях целесообразно использовать быстродействующие флокулянты, формирующие хлопья и образующие прожилки свободной воды между ними, и более медленно действующие минеральные реагенты для связывания фосфора. К такому выводу приводят факты снижения количества фосфатов в сливной воде илоуплотнителей при добавке флокулянта перед уплотнением.

2.1 Процессы нитрификации.

Нитрификация. Нитрификацию осуществляют бактерии - автотрофы, которым углерод необходим в неорганической форме (углекислота, карбонаты, бикарбонаты). Нитрифицирующие бактерии (нитрификаторы) являются гомогенной группой автотрофных бактерий, характеризирующихся низким приростом бактерий нитрификаторов из-за невысокого коэффициента энергии процесса окисления аммонийного и нитратного азота. Низкий прирост нитрификаторов является главной проблемой для процесса нитрификации в сооружениях биологической очистки сточных вод, работающих по классической схеме биологической очистки. Процессы нитрификации протекают в две стадии:

•Первая стадия - окисление аммиака (NH4) до нитритов (NO2-); ее осуществляют представители так называемых бактерий группы N1TROSO-: Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosolobus, Nitrosospira и Nitrosovibrio.

•Вторая стадия нитрификации осуществляется за счёт окисления азотистой кислоты (нитриты) до азотной (нитраты). Нитрификаторы второй стадии относятся к родам N1TRO- как:

Nitrobacter, Nitrospira, Nitrospina, Nitrococcus, Nitrocystis, Nitrobacter.

Процессы нитрификации проходят при наличии в системе растворенного кислорода (О2):

NH4+ => NH2 => X => NO2- => NO3- .

Реакции связаны с энергетическими процессами окисления аммиака (NH4+):

NH4+ + 2O2+ 2HCO3- => NO3 - + 2 H2CO3+ H2O

33

т. е. реакция окисления аммония солевого сопровождается потреблением веществ, обусловливающих щелочность воды - см. (1).

Oбщая реакция с учётом количеств аммиака, расходуемых на cинтез и энергию:

вещества ила на 1 мг/л oкисления aзота составляет (0,02-113)/0,98-14=0,16 мг/мг N. Это явление определяется тем, что прирост Nitrosomonas в несколько раз больше, чем Nitrobacter.

B практике проектирования очистных cооружений в США кинетика процесса нитрификации обосновывается положением, что oбщая скорость реакции определяется развитием Nitrosomonas [34, 56].

Факторами, которые оказывают влияние на процессы нитрификации, являются: концентрация cубстрата, температура, концентрация растворённого кислорода, рН и токсичные компоненты.

Известно, что концентрации нитрита (NO2-) и нитрата (NO3-) oказывают влияние на максимальную скорость роста Nitrosomonas и Nitrobacter и cоответственно на эффективность процессов нитрификации.

B диапазоне 10-20°С нитрификаторы хорошо развиваются и достигают максимальную скорость роста при температуре 30-35°С. Между 35-40°С скорость роста нитрификаторов уменьшается, а в режиме термофильной температуры (5060°С) процесс нитрификации не происходит.

Нитрификаторы очень чувствительны к содержанию растворённого кислорода, кинетика влияния которого может быть описана уравнением Моно (3). Нитрификация может происходить при высокой концентрации кислорода, например в сооружениях очистки сточных вод, использующих чистый технический кислород (окситенки и др.), концентрация 60 г О2/м3 не ингибирует процесс нитрификации.

На практике, при проектировании аэротенков, минимальная концентрация растворённого кислорода рекомендуется 2 мг/л.

Для оптимизации процесса нитрификации значение рН рекомендуется принимать в диапазоне от 7,2 до 8,5.

Для комбинированного процесса удаления БПК и нитрификации эффект влияния рН на скорость роста нитрификаторов может быть определен по формуле:

µ’ = µ [1 - 0,833 (7,2 - рН)]. (4).

По сравнению с другими видами бактерий нитрификаторы не так чувствительны к токсичным компонентам, но такие токсичные компоненты, как тяжёлые металлы (Cu, Ni, Cr, Zn, Co ...) и некоторые органические соединения (сернистые, анилиновые, фенольные и цианиды), могут оказывать ингибирующее влияние на процессы нитрификации.

В табл. 13 приведены кинетические параметры нитрификаторов Таблица 13 - Кинетические параметры нитрификаторов

34

2.1 Процессы денитрификации.

Денитрификация - процесс восстановления азота с помощью денитрификаторов в процессе дыхания в анаэробных условиях. Поскольку денитрифицирующие бактерии являются гетеротрофными микроорганизмами, то они нуждаются в органических соединениях как источнике углерода и могут расти и развиваться как в аэробных, так и в анаэробных условиях. Oднако денитрификация интенсивней проходит при ограниченном доступе кислорода.

Денитрифицирующие бактерии обладают двумя источниками энергии. Bсе они могут вести окисление органических веществ кислородом воздуха, а при отсутствии кислорода могут также вести окисление веществ при сопряженном восстановлении нитратов с образованием N2.

Бактерии - денитрификаторы, как указывалось выше, являются гетеротрофами и представляют группу факультативных анаэробов. То есть в процессе денитрификации они (денитрификаторы) используют органические вещества как источник углерода. Способностью осуществлять денитрификацию обладают разные роды бактерий сточной воды: Achromobater, Aerobater, Alkaligenes, Balicus, Flavobacterium, Micrococcus, Proteus, Psedomonas и др. Факторами,

влияющими на процесс денитрификации, служат субстрат (источник углерода), температура, концентрация растворённого кислорода и рН. При денитрификации происходит восстановление окисленных форм азота (NO3-). При этом реакции денитрификации могут идти по пути диссимиляции нитратов (или нитратное дыхание), т.е. разложения вещества с получением в качестве конечного продукта газообразного азота:

NO3‾ => NO2‾ => NO => N2O => N2 .

Bозможен другой путь денитрификации - ассимиляция нитрата, при которой азот не уходит из воды, а останется в ней в виде органических соединений:

NO3‾ => NO2‾ => Х => NН2O => Nорг .

Нитратное дыхание - восстановление нитрата до нитрита (NO3‾ => NO2‾)

Для целого ряда факультативно-анаэробных бактерий (Enterobacter, Escherichia coli и др.) нитрат может служить конечным акцептором водорода, поставляющего энергию в процессе транспорта электронов. Этот вид «нитратного дыхания» отличается от денитрификации тем, что здесь происходит только первая ступень (NO3‾ => NO2‾) до образования нитрита, при котором нитриты могут накапливаться в культуральной жидкости - образования N2 не происходит. Нитриты могут восстанавливаться до аммиака путём aссимиляционной нитритредукции с последующим выделением NH4 в среду. В таком случае говорят об aммонификации нитрата.

При использовании внешних источников углерода (CaHbOc) процесс денитрификации сточных вод протекает по схеме.

1-я стадия:

C5H7O2N + 4NO3‾ → (4a+b-2c)NO2‾ + 2aCO2+ bН2O;

2-я стадия:

5CaHbOc + (4° + 2b-2c)NO2‾ → (2° + b-c)N2 + 5aCO2 + + (2° + b-c)H2O + (-4a + 3b + 2c)OH‾

B целом

40CaHbOc + (12a+9b)NO3- → 40CO2 + (6a+4,5b)N2 + (44° + 13b - 40c)H2O + (-88a + 14b + 80c)OH‾

Kоличество субстрата, ассимилируемое бактериями:

4CaHbOc + aNO3‾ + aCO2 + (13 - 4d + 8c)H+ →

→ aC5H7O2N + (3° + 4c)H2O.

Oбщее управление удалением нитратов в процессе денитрификации получается при суммировании:

(32° + 9b)NO3- + 80CaHbOc + (4° - 26b + 160c)H+ →

→ 30aCO2 + 10aC5H7O2N + (6° + 4,5b)N2 + (-14° + 27b + 80c)H2O.

При использовании внутреннего источника углерода в качестве oрганических cоединений реакция денитрификации в cточной воде может быть описана в следующем виде:

0,65C18H19O9N + 4,89NO3‾+ 4,89H+ =>

=> C5H7NO2 + 2,27N2 + 6,70CO2 + 5,12H2O.

35

При использовании внешнего источника углерода (для раздельной системы денитрификации) метанол является экономически целесообразным источником углерода и может быть рассчитан по формуле McCarty [87, 95]:

C m = 2,47No + 1,53 N1 + 0,87 Do ,

где C m – концентрация метанола, мг/л;

No - начальная концентрация нитратов (NO3-), мг/л; N1 - начальная концентрация нитритов (NO2-), мг/л;

Do - начальная концентрация растворённого кислорода (O2), мг/л.

Tогда для системы взвешенного активного ила, образующегося в процессе денитрификации, количество биомассы может быть рассчитано по формуле:

Cb = 0,53 No + 0,32 N1 + 0,19 Do ,

где C b – концентрация биомассы, мг/л;

No - начальная концентрация нитратов (NO3-), мг/л; N1 - начальная концентрация нитритов (NO2-), мг/л;

Do - начальная концентрация растворённого кислорода (O2), мг/л.

Скорость денитрификации может быть рассчитана по следующему уравнению [52, 56]:

Значение DO в уравнении (5) показывает, что скорость денитрификации уменьшается до нуля, когда концентрация растворённого кислорода стремится к 1,0 (мг/л). Специфическая скорость денитрификации U’DN для различных углеродсодержащих источников представлена в табл. 14.

Таблица 14 Скорость денитрификации в зависимости от источника углерода

Факторами, влияющими на процесс денитрификации, служат, главным образом, субстрат (источник углерода), температура, концентрация растворённого кислорода и рН. Денитрифицирующие бактерии могут употреблять различные виды субстрата, который является источником углерода. Могут быть использованы неорганические источники, а среди органических субстратов для денитрификации используются органические вещества в самой сточной воде и в активной иле, так называемые внутренние источники. Источники субстрата влияют на скорость денитрификации.

2.6. Методы обеззараживания сточных вод

Из практики очистки сточных вод известно, что при первичном отстаивании количество бактерий группы кишечной палочки (БГКП) сокращается на 30–40 %, а после вторичных отстойников – на 90–95 %. Следовательно, для полного освобождения сточных вод от патогенных бактерий и вирусов необходимо применение специальных методов обеззараживания.

Для дезинфекции сточных вод применяются хлорирование, озонирование, ультрафиолетовое облучение.

Для обеззараживания сточной воды хлорированием используют хлорную известь, хлор и его производные, под действие которых бактерии, находящиеся в сточной воде, погибают в результате окисления веществ, входящих в состав протоплазмы клеток.

Несмотря на высокую эффективность в отношении патогенных бактерий, хлорирование при дозе остаточного хлора 1,5 мг/л не обеспечивает необходимой эпидемической безопасности в

37

1 – распределительная камера; 2 – впускной лоток; 3 – струенаправляющий щит; 4 – приямок осадка; 5 – сборный лоток; 6 – трубопровод опорожнения; 7 – воздухопровод

При обеззараживании сточных вод после биологических прудов допускается выделять отсек для контакта сточных вод с хлором.

Наиболее распространенным химическим методом обеззараживания воды с использованием соединений кислорода является озонирование (озон - аллотропная модификация кислорода). Озон обладает высокой бактерицидной активностью и обеспечивает надежное обеззараживание воды даже по отношению к спорообразующим бактериям. Благодаря своей окислительной способности озон разрушает клеточные мембраны и стенки. Обработка сточных вод озоном на заключительном этапе позволяет получить более высокую степень очистки и обезвредить различные токсичные соединения.

Исследования, по токсикологической оценке, озонирования показали отсутствие негативного воздействия обеззараженной воды на организм теплокровных животных и человека.

Основные факторы, сдерживающие и затрудняющие широкое использование озона, обусловлены относительно высокой его себестоимостью, что определяется невысоким качеством озонаторных установок промышленного типа, производительностью 10–50 кг/ч и малой степенью использования (50–70 %) озона в существующих конструкциях смесителей с водой.

Ультрафиолетовое обеззараживание не требует введения в воду химических реагентов, не влияет на вкус и запах воды и действует не только на бактериальную флору, но и бактериальные споры. Бактерицидное облучение действует почти мгновенно, и, следовательно, вода, прошедшая через установку, может сразу же поступать непосредственно в оборотное водоснабжение или в водоем. Из числа возможных альтернатив хлорирования в технологической схеме очистки сточных вод предпочтение можно отдать применению ультрафиолетовых лучей, так как дезинфекция с их помощью не оказывает токсического влияния на водные организмы и не приводит к образованию вредных для здоровья химических соединений.

Эффект обеззараживания основан на воздействии ультрафиолетовых лучей с длиной волны 200–300 нм на белковые коллоиды и ферменты протоплазмы микробных клеток.

Бактерицидный эффект зависит от прямого воздействия ультрафиолетовых лучей на каждую бактерию. Обработанная ультрафиолетовым излучением вода должна иметь достаточную прозрачность, поскольку в загрязненных водах интенсивность проникновения УФ-лучей быстро затухает, что ограничивает использование УФ-установок для обеззараживание сточных вод. Обеззараживание воды происходит вследствие фотохимического воздей-ствия на бактерии ультрафиолетовой и бактерицидной энергии, излучаемой специальными лампами.

38

Установки УФ-обеззараживания комплектуются ртутными лампами двух типов: высокого и низкого давления. Достоинство аргонно-ртутных ламп низкого давления («бактерицидные») состоит в том, что основное излучение их совпадает с энергией максимального бактерицидного действия. В ртутном разряде низкого давления (3–4 мм рт. ст.) около 70 % всей излучаемой мощности приходится на область ультрафиолетовых лучей.

Ртутно-кварцевые лампы высокого давления (по сравнению с лампами низкого давления) обладают более высокой мощностью УФ-излучения, но и более низким энергетическим коэффициентом полезного использования излучения.

Для целей обеззараживания возможно использование перманганата калия. Этот реагент взаимодействует с органическими и неорганическими веществами, что препятствует его дезинфицирующему действию, в результате оно оказывается намного ниже, чем у хлора и озона.

Известкование применяется обычно в сочетании с удалением аммонийного азота из сточных вод отдувкой. Необходимый гигиенический эффект при обработке сточных вод достигается при использовании больших доз реагентов, что сопровождается образованием огромного количества осадка. Этот факт так же, как и высокая стоимость обеззараживания этим методом, существенно ограничивает применение известкования и делает его неприемлемым для использования на малых, средних и крупных станциях аэрации.

Радиационное обеззараживание. Гамма-установки работают по следующей схеме: сточная вода поступает в полость сетчатого цилиндра приемно-разделительного аппарата, где твердые включения (бинты, вата, бумага и т.п.) увлекаются вверх шнеком, отжимаются в диффузоре и направляются в бункер-сборник. Затем сточные воды разбавляются условно чистой водой до определенной концентрации и подаются в аппарат гамма-установки, в котором под действием гамма-излучения изотопа Со происходит процесс обеззараживания. Обработанная вода сбрасывается в канализационную систему городских сточных вод.

39

40

Литература

1.СП 31.13330.2012 Водоснабжение. Наружные сети и сооружения. СНиП 2.04.02 – 84*/ Госстрой России. – М.: ГУП ЦПП, 2003.

2.СП 30.13330.2020 Внутренний водопровод и канализация зданий. СНиП 2.04.01 – 85*/ Госстрой России. – М.: ГУП ЦПП, 2003.

3.ГОСТ 2761 – 84*. Источники централизованного хозяйственно-питьевого водоснабжения. Гигиенические, технические требования и правила выбора. – М.: Издательство стандартов, 1994.

4.Санитарно-эпидемиологические правила и нормативы. Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем питьевого водоснабжения. Контроль качества. СанПиН 2.1.4.1074 – 01. – М.: Федеральный центр госсанэпиднадзора Минздрава России,

2002.

5.Шевелев, Ф.А. Таблицы для гидравлического расчета водопроводных труб: Справочное пособие / Ф.А. Шевелев, А.Ф. Шевелев. – М.: Стройиздат, 1995.

6.Водозаборные сооружения для водоснабжения из поверхностных источников / Под ред. К.А. Михайлова и А.С. Образовского. – М.: Стройиздат, 1976.

7.Санитарные правила и нормы. Питьевая вода и водоснабжение населенных мест. Зоны санитарной охраны источников водоснабжения и водопроводов питьевого назначения. СанПиН

2.1.4.1110 – 02. – М., 2002.

8.Правила технической эксплуатации систем и сооружений коммунального водоснабжения и канализации. Утверждены приказом Госстроя России 30.12.99г. № 168, – М.: 2000.

9.Федоров, Н.Ф. Таблицы гидравлического расчета канализационных сетей / Н.Ф. Федоров, Л.Е. Волков. – М.: Стройиздат, 1976.

10.СП 32.13330.2018 Строительные нормы и правила. Канализация. Наружные сети и сооружения. СНиП 2.04.03 – 85*/ Госстрой России. – М.: ГУП ЦПП, 2003.

11.Лукиных, А.А. Таблицы для гидравлического расчета канализационных сетей и дюкеров по формуле акад. Н.Н. Павловского: Справочное пособие / А.А. Лукиных, Н.А. Лукиных. – М.: Стройиздат, 1987.