WWW.DISS.SELUK.RU

БЕСПЛАТНАЯ ЭЛЕКТРОННАЯ БИБЛИОТЕКА
(Авторефераты, диссертации, методички, учебные программы, монографии)

 

Pages:   || 2 | 3 |

«Е.С. Г о г и н а                    УДАЛЕНИЕ   БИОГЕННЫХ ЭЛЕМЕНТОВ  ИЗ СТОЧНЫХ ВОД                Московский  государственный    строительный  университет    М о с к в а  2010  УДК 628.3 ...»

-- [ Страница 1 ] --

Е.С. Г о г и н а 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

УДАЛЕНИЕ  

БИОГЕННЫХ ЭЛЕМЕНТОВ 

ИЗ СТОЧНЫХ ВОД 

 

 

 

 

 

    Московский  государственный    строительный  университет    М о с к в а  2010  УДК 628.3 Рецензенты гл. технолог ОАО «МосводоканалНИИпроект», канд. техн. наук Д.А. Данилович, ген. директор ООО «ГЛАКОМРУ», канд. техн. наук А.С. Комаров Гогина Е.С. Удаление биогенных элементов из сточных вод: Монография / ГОУ ВПО Моск. гос. строит. ун-т. – М.: МГСУ, 2010. – 120 с.

ISBN 978-5-7264-0493- В монографии дана характеристика биогенных элементов, оказывающих влияние на состояние водоемов, соединений азота и фосфора. Приведены сведения о качестве сточных вод, поступающих на очистные сооружения, а также концентрации биогенных элементов очищенных сточных вод. Методы удаления биогенных элементов представлены двумя основными группами: физико-химическими и биологическими. Для биологических методов удаления биогенных элементов дано подробное теоретическое обоснование процессов, происходящих в сточных водах.

Монография может быть полезна специалистам, инженерам, ученым, работающим в области очистки сточных вод, а также студентам, аспирантам, бакалаврам и магистрам, обучающимся по специальности «Водоснабжение и водоотведение».

Ил. 30, табл. 15, библ. сп. Рекомендовано Научно-техническим советом МГСУ © Гогина Е.С., ISBN 978-5-7264-0493- © МГСУ, 2  

ПРЕДИСЛОВИЕ

Охрана окружающей среды и, особенно, водных объектов от загрязнения и истощения является одной из важнейших задач в современном мире.

Человек в последние десятилетия стал оказывать существенное влияние на гидросферу и водный баланс планеты. Антропогенные образования вод континентов уже достигли глобальных масштабов, нарушая естественный режим даже крупнейших озер и рек земного шара. Этому способствовали вынужденное строительство гидротехнических сооружений (водохранилищ, оросительных каналов, систем переброски вод), увеличение площади орошаемых земель, обводнение засушливых территорий, урбанизация, загрязнение пресных вод сточными водами и т.д.

В окружающей нас природной среде практически не осталось источников пресной воды, не загрязнённых продуктами жизнедеятельности человека. Во многих странах санитарно-гигиеническое состояние водных ресурсов делает невозможным и опасным их использование для питьевых и культурно-бытовых целей, вызывая многочисленные опасные для человека эпидемии. Существующие коммунальные очистные сооружения не отвечают современным требованиям и во многих случаях служат причиной попадания в природные водоемы органических загрязнений и особенно биогенных элементов (азота и фосфора), тем самым вызывая их вторичное загрязнение. В последние годы учёные многих стран мира придают большое значение проблемам глубокой очистки сточных вод от органических загрязнений и биогенных элементов. Вопрос удаления биогенных веществ является первоочередным в деле улучшения качества очищенных сточных вод, он в наибольшей степени отвечает задачам улучшения экологического состояния водной среды.

При написании книги автор использовала не только собственный опыт работы, но и отечественные и зарубежные литературные источники, материалы конференций, симпозиумов и т.д.

Автор выражает огромную благодарность заведующему кафедрой водоотведения профессору Ю.В. Воронову, преподавателям и сотрудникам кафедры профессору В.П. Саломееву, И.С. Кругловой, Ю.П. Побегайло, доценту О.А. Ружицкой за помощь, оказанную при написании монографии.

Автор благодарна кандидатам технических наук Д.А. Даниловичу и А.С. Комарову за замечания и советы, сделанные при рецензировании рукописи.

 

1. БИОГЕННЫЕ ЭЛЕМЕНТЫ

1.1. БИОГЕННЫЕ ЭЛЕМЕНТЫ В СТОЧНЫХ ВОДАХ

И ЭВТРОФИРОВАНИЕ ВОДОЕМОВ

Биогенные элементы – элементы, постоянно входящие в состав организмов и выполняющие определенные биологические функции. Важнейшими биогенными элементами являются кислород, углерод, водород, азот, фосфор, сера, кальций, калий, натрий, хлор. Все указанные элементы играют важную роль в биологических процессах, происходящих в окружающем нас мире, в том числе и в воде водоемов.

В практике очистки сточных вод выделяют два основных биогенных элемента: азот (N) и фосфор (P).

Биогенные вещества (азот и фосфор) являются одними из основных составляющих компонентов сточной воды, присутствие которых в коммунальных или близких к ним по составу хозяйственно-бытовых водах фиксируется постоянно. Азот в сточной воде может быть представлен несколькими соединениями: азот аммонийный (NH4-), азот нитритов (NO2-), азот нитратов (NO3-), азот органический (в составе органических соединений). Фосфор в сточных водах находится в составе органических соединений (органический фосфор), полифосфатов (P2O5) и ортофосфатов (PO4).

Для современного мира характерна крайне нестабильная ситуация, связанная с перепроизводством отходов и изготовлением небиодеградирующих материалов, которые с большим трудом разлагаются и ассимилируются в результате естественных процессов. Нестабильная ситуация все в большей мере проявляется в загрязнении водоемов в сильно заселенных и производственно развитых областях континентов, где водные источники подвергаются различного рода загрязнениям, в том числе и эвтрофикации.





Как известно, именно биогенные элементы, попадающие в воду водоемов, являются причиной развития в них водорослей, которые вызывают эвтрофикацию. Эвтрофикация может быть результатом как естественного старения водоема, так и антропогенных воздействий.

Чтобы глубже понять проблему эвтрофикации, необходимо различать две жизненные формы водных растений: бентосную и фитопланктонную. Бентосные растения развиваются, прикрепившись или укоренившись на дне водоема. Они выживают в бедной биогенными элементами воде, так как получают необходимые элементы, например азот и фосфор, из донных отложений, но нуждаются в проникновении сквозь толщу воды достаточного для фотосинтеза количества света. Глубина, при которой происходит фотосинтез, называется эвтрофической зоной и может достигать 30 м в очень чистой воде. Если вода становится мутной, эта зона уменьшается до 2,5 см.

Фитопланктон состоит из множества видов водорослей, представляющих собой отдельные клетки, их скопления или нити, которые держатся вблизи поверхности воды или прямо на ней. Мутная вода мало влияет на развитие водорослей, а высокая численность планктона сама по себе является важнейшей причиной ее помутнения. Фитопланктон не связан с дном, поэтому необходимые для жизнедеятельности биогенные элементы он должен получить из воды. Следовательно, концентрация биогенных элементов в воде влияет на соотношение между планктоном и бентосной растительностью.

Необходимо также отметить, что бентосные растения не только обеспечивают пищу и убежище водным особям, но и поддерживают высокое содержание растворенного кислорода на глубине, так как, выделяясь в процессе фотосинтеза, кислород попадает непосредственно в воду.

В условиях эрозии и выщелачивания водоем постепенно заполняется наносами и обогащается биогенными элементами, что способствует развитию планктона, а значит, помутнению воды, исчезновению бентосной растительности, невозможности проведения процесса фотосинтеза, уменьшению концентрации растворенного кислорода в воде. Таким образом создаются условия для эвтрофикации водоемов.

Под эвтрофикацией водоемов понимают повышение уровня первичной продукции водоемов благодаря увеличению в них концентрации биогенных элементов, главным образом азота и фосфора. Повышение до определенного уровня первичной продукции создает основу развития более богатой кормовой базы рыбы и других гидробионтов, способствует увеличению их численности, а в связи с этим ухудшению качества воды за счет ее «цветения», уменьшения прозрачности и содержания в ней кислорода. Следовательно, высокая степень эвтрофикации водоемов вызывает замор рыбы и др. гидробионтов.

Антропогенное эвтрофирование вызвано, в частности, сбросом биогенных веществ со сточными водами и поверхностным стоком и отличается от естественного высокой скоростью процесса.

Биогенные элементы, попадая в воду, вызывают загрязнение воды и усиленное развитие фитопланктона, приводящее к тому, что вода начинает «цвести». Под «цветением» воды понимают интенсивное развитие водорослей, в результате чего микроскопические организмы из-за своей массовости становятся видимыми и придают воде различную окраску. Например, сине-зеленые водоросли (характерные для умеренного и теплого климата) образуют токсичные вещества, качество воды ухудшается, появляются посторонние запахи, неприятный вкус, и вода становится непригодной для питья. В периоды отмирания большой массы микро- или макрорастительности происходит еще более резкое ухудшение качества воды: снижается содержание растворенного кислорода, появляются неприятные запахи. Это явление (изменение качества воды в результате нарушения естественного хода биологических процессов) получило название вторичного (биологического) загрязнения.

Под влиянием эвтрофирования и загрязнения водоемов значительно изменяются их биологические показатели, увеличивается видовое разнообразие, повышается численность и биомасса нефотосинтезирующих микроорганизмов (бактерий, грибов), а видовой состав водорослей и высших водных растений при росте их численности и биомассы уменьшается. В клетках гидробионтов накапливаются металлы, нефтепродукты и другие опасные соединения. Фауна водоемов изменяется качественно и количественно, многие виды зоорганизмов вымирают; сокращается численность и биомасса рыбы, в том числе ценной; ухудшается санитарно-эпидемиологическая ситуация при усиленном размножении паразитирующих организмов, патогенной микрофлоры вирусов; усиливаются заболевания гидробионтов, птиц, водных животных. В период «цветения» концентрация водорослей достигает величины 1 – 5 млн клеток в 1 мл или 1000 – 5000 млрд в 1 м воды, которая приобретает вид зеленого бульона.

К основным причинам «цветения» воды относятся резкое сокращение скорости течения воды, перемешивания и, как следствие, образование застойных зон. На интенсивность развития водорослей большое влияние оказывает температура воды. Пересыщение водоемов питательными веществами (азотом, фосфором, органическими соединениями) представляет собой третью причину интенсификации роста водорослей. Сине-зеленые водоросли чрезвычайно стойки, на любую экологическую катастрофу они откликаются первыми, изменяя характер своего развития и приспосабливаясь к новым условиям. Комплекс всех этих причин и вызывает «цветение» воды. Возникнув в силу сложившихся в водоеме условий, этот процесс повторяется из года в год с разной интенсивностью и в разных масштабах. Регулирующую роль здесь играют метеорологические факторы (освещенность, давление, температура), гидродинамические особенности водных объектов, а также степень обеспеченности водорослей необходимыми питательными веществами.

Ухудшение основных химических показателей воды при ее «цветении» связано с прижизненным ростом водорослей и разложением образованного ими органического вещества. В воде, подверженной интенсивному «цветению», обнаружено и идентифицировано порядка 200 разнообразных химических соединений, в том числе представляющих опасность для человека (токсины, канцерогенные вещества, аллергены). В скоплениях водорослей, в результате возникающих там процессов, накапливаются ацетон, масляная и уксусная кислоты, бутиловый спирт. В воде появляются фенолы (причем их концентрация может в 10 раз превышать допустимую санитарную норму), индолсодержащие компоненты, меркаптаны, амины, а рН воды снижается до 4 – 5 и ниже.

Под влиянием поверхностной пленки водорослей усиливается нагрев воды (на 6 – 8°С выше нормы), что повышает испарение и способствует переходу летучих водорослевых метаболитов в воздух, вызывая его загрязнение.

Вследствие большой концентрации органических соединений создается неблагоприятная санитарно-эпидемиологическая обстановка, поскольку они служат питательной средой для развития и сохранения патогенной микрофлоры, в том числе холерных вибрионов. Угрожающая ситуация складывается при массовом развитии токсических форм водорослей. Следовательно, чрезмерное развитие водорослей в водоеме вызывает комплекс негативных последствий, в результате которых вода из полноценного и доброкачественного природного продукта превращается в опасную для всего живого жидкость. Особо серьезные последствия возникают там, где к биологическому загрязнению добавляются химическое и тепловое.

Качественный и количественный состав биоценоза и особенности питания (степень трофности) в водоеме обусловливаются химическим составом воды.

Так, например, воды олиготрофных водоемов бедны минеральным азотом и особенно фосфором, встречающимся в виде следов. Благодаря низкой плотности биоценоза в воде присутствует много кислорода, а содержание СО2 невелико, вследствие чего, в частности, отмечается нерастворимость соединений железа. Вода прозрачная, синего или зеленого цвета. К такому типу относят глубокие озера с песчаными берегами. Кислород из атмосферы растворяется в воде крайне медленно. Следовательно, бентосные растения не только обеспечивают пищу и убежище водным животным, но и поддерживают необходимую концентрацию растворенного кислорода на глубине, выделяя его непосредственно в воду, в результате в водоеме, обедненном питательными элементами, может существовать богатый, разнообразный биоценоз из рыб, моллюсков и бентосных растений, которыми они питаются.

Воды эвтрофных водоемов богаты азотом и фосфором. Обилие организмов ведет к истощению кислорода в глубинных слоях во время фаз застоя. Вода малопрозрачная, от зеленоватокоричневой до коричневой. При эрозии и выщелачивании водоем постепенно заполняется наносами и обогащается биогенами, накопление которых способствует развитию фитопланктона, а значит, помутнению воды и затенению бентосной растительности.

Кислород, выделяемый планктоном при фотосинтезе, перенасыщает верхний слой воды и улетучивается с ее поверхности: в ясный день легко видеть, как из скоплений нитчатых водорослей всплывают пузырьки кислорода.

Жизненный цикл фитопланктона очень короток. Его быстрое размножение компенсируется отмиранием, ведущим к накоплению детрита. Отмерший фитопланктон поступает в глубинную зону, где им питаются редуценты, также потребляющие кислород и снижающие его концентрацию в воде. Когда растворенного кислорода не остается, бактерии-редуценты выживают за счет анаэробного брожения, и так может продолжаться до тех пор, пока есть детрит для питания. Таким образом, у поверхности количество растворенного кислорода может быть очень высоким из-за фотосинтеза фитопланктона, а на глубине его запасы истощаются редуцентами. «Дождь» фитопланктона переносит усвоенные им биогенные элементы на дно, где по мере разложения детрита они вновь высвобождаются. Восходящие конвективные потоки возвращают биогенные элементы к поверхности, и описанный процесс повторяется многократно.

В масштабах геологического времени водоемы постоянно обогащаются биогенными элементами и заполняются поступающими с суши наносами. За многие столетия в водоеме накапливаются ил и детрит, постепенно заполняющие первоначально глубокое дно.

Естественное старение водоема тоже является эвтрофикацией – составной частью естественного процесса, называемого сукцессией. За несколько тысяч лет водоем может измениться естественным путем и превратиться из олиготрофного в эвтрофный или, иначе говоря, «состариться». Однако антропогенная деятельность приводит к аналогичным последствиям всего за несколько десятилетий. Поэтому принято говорить об антропогенной эвтрофикации, противопоставляя ее естественной. Эвтрофикация – хороший пример того, что не все негативные проблемы современности связаны с промышленным выбросом «ядовитых»

соединений. Так, в рассматриваемом случае частой причиной старения водоема является поступление в природную экосистему таких «безвредных» веществ, как частицы почвы и питательные вещества, т.е. изменение любого экологического фактора может нарушить равновесие в экосистеме.

БИОГЕННЫХ ЭЛЕМЕНТОВ В ВОДНЫЕ ОБЪЕКТЫ

Для того, чтобы вести борьбу с эвтрофированием водоемов или контролировать состояние водоема, необходимо определить источники попадания в водные объекты соединений азота и фосфора.

Причинами попадания биогенных элементов в водоёмы являются:

• воздействие человека на почвенный слой интенсивными методами агрохимии полей (применение минеральных удобрений);

• образование водохранилищ, занимающих большие территории и не имеющих достаточных протоков;

• формирование новых потоков воды, в основном сточных вод, содержащих большое количество соединений азота и фосфора;

• развитие промышленного, сельскохозяйственного и животноводческого производств, применение моющих веществ, обусловливающих увеличение сточных вод, содержащих биогенные элементы;

• образование ливневых потоков с малыми концентрациями биогенных элементов (учитывая кратковременное поступление ливневого стока в водоёмы, строгих требований по удалению биогенных веществ не предъявляется).

Снижения нагрузки по загрязняющим веществам на водные объекты можно достичь предотвращением поступления биогенных элементов в сточные воды или при интенсификации очистки сточных вод от этих веществ.

Как указывалось выше, основными биогенными элементами, оказывающими влияние на водоемы, являются соединения азота и фосфора. Поэтому особенно интересными представляются причины попадания в водоем именно этих элементов.

Основным источником попадания ионов фосфора в водоёмы являются хозяйственно-бытовые сточные воды. Для данного вида сточных вод фосфаты являются неотъемлемой частью загрязняющих веществ, которые содержат фосфор как результат жизнедеятельности человека (30-50% фосфора поступает с бытовыми водами) и широкого использования синтетических моющих средств (50-70%), в составе которых содержатся полифосфаты.

Наиболее распространенными формами, в которых фосфор присутствует в сточных водах, являются органические соединения, ортофосфаты и полифосфаты, которые могут гидролизоваться до ортофосфата, что составляет 70 - 90% от общего количества. Остальной фосфор входит в состав органических соединений.

Большинство присутствующих в сточной воде соединений фосфора растворимы в воде и в очень небольшой степени выводятся с помощью простого отстаивания. При биологической очистке фосфор удаляется в результате биохимических процессов, однако фосфора в воде содержится больше, чем необходимо для биохимического процесса. Следовательно, при первичной и вторичной очистке сточных вод фосфор удаляется примерно на 20и содержание его в очищенных сточных водах значительно превышает нормативные требования. Далеко не все коммунальные очистные сооружения обладают технологиями по удалению фосфатов из стоков, поэтому необходимо вести разработку новых технологий, позволяющих удалять из хозяйственно-бытовых сточных вод биогенные элементы.

Основными источниками поступления в водоёмы ионов аммония являются животноводческие фермы, хозяйственнобытовые сточные воды, сточные воды предприятий пищевой и химической промышленности. Повышение концентрации азота аммонийного обычно указывает на свежее загрязнение. Лимитирующий показатель вредности таких загрязнений - токсикологический.

Присутствие нитратных ионов в природных водах связано с внутриводоёмными процессами под действием нитрифицирующих бактерий, атмосферными осадками, которые поглощают образующиеся при атмосферных электрических разрядах оксиды азота, промышленными и хозяйственно-бытовыми сточными водами, особенно после биологической очистки. Повышение концентрации азота нитратов обычно указывает на загрязнение в предшествующем времени. Концентрация в поверхностных водах подвержена заметным сезонным колебаниям: минимальная в вегетационный период, она увеличивается осенью и достигает максимума зимой.

Нитриты представляют собой промежуточную ступень в цепи бактериальных процессов окисления аммония до нитратов (нитрификация - только в аэробных условиях) и, напротив, восстановления нитратов до азота и аммиака (денитрификация - при недостатке кислорода). Повышение концентрации азота нитритов обычно указывает на свежее загрязнение. Сезонные колебания содержания нитритов характеризуются отсутствием их зимой и появлением весной. Наибольшая концентрация наблюдается в конце лета. Осенью концентрация нитритов уменьшается.

Таким образом, рассматривая проблему поступления биогенных веществ в воды водоемов в целом и анализируя состояние водоемов и качество очищенных сточных вод, сбрасываемых в водоем, можно сделать вывод о том, что все-таки основным источником биогенных элементов в воде водоемов являются недоочищенные сточные воды.

Качество очистки сточных вод тесно связано с концентрациями загрязнений, поступающих на очистку, с составом сточных вод. Как известно, биогенные элементы используются в процессе биологической очистки сточных вод для жизнедеятельности микроорганизмов активного ила. Однако стандартные процессы биологической очистки удаляют только малую часть биогенных загрязнений.

Необходимо отметить, что существует значительное различие качественного состава бытовых сточных вод для различных стран мира. Главными причинами подобного различия являются принятые системы водоотведения сточных вод, нормы водоотведения и количество загрязнений на одного жителя в разных странах, климатические условия и т.д. В табл. 1.1 приведены данные о количестве загрязнений в сточных водах на одного условного жителя в различных странах мира. Так, например, в Российской Федерации количество загрязняющих веществ на одного жителя определяется в соответствии с табл. 25 СНиП 2.04.03-85 [20].

Количество загрязняющих веществ на одного жителя Страны кг/(чел.год) кг/(чел.год) кг/(чел.год) кг/(чел.год) *По табл. 25 СНиП 2.04.03-85 единицы измерения загрязняющих веществ переведены из г/(чел.сут) в кг/(чел.год).

В табл. 1.2 приведены характерные качественные показатели сточных вод Москвы и ряда стран Западной Европы. Приведённые данные показывают существенное различие в составе сточных вод, поступающих на московские (как и в большинстве российских городов) станции аэрации и на станции аэрации Западной Европы и других стран, в том числе США, Японии.

Характеристики сточных вод, поступающих на московские и стран Западной Европы очистные станции [52] Показатель Курьяновская Люберецкая западноевропейзагрязненности [18] [18] ских стран [87] Азот общий, мг/л 38,0-44,0 30,0 – 38,0 50- Соотношение БПК5 /P 33,8 -35,3 19,9-33,8 По основным компонентам загрязнений бытовые сточные воды могут быть разделены на три группы, основные характеристики которых описаны в табл. 1.3.

Классификация бытовых сточных вод [52] ческий углерод Аммонийный азот NH Органический азот Органические фосфаты *Цифры в скобках для тех районов, где используются моющие средства без фосфатов [52].

1.3. НОРМИРОВАНИЕ КАЧЕСТВА СТОЧНЫХ ВОД,

СБРАСЫВАЕМЫХ В ВОДОЕМ

Неблагоприятное воздействие сточных вод на водные объекты в странах Европы и Америки, приводившее к эвтрофикации водоёмов, стало отмечаться в 50-х годах. Это вызвало необходимость разработки специальных условий сброса сточных вод и нормирования содержания биогенных веществ. В основу первых нормативов была положена теория лимитирующего фактора, взятая из биологии и декларирующая то, что для предотвращения эвтрофирования достаточно снижения концентрации одного из основных биогенных веществ до определенного уровня. Эта теория стала основой для разработки норм содержания биогенных элементов в очищенной сточной воде. В большинстве случаев лимитирующим веществом был принят фосфор (США, Швейцария, Финляндия и др.) и только в отдельных странах – азот (например, Дания). Первые нормативы сводились к требованию обеспечения содержания фосфатов в очищенной воде, сбрасываемой в водные объекты в концентрации не более 2 мг/л. Установленные требования неукоснительно выполнялись.

В России, благодаря наличию больших водных объектов и более позднему повсеместному применению синтетических моющих средств в быту, антропогенное эвтрофирование водоемов отчётливо проявилось в начале 70-х годов. В середине 70-х – начале 80-х годов в СССР было проведено три симпозиума по антропогенному эвтрофированию природных вод. В результате широкого обсуждения складывающейся ситуации комиссией АН СССР по проблеме охраны природных вод совместно с СЭВ были разработаны рекомендации для проведения мероприятий по снижению эвтрофирования.

По проблеме предотвращения поступления биогенных элементов и сокращения их сброса со сточными водами в странах СЭВ были проведены значительные научно-исследовательские и конструкторские работы по разработке новых технологий и методов технических и биологических средств защиты природных вод от антропогенного эвтрофирования, новых технологий удаления азота и фосфора из сточных вод. При этом разрабатывались новые и совершенствовались существующие технологии удаления биогенных веществ из сточных вод. В этот период разработана новая нормативная база, но в результате перехода к новой экономической модели общества эти разработки не были востребованы.

В связи с ухудшающимся состоянием водоемов требования к качеству сточных вод во всем мире существенно ужесточаются и все чаще относятся не только к фосфору, но и к азоту. За рубежом соединения азота чаще всего нормируются по концентрации общего азота, реже – по концентрации аммония солевого в очищенной воде. В Швейцарии, например, перед сбросом в водоем требуется обеспечить концентрацию аммония в очищенной сточной воде не более 0,65 мг/л, при этом концентрация аммония в воде водоема не должна превышать 0,5 мг/л при наиболее неблагоприятных условиях. В США планируется нормирование ПДК азота в сбрасываемой сточной воде на уровне 10 мг/л [9]. В Дании установлены жесткие требования к содержанию общего азота, концентрация которого в очищенной воде не должна превышать 8 мг/л, а общего фосфора – 1,5 мг/л. В Нидерландах также ограничивается содержание общего азота 10 мг/л и общего фосфора 1,0 мг/л [9]. Во Франции, в зависимости от категории водоема, требования по содержанию фосфора составляют 5 – 50 мг/л, в Германии установлена норма содержания фосфора в очищенных водах – 1 мг/л для сооружений производительностью более 100000 чел.-экв. и 2 мг/л – при производительности от 20000 до 100000 чел.-экв. [9].

Характерной особенностью последнего десятилетия стала разработка не только национальных, но и международных соглашений о сокращении сбросов биогенных веществ и совместная разработка норм сброса загрязняющих веществ, в первую очередь, – биогенных. Хельсинской комиссией по защите морской среды Балтийского моря для стран, осуществляющих сброс сточных вод в водосборный бассейн моря, были разработаны отдельные рекомендации, предлагающие обеспечить содержание общего фосфора менее 1,5 мг/л, а позднее была принята рекомендация по снижению соединений общего азота до 10-15 мг/л. Кроме того, этими же странами принята Декларация, предписывающая осуществлять снижение азота и фосфора в очищенной сточной воде не менее чем на 50%, начиная с 1995 г. Конференцией по Северному морю для стран этого бассейна рекомендовано обеспечивать снижение общего азота до уровня 10 мг/л и общего фосфора 1 мг/л. Согласно этому документу, в Великобритании было пересмотрено национальное нормирование. Более поздним международным документом, связанным с установлением требований к качеству очищенных сточных вод, являются Директива ЕС EWG от 21.05.91 *. Принятая форма международного соглашения позволяет учитывать национальные законы об охране окружающей среды и нормы стран-участниц союза. Принятая Директива является обязательной для стран, входящих в ЕС по существу, но выбор приемов охраны окружающей среды и путей их обеспечения не регламентируется. В директиве 91/271 устанавливаются требования к качеству очищенных сточных вод, сбрасываемых в водоемы, подверженные эвтрофированию, в зависимости от количества условных жителей населенного места: Nобщ менее 15 мг/л (или 70-80% изъятия) или Робщ менее 2 мг/л (или 80% изъятия) для объектов с населением 10000-100000 условных жителей. Для объектов с населением 100000 условных жителей Nобщ менее 10 мг/л (или 70-80% изъятия) или Робщ менее 1 мг/л (или 80% изъятия). В случае сброса сточных вод в обычный водоем в обоих случаях допускается традиционная биологическая очистка или ее эквивалент. Для объектов с населением от 2000 до 10000 условных жителей основным требованием является снижение содержания органических веществ с обеспечением БПК5 = мг/л или 70-90% изъятия и ХПК = 125мг/л или 75% изъятия.

В связи выходом Директивы ЕС происходит пересмотр национальных нормативов всех стран-участниц, и вырабатываются пути решения поставленных задач. Обращает на себя внимание тот факт, что в действующем документе не поставлены требования по совместному удалению азота и фосфора. Однако для охраны окружающей среды это важно, поэтому начали проводиться исследования по совместному удалению азота и фосфора в странах Западной Европы.

                                                             The Urban Waste Water Treatment Directive. (91/271/eeg) of 21 May 1991.

* - Водоемы хозяйственно-питьевого назначения ** - Водоемы рыбохозяйственного назначения *** - Водоемы коммунально-бытового назначения **1 - Водоемы рыбохозяйственного назначения высшей и первой категории **2 - Водоемы рыбохозяйственного назначения второй категории Х - Сточные воды населенных пунктов - до 100 тыс. жителей ХХ - Сточные воды населенных пунктов - выше 100 тыс. жителей Особенности нормирования загрязняющих веществ в Российской Федерации состоят в том, что установленные предельно допустимые концентрации загрязняющих веществ (ПДК) [2, 14, 15] относятся к расчетному створу реки, который находится ниже по течению водотока на расстоянии 500 м от места сброса очищенных сточных вод.

По современным действующим в России нормам ПДК при сбросе сточных вод в водоемы культурно-бытового водопользования концентрация аммония солевого в расчетном створе не должна превышать 2 мг/л, нитратов – 10 мг/л [19]. В водоемах рыбохозяйственного водопользования предельно допустимые концентрации аммония солевого – 0,39 мг/л, нитритов – 0,02 мг/л, нитратов – 9,1 мг/л. С 1991 г. установлены ПДК на содержание фосфатов. В последней редакции норм [14] введены допустимые концентрации фосфатов для водоемов различного уровня трофности: 0,2; 0,15 и 0,05 мг Р/л – для эвтрофных, мезатрофных и олиготрофных водоемов, соответственно. Таким образом, российскими требованиями предписывается весьма высокий уровень совместного удаления соединений азота и фосфатов из городских сточных вод. Надо отметить, что большинство водоёмов в Российской Федерации объявлены водоёмами рыбохозяйственного водопользования, и поэтому при проектировании новых и реконструкции действующих городских очистных сооружений санитарные органы требуют неукоснительного соблюдения вышеуказанных нормативов, причем «Правилами охраны поверхностных вод от загрязнения сточными водами» допускается поэтапность в выполнении мероприятий по достижению установленных показателей очистки [15].

В табл. 1.4 представлены требования к очистке сточных вод в странах Евросоюза, России, Украины. Из представленных в таблице данных видно, что Российские требования являются самыми жесткими. Украина занимает место посередине между Евросоюзом и Россией.

2. ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ МЕТОДЫ ОЧИСТКИ

СТОЧНЫХ ВОД ОТ БИОГЕННЫХ ЭЛЕМЕНТОВ

2.1. УДАЛЕНИЕ СОЕДИНЕНИЙ АЗОТА Решение проблемы удаления соединений азота из сточных вод с применением физико-химических методов началось с 60х гг. ХХ в. В то время не было необходимости осуществлять очистку сточных вод от соединений азота до современных показателей, но для некоторых, особенно производственных сточных вод, применение физико-химических методов очистки было наиболее приемлемым.

Сегодня в нашей стране физико-химические методы удаления соединений азота из сточных вод в основном применяются на стадии доочистки сточных вод. За рубежом такие методы разрабатываются и применяются более интенсивно. Это связано с тем, что показатели качества очищенных сточных вод, сбрасываемых в водоем, не настолько жесткие, как в РФ. Поэтому в некоторых случаях существует необходимость удалять только соединения азота без глубокой очистки сточных вод от органических загрязнений.

Рассмотрим методы, которые в настоящее время находят широкое применение для удаления азотистых соединений из сточных вод и обеспечивают очистку от соединений азота на 95-99%.

2.1.1. ХЛОРИРОВАНИЕ АКТИВНЫМ ХЛОРОМ Метод хлорирования активным хлором основан на химической реакции, которая происходит при добавлении хлора к воде.

В этом случае образуются хлорноватистая и соляная кислоты.

Аммиак реагирует с хлорноватистой кислотой, образуя хлорамины. Прибавление активного хлора превращает хлорамины в закись азота – нерастворимый газ, который улетучивается в атмосферу.

Одним из методов физико-химического удаления азота из сточных вод является хлорирование до точки перегиба. Весовые отношения хлора к азоту аммиака, требуемые для хлорирования сточных вод до точки перегиба, колеблются от 8:1 до 10:1; меньшее значение применимо для сточных вод, прошедших обширную предварительную обработку. Анализы показали, что хлорирование до точки перегиба при рН в диапазоне 6,5-7,5 может дать 95%-ное удаление аммиака, а при первоначальных концентрациях азота аммиака 8-15 мг/л содержание остаточных треххлористых азотистых соединений никогда не превышает 0,5 мг/л. Недостаток чрезмерного хлорирования состоит в том, что почти весь вводимый хлор восстанавливается в ионы хлорида, что приводит к повышению концентрации растворенных солей в очищенной сточной воде. Однако данная проблема может решаться пропуском обработанной хлором сточной воды через колонны, наполненные активированным углем.

Применение полупроницаемых мембран, в частности целлюлозно-ацетатных, позволяет достигать эффекта очистки от азотсодержащих соединений до 98,5%. Но процесс, основанный на свободном пропуске молекул растворителя при фильтровании сквозь мембрану и задержке молекул или ионов растворенных веществ, требует тщательной предварительной очистки и умягчения воды [31].

Кроме того, выявлено, что ион аммония эффективно задерживается ацетат-целлюлозными мембранами в кислой среде [31].

Для разложения ионов четвертичного аммония предложено подвергать водный раствор электролитическому восстановлению при рН = 2-13 [31].

2.1.3. МЕТОД ОКИСЛЕНИЯ СОЛЕЙ АММОНИЯ ОЗОНОМ Применение озонирования целесообразно лишь в случаях перехода аммонийного азота в нитратную форму [31]. Аммиак полностью окисляется в нитрат, в результате устраняется расход кислорода на окисление азота в отходах. В сточных водах протекает реакция первого порядка относительно концентрации аммиака, и скорость протекания реакции повышается с увеличением величины рН выше диапазона 7-9 и с ростом парциального давления озона. Причем эффективного удаления аммиака можно достичь только при поддержании щелочной cреды.

Аммиак мож но отдуть из раствора воздухом при рН=11. После обработки известью (для осаждения фосфора) сточная вода насосами перекачивается в верхнюю часть охладительной башни и распределяется по загрузке колонны (рис. 2.1). Нагнетаемый Рис. 2.1. Технологическая схема изъятия аммиака из сточных вод методом отдувки: 1 - сточная вода; 2 - известь; 3 - тенк для смешения и флокуляции; 4 - первичный отстойник; 5 - осадок из первичных остойников;

6 - рекарбонизаторы; 7 - осадок; 8 - башни для воздушной отдувки;

9 - аммиак; 10 - усреднитель; 11 - фильтры; 12 - промывная вода;

13 - окислительный тенк; 14 - газообразный азот; 15 - хлор; 16 – угольные адсорберы; 17 - регенерация угля; 18 - выпуск воздух пропускают через загрузку для извлечения аммиака из капель воды. Простота этого процесса делает его наиболее дешевым методом денитрификации в тех случаях, когда для удаления фосфора проводится предварительная обработка сточной воды известью. Таким образом, с помощью воздушной отдувки можно добиться 95%-го удаления аммиачного азота, расходуя 3000 л воздуха на 1 л сточной воды. Однако практика работы с охладительными башнями вскрыла следующие проблемы: на загрузке башен образуются отложения карбоната кальция, которые необходимо часто удалять промывкой кислотами или с помощью механической очистки; зимой в башне образуется лед; аммиак характеризуется повышенной растворимостью при низких температурах, что снижает эффективность его удаления и может привести к необходимости подогрева башен в зимнее время; нитратный азот, образующийся в процессе биологической очистки, не поддается воздушной отдувке.

Для интенсивного разбрызгивания жидкости построенная на очистной станции у озера Тахо градирня была заполнена деревянной насадкой (дощатые планки, расположенные через 3,7 см по вертикали и через 5 см по горизонтали), вода подавалась сверху, а воздух вентиляторами нагнетался через боковые жалюзи.

Вследствие высокой щелочности воды, обусловленной введением больших доз извести, в процессе эксплуатации происходило интенсивное образование карбоната кальция на внутренней поверхности градирни и особенно на насадке. В результате пришлось отказаться от последней. В настоящее время распыление воды осуществляется путем фонтанирования, что, несомненно, несколько понизило эффективность процесса (до 90%), несмотря на увеличение расхода воздуха до 6 тыс.м3 на 1 м3 обрабатываемой жидкости.

В отличие от процесса отдувки аммиака, эффективность процесса ионного обмена не зависит от температуры сточных вод, поступающих на очистку. К тому же эффективность удаления аммиака при ионном обмене значительно выше, и этот процесс будет заслуживать внимания в тех случаях, когда требуется обеспечить постоянно очень низкую концентрацию азота в воде после очистки.

Ионы аммония и нитратов присутствуют в сточных водах в низких концентрациях, и их трудно экстрагировать посредством ионного обмена. Для того, чтобы процесс денитрификации, проводимый путем ионного обмена, был экономичным, необходимы материалы, обладающие высокой избирательной способностью по отношению к неорганическому азоту. Чрезвычайно высокой избирательной способностью по отношению к иону аммония обладает клиноптилолит – естественный неорганический цеолитовый материал. Предварительная обработка, предшествующая катионному обмену, включает осветление методом химической коагуляции и фильтрование; необходимо доведение значения рН до 6,5, чтобы превратить аммиак в ион аммония, так как свободный аммиак не адсорбируется и не вступает в ионообменные реакции с клиноптилолитом. Одно из основных условий применимости ионообменной очистки сточных вод на неподвижном слое сорбента – содержание взвешенных веществ, равное 10 мг/л, и сульфид-ионов – 8-10 мг/л. Отработанный обменный материал регенерируется с помощью известкового раствора, который затем подвергается отдувке воздухом с выделением аммиака в атмосферу. Регенерацию сорбента возможно также проводить 10%-ным раствором серной кислоты, в результате чего получается ценный продукт – сульфат аммония [32].

Проведенные исследования показали, что цеолиты целесообразно использовать для доочистки сточных вод при концентрации аммиака в них не выше 100-150 мг/л.

В Японии разработан комбинированный трехстадийный метод очистки сточных вод с использованием цеолитов. На первой стадии процесса в сточную воду добавляют цеолит с целью удаления ионов тяжелых металлов, известь (150 мг/л по CaO) и избыточный активный ил для удаления соединений фосфора и взвешенных веществ. После отстаивания (вторая стадия) осветленная сточная жидкость направляется на биологическую очистку, а образовавшийся осадок обезвоживается, сжигается и удаляется. На третьей стадии процесса в биологически очищенную сточную воду вновь добавляют клиноптилолит в дозах, обеспечивающих значительное снижение концентрации аммонийного азота. Для получения более высокого качества воды по всем показателям рекомендуется после третьей стадии процесса сточную воду направлять на адсорбционную ступень очистки и обеззараживание. Регенерация цеолита осуществляется термическим путем.

Проведенные в АзНИИ водных проблем исследования по изучению высокоадсорбционного природного цеолитаклиноптилолита – как фильтрующего материала для очистки природных и сточных вод, содержащих аммонийный азот, показали довольно высокую степень его извлечения. Высокий эффект (94-97%) извлечения аммонийных азотов из водных растворов достигается в загрузке из дробленого (dэкв = 0,5 мм) клиноптилолита.

Научно-исследовательским и конструкторско-технологическим институтом городского хозяйства Украины проводились исследования по изучению свойств клиноптилолитовых пород при очистке городских сточных вод на комплексе гидролизноадсорбционной очистки, состоящем из следующих ступеней: известкования до рН 11,5 и отстаивания, нейтрализации углекислотой, фильтрования на кварцевом фильтре, ионного обмена на цеолитовом фильтре, адсорбции на угольном фильтре, обеззараживания хлором. Процесс удаления биогенных веществ из биологически очищенных сточных вод изучался на полупроизводственной установке, включающей: сооружения для удаления фосфатов методом контактной коагуляции, сооружения для удаления аммонийного азота, реагентное хозяйство, резервуары регенерационного раствора. Конструктивно все фильтры представляли собой металлические колонны высотой 3,5 м, сечением 0,30,3 м.

Производительность каждого фильтра – 0,5 м3/ч, скорость фильтрации – 6 м/ч. Исследования позволили сделать вывод о том, что при оптимальной скорости фильтрования 6 м/ч необходимое время контакта “жидкость – цеолит“ составляет 50 мин. Это соответствует высоте загрузки цеолитового фильтра – 5 м. В связи с этим был принят двухступенчатый последовательный режим работы ионообменных фильтров. Фильтрация жидкости на первой ступени осуществлялась снизу вверх, на второй – сверху вниз.

После насыщения обменной емкости загрузки фильтры выводятся на регенерацию. Эффект очистки по аммонийному азоту на цеолитовом фильтре составил 95%.

Для регенерации отработанного клиноптилолита используется суспензия извести, дающая гидроксильные ионы, которые сдвигают равновесие между аммиаком и ионами аммония в сторону образования щелочного аммиачного раствора, аналогичного тому раствору, который имеется в процессе отгонки аммиака.

Отработанный раствор пропускают через отгонную колонну для отгонки аммиака, после чего регенерирующий раствор можно повторно использовать. Так как в процессе осуществляется рециркуляция регенерирующего раствора, проблема удаления жидких отходов отсутствует [5].

Для очистки сточных вод от соединений азота могут также применяться синтетические цеолиты: NaA, NaX, NaY, NaM, NaP (цеолит типа филлипсита). Для доочистки сточных вод использовалась фракция 0,25-0,5 мм. Такие частицы имеют достаточно высокую механическую прочность, устойчивы в водных растворах солей и выдерживают изменение рН в интервале 4-9.

Санкт-Петербургским технологическим институтом предлагается в качестве сорбента использовать ионообменное волокно, полученное на основе полиакрилонитрила. Проведенные исследования показали, что данные волокна могут быть использованы в качестве эффективного сорбента для извлечения аммонийного азота из жидких сред [3].

В качестве сорбента для удаления аммонийного азота из сточных вод может быть применен также коксовый шлак [37] и гидротермически кристаллизованные угольные золы различных типов.

2.1.6. ЭЛЕКТРОХИМИЧЕСКИЙ МЕТОД Метод основан на электролизе морской воды, в результате которого выделяющаяся гидроокись магния вступает в реакцию с содержащимися в сточных водах ионами фосфора и аммиаком с образованием нерастворимой комплексной соли. Одновременно из-за выделения на аноде Cl2 происходит обеззараживание сточных вод и частичное окисление органических загрязнений. В качестве электродов для данного метода используются пластинчатый графит (анод) и нержавеющая сталь (катод). Установлено, что наиболее эффективная и стабильная очистка с удалением 80аммонийного азота и до 90% ортофосфатов достигается при добавлении в обрабатываемую сточную воду 20% морской воды.

При напряжении 7 В расход электроэнергии составляет 200 А/ч на 1 м3 обрабатываемой воды. Образующийся осадок содержит 1,1-2 г общего азота и 0,67-0,97 г общего фосфора на 100 г сухого вещества, что определяет целесообразность использования его в качестве удобрения.

Применение метода электрокоагуляционной флотации с использованием растворимых анодов с предварительным хлорированием для доочистки сточных вод ограничено периодичностью замены сработанных электродов и дефицитностью листового алюминия. При работе установки с параметрами процесса: расход тока 30 А/ч, расход электроэнергии 0,3 кВтч/м3, расстояние между электродами 20 мм, продолжительность обработки стока в аппарате 30 мин – расход алюминия составлял 8 г/м3. При этом снижение загрязнений наблюдалось по взвешенным веществам с 48 до 9 мг/л, по ХПК – с 50 до 12,8 мг/л, по аммонию с 2,6 до 0, мг/л, по фосфатам с 2,8 до следовых значений.

2.2. УДАЛЕНИЕ СОЕДИНЕНИЙ ФОСФОРА 2.2.1. ХИМИЧЕСКИЕ И ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ МЕТОДЫ В настоящее время существует много различных методов удаления фосфатов из сточной жидкости. Фосфаты могут быть удалены химическим способом (химические, физико-химические методы), биологическим способом (биологический метод) за счёт модификации биологического процесса включения фосфора в клеточное вещество или биолого-химическим способом.

Существует большое разнообразие методов удаления фосфора химическим и физико-химическим способом. Применение химического способа стараются избегать из-за высокой стоимости реагентов и вторичных загрязнений, образующихся после применения коагулянта. Физико-химические методы связаны с высокими затратами, необходимыми для их реализации. Применение сорбционных материалов требует тщательной предварительной подготовки очищаемой сточной жидкости, так как наличие в сточной воде взвешенных веществ и других загрязняющих веществ уменьшает сорбционную ёмкость материалов, что, в свою очередь, усложняет процесс очистки. Тем не менее физикохимические методы очистки сточных вод от фосфатов находят свое применение, чаще всего на стадии доочистки сточных вод.

В настоящее время применяется и продолжает изучаться химический метод удаления фосфора из сточных вод. Широкое распространение на практике этот метод получил на станциях малой и средней производительности.

При химической очистке сточных вод ионы реагента взаимодействуют с растворимыми солями ортофосфорной кислоты, вследствие чего происходит образование мелкодисперсного коллоидного осадка фосфата. В то же время химический реагент вступает в реакцию со щелочами, содержащимися в воде, образуя осадок из крупных хлопьев. Этот осадок вызывает коагуляцию мелкодисперсного коллоидного осадка фосфата и взвешенных веществ, а также адсорбирует некоторую часть органических соединений, содержащих фосфор, далее этот осадок выводится из системы [10, 11, 20]. В качестве реагентов используют соли двухи трёхвалентных металлов. В практике очистки сточных вод нашло широкое распространение применение таких коагулянтов, как соли алюминия и железа, известь. При добавлении к сточным водам сернокислого алюминия в присутствии щелочей идёт следующая реакция:

Al2(SO4)3 + 6HCO3- 2Al(OH)3 + 3SO42- + 6CO2.

Далее, в присутствии фосфатов, имеет место следующая реакция:

Al2(SO4)314H2O + 2PO43- 2AlPO4 + 3SO42- + 14H2O.

Эти две реакции конкурируют за ионы алюминия, которые даёт добавление реагента – сернокислого алюминия. Хлопья осадка гидроокиси алюминия адсорбируют фосфат алюминия и коллоидные частицы твёрдых примесей, способствуя тем самым удалению фосфора путём осветления сточной воды.

Другим источником ионов алюминия является алюминат натрия NaAlO2. Это вещество обычно является плохим коагулянтом в мягкой воде, но гораздо лучшим коагулянтом в жёстких водах [10].

В качестве коагулянта возможно использование водопроводного осадка, образующегося при коагулировании сернокислым алюминием высокоцветных, маломутных вод в качестве реагента для удаления соединений фосфора из сточных вод [13].

При использовании в качестве коагулянта солей трёхвалентного железа протекает следующая реакция:

При применении железного купороса двухвалентное железо окисляется до трёхвалентного:

Частицы осадка FePO4 имеют коллоидные размеры, и поэтому необходимо добавлять избыток ионов железа, достаточный для образования гидроокиси железа. Осадок гидроокиси железа захватывает частицы FePO4 и другие твёрдые частицы, содержащиеся в сточных водах, и, кроме того, действует как адсорбент для других фосфорсодержащих соединений. Хлопьевидный осадок гидроокиси железа осаждается с трудом, и часто для того, чтобы получить прозрачную осветлённую надиловую воду, необходимо использовать органический полимер [10].

В качестве реагента для дефосфотации могут применяться также рудничные воды, которые содержат соли 2-валентного железа. Этот метод обеспечивает стабильное качество очистки от фосфора и может быть реализован на действующих очистных сооружениях без их остановки, так как он достаточно прост в эксплуатации.

При использовании в качестве коагулянта извести протекают следующие реакции:

Известь взаимодействует с ионами бикарбоната, содержащимися в сточных водах, с образованием карбоната кальция и, кроме того, реагирует с фосфатами. В то время как ортофосфат осаждается ионами кальция, образуя оксиапатит, полифосфаты удаляются путём адсорбции на образовавшихся ранее частицах оксиапатита. С увеличением рН растворимость оксиапатита быстро уменьшается, а эффективность удаления фосфора улучшается.

Практически весь ортофосфат осаждается при величине рН выше 9,5. При рН менее 9,5 фосфор адсорбируется на карбонате кальция [10]. Английские учёные утверждают, что при изменении pH от 5 до 7 растворимость фосфатов в сточной воде уменьшается в 1000 раз. Однако при применении извести, приводящей к значительному росту показателя рН, биологический процесс ингибируется, следовательно, постоянная подача извести на ступени очистки, предшествующие биологической, неприемлема, а обработка уже биологически очищенных сточных вод усложняется тем, что такая технология должна заканчиваться рекарбонизацией.

Разработан целый ряд физико-химических методов удаления фосфора из сточных вод. К таким методам относятся:

• адсорбционный метод, в котором фосфор поглощается поверхностью сорбента; сорбент может быть приготовлен из гранулированной окиси алюминия, активированной окисью алюминия и сульфата алюминия, которая гидратирована диоксидом титана, а также из активированных оксидов 3-й и 4-й групп металлов периодической системы элементов, нанесённых на волокнистый материал. Обнаружена высокая адсорбционная способность доломита по отношению к примесям соединений фосфора (изъятие фосфора более 95%) [11], исследовано применение легкой вспучивающейся глины для удаления фосфора из сточных вод [17].

Эффективность удаления фосфора в этом процессе может быть очень высокой и в отдельных случаях доходит до 100%;

• метод удаления фосфатов в магнитном поле. При этом способе фосфаты связывают реагентом в нерастворимые соединения, после чего вводят магнитный материал и воздействуют магнитным полем, в результате чего выделяется фосфатсодержащий осадок [12]. Немецкими учеными предлагается использовать в качестве осаждающего агента известь, соли железа или алюминия, а в качестве магнитного материала добавлять порошок тонко измельчённого Fe2O3 [12]. Имеется информация о применении железных и медных стружек вместо реагента; в этом случае осадок отделяется в магнитном поле. Способ позволяет увеличить степень очистки воды от растворённых фосфатов до 100% и сократить количество основных стадий процесса очистки;

• метод электрокоагуляционно-флотационной очистки.

Возможно использование как алюминиевых, так и железных (стальных) электродов. Этот метод также обеспечивает полное удаление фосфора из сточной воды;

• метод кристаллизации. Основан на выращивании кристаллов фосфатов в сточных водах на центрах кристаллизации, которые затем выводятся из системы. Кристаллизация осуществляется на фильтрах или во взвешенном слое. В качестве затравочного материала предлагается использовать минералы, содержащие фосфат кальция, костяной уголь, шлак доменных печей и др.

Фосфор связывается с ионами кальция и осаждается в виде трудно растворимого оксиапатита [10]. Немецкие учёные предлагают использовать карбонат кальция (кальцит) для образования центров кристаллизации [10]. Интересен метод Phosnix, сущность которого заключается в одновременном удалении азота и фосфора при химическом взаимодействии ионов магния с фосфатами в аммиачной среде с образованием нерастворимой кристаллической двойной соли фосфата магния – аммония MgNH4PO4H2O:

Образовавшийся в процессе кристаллизации осадок имеет малую влажность. Эффективность изъятия фосфатов составляет 80 – 90%.

Однако все вышеперечисленные физико-химические методы не находят широкого практического применения в связи с высокими затратами, необходимыми на осуществление процессов, и сложностью эксплуатации.

2.2.2. БИОЛОГО-ХИМИЧЕСКИЕ МЕТОДЫ В настоящее время на практике применяются различные схемы, сочетающие в себе биологический процесс и химическое осаждение. Такое совмещение процессов позволяет добиться более высокого качества очищенной воды, чем при применении одного из них. Схемы биолого-химической очистки воды различаются местом введения реагента и составом самого реагента. По мере того как совершенствуется процесс биолого-химической очистки, совершенствуются и реагенты, применяемые для осуществления этого процесса. Наиболее перспективными являются разработки новых реагентов, состоящих из отходов производств.

Так, изучается применение осадков водопроводных станций в качестве реагента, экстрактов золы бурого угля, отходов производства железа, разрабатываются новые реагенты [13]. Большое внимание уделяется процессу дозирования реагента [31].

При проведении процесса биолого-химической очистки место введения реагента может быть различным. Так, в настоящее время на практике применяются следующие схемы биологохимического удаления фосфатов:

• предварительное удаление фосфора на ступени механической очистки. Эта схема применима для очистки высококонцентрированных сточных вод. Однако она имеет ряд недостатков, в частности, повышается доза реагента, вследствие чего увеличивается количество образующегося осадка, что приводит к удорожанию метода;

• обработка реагентом биологически очищенной сточной жидкости. При применении такой схемы необходимы дополнительные отстойники, что также приводит к удорожанию метода.

Для полного удаления фосфора данным методом английские учёные предлагают биологически очищенную сточную воду обрабатывать известью (200 мг/л), флокулянтом (2-3 мг/л) и магнетитом (Fe3О4 1 мг/л) [22];

• дозирование реагента непосредственно в аэротенк (симультанное осаждение) – наиболее рациональный способ применения реагента при биологической очистке. Опыт показал, что при применении такой схемы улучшаются седиментационные свойства активного ила.

Однако, когда реагент вводят в систему, где идёт биохимический процесс, следует принять меры к тому, чтобы скорость образования твёрдых веществ в результате действия химических реагентов не превышала скорость образования активного ила в биохимическом процессе.

Для эффективного удаления фосфатов немецкие учёные предлагают дозировать реагент в возвратный активный ил, во вторичный и первичный отстойники для обеспечения достаточно длительной анаэробной фазы [23].

Отечественными учёными проводились исследования по введению реагента в традиционный комплекс сооружений станции аэрации: в аэротенк, перед вторичным отстойником и перед фильтром. Исследовалось применение различных реагентов, их влияние на активный ил, на ход биологического процесса и остаточные концентрации загрязняющих веществ [3].

Японскими учёными предложен способ получения ионов железа, осаждающих фосфор в виде фосфата железа (III) непосредственно в процессе биологической очистки путём циркуляции очищаемой воды через находящийся под напряжением электрод, причём анод выполнен из низкоуглеродистой стали, а катод – из нержавеющей. Фосфат железа (III) смешивается с активным илом и выводится из системы.

Английскими учёными исследовано влияние на удаление фосфора из сточных вод в биологическом реакторе периодического действия таких добавок как ацетат, белок и глюкоза [26].

Производственные испытания показали, что квасцы и соли трехвалентного железа могут использоваться для химической коагуляции в сочетании с аэрацией с активным илом. По этой технологии коагулянт добавляют к аэрируемой смешанной жидкости или к жидкости, выходящей из аэротенка перед вторичным отстойником. Хотя в таком химико-биологическом иле находится меньшее количество простейших, это не оказывает отрицательного влияния на эффективность снижения БПК. Там, где этого требуют нормативы на качество очищенных сточных вод, их отфильтровывают перед выпуском для удаления мелких хлопьев.

Первые исследования этого процесса были проведены Гудманом, Бартом, Этингером, Эберхардом и Несбитом. Они добавляли реагенты напосредственно в аэротенк и наилучшие результаты получили с алюминатом натрия при дозе последнего 1,8 мг на 1 мг фосфора. В этом случае остаточное содержание фосфора в очищенных водах было порядка 0,5-1 мг/л. Увеличение дозы реагента приводило к повышению мутности очищенных сточных вод [31].

Аналогичные результаты были получены Григоропулосом при применении в качестве реагентов сернокислого алюминия и алюмината натрия. Реагенты вводились из расчета поддержания соотношений Ai:Р – 1,9 и 1,3, что обеспечивало удаление фосфора из сточной жидкости на 85-90%.

Ряд исследователей, в частности Девис и Лейв, рекомендуют процесс очистки в аэротенках проводить с “молодым” активным илом, так как в этом случае достигается более полное удаление фосфора и лучшее осаждение взвешенных веществ во вторичном отстойнике. При работе со “старым” илом для лучшего осаждения во вторичные отстойники добавляют полиэлектролиты или вводят сооружения по дополнительному осветлению воды – осветлители со взвешенным слоем или песчаные фильтры.

Разработан также аналогичный метод с использованием в качестве коагулянта сернокислого железа, являющегося отходом производства титановых белил. Раствор сернокислого железа концентрацией 20-30% вводится в поток сточных вод между первичными отстойниками и аэротенками в количестве не более 150 г на 1 м3. В результате аэрации и воздействия активного ила двухвалентное железо в аэротенке окисляется до трехвалентного, последнее вступает в химическое взаимодействие с соединениями фосфора, продукты которого выводятся из системы вместе с активным илом.

Биолого-химическая очистка изучалась в Таллинском политехническом институте применительно к установкам небольшой производительности, т.е. для условий работы аэротенковотстойников в режиме полного окисления загрязнений. В качестве реагента применялся товарный железный купорос. Установлено, что при введении реагента 1 раз в сутки для удаления 1 мг ортофосфата расходуется 12,3-12,6 мг, а при введении его 2 раза в сутки – 3,65 мг товарного купороса. Эффект удаления фосфатов составлял 75%, в то время как без реагентов удаление фосфатов в аэротенке продленной аэрации не превышало 10% при исходной концентрации фосфатов порядка 9,4 мг/л [34].

Биолого-химическая очистка изучалась в НИИ КВОВ АКХ им. К.Д. Памфилова в двух модификациях – с вводом реагента перед аэротенком и вторичным отстойником. В качестве коагулянта в первом случае использовался железный купорос, во втором – сернокислая соль трехвалентного железа. Аэротенк производительностью 50 м3/сут работал с периодом аэрации 1,2-1,7 ч при дозе активного ила 4,5-7,5 г/л и изменении нагрузки на ил от 450 до 1000 мг БПК на 1 г беззольного вещества ила. Продолжительность отстаивания составляла 1,5-2 ч при времени пребывания активного ила в иловой части от 0,5 до 1 часа. Установлено, что эффективность удаления соединений фосфора до определенных пределов зависит от дозы коагулянтов. При этом максимально допустимая доза реагента обусловливается местом его введения и нагрузкой по БПК на ил. При одной и той же нагрузке максимально допустимая доза коагулянта при введении его перед аэротенком составляла 30 мг/л, а перед вторичным отстойником – 10 мг/л. Дальнейшее увеличение дозы коагулянта вызывало нарушение в первом случае биохимического процесса очистки сточных вод, а во втором – процесса разделения иловой смеси.

Эффективность удаления фосфора увеличивается с повышением нагрузки на активный ил. Так, при дозе коагулянта 30 мг/л повышение нагрузки с 450 до 750 мг БПК на 1 г беззольного вещества ила увеличило изъятие общего фосфора с 85,7 до 90,4%.

При введении коагулянта перед вторичными отстойниками следует предусматривать устройство флокуляторов, встроенных или отдельно стоящих, в противном случае эффективность реагентной обработки может быть нарушена из-за увеличения выноса мелких хлопьев образующегося осадка. Избежать такого выноса позволяет добавление полиэлектролитов в количестве 1-2 мг/л.

Введение на завершающем этапе биолого-химической очистки фильтров с гравийно-песчаной загрузкой с восходящим потоком воды позволяет увеличить удаление общего фосфора до 40% в зависимости от выноса со вторичного отстойника взвешенных веществ. Параметры работы фильтров такие же, как и при фильтровании биологически очищенных сточных вод без обработки коагулянтами.

Следует заметить, что при обработке сточных вод солями алюминия и железа образуется большой объем плохо уплотняемого осадка. Для повышения степени уплотнения рекомендуется вводить 1 мг полиакриламида на 1 л.

3. ТЕОРЕТИЧЕСКОЕ ОБОСНОВАНИЕ ПРОЦЕССОВ

ГЛУБОКОЙ БИОЛОГИЧЕСКОЙ ОЧИСТКИ СТОЧНЫХ

ВОД С УДАЛЕНИЕМ БИОГЕННЫХ ЭЛЕМЕНТОВ

3.1. УДАЛЕНИЕ СОЕДИНЕНИЙ АЗОТА Химический элемент азот (N) является одним из основных элементов, без которого невозможна жизнь на Земле. Он входит в состав газов, жидкостей, твердых веществ, химических соединений органического и неорганического характера. Удаление соединений азота из сточных вод нужно рассматривать только в комплексе его влияния на всю экологическую систему в целом.

Поэтому, прежде чем углубляться в биологические процессы удаления соединений азота из сточных вод, остановимся на круговороте азота на нашей планете.

Круговорот азота один из самых сложных на Земле, поскольку включает как газовую, так и минеральную фазу, и одновременно один из самых идеальных круговоротов.

Круговорот важнейшего газа атмосферы носит весьма своеобразный и замедленный характер. Фиксация азота в живом веществе осуществляется ограниченным количеством живых существ.

Проследим круговорот азота. Основная масса азота находится в воздухе (78% объема воздуха составляют молекулы N2). Растения не могут непосредственно усваивать азот воздуха, лишь азот в составе ионов аммония (NH-4) или нитрата (NO3). Зато некоторые бактерии и цианобактерии способны превращать газообразный азот в аммоний в ходе азотфиксации.

В круговорот азота входят: азот биомассы, азот биологической фиксации бактериями и живыми организмами, ювенильный (вулканогенный) азот, атмосферный (фиксированный при грозах) и техногенный. Азот составляет около 80 % атмосферного воздуха. Некоторая его часть содержится в почве и в воде в виде органических соединений (ионы аммонийные, нитритные, нитратные), а часть – в форме органических соединений, входящих в состав растительных и животных белков, аминокислот. Существует большой круговорот азота, включающий сушу и атмосферу, частью которого является малый круговорот. Он заключается в том, что органические соединения азота после гибели организмов или при экскреции, образовании остатков пищи подвергаются (при участии бактерий) процессам аммонификации, нитрификации с последовательным образованием аммиака, нитратов и нитритов.

В водных экосистемах круговорот азота происходит аналогичным образом, причем в роли основных азотфиксаторов выступают сине-зеленые водоросли.

Некоторые процессы, например аккумулирование в глубоководных осадках океана, прерывают круговорот азота. Процесс тления может совсем не начаться и при недостатке кислорода, большом количестве воды (глинистые влажные почвы), когда имеет место омыление трупов. Эту же прерывность наблюдают в сухом грунте (мумификация трупов). В последние годы выявлено, что на процесс минерализации азотных соединений отрицательно влияет техногенное загрязнение окружающей среды тяжелыми цветными металлами. В известной степени прерывание круговорота азота компенсируется его выделением с вулканическими газами.

В круговороте азота чрезвычайно большую роль играют микроорганизмы: азотфиксаторы, нитрификаторы, денитрофикаторы. Все остальные организмы влияют на цикл азота только после ассимиляции его в составе своих клеток. Азот фиксируют также пурпурные и зеленые фотосинтезирующие бактерии, различные почвенные бактерии.

Бактериальным циклом обеспечивается почти 80% глобального круговорота азота; на многоклеточные организмы приходится остальное количество, хотя и этот цикл замыкается в основном через посредство аммонифицирующих редуцентов - бактерий и грибов.

Бактерии рода Nitrosomonas окисляют аммиак в нитриты, a Nitrobacter окисляют нитриты в нитраты, и таким образом круговорот азота может быть продолжен. Параллельно с описанными процессами происходит постоянное возвращение азота в атмосферу за счет деятельности бактерий-денитрификаторов, способных разлагать нитраты в азот (N2). Эти бактерии, как правило, имеют широкое распространение в плодородных почвах там, где много азота и углерода. Эти бактерии с 1 га поверхности почвы выделяют в атмосферу до 50-60 кг азота за год.

Молекулярный азот, поступающий в атмосферу, участвует в геологическом круговороте. На круговорот азота оказывает влияние широко распространенное раннее внесение местных органических удобрений (навоза).

Азот вновь возвращается в атмосферу с выделенными при гниении газами. Роль бактерий в цикле азота такова, что если будет уничтожено только 12 их видов, участвующих в круговороте азота, жизнь на Земле прекратится. Так считают американские ученые.

Поскольку большинство растений и животных не может использовать атмосферный азот (N2), то он конвертируется почвенными азотфиксирующими бактериями, корневой системой бобовых растений и цианобактериями в нитриты (NO2—), а затем в нитраты (NO3 —). Растения восстанавливают нитраты, т. е. усваивают азот и синтезируют белки. Круговорот азота далее заключается в том, что почвенные микроорганизмы разрушают животные отходы и остатки мертвых организмов, в результате чего освобождается аммоний, который конвертируется нитрифицирующими бактериями в растворимые соли нитратов, используемые в производстве белков в растениях. В результате поедания растений травоядными животными растительные белки в их организме превращаются в животные.

Круговорот азота в настоящее время подвергается сильному воздействию со стороны человека. С одной стороны, массовое производство азотных удобрений и их использование приводят к избыточному накоплению нитратов. Азот, поступающий на поля в виде удобрений, теряется из-за отчуждения урожая, выщелачивания и денитрификации. С другой стороны, при снижении скорости превращения аммиака в нитраты аммонийные удобрения накапливаются в почве. Возможно подавление деятельности микроорганизмов в результате загрязнения почвы отходами промышленности.

Круговорот азота все больше подвергается влиянию промышленного загрязнения воздуха. Окислы азота (NO и NO2) появляются лишь в качестве промежуточных стадий и присутствуют в большинстве местообитаний в очень малых концентрациях.

Сжигание ископаемого топлива сильно увеличило содержание летучих окислов в воздухе, особенно в городах; в такой концентрации они уже становятся опасными для биотических компонентов экосистем. Например, под действием ультрафиолетового Рис. 3.1. Схема круговорота азота в природе излучения солнца NO2 вступает в реакцию с продуктами неполного сгорания углеводородов, которые содержатся в большом количестве в выхлопных газах автомобилей, в результате возникает раздражающий глаза «фотохимический смог». Разработка новых типов двигателей внутреннего сгорания, очистка горючего и переход от тепловых электростанций к атомным позволят устранить эти серьезные нарушения в круговороте азота.

Структура глобального цикла массообмена азота весьма сложная и состоит из нескольких взаимосвязанных круговоротов.

Один из круговоротов обусловлен фотохимическими реакциями в тропосфере. Наряду с N2 в атмосферу систематически поступают другие газообразные соединения азота: NH2, N2O. Фотохимическая диссоциация паров воды с последующей диссипацией водорода способствует присутствию сильного окислителя ОН-. Радикал (ОН)' соединяется с NO и NO2, образуя азотистую и азотную кислоты, а в дальнейшем их соли – нитриты и нитраты. Их накопления не происходит благодаря фотохимическим реакциям. Наряду с оксидами азота в атмосфере присутствует восстановленное соединение азота – аммиак [7]. Схема биологического круговорота азота показана на рис. 3.1.

3.1.2. БИОЛОГИЧЕСКИЕ ПРОЦЕССЫ ТРАНСФОРМАЦИИ

В БИОМАССЕ ОЧИСТНЫХ СООРУЖЕНИЙ

Биологические процессы трансформации, протекающие с вовлечением неорганического азота в процессы метаболизма, включают, как указывалось выше, процессы азотфиксации, аммонификации, нитрификации, денитрификации, которые при очистке сточных вод осуществляются в смеси с активным илом.

Активный ил очистных сооружений является живым консорциумом, который имеет сложную структуру, состоящую в основном из микроорганизмов, связанных трофическими и метаболическими процессами, в результате которых происходит очистка сточных вод.

Смена управляемых смешанных культур микроорганизмов, способных развиваться в условиях длительных непрерывных процессов, является одним из перспективных путей более полного использования биологической активности микроорганизмов.

Изучение кинетики роста и отмирания смешанных микробных популяций в активном иле является актуальной задачей, решение которой может обеспечить глубокую и оптимальную очистку сточных вод, утилизацию или сокращение избыточного содержания активного ила в технологической цепи.

Бактерии активного ила относят к разным физиологическим группам. Каждая группа объединяет организмы с одинаковыми пищевыми потребностями. В активном иле присутствуют аммонифицирующие, целлюлозоразлагающие, нитрифицирующие, жирорасщепляющие, денитрифицирующие бактерии, актиномицеты, грибы и многочисленные простейшие, представленные в основном инфузориями и саркодовыми [3, 34].

Биологический процесс очистки сточных вод осуществляется различными группами микроорганизмов. Микроорганизмы нуждаются в постоянном потоке энергии, необходимой для создания живой клетки, для поддержания жизненной деятельности и роста самих микроорганизмов. Источниками энергии служат питательные вещества, поступающие из внешней среды, т.е. непосредственно из сточных вод. Процесс обмена веществ между микроорганизмами и внешней средой называется метаболизмом. В процессе метаболизма, в результате последовательных ферментативных реакций, в клетках микроорганизмов питательные вещества претерпевают ряд определенных изменений. Метаболизм (или процесс обмена веществ) можно подразделить на три основные группы:

• катаболизм, в котором питательные вещества расщепляются на небольшие фрагменты (распад);

• амфиболизм, в результате промежуточных реакций которого питательные вещества превращаются в ряд органических кислот и фосфорных эфиров;

• анаболизм – биосинтез мономеров и полимеров (макромолекул).

В результате катаболизма и амфиболизма образуются многообразные низкомолекулярные соединения (субстрат), из которых синтезируются основные «строительные блоки» – клетки, или, иначе, мономеры. Из них (аминокислот, пуриновых и пиримидиновых оснований, фосфорилированных сахаров, органических кислот и т.д.) строятся полимерные макромолекулы (нуклеиновые кислоты, белки, полисахарид и др.).

В процессе метаболизма микроорганизмы запасают энергию в нужном для осуществления процесса анаболизма виде биоэнергии – АТФ (аденозинтрифосфат-С10Н16N5O13P3).

Синтез ATФ осуществляется при протекании трёх основных процессов:

• фотосинтетического фосфорилирования;

• окислительного фосфорилирования (фосфорилирование в дыхательные цепи);

• фосфорилирование на уровне субстрата.

Химические преобразования осуществляются в клетке при помощи ферментов. За каждое превращение одного субстрата (метаболита) в другой отвечает особый фермент. Ферменты представляют собой белки, обладающие каталитической функцией. В связывании и последующем переносе отдельных фрагментов субстрата, например водорода, аминогрупп, наряду с ферментными белками участвуют низкомолекулярные соединения – так называемые коферменты и простетические группы (например, NAD(P), цитохромы и т.д.).

Таким образом, чтобы существовать и развиваться, микроорганизмы нуждаются в энергии, источнике углерода (С) и неорганических элементах, таких как азот (N), фосфор (P), сера (S), калий (K), кальций (Са) и магний (Mg). Кроме того, в процессе жизнедеятельности им необходимы в незначительном количестве такие элементы, как Zn, Mn, Mo, Se, Co, Ni, V и W и другие органические нутриенты, которые подразделятся на три основные группы: аминокислоты; пурин и пиримидин; витамины. Организмы, которые используют углероды (С) в органической форме, называются гетеротрофными, организмы, которые используют углероды (С) из углекислоты (СО2), называются автотрофными, организмы, которые используют энергию света для синтеза клеток, называются фототрофными, а организмы, использующие энергию химических реакций, называются хемотрофными (табл. 3.1) [56].

В результате фосфорилирования, сопряженного с переносом электронов при дыхании аэробных организмов, образуется намного больше АТФ, чем при фосфорилировании на уровне субстрата при брожении. Поэтому неудивительно, что в процессе биохимической эволюции возник и в дальнейшем сохранился такой тип метаболизма, при котором водород (Н) от органического субстрата переносится при помощи «связанного кислорода».

При этом «носителями» кислорода могут быть нитраты (NO3-), сульфаты (SO43-), карбонаты (CO32-) и др. Они восстанавливаются водородом субстрата. Способность переносить электроны на эти соединения даёт бактериям возможность окислять субстраты без участия молекулярного кислорода.

Классификация микроорганизмов и источники энергии Хемоавтотрофные Неорганические окислительно- СО Хемогетеротрофные Органические окислительно- Углерод в оргавосстановительные реакции нической форме Фотогетеротрофные Таким образом, если под условием окислять субстраты с помощью кислорода понимать аэробное дыхание (бактерии используют кислород как внешний акцептор электронов), то под другими условиями, при которых окисляются субстраты с помощью «связанного кислорода», следует понимать анаэробное дыхание (бактерии используют другие внешние акцепторы электронов, исключая кислород). Поэтому можно говорить о нитратном, сульфатном, карбонатном дыханиях. Для биологической очистки сточных вод специально используется термин «аноксидные условия», под которыми понимается режим дыхания микроорганизмов не за счёт растворённого кислорода (О2), а за счет присутствия нитритов (NO2-) и нитратов (NO3-). Под термином «анаэробные условия» понимается режим дыхания без использования растворенного кислорода (О2), нитрата (NO3-) и нитрита (NO2-). Таким образом, в аноксидных условиях могут происходить процессы «нитратного дыхания» и «нитритного дыхания», а в анаэробных условиях таких процессов не отмечается.

Чисто условно органические соединения в сточной воде могут быть описаны химической формулой вида C18H19O9N [34, 52, 56].

Точно так же упрощённая эмпирическая формула активного ила может быть описана в виде С5Н7NО2 [52] или при включении в структуру клеток фосфора её можно описать в виде Азотные соединения в сточной воде могут подразделяться на следующие компоненты:

где CTN – общий азот;

SNOX – азот в нитратной (NO3-) и нитритной форме (NO2-);

SNH4 – аммонийный азот (NH4+ + NH3);

SI,N – растворённый неактивный (инертный) органический азот;

XS,N – взвешенный легкоразлагаемый органический азот;

XI,N – взвешенный инертный (органический) азот.

Таким же образом и фосфорные соединения в сточной воде можно подразделить на следующие компоненты:

где CTP – общий фосфор;

SPO4 – растворённый неорганический ортофосфат;

Sp-P – растворённый неорганический полифосфат;

Sorg.P – растворённый органический фосфор;

Xorg.P – взвешенный органический фосфор.

3.1.3. УДАЛЕНИЕ ОРГАНИЧЕСКИХ СОЕДИНЕНИЙ

(УДАЛЕНИЕ БПК В АЭРОБНЫХ УСЛОВИЯХ) В ТРАДИЦИОННОМ

БИОЛОГИЧЕСКОМ ПРОЦЕССЕ ОЧИСТКИ СТОЧНЫХ ВОД

Если процесс удаления БПК осуществляется гетеротрофными микроорганизмами, то его можно представить в виде двух следующих реакций окисления:

C18H19O9N + 19,5 О2 + Н+ = 18 CO2 + 9H2O + H4+ + NO3-. (3.2) Количество кислорода, необходимое для реакции (3.1), (3.2), будет составлять соответственно 1,42 и 1,59 кг О2 / 1 кг органических веществ.

Самыми важными факторами, оказывающими влияние на процессы удаления БПК, являются [52]:

• температура – Т°;

• кислород;

• токсичные вещества;

• азот (N) и фосфор (P).

Температурный эффект описывается по следующему экспоненциальному уравнению:

где мах (Т) – максимальная скорость роста биомассы при температуре Т°С;

мах (20°С) – максимальная скорость роста биомассы при температуре 20°С;

к – температурная константа;

T – температура, °С.

Влияние кислорода (О2) на аэробные процессы можно описать уравнением Моно:

где S2 – концентрация субстрата в реакторе, мг/л;

KS – константа насыщения для субстрата, мг/л;

SO2.2 – концентрация кислорода в реакторе;

KS,O2 – константа насыщения для кислорода.

Многие токсичные вещества, такие как фенол, цианид, оказывают отрицательные действия на аэробный процесс. Неконкурентное обратимое ингибирование влияет на кинетику роста микроорганизмов:

где мах, I – максимальная скорость роста с ингибированием;

мах – максимальная скорость роста без ингибирования;

KS,I – константа насыщения ингибирования;

KS – константа насыщения без ингибирования.

Количество азота и фосфора, необходимое для биологической очистки, зависит от концентрации БПК сточных вод при соотношении между БПК5 : N : P. Оптимальным соотношением считается БПК5 : N : P = 100: 5: 1; оно является наиболее благоприятным для осуществления биологической очистки. На рис. 3.2 показано влияние возраста активного ила при соотношении БПК5 : N : P.

Рис. 3.2. Влияние возраста активного ила Вышеуказанный процесс удаления органических веществ – это конечно сильно упрощённое описание процесса удаления БПК, в результате которого конечным продуктом являются аммонийный азот (без нитрификации) и нитрат (с нитрификацией).

Процесс распада белков (органический азот), который сопровождается образованием аммонийного азота (NH4+), называется аммонификацией или минерализацией азота. Например, с позиций биологической трансформации органических соединений азота гетеротрофными микроорганизмами (по реакции (3.1)) важную роль играют гетеротрофы – аммонификаторы.

Трансформация органических соединений азота происходит по следующей схеме:

Белок + n H2O = пептоны = полипептиды и олигопептиды Биологические методы очистки сточных вод основываются на естественных процессах жизнедеятельности гетеротрофных и автотрофных микроорганизмов. Микроорганизмы обладают целым рядом свойств, из которых выделяют три основные, широко используемые для целей очистки сточных вод:

• Способность потреблять в качестве источников питания самые разнообразные органические и некоторые неорганические соединения для получения энергии и обеспечения своего функционирования.

• Способность быстрого размножения и одновременного поддержания определенной численности бактерий в колониях.

• Способность образовывать колонии и скопления, которые сравнительно легко можно отделить от очищенной воды после завершения процессов удаления содержавшихся в ней загрязнений.

В живой микробиальной клетке непрерывно и одновременно протекают два процесса – распад молекул (катаболизм) и их синтез (анаболизм), составляющие в целом процесс обмена веществ – метаболизм. Источниками питания для гетеротрофных микроорганизмов являются углеводы, жиры, белки, спирты и т.д., которые могут расщепляться ими либо в аэробных, либо в анаэробных условиях. Некоторые промежуточные продукты служат питательным резервом, который клетка использует после истощения основного питания. Весь цикл взаимоотношений клетки с окружающей средой в процессе изъятия из нее и трансформации питательных веществ определяется и регулируется соответствующими ферментами. Ферменты локализуются в цитоплазме и в различных субструктурах, встроенных в мембрану клетки, выделяются на поверхность клетки или в окружающую среду.

Помимо удаления из сточных вод основных органических загрязнений не менее важным представляется удаление соединений азота и фосфора (биогенных элементов). Биологическая очистка от соединений азота в аэротенке включает в себя процессы аммонификации, нитрификации и денитрификации.

Многие микроорганизмы способны расщеплять макромолекулы белков и нуклеотидов, хотя большинство из них предпочитает в качестве источника питания углеводы. При дальнейшем разложении продуктов расщепления в среду выделяется аммиак. По этой причине процесс называется аммонификацией. Аммонификация может протекать в аэробных и анаэробных условиях при участии микроорганизмов, обладающих необходимыми ферментами.

Аммонийный азот, образующийся в результате аммонификации азотсодержащих соединений, в природных условиях может потребляться растительными организмами для построения клетки или окисляться до нитритов и нитратов бактериями в процессе нитрификации. В окислении аммония всегда участвуют две группы микроорганизмов: одни окисляют аммоний, образуя нитрит, а другие окисляют нитрит в нитрат.

Определенные группы микроорганизмов могут использовать нитрат в целях извлечения из него азота для синтеза азотсодержащих клеточных компонентов (такая ассимиляционная нитратредукция может протекать как в аэробных, так и в анаэробных условиях) и возможной диссимиляционной нитратредукции или «нитратного дыхания», при этом нитрат в анаэробных условиях служит конечным акцептором электронов. Последний процесс носит название истинной денитрификации.

Каждый этап катализирует соответствующая редуктаза. В обоих случаях нитраты сначала восстанавливаются до нитритов при помощи фермента нитратредуктазы. Нитриты могут затем восстанавливаться до аммония через ассимиляционный путь или они могут быть восстановлены до N2 и в N2O через диссимиляционный путь.

В составе бытовых сточных вод помимо аммонийного содержится довольно большое количество азота органического, представленного белками, пептидами, аминокислотами. В процессе биологической очистки по традиционной технологической схеме аммонийный азот окисляется, а значение органического азота остается неизменным или несколько уменьшается. Сточная вода, попадая далее в водоем, создает условия вторичного загрязнения за счет белковой составляющей общего азота, который по истечении времени разрушается под действием протеолитических ферментов до получения азота аммонийных солей, что создает условия вторичного загрязнения водоемов. Следовательно, чтобы предотвратить вторичное загрязнение, необходимо снижать количество органического азота в процессе биологической очистки на очистных сооружениях.

Остановимся на процессе нитрификации подробнее. 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 NITROSO-: 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 NITRO- как:

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

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

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

и синтеза клеточного вещества:

т.е. реакция окисления аммония солевого сопровождается потреблением веществ, обусловливающих щелочность воды – см. (3.5).

Общая реакция с учётом количеств аммиака, расходуемых на синтез и энергию:

Из последнего балансового уравнения (3.5а) можно подсчитать, что выход беззольного вещества ила на 1 мг/л окисления азота составляет (0,02113)/0,9814=0,16 мг/мг N. Это явление определяется тем, что прирост Nitrosomonas в несколько раз больше, чем Nitrobacter.

В практике проектирования очистных сооружений в США кинетика процесса нитрификации обосновывается положением, что общая скорость реакции определяется развитием Nitrosomonas [34, 56].

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

Известно, что концентрации нитрита (NO2-) и нитрата (NO3-) оказывают влияние на максимальную скорость роста Nitrosomonas и Nitrobacter и соответственно на эффективность процессов нитрификации. Эффект каждого компонента можно описать уравнением Моно:

где – скорость роста нитрификаторов, сут-1;

мах – максимальная скорость роста нитрификаторов, сут-1;

S – концентрация субстрата, мг/л;

KS – константа насыщения субстрата, мг/л.

Влияние температуры на процесс нитрификации определяется по формуле (3.3). В 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 (50С) процесс нитрификации не происходит.

Нитрификаторы очень чувствительны к содержанию растворённого кислорода, кинетика влияния которого может быть описана уравнением Моно (3.4). 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. На рис. 3.3 показано влияние концентрации растворённого кислорода на скорость нитрификации.

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 Рис. 3.3. Влияние концентрации растворённого кислорода Рис. 3.4. Зависимость эффективности процесса нитрификации от значения рН (при температуре 20оС) [52] На основе прироста Nitrosomonas отношение между скоростью нитрификации и значением рН изображено графиком рис. 3.4.



Pages:   || 2 | 3 |
Похожие работы:

«МИНИСТЕРСТВО ОБРАЗОВАШМ И НАУКИ РОСаШСКОЙ ФЕДЕРАЦИИ ФЕДЕРАЛЬНОЕ ГОСУДАРСТВЕННОЕ БЮДЖЕТНОЕ ОБРАЗОВАТЕЛЬНОЕ УЧРЕЖДЕНИЕ ВЫСШЕГО ПРОФЕССИОНАЛЬНОГО ОБРАЗОВАНИЯ ВОРОНЕЖСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ ПЕДАГОГИЧЕСТОЙ УНИВЕРСИТЕТ Т.М. ХУДЯКОВА, Д.В. ЖИДКМХ ТЕРРИТОРИАЛЬНАЯ ОРГШ ИЗАЦИЯ ПИЩЕВОЙ ПРОМЫШЛЕННОСТИ БЕЛГОРОДСКОЙ ОБЛАСТИ Монография ВОРОНЕЖ Воронежский госуларствевный педагогический уюяерснтет 2012 УДК 338:91 ББК 65.04 Х98 Рецензенты: доктор географических наук, профессор В. М. Смольянинов; доктор...»

«И.В. Остапенко ПРИРОДА В РУССКОЙ ЛИРИКЕ 1960-1980-х годов: ОТ ПЕЙЗАЖА К КАРТИНЕ МИРА Симферополь ИТ АРИАЛ 2012 ББК УДК 82-14 (477) О 76 Рекомендовано к печати ученым советом Каменец-Подольского национального университета имени Ивана Огиенко (протокол № 10 от 24.10.2012) Рецензенты: И.И. Московкина, доктор филологических наук, профессор, заведующая кафедрой истории русской литературы Харьковского национального университета имени В.Н. Каразина М.А. Новикова, доктор филологических наук, профессор...»

«Министерство образования Российской Федерации Московский государственный университет леса И.С. Мелехов ЛЕСОВОДСТВО Учебник Издание второе, дополненное и исправленное Допущено Министерством образования Российской Федерации в качестве учеб­ ника для студентов высших учебных за­ ведений, обучающихся по специально­ сти Лесное хозяйство направления подготовки дипломированных специали­ стов Лесное хозяйство и ландшафтное строительство Издательство Московского государственного университета леса Москва...»

«Г.А. Фейгин ПОРТРЕТ ОТОРИНОЛАРИНГОЛОГА • РАЗМЫШЛЕНИЯ • ПРОБЛЕМЫ • РЕШЕНИЯ Бишкек Илим 2009 УДК ББК Ф Рекомендована к изданию Ученым советом Посвящается памяти кафедры специальных клинических дисциплин №” моих родителей, славных и трудолюбивых, проживших долгие годы в дружбе и любви Фейгин Г.А. Ф ПОРТРЕТ ОТОРИНОЛАРИНГОЛОГА: РАЗМЫШЛЕНИЯ, ПРОБЛЕМЫ, РЕШЕНИЯ. – Бишкек: Илим, 2009. – 205 с. ISBN Выражаю благодарность Абишу Султановичу Бегалиеву, человеку редкой доброты и порядочности, за помощь в...»

«Правительство Еврейской автономной области Биробиджанская областная универсальная научная библиотека им. Шолом-Алейхема О. П. Журавлева ИСТОРИЯ КНИЖНОГО ДЕЛА В ЕВРЕЙСКОЙ АВТОНОМНОЙ ОБЛАСТИ (конец 1920-х – начало 1960-х гг.) Хабаровск Дальневостояная государственная научная библиотека 2008 2 УДК 002.2 ББК 76.1 Ж 911 Журавлева, О. П. История книжного дела в Еврейской автономной области (конец 1920х – начало 1960-х гг.) / Ольга Прохоровна Журавлева; науч. ред. С. А. Пайчадзе. – Хабаровск :...»

«Санкт-Петербургский университет управления и экономики Национальный исследовательский Иркутский государственный технический университет Н. М. Пожитной, В. М. Хромешкин Основы теории отдыха САНКТ-ПЕТЕРБУРГСКИЙ УНИВЕРСИТЕТ УПРАВЛЕНИЯ И ЭКОНОМИКИ НАЦИОНАЛЬНЫЙ ИССЛЕДОВАТЕЛЬСКИЙ ИРКУТСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ ТЕХНИЧЕСКИЙ УНИВЕРСИТЕТ Н. М. Пожитной, В. М. Хромешкин ОСНОВЫ ТЕОРИИ ОТДЫХА Монография Под общей редакцией доктора экономических наук, профессора, заслуженного деятеля науки РФ А. И. Добрынина...»

«А.С. Павлов Экстремальная работа и температура тела Монография Донецк - 2007 УДК: 612.57.017.6:159.944 ББК: 28.903 П 12 Павлов А.С. /Соавт.: Лефтеров В.А., Монастырский В.Н./. Экстремальная работа и температура тела. - Донецк: НордКомпьютер, 2007. - 308 стр. Рецензенты: Доктор биологических наук, профессор А.В.Колганов Доктор биологических наук, профессор В.А.Романенко В монографии проанализированы психофизиологические и педагогические особенности труда экстремальных контингентов (их гибели или...»

«Межрегиональные исследования в общественных науках Министерство образования и науки Российской Федерации ИНО-Центр (Информация. Наука. Образование) Институт имени Кеннана Центра Вудро Вильсона (США) Корпорация Карнеги в Нью-Йорке (США) Фонд Джона Д. и Кэтрин Т. МакАртуров (США) Данное издание осуществлено в рамках программы Межрегиональные исследования в общественных науках, реализуемой совместно Министерством образования и науки РФ, ИНО-Центром (Информация. Наука. Образование) и Институтом...»

«АННОТИРОВАННЫЙ КАТАЛОГ ПЕЧАТНЫХ ИЗДАНИЙ Новосибирск СГГА 2009 МИНИСТЕРСТВО ОБРАЗОВАНИЯ И НАУКИ РОССИЙСКОЙ ФЕДЕРАЦИИ ФЕДЕРАЛЬНОЕ АГЕНТСТВО ПО ОБРАЗОВАНИЮ ГОУ ВПО СИБИРСКАЯ ГОСУДАРСТВЕННАЯ ГЕОДЕЗИЧЕСКАЯ АКАДЕМИЯ АННОТИРОВАННЫЙ КАТАЛОГ ПЕЧАТНЫХ ИЗДАНИЙ Новосибирск СГГА 2009 УДК 378(06) А68 Составитель: ведущий редактор РИО СГГА Л.Н. Шилова А68 Аннотированный каталог печатных изданий. – Новосибирск: СГГА, 2009. – 114 с. В аннотированном каталоге представлены издания, вышедшие в Сибирской...»

«А. А. СЛЕЗИН МОЛОДЕЖЬ И ВЛАСТЬ Из истории молодежного движения в Центральном Черноземье 1921 - 1929 гг. Издательство ТГТУ • • Министерство образования Российской Федерации Тамбовский государственный технический университет А. А. СЛЕЗИН МОЛОДЕЖЬ И ВЛАСТЬ Из истории молодежного движения в Центральном Черноземье 1921 - 1929 гг. Тамбов Издательство ТГТУ • • 2002 ББК Т3(2)714 С-472 Утверждено Ученым советом университета Рецензенты: Доктор исторических наук, профессор В. К. Криворученко; Доктор...»

«Министерство культуры Российской Федерации ФГБОУ ВПО Кемеровский государственный университет культуры и искусств Лаборатория теоретических и методических проблем искусствоведения ТЕАТРАЛЬНОЕ ИСКУССТВО КУЗБАССА – 2000 Коллективная монография Кемерово Кузбассвузиздат 2012 УДК 792 ББК 85.33 Т29 Ответственный редактор кандидат искусствоведения, доктор культурологии, профессор Кемеровского государственного университета культуры и искусств Н. Л. Прокопова Рецензенты: доктор искусствоведения,...»

«Л.А. Константинова Лингводидактическая модель обучения студентов-нефилологов письменным формам научной коммуникации УДК 808.2 (07) Лингводидактическая модель обучения студентов-нефилологов письменным формам научной коммуникации : Монография / Л.А. Константинова. Тула: Известия Тул. гос. ун-та. 2003. 173 с. ISBN 5-7679-0341-7 Повышение общей речевой культуры учащихся есть некий социальный заказ современного постиндустриального общества, когда ясно осознается то, что успех или неуспех в учебной,...»

«Министерство образования и науки Российской Федерации Федеральное агентство по образованию Владивостокский государственный университет экономики и сервиса _ Российская академия наук Дальневосточное отделение Институт истории, археологии и этнографии народов Дальнего Востока Ю.Н. ОСИПОВ КРЕСТЬЯНЕ -СТ АРОЖИЛЫ Д АЛЬНЕГО ВОСТОК А РОССИИ 1855–1917 гг. Монография Владивосток Издательство ВГУЭС 2006 ББК 63.3 (2Рос) О 74 Рецензенты: В.В. Сонин, д-р ист. наук, профессор Ю.В. Аргудяева, д-р ист. наук...»

«Издательство Текст Краснодар, 2013 г. УДК 281.9 ББК 86.372 Э 36 Рекомендовано к публикации Издательским Советом Русской Православной Церкви ИС 13-304-0347 Книга издана на средства Екатеринодарской и Кубанской епархии, а также на личные пожертвования. Текст книги печатается по изданию: Учение древней Церкви о собственности и милостыне. Киев, 1910. Предисловие: Сомин Н. В. Экземплярский, Василий Ильич. Э 36 Учение древней Церкви о собственности и милостыне / В. И. Экземплярский. — Краснодар:...»

«Федеральное агентство по образованию Государственное образовательное учреждение высшего профессионального образования Таганрогский государственный педагогический институт Е.В. Мурюкина Диалоги о киноискусстве:  практика студенческого медиаклуба Ответственный редактор доктор педагогических наук, профессор А.В. Федоров Таганрог Издательский центр ГОУВПО Таганрогский государственный педагогический институт 2009 1 УДК 316.77:001.8 ББК 74.202 М 91 Печатается по решению редакционно-издательского...»

«Остапенко Андрей Александрович, доктор педагогических наук, профессор Кубанского государственного университета, Екатеринодарской духовной семинарии и Высших богословских курсов Московской духовной академии Хагуров Темыр Айтечевич, доктор социологических наук, профессор Кубанского государственного университета, ведущий научный сотрудник института социологии РАН Министерство образования и науки Российской Федерации КУБАНСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ УНИВЕРСИТЕТ А.А. ОСТАПЕНКО, Т.А. ХАГУРОВ ЧЕЛОВЕК...»

«Министерство образования и науки Российской Федерации Государственное образовательное учреждение высшего профессионального образования Омский государственный технический университет Е. Д. Бычков МАТЕМАТИЧЕСКИЕ МОДЕЛИ УПРАВЛЕНИЯ СОСТОЯНИЯМИ ЦИФРОВОЙ ТЕЛЕКОММУНИКАЦИОННОЙ СЕТИ С ИСПОЛЬЗОВАНИЕМ ТЕОРИИ НЕЧЕТКИХ МНОЖЕСТВ Монография Омск Издательство ОмГТУ 2 PDF создан испытательной версией pdfFactory Pro www.pdffactory.com УДК 621.391: 519.711. ББК 32.968 + 22. Б Рецензенты: В. А. Майстренко, д-р...»

«А.Н. КОЛЕСНИЧЕНКО Международные транспортные отношения Никакие крепости не заменят путей сообщения. Петр Столыпин из речи на III Думе О стратегическом значении транспорта Общество сохранения литературного наследия Москва 2013 УДК 338.47+351.815 ББК 65.37-81+67.932.112 К60 Колесниченко, Анатолий Николаевич. Международные транспортные отношения / А.Н. Колесниченко. – М.: О-во сохранения лит. наследия, 2013. – 216 с.: ил. ISBN 978-5-902484-64-6. Агентство CIP РГБ Развитие производительных...»

«Перечень научных монографий в ЭБС КнигаФонд по состоянию на 29 мая 2013 Год п/п Наименование книги Авторы Издательство ББК ISBN выпуска Кучеров И.И., Административная ответственность за нарушения Шереметьев законодательства о налогах и сборах И.И. Юриспруденция ISBN-5-9516-0208- 1 2010 67. Актуальные вопросы производства предварительного расследования по делам о невозвращении из-за границы средств в иностранной валюте Слепухин С.Н. Юриспруденция ISBN-5-9516-0187- 2 2005 67. Вещные права на...»

«Олег Кузнецов Дорога на Гюлистан.: ПУТЕШЕСТВИЕ ПО УХАБАМ ИСТОРИИ Рецензия на книгу О. Р. Айрапетова, М. А. Волхонского, В. М. Муханова Дорога на Гюлистан. (Из истории российской политики на Кавказе во второй половине XVIII — первой четверти XIX в.) Москва — 2014 УДК 94(4) ББК 63.3(2)613 К 89 К 89 Кузнецов О. Ю. Дорога на Гюлистан.: путешествие по ухабам истории (рецензия на книгу О. Р. Айрапетова, М. А. Волхонского, В. М. Муханова Дорога на Гюлистан. (Из истории российской политики на Кавказе...»






 
© 2013 www.diss.seluk.ru - «Бесплатная электронная библиотека - Авторефераты, Диссертации, Монографии, Методички, учебные программы»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.