14 Ковальчук Очистка стічних вод

Хробаки, водні кліщі, личинки комах, що живляться мулом, значної ролі при очистці стічних вод в аеротенках не відіграють.

Хімічний склад активного мулу визначається хімічним складом кліткової речовини мікроорганізмів і залежить від складу очищуваних стічних вод та технологічного режиму їх очистки. Так активний мул Кур’яновської станції аерації (м. Москва) [2] в перерахунку на беззольну речовину вміщує 50,5 % С, 33,2 % О, 7,6 % Н і 8,7 % N. Крім основних елемен- тів-органогенів до складу бактеріальних клітин активного мулу входять ще й інші елементи, кількість яких, однак, невелика, у зв’язку з чим вони отримали назву мікроелементів - бор, ванадій, залізо, кобальт, марганець, молібден, мідь тощо. Мікроелементи є складовими частинами ферментів, вітамінів й інших життєво важливих сполук клітини. Аналіз хімічних сполук мулу Кур’яновської станції аерації показав, що він вміщує 3,8-5,3 % вуглеводів, 56,3-58,2 % білків і 21,7-21,9 % жирів. Зольність мулу міських очисних споруд зазвичай складає 25-30 %. У зольній частині мулу виявляються всі елементи, властиві клітинам. Беззольну речовину мулу беруть за основу при оцінці біохімічної активності мулу, оскільки чисельність бактерій мулу й вміст беззольної речовини добре корелюють.

У процесі біологічної очистки стічних вод бактерії активного мулу використовують органічні речовини для отримання енергії (енергетичний обмін) і для синтезу бактеріальної маси власних клітин (конструктивний обмін). Якщо позначити суму органічних забруднень стічних вод через

Cx HyOz N , то процес очистки води від цих забруднень можна виразити наступними умовними реакціями:

Якщо органічні речовини стічних вод уже використані, і відчувається їх нестача, починається самоокислення кліткової речовини активного мулу

C5H7O2 N чи так звана ендогенна респірація:

До цього моменту створюються сприятливі умови для розвитку автотрофних нітрифікуючих бактерій, які окислюють амонійний азот

271

Енергія, отримана мікроорганізмами при окисленні органічних речовин, частково використовується для синтезу нової клітинної речовини і для підтримання життєздатності клітин. Невикористана частина енергії перетворюється на тепло і розсіюється у зовнішньому середовищі.

Синтезована нова кліткова речовина (приріст мулу) повинна видалятися із системи у споруди для обробки осадів. Очевидно, що чим більше органічних забруднень стічних вод буде використано мікроорганізмами в конструктивному обміні, тим менша кількість надлишкового активного мулу буде потребувати подальшої обробки.

Співвідношення між споживанням речовини для енергетичного і конструктивного обмінів залежить від структури окислюваної сполуки та виду мікроорганізмів. Встановлено, наприклад, що ступінь використання органічної речовини для синтезу клітинної маси складає 65-85 % для вуглеводів, 52-66 % - для спиртів, 32-68 % - для амінокислот, 10-60 % - для органічних кислот і 10-30 % - для вуглеводнів [1]. Для суміші культур мікроорганізмів, якою є активний мул, приріст біомаси, як правило, завжди більший, ніж для монокультури.

Приріст активного мулу зменшується внаслідок часткового окислення бактеріальних клітин при ендогенній респірації. Теоретично при тривалій аерації можна повністю окислити приріст мулу. На практиці ж цього досягнути не вдається, оскільки ступінь окислення активного мулу складає не більше 50-60 %, а решта його накопичується у вигляді біологічно неокислюваного залишку.

Приріст біомаси зменшується із збільшенням трофічних рівнів у харчовому ланцюжку. Харчуючись організмами нижчого рівня, мікроорганізми більш високого трофічного рівня використовують частину біомаси в енергетичному обміні, повністю її окислюючи. Тому самий високий приріст спостерігається при використанні чисто бактеріальних мулів. Поява в мулі організмів другого трофічного рівня (найпростіші) знижує приріст мулу. Мінімальна величина приросту спостерігається, коли у біоценозі присутні багатоклітинні організми третього трофічного рівня.

Механізм вилучення органічних речовин із стічних вод та їх споживання мікроорганізмами дуже складний і до нашого часу ще недостатньо вивчений. У цілому цей процес може бути розділений умовно на три стадії: перша - масопередача органічної речовини із рідини до поверхні клітини; друга - дифузія органічної речовини через напівпроникні мембрани, якій передує в необхідних випадках гідроліз органічних забруднень з утворенням продуктів, здатних дифундувати через мембрани клітин; третя - метаболізм дифундованих продуктів із виділенням енергії і синтезом клітинної речовини.

На першій стадії швидкість протікання процесу визначається законами дифузії речовин у рідині і в значній мірі - гідродинамічними умовами в

272

аеротенку. Завдяки сорбційним і коагулюючим властивостям активного мулу, які зумовлюються у значній мірі великою питомою площею поверхні - в середньому 100 м2 на 1 г сухої речовини, основна маса забруднень уже через декілька хвилин контакту активного мулу і води сорбується на пластівцях.

Для переносу речовин всередину клітини на другій стадії більшість домішок стічних вод повинна бути гідролізована. Гідролітичні екзоферменти розміщуються на поверхні бактеріальних клітин, що запобігає втратам продуктів гідролізу в навколишнє середовище. Висока гідролітична активність мулу зумовлена як ферментами живих клітин, так і гідролазами, що надходять у воду в результаті загибелі й лізису мікробних клітин. Гідролітичному розщепленню піддаються і колоїдні, і нерозчинні домішки, а також розчинні речовини, якщо розмір їх молекул перешкоджає переносу через цитоплазматичну мембрану. Завдяки дії екзоферментів на поверхні клітин утворюється складний комплекс вихідних речовин, ферментів і продуктів ферментативних реакцій.

Масопередача забруднень із стічної води до поверхні мікробних клітин, їх сорбція і перенос через цитоплазматичну мембрану клітини і складають у сукупності процес вилучення забруднень із стічних вод.

Одночасно з початком переносу речовин через цитоплазматичну мембрану починаються їх метаболічні перетворення всередині клітини - тобто третя стадія біохімічного процесу. Процеси окислення речовин у клітині йдуть значно повільніше, на них витрачається зазвичай декілька годин, вподовж яких суміш стічної води та активного мулу безперервно аерують. Процес можна вести інакше, відділивши активний мул від води після деякого періоду аерації, достатнього для вилучення забруднень, і піддавши його регенерації. Регенерація при цьому полягає у продуванні мулу повітрям без подачі поживних речовин (стічної води). У процесі регенерації окислюються зкоагульовані мулом колоїдні й нерозчинні домішки, швидкість окислення яких менша від швидкості окислення розчинених забруднень. При цьому розвиток бактеріальної культури продовжується і завершується утворенням репродуктивних форм, які при попаданні в середовище, багате поживними речовинами, здатні швидко розмножуватися. При регенерації відбувається розвиток простіших, які знищують «старі» та слабкі бактерії, відмирають факультативні ниткові бактерії, гриби, що сприяє підвищенню здатності активного мулу до пластівцеутворення. Таким чином, при регенерації відбувається зростання фізіологічної активності мулу за рахунок збільшення числа життєздатних клітин.

Для спрощення уявлень прийнято вважати, що процес біологічної очистки стічних вод активним мулом проходить у дві фази. У першій фазі відбувається агломерація та сорбція забруднень стічних вод активним мулом із більшою швидкістю, ніж наступне їх окислення. З часом швидкості сорбції

273

і окислення вирівнюються, вміст сорбованих активним мулом забруднень досягає максимальних величин, а стічна вода звільняється від більшої частини забруднень. На другій фазі швидкість окислення починає перевищувати швидкість сорбції, закінчується внутрішньоклітинне ферментативне окислення сорбованих забруднень і відновлення здатності мулу до вилучення й окислення органічних забруднень стічних вод. Першу фазу при цьому називають фазою біосорбції забруднень, а другу - фазою окислення сорбованих забруднень чи фазою регенерації мулу.

Визначальний вплив на швидкість окислення органічних забруднень стічних вод активним мулом має їх природа та дисперсний стан. Швидкість біохімічного окислення розчинних органічних речовин, як правило, вище швидкості окислення речовин, які знаходяться у колоїдній і грубодисперсній формах. Велике значення мають довжина і топографія вуглецевого ланцюжка (прямий, розгалужений, циклічний), а також ступінь окислення атомів вуглецю. Швидше окислюються речовини з малою молекулярною вагою, з прямим молекулярним ланцюжком. Окислення органічних кислот погіршується із збільшенням основності кислоти; наявність вільної кислоти має токсичну дію. Із багатокомпонентного субстрату, яким є стічна вода, в першу чергу і найбільш інтенсивно споживаються біологічно легкоокислювані сполуки, тобто ті, які відносно легко можуть бути перероблені мікроорганізмами у клітинну речовину чи окислені для отримання енергії, тобто для переробки яких клітини мають відповідні ферментні системи.

Біохімічна активність мулу залежить від багатьох чинників і в першу чергу від фази розвитку й пов’язаної із нею швидкості росту мікроорганізмів. Хоча активний мул являє собою складне угруповання різноманітних мікроорганізмів, однак встановлено, що йому властиві закономірності розвитку чистої культури.

В умовах достатності розчиненого кисню процес розвитку активного мулу може бути умовно поділений на п`ять фаз (див. рис. 10.2):

I - фаза пристосування (адаптації) - лаг-фаза. У цій фазі деякий час концентрація мікроорганізмів лишається постійною (клітини не діляться). Мікроорганізми пристосовуються до умов існування;

II- фаза експоненціального (логарифмічного) росту. У цій фазі спостерігається максимальна швидкість поділу клітин і найбільш інтенсивне споживання субстрату. Це зумовлено надлишком поживних речовин і відсутністю речовин-інгібіторів росту мікроорганізмів, важливішими з яких є продукти метаболізму (життєдіяльності) самих клітин. Однак у цій фазі бактеріальні

клітини не здатні утворювати пластівці;

III- фаза уповільненого росту (фаза росту з від’ємним прискоренням). В результаті споживання поживних речовин їх нестача стає лімітуючим чинником для розвитку бактерій. Посилюється від’ємний вплив продуктів ме-

274

Рис. 10.2. Крива росту мікроорганізмів у статичних умовах

таболізму, що і призводить до уповільнення поділу клітин. Фази II і III у сукупності утворюють фазу вилучення субстрату чи фазу очистки;

IV - стаціонарна фаза, в якій існує рівновага між швидкостями поділу й відмирання клітин До кінця цієї фази субстрат практично вичерпується, а бактеріальні клітини починають утворювати пластівці;

V- фаза самоокислення (ендогенної респірації). При гострій нестачі поживних речовин починається самоокислення та загибель бактеріальних клітин. Відмерлі клітини розкладаються (відбувається лізис клітин), органічні ре-

човини, що утворюються при цьому, надходять у розчин і окисляються потім живими бактеріальними клітинами.

Одночасно із змінами фаз розвитку мулу відбувається і зміна його біоценозу, а разом із нею й зміна домінуючих видів простіших. Після початку аерації стічних вод передусім починають розмножуватися гетеротрофні бактерії. Одночасно чи вслід за ними розмножуються амеби і джгутикові найпростіші з сапрозойним типом живлення. У фазі логарифмічного росту бактерій з води вилучається переважна кількість забруднень, при цьому бактерії знаходяться в дисперсному стані. Вони можуть служити їжею для організмів з голозойним типом живлення, в зв’язку з чим починають інтенсивно розвиватись голозойні джгутикові вільноплаваючі війчасті інфузорії, які живляться окремими бактеріями. По мірі переходу бактерій у стадію ендогенного дихання утворюються пластівці активного мулу. Починають активно розмножуватися черевновійчасті інфузорії, які повзають по пластівцях і поїдають бактерій. Врешті, коли число бактерій знижується, переважного розвитку набувають організми-седиментатори: кругловійчасті інфузорії і коловертки. Зміна домінуючих організмів у процесі очистки стічних вод ілюструється рисунком 10.3.

Слід відмітити, що поряд із змінами у середовищі та збільшенням маси, у клітинах відбуваються фізіологічні зміни. Вони проходять певний цикл розвитку від «молодості» до «старості». При цьому фізіологічний стан культури являє собою значно більш важливий показник, ніж фактична швидкість росту біомаси. Змінюючи умови середовища, можна керувати розвит-

275

Рис. 10.3. Схема зміни домінуючих організмів в процесі очистки стічних вод:

1 - залишкова концентрація органічних речовин; 2 - бактерії; 3 - сапрофітні джгутикові; 4 - голозойні джгутикові; 5 - вільноплаваючі інфузорії; 6 - черев-новійчасті інфузорії; 7 - круговійчасті інфузорії; 8 - багатоклітинні організми

ком мікробної культури, підтримуючи фізіологічний стан сталим, чи здійснювати повний життєвий цикл клітин. Визначальним тут є відношення кількості субстрату до кількості мікробної маси чи, іншими словами, відношення кількості органічних речовин у стічних водах до маси активного мулу, що приймає участь в процесі очистки.

10.2. Вплив різноманітних чинників на процес біологічної очистки стічних вод

Як вже підкреслювалося вище, біологічна очистка стічних вод активним мулом є процесом ферментативним, і тому до неї можуть бути застосовані поняття ферментативної кінетики, яка вивчає закономірності зміни швидкості ферментативної реакції в залежності від хімічної природи реагуючих речовин і умов їх взаємодії. При цьому під умовами взаємодії розуміють вплив на швидкість ферментативних реакцій різноманітних чинників: концентрації реагуючих речовин, інгібіторів, рН, температури тощо. Оскільки вплив природи органічних забруднень стічних вод на процес їх біологічного окислення був розглянутий раніше у розділі 10.1, то в даному розділі обмежимося розглядом впливу деяких інших чинників.

Вплив концентрації органічних забруднень на швидкість біохі-

мічного окислення. Хоча в клітинах мікроорганізмів активного мулу одночасно протікає багато біохімічних реакцій, які каталізуються різноманітними ферментами, більша частина з них може бути задовільно описана простою кінетичною схемою за участю одного субстрату S , під яким розуміють органічну речовину, і одного ферменту F , під яким розуміють активний мул. Згідно цієї схеми перетворення субстрату S в кінцевий продукт реакції P під дією ферменту F проходить через проміжне утворення фермент-

субстратного комплексу, який зазвичай позначається [ FS] . При цьому на

276

першій стадії субстрат швидко приєднується до ферменту, утворюючи фер- мент-субстратний комплекс, на другій - під дією ферменту піддається перетворенням, що роблять його більш придатним для відповідної хімічної реакції, на третій відбувається хімічна реакція з утворенням кінцевого продукту, а на четвертій - безповоротний розпад фермент-субстратного комплексу із вивільненням продукту й регенерацією ферменту. Реакції, які відбуваються при цьому, Міхаеліс і Ментен представили наступною схемою

де k1, k− 1, k2 - константи швидкостей відповідних реакцій.

В результаті ними було отримане рівняння, відоме як рівняння Міха- еліса-Ментен

де V - швидкість реакції при концентрації субстрату S ; Vmax - максимальна швидкість реакції без лімітування субстратом; Ks - константа насичення.

Рівняння Міхаеліса-Ментен в цілому добре описує експериментальні дані з кінетики ферментативних реакцій. Залежність швидкості реакції від концентрації субстрату при цьому виражається гіперболічною функцією (рис.

10.4). При малих концентраціях субстрату, коли S << Ks , можна прийняти, що Ks + S≈ Ks , і, відповідно

V = Vmax S Ks

Таким чином, при малих концентраціях субстрату швидкість ферментативної реакції приблизно лінійно змінюється із зміною концентрації суб-

страту. При високих концентраціях субстрату, коли S >> Km , можна прийняти, що Km + S= S . У цьому випадку

V = Vmax .

Отже, при деякій концентрації субстрату швидкість реакції досягає постійного значення, яке не залежить від подальшого збільшення S . Швидкість ферментативної реакції, яка досягається при цьому, носить назву максимальної швидкості Vmax .

Як слідує із рівняння Міхаеліса-Ментен, при Ks = S V = 0,5Vmax . Це означає, що константа Ks чисельно дорівнює концентрації субстрату, при

277

Рис. 10.4. Залежність швидкості ферментативної реакції V від концентрації субстрату S:

а - реакція першого порядку; б - реакція нульового порядку

якій стаціонарна швидкість ферментативної реакції дорівнює половині максимальної швидкості Vmax .

Інтерпретуючи рівняння Міхаеліса-Ментен для випадку біологічної очистки стічних вод, можна зробити певні висновки про вплив концентрацій органічних забруднень на швидкість біохімічного окислення. В умовах, коли концентрації органічних забруднень є вищими за накопичувальну здатність активного мулу, швидкість очистки максимальна і не залежить від БПК суміші. Коли органічних забруднень стає мало, реакція переходить в область реакції першого порядку і залежить від концентрації залишкових забруднень.

Багаточисельними дослідженнями встановлена можливість використання рівняння Міхаеліса-Ментен для математичного опису процесу біологічної очистки різних категорій стічних вод. У той же час за наявності в стічних водах токсичних речовин швидкість ферментативних реакцій може суттєво відрізнятись від швидкості, визначеної за класичним рівнянням Міхаелі- са-Ментен.

Вплив кисню на процес біохімічного окислення. Роль молекуляр-

ного кисню в метаболізмі клітини надзвичайно велика, оскільки він є одним із найважливіших компонентів, що постачають мікроорганізми енергією для біосинтезу, приймає участь у кінцевому і в багатьох початкових стадіях окислення субстратів. Виходячи з цього, вплив кисню повинен описуватись рівняннями ферментативних реакцій. Оскільки в процесі окислення приймають участь і субстрат, і кисень, то це рівняння повинно мати вигляд одного із рівнянь двосубстратної ферментативної реакції, конкретний вигляд якого запропонований НДІ ВОДГЕО:

де Cк - концентрація розчиненого кисню; Kк - константа насичення для кисню.

278

Рис. 10.5. Залежність питомої швидкості споживання кисню від концентрації розчиненого кисню при різній концентрації забруднень

(ХПК):

1 - 94 мг/л; 2 - 360 мг/л; 3 - 450 мг/л

Як слідує з рівняння (10.6) й рисунка 10.5, вплив концентрації розчиненого кисню на швидкість його споживання мікроорганізмами активного мулу зростає із збільшенням концентрації субстрату, тобто при відсутності лімітування процесу субстратом S. При концентрації розчиненого кисню 2 мг/л і більше швидкість споживання кисню наближається впритул до максимально можливої; достатньо високою вона залишається і при концентрації 1 мг О2/л, при зниженні концентрації розчиненого кисню менше 0,5 мг/л швидкість споживання кисню починає різко падати. Але в будь-якому випадку швидкість розчинення кисню у стічній воді не повинна бути нижче швидкості його споживання мікроорганізмами, інакше може статися тимчасове чи місцеве вичерпання вмісту кисню, що призведе до порушення обміну речовин у клітині й зниження швидкості окислення забруднень.

Концентрацію кисню у стічній воді рекомендується також підтримувати в залежності від розмірів пластівців активного мулу: при інтенсивному перемішуванні та мінімальних розмірах пластівців - не менше 1 мг/л, при слабкому перемішуванні й великих розмірах пластівців - біля 2 мг/л [1].

Вплив концентрації активного мулу на швидкість біохімічного окислення. Очевидно, що за інших рівних умов збільшення кількості мікроорганізмів, які беруть участь в процесі очистки, призводить до скорочення його тривалості. Збільшуючи концентрацію активного мулу, можна значно зменшити тривалість очистки, а значить - і об’єм використовуваних споруд. У той же час із збільшенням концентрації мікроорганізмів активність мулу суттєво знижується, що може бути наслідком погіршення масообміну при збільшенні в’язкості суспензії, внутрішньовидової конкуренції мікроорганізмів чи пригнічення їх життєдіяльності продуктами метаболізму. Встановлено, що із трьох перелічених чинників найбільший вплив має інгібіювання продуктами метаболізму. Загальне кінетичне рівняння з урахуванням впливу кисню при цьому має наступний вигляд [3]:

279

де ϕ - коефіцієнт інгібіювання; X - доза мулу.

Доза активного мулу в аеротенках зазвичай підтримується в межах 1,5-3 г/л, що визначається умовами нормальної роботи вторинних відстійників при стандартному 1,5-годинному періоді відстоювання. Підвищення дози мулу, наприклад із застосуванням флотаційних муловідокремлювачів, дозволяє збільшити швидкість окислення забруднень. Однак одночасно необхідно збільшувати кількість у воді розчиненого кисню і покращувати умови масообміну.

Температура. Інтенсивність життєдіяльності мікроорганізмів у значній мірі залежить від температури середовища, в якому вони проживають. Підвищення температури за межі фізіологічної норми мікроорганізмів призводить до їх загибелі, в той час як пониження температури викликає лише зниження фізіологічної активності мікроорганізмів. Повільна зміна температури в межах фізіологічної норми не виявляє суттєвого негативного впливу на мікроорганізми, однак різке коливання температури несприятливо впливає на їхню життєдіяльність.

Чим вища температура, тим активніші ферменти бактеріальних клітин мулу. Підвищення температури від 20 до 37 °С призводить до збільшення швидкості окислення у 2-2,3 рази. При зниженні температури стічної води від 20 до 6 °С швидкість процесу біологічного окислення знижується приблизно у 2 рази. При низьких температурах зменшується число видів мікрофлори і мікрофауни в біоценозі активного мулу, погіршується процес флокуляції мікроорганізмів, що, в свою чергу, призводить до збільшення кількості мікроорганізмів, що виносяться із стічними водами із вторинних відстійників.

У процесі біологічної очистки стічних вод в залежності від зміни температурних умов довкілля відбувається модифікація біоценозу. Навесні, влітку і ранньої осені, коли температура стічних вод не нижча 15 °С, розвиваються здебільшого мезофільні та деякі термофільні мікроорганізми; пізньої осені, взимку і навесні переважають психрофільні форми.

Зміна температури води викликає зміну розчинності кисню у воді. У теплий період року, коли фізіологічна активність мікроорганізмів посилюється, розчинність кисню знижується; у зимовий період спостерігається протилежна картина. У зв'язку з цим для підтримки достатньо високої ефективності біологічної очистки у теплий період року необхідно здійснювати більш інтенсивну аерацію, а у зимовий час - підтримувати більш високу концентрацію мікроорганізмів, а також збільшувати тривалість аерації.

Найчастіше залежність швидкості біохімічних процесів від температури враховують рівнянням

280