14 Ковальчук Очистка стічних вод

де kT і k20 - константи швидкості окислення при температурах відповідно

T і 20 оС; θ - коефіцієнт, який при розрахунку аеротенків приймається рівним: 1,047 (за Фелпсом), 1,085 (за Екенфельдером) і 1,074 (за Вурманом) [4].

У вітчизняній практиці швидкість процесу окислення, що визначається за величиною БПК, приймають рівною умовній одиниці при температурі 15 °С. Для інших температур швидкість визначають її множенням на

T / 15, де T - температура стічних вод, °С.

Величина рН. Бактерії краще ростуть у нейтральному або слабко лужному середовищі. Для більшості грибів і дріжджів більш сприятливе слабокисле середовище.

Ефективна очистка стічних вод відбувається при рН=5,5-8,5, оптимальний інтервал рН при цьому складає 6,5-7,5. При рН нижче 5 і вище 9 ефективність біологічної очистки, як правило, різко знижується, що пояснюється впливом активної реакції на хід ферментативних процесів, які протікають у бактеріальних клітинах.

У процесі життєдіяльності багато бактерій можуть підкислювати чи підлужувати середовище. Наприклад, при розкладанні сечовини або білків утворюється аміак, а при споживанні солей органічних кислот у середовищі накопичуються катіони лужних металів. Мікроорганізми активного мулу мають здатність до авторегулювання рН.

Кількісний вираз впливу зміни рН у практиці розрахунку споруд біологічної очистки відсутній. Умовою приймання стічних вод на біологічну очистку є підтримання рН в межах оптимального значення 6,5-8,5.

Перемішування. Перемішування стічної води й активного мулу в аеротенках забезпечує підтримання активного мулу у завислому стані, створює більш сприятливі умови масопередачі поживних речовин і кисню до поверхні мікробних клітин.

Турбулізація рідини призводить до руйнування пластівців активного мулу на більш дрібні скупчення мікроорганізмів і забезпечує швидке оновлення поверхні розділу між мікроорганізмами й навколишнім середовищем. Ці два чинники забезпечують збільшення швидкості надходження поживних речовин і кисню до мікроорганізмів, відведення продуктів метаболізму і в кінцевому рахунку призводять до збільшення швидкості очистки.

Підвищення активності мікроорганізмів в умовах великої турбулентності пов’язане не тільки з покращанням умов існування окремих бактеріальних клітин, але і з вибірковою дією перемішування на різні мікроорганізми, яка призводить до переважного розвитку форм, які мають максимальну здатність до розкладання забруднень. При цьому в біоценозі переважають вільноплаваючі форми циліндричних бактерій, які мають високу біохімічну активність, зникають вільноплаваючі найпростіші й нитковидні бактерії.

281

Токсичні домішки. Інгібіторами активності ферментів є солі важких металів, хлориди, токсичні органічні речовини.

У процесі біологічної очистки частина іонів важких металів акумулюється активним мулом, утворює комплекси з білками, що призводить до зниження швидкості біохімічного окислення забруднень. Існує певний рівень концентрації тих чи інших іонів важких металів, при якому починає проявлятися його негативна дія. У порядку зменшення токсичності іони важких мета-

як і інших інгібіторів, окрім їх концентрацій залежить також від величини рН, температури, виду супутних забруднень, ступеня акліматизації й інших чинників. Дія іонів важких металів не обмежується зниженням біохімічної активності мулу, але також призводить до його спухання.

В процесі біологічної очистки вміст іонів важких металів зменшується приблизно на 75 %, що є наслідком їх сорбції та наступного видалення з надлишком активного мулу.

На процес біологічної очистки негативно впливає підвищена мінералізація стічних вод. Верхньою межею мінералізації стічних вод, що надходять в аеротенки, вважається концентрація солей 10 г/л. Найчастіше мінералізація стічних вод зумовлюється високим вмістом хлоридів. У цьому випадку допустима концентрація солей може бути встановлена більш високою - до 20 г/л, за винятком хлористого магнію, вміст якого як найбільш токсичного не повинен перевищувати 10 г/л. При більших концентраціях хлоридів різко знижується якість очистки стічних вод. При очистці високомінералізованих стічних вод важливу роль відіграє процес адаптації мікроорганізмів активного мулу до підвищених концентрацій солей. Різкі коливання ступеня мінералізації несприятливо відбиваються на якості очищених стічних вод. «Осмотичний шок» призводить до виділення органічної речовини з клітин активного мулу, що веде до порушення окислювальних процесів. Поступове підвищення мінералізації менш помітно відбивається на процесі очистки, але й при ньому відбуваються деякі зміни ефективності очистки: погіршується флокуляція активного мулу, підвищується концентрація завислих речовин в очищеній воді, дещо збільшується БПК очищених стічних вод.

Для мікроорганізмів активного мулу токсичними можуть виявитися не тільки іони важких металів, але й деякі органічні речовини. Так, при значних концентраціях фенолу, формальдегіду й інших антисептиків відбувається денатурація білків протоплазми, а ефір і ацетон руйнують оболонку клітини. Шкідливі речовини, що попадають у бактеріальну клітину, взаємодіють з її компонентами і порушують їхні функції. Однак, на відміну від іонів важких металів, органічні речовини при концентраціях, нижче гранично допустимих, можуть засвоюватися бактеріями. Токсична дія органічних речовин виявля-

282

ється, як правило, при концентраціях, значно більш високих, ніж солей важких металів.

Таким чином, процес біологічної очистки може уповільнюватись цілим рядом інгібіторів. В залежності від того, на які ферментативні реакції, що протікають в клітині, діють одночасно присутні в стічній воді інгібітори, їх вплив може або додаватися, якщо вони знижують швидкість тієї само біохімічної реакції, або вплив буде виявляти лише один інгібітор, якщо вони діють на різні біохімічні реакції. В останньому випадку визначальним виявиться той інгібітор, який буде гальмувати найбільш повільну реакцію в ланцюгу біохімічних реакцій, що протікають у клітині.

Внаслідок складності впливу окремих компонентів стічних вод на процес очистки найбільш надійні результати по виявленню впливу інгібіторів можуть бути отримані тільки в процесі експерименту.

Часто процес біологічної очистки при наявності токсичних речовин порушується тільки в початковий період часу, але після цього знову відновлюється. Це відбувається в результаті адаптації мікроорганізмів активного мулу до забруднень, що надходять.

В залежності від виду речовини і її концентрації процес адаптації може мати різноманітну тривалість. В процесі адаптації можуть бути виділені наступні фази: перша - прихована фаза тривалістю 1-2 доби, коли ефективність очистки й склад мікроорганізмів активного мулу, незважаючи на надходження токсичних речовин, не змінюються; друга - фаза різкого зниження ефекту очистки й модифікації складу біоценозу активного мулу (особливо істотно змінюється при цьому склад найпростіших); третя - фаза зростання ефективності очистки в результаті адаптації мікроорганізмів до нових речовин; четверта - фаза остаточної стабілізації ефекту очистки та складу мікроорганізмів активного мулу.

Встановлені максимальні концентрації шкідливих речовин у стічних водах, що надходять на біологічні очисні споруди [5].

Біогенні елементи. Азот і фосфор є необхідними компонентами клітинного матеріалу для всіх організмів. Азот входить до складу речовини клітини у відновленій, а фосфор - в окисленій формі. Інші елементи, необхідні для нормальної життєдіяльності мікроорганізмів (наприклад, мікроелементи), зазвичай присутні в стічних водах у достатній кількості.

Нестача азоту та фосфору у воді призводить до різкого порушення процесу біологічної очистки стічних вод, зниження фізіологічної активності мікроорганізмів й інтенсивності окислення забруднень стічних вод. Крім того, при нестачі біогенних елементів у біоценозі з’являється значна кількість ниткових форм бактерій і погіршується осаджуваність активного мулу.

283

Потрібна кількість біогенних елементів залежить від величини приросту біомаси, що, у свою чергу, залежить від виду окислюваної речовини, виду мікроорганізмів, фази розвитку цих мікроорганізмів й ін.

Для міських стічних вод потреба у біогенних елементах визначається із співвідношення БПК: N: P = 100:5:1. Як правило, вказане співвідношення забезпечується біогенними елементами, наявними у цих стічних водах.

Для стічних вод деяких виробництв вміст біогенних елементів може виявитись недостатнім для нормальної експлуатації споруд біологічної очистки. Тому в стічні води в таких випадках вносяться спеціальні біогенні добавки. В якості біогенних добавок застосовують різноманітні водорозчинні солі й інші сполуки: сульфат і нітрат амонію, сечовину, аміачну воду, амофос, суперфосфат, ортофосфорну кислоту тощо.

У наш час на більшості очисних споруд спільна біологічної очистка виробничих і побутових стічних вод. При цьому можливе використання азоту і фосфору, що містяться в побутових стічних водах, і покриття таким чином частини потреб у цих елементах, необхідних для очистки виробничих стічних вод.

10.3. Технологічні параметри процесу очистки стічних вод в аеротенках

Розглянемо блок-схему класичного процесу біологічної очистки в аеротенку, зображену на рисунку 10.6. Відповідно до схеми активний мул подається зосереджено на початок аеротенка, куди також подається стічна вода, що пройшла освітлення в первинному відстійнику. У результаті змішування стічної води з активним мулом утворюється так звана мулова суміш, у процесі руху якої до виходу з аеротенка і безперервної аерації відбуваються біохімічні процеси очистки стічних вод. Далі мулова суміш надходить у вторинний відстійник де відбувається її гравітаційне розділення на біологічно очищену стічну воду й активний мул, який осідає та ущільнюється в нижній частині відстійника. Ущільнений мул, який насосом подається на початок аеротенка, де знову залучається в процес очистки стічних вод, називають рецир-

куляційним чи зворотнім активним мулом. Збільшення маси мулу в про-

цесі очистки називають приростом мулу, який виводиться із системи у вигля-

ді надлишкового активного мулу.

Введемо позначення: Len і Lex - відповідно БПКповн стічних вод на вході та на виході з аеротенка, мг/л; Qдоб - розрахункова добова витрата

очищуваних стічних вод, м3/добу; S - зольність мулу, частка одиниці; W - об’єм аеротенка, м3; M - маса сухої речовини активного мулу, вміщеної в аеротенку, кг.

284

окислення органічних забруднень характеризується швидкістю їх окислення. За постійної швидкості надходження забруднень збільшення швидкості їх окислення призводить до збільшення ефекту очистки і навпаки. Таким чином, ефект очистки буде визначатись співвідношенням швидкостей надходження та біохімічного окислення забруднень. Якщо віднести ці швидкості до одиниці маси активного мулу, то в цьому випадку ефект очистки буде визначатись відношенням питомої швидкості надходження забруднень, чи, як прийнято називати, навантаженням на активний мул, до питомої швидкості окислення забруднень активним мулом.

Таким чином, навантаження на активний мул - це відношення кі-

лькості забруднень стічних вод по БПКповн чи БПК5, що надходять в аеротенки протягом доби, до маси сухої чи беззольної речовини активного мулу, який приймає участь в процесі очистки. Зазвичай навантаження визначають в розрахунку на беззольну речовину, яка, як відомо, більш точно характеризує кількість мікроорганізмів, що приймають участь у процесі очистки

Питома швидкість окислення забруднень активним мулом

(швидкість окислення) - це кількість органічних забруднень по БПКповн чи БПК5, яка окислюється 1 г беззольної речовини активного мулу за 1 годину

Не зважаючи на схожість математичних виразів для визначення навантаження на мул (10.12) і питомої швидкості окислення забруднень (10.13), між цими показниками існує принципова різниця. Навантаження на мул встановлює відношення кількості субстрату до кількості біомаси й таким чином визначає фазу його розвитку, фізіологічний стан біоценозу, вік мулу, приріст мулу тощо. Питома швидкість окислення забруднень характеризує процес біохімічного окислення забруднень активним мулом, який знаходиться в конкретних технологічних умовах (навантаження на мул також є однією з цих умов). Питома швидкість окислення забруднень, як відомо, залежить від хімічної природи окислюваних забруднень, їх концентрації в стічних водах, глибини їх вилучення, навантаження на мул, наявності речовин, які інгібують процес біохімічного окислення, наявності біогенних елементів, ступеня адаптованості активного мулу, концентрації розчиненого кисню, температури сті-

286

чних вод, гідродинамічних умов тощо. Значення питомої швидкості окислення забруднень встановлюється експериментальним шляхом.

Однак, не дивлячись на принципову відмінність понять, навантаження на мул і питома швидкість окислення забруднень виявляються пов’язаними між собою тим, що для конкретних технологічних умов реалізації процесу найбільша швидкість окислення забруднень при забезпеченні необхідного ступеня їх вилучення досягається лише при певних навантаженнях на активний мул. Аналітичний зв’язок між навантаженням на мул і питомою швидкістю окислення забруднень може бути легко встановлений, виходячи з попередніх формул (10.12) і (10.13),

Клаус Імгоф, використавши результати експлуатації очисних станцій країн Європи і США, знайшов графічну залежність між ефектом очистки стічних вод і навантаженням на активний мул (див. рис. 10.7). Як видно з рисунка, повна біологічна очистка міських стічних вод стає можливою при навантаженнях на активний мул менше 300 мг БПК5 на 1 г сухої речовини мулу за добу. Збільшенні навантаження на мул призводить до повільного зменшення ефекту очистки стічних вод (активний мул «не встигає» окислювати забруднення, що надходять) і зростання виносу мулу із вторинних відстійників вище 20-25 мг/л (див. рис. 10.8). При навантаженнях на мул < 150 мг БПК5 на 1 г сухої речовини за добу крім повної біологічної очистки відбувається ще й нітрифікація амонійного азоту, а при навантаженнях < 50 мг БПК5 на 1 г сухої речовини за добу - ще й одночасна стабілізація надлишкового активного мулу.

Ван дер Емде виділяє 6 ступенів очистки стічних вод, встановлюючи при цьому для кожного ступеня відповідне навантаження на активний мул [6]: 1. A = 50 мг БПК5 на 1 г сухої речовини мулу за добу - повна біологічна очистка стічних вод (без їх попереднього освітлення в первинних відстійни-

ках) з одночасною стабілізацією надлишкового активного мулу;

2. A = 100 мг БПК5 на 1 г сухої речовини мулу за добу - повна біологічна очистка стічних вод (без їх попереднього освітлення в первинних відстійниках) з частковою стабілізацією надлишкового активного мулу;

3. A = 200 мг БПК5 на 1 г сухої речовини мулу за добу - повна біологічна очистка стічних вод (з їх попереднім освітленням у первинних відстійниках) з нітрифікацією амонійного азоту без стабілізації надлишкового активного мулу;

4. A = 500 мг БПК5 на 1 г сухої речовини мулу за добу - повна біологічна очистка стічних вод (з їх попереднім освітленням в первинних відстійниках) без стабілізації надлишкового мулу (БПК5 очищених стічних вод - 25 мг/л);

287

Рис. 10.7. Залежність ефекту очистки стічних вод, приросту і віку мулу від навантаження на активний мул

Рис. 10.8. Залежність виносу мулу із вторинних відстійників від навантаження на активний мул

5. A = 1000 мг БПК5 на 1 г сухої речовини мулу за добу - неповна біологічна очистка стічних вод без стабілізації надлишкового активного мулу (БПК5 очищених стічних вод - 40 мг/л);

6. A = 2000 мг БПК5 на 1 г сухої речовини мулу за добу - неповна біологічна очистка стічних вод без стабілізації надлишкового активного мулу (БПК5 очищених стічних вод - 80 мг/л).

У вітчизняній практиці виходячи із навантаження на активний мул аеротенки характеризують як високонавантажувані на неповну біологічну очистку - при навантаженні > 500 мг БПКповн на 1 г беззольної речовини мулу за добу, середньонавантажувані (нормальнонавантажувані чи класичні) на повну біологічну очистку - при навантаженнях 150-500 мг БПКповн на 1 г без-

288

зольної речовини мулу за добу, низьконавантажувані на повну очистку з нітрифікацією амонійного азоту - при навантаженнях 65-150 мг БПКповн на 1 г беззольної речовини мулу за добу, продовженої аерації на повну біологічну очистку з нітрифікацією амонійного азоту і стабілізацією надлишкового

мулу - при навантаженнях < 65 мг БПКповн на 1 г беззольної речовини мулу за добу [7].

Як вже зазначалося, навантаження на активний мул визначає фазу його розвитку. З деякою часткою умовності можна вважати, що на кривій росту мікроорганізмів (див. рис. 10.2) у фазі II мають місце високі навантаження на активний мул, у фазі III - середні навантаження, у фазі IV - низькі навантаження і у фазі V - відбувається самоокислення мулу. В залежності від навантаження відбувається й зміна складу біоценозу активного мулу (див. розділ 10.2).

При очистці стічних вод в аеротенках приріст мулу визначається в г сухої речовини на 1 м3 очищених стічних вод і показує, яка кількість сухої речовини активного мулу приросла в процесі очистки 1 м3 стічних вод.

Як підкреслювалося вище, приріст маси власне бактеріальних клітин залежить від співвідношення між споживанням органічних речовин для енергетичного і конструктивного обмінів. Для міських стічних вод експериментально встановлено, що ступінь використання органічної речовини для синтезу

кліткової маси складає 25-30 % від знятої у споруді БПКповн. Але крім цього маса активного мулу збільшується також у результаті механічного включення

в мул і неасимільованої ним маси завислих речовин, що надходить в аеротенки з очищуваними стічними водами та біологічно окислюється мулом лише на 20-25 %.

Згідно СНиП 2.04.03-85 приріст мулу визначається за емпіричною формулою

де В - концентрація завислих речовин у стічних водах, що надходять в аеротенк, мг/л; КП - коефіцієнт приросту активного мулу, що показує, яка час-

тина органічних забруднень, що знаходяться у колоїдній і розчинній формах, використовується для збільшення маси бактеріальних клітин. Для міських

стічних вод КП = 0,3.

Іноді визначають питомий приріст активного мулу на одиницю

289

Приріст мулу являє собою надлишковий активний мул, який необхідно виводити з аеротенка для підтримання в ньому постійної концентрації активного мулу. Витрата надлишкового активного мулу складає

де Вм - вологість надлишкового активного мулу, що видаляється з аеротен-

ка, %.

Чим глибший процес біохімічного окислення відбувається в аеротенках (менше навантаження на активний мул), тим більше бактеріальних клітин частково окислюються при ендогенній респірації, і тим менший приріст мулу. Найвищий приріст мулу спостерігається при великих навантаженнях на нього. Залежність приросту мулу від навантаження, встановлена Клаусом Імгофом, наведена на рисунку 10.7.

Мікроорганізми активного мулу мають свій життєвий цикл. В результаті обмінних процесів із навколишнім середовищем і внутрішньоклітинного метаболізму відбувається ріст і розвиток мікроорганізмів - оновлення клітинної речовини і по мірі старіння клітини - зміна її хімічного складу, наприклад, зменшення вмісту води. У цьому аспекті можна говорити про «молодий» і «старий» активний мул.

Вік мулу визначає час перебування активного мулу в аеротенку до моменту його видалення у вигляді надлишкового мулу. Він визначається як відношення маси активного мулу, що знаходиться в аеротенку, вторинному відстійнику та мулових каналах до добової маси надлишкового активного мулу. Зазвичай враховується маса активного мулу, що знаходиться тільки в аеротенку. У такому випадку

Вік мулу визначає його фізіологічний стан і суттєво впливає на інтенсивність процесів окислення, осадження мулу, засвоєння азоту та фосфору мікроорганізмами мулу, нітрифікацію амонійного азоту.

Встановлено, що від віку залежить здатність клітин мулу до поділу (табл. 10.1). Мікроорганізми «молодого» активного мулу, що складаються головним чином із бактерій і невеликої кількості найпростіших, протягом 12 год більш витривалі до коливань температури в межах 10-30 °С і коливань рН. Однак, швидко розмножуючись, вони не забезпечують глибокого вилучення органічних забруднень. Для глибокої очистки стічних вод, нітрифікації амонійного азоту використовують «старий» мул. Крім цього, «старий» мул утворює пластівці більшого розміру і тому краще відділяється від очищених стічних вод.

290