14 Ковальчук Очистка стічних вод

Останнім часом для глибокої доочистки біологічно очищених стічних вод застосовуються так звані біоплато чи мочари, які являють собою засипані щебенем і засаджені вищою водною рослинністю неглибокі ставки чи канави. Як вказується в окремих публікаціях, за тривалості перебування у біоплато 1-3 доби ці споруди забезпечують досить високий ступінь доочистки стічних вод. Однак застосування біоплато стримується через відсутність нормативних рекомендацій щодо їх проектування та експлуатації.

12.4. Реагентні та сорбційні методи доочистки стічних вод

Реагентні методи доочистки дозволяють комплексно вирішувати завдання освітлення стічних вод, зменшення їх БПК і ХПК, видалення фосфору, іонів важких металів й інших забруднень.

Технологічні схеми реагентної доочистки стічних вод, як правило, аналогічні використовуваним у водопостачанні для очистки питної води. Як

реагенти при доочистці стічних вод зазвичай використовують Al2 (SO4 )3 , FeCl3 , FeSO4 , Fe2 (SO4 )3 , CaO . Крім цього, поряд з мінеральними

коагулянтами використовують також синтетичні флокулянти різноманітних марок: ПАА, ВА-2 й ін.

Введення в біологічно очищені стічні води вказаних реагентів окремо, чи в комбінації один з одним, викликає коагуляцію грубодисперсних і колоїдних домішок, сорбцію на утворюваних пластівцях гідроксидів Al(OH)3 , Fe(OH)3 і Ca(OH)2 частини розчинних органічних і мінера-

льних домішок, чим досягається зменшення БПК та ХПК води. При реагентній обробці відбувається вилучення із стічних вод одного з найважливіших біогенних елементів - фосфору, головним чином, за рахунок утворення його важкорозчинних сполук із алюмінієм, залізом чи кальцієм.

Орієнтовні дози реагентів для доочистки міських стічних вод скла-

дають: Al2 (SO4 )3 (по Al2O3 ) - 30-50, FeSO4 - 40-50 і FeCl3 - 50-70 мг/л.

Доза вапна встановлюється з урахуванням вихідної лужності води й дози реагенту, який вводиться разом із вапном. Введення реагентів у зазначених дозах забезпечує зменшення БПК5 стічних вод на 60-90 % і вилучення 70-98 % фосфатів; ефективність очистки за завислими речовинами залежить від якості освітлення. У таблиці 12.5 наведені результати реагентної обробки біологічно очищених міських стічних вод.

При доочистці стічних вод вапнуванням дози вапна складають 300500 мг/л за CaO . Після введення вапна рН стічних вод зростає до 10,5-11,5 і починаються процеси пом’якшення води з утворенням CaCO3 , Mg(OH)2 та інших сполук. За високих значень рН аміак може бути видалений із води

421

аерацією повітрям. Після вапнування і освітлення стічних вод їх необхідно нейтралізувати кислотою.

Таблиця 12.5

Результати реагентної обробки біологічно очищених міських стічних вод [9]

Для освітлення стічних вод після реагентної обробки використовуються відстійники будь-якого типу, освітлювачі із завислим шаром осаду, флотатори, контактні освітлювачі. Для повного видалення завислих речовин стічні води додатково очищаються на фільтрах із зернистим завантаженням. Утворюваний реагентний осад доцільно повертати на початок очисних споруд перед відстійниками для інтенсифікації освітлення стічних вод.

Сорбція на активованому вугіллі є найефективнішим методом ви-

лучення залишкових розчинних органічних забруднень із біологічно очищених стічних вод [10]. Однак висока вартість активованого вугілля і складність його термічної регенерації стримують широке застосування цього методу. Тому безсумнівний інтерес становить метод біосорбції, що поєднує в одній споруді - біосорбері, два взаємопов’язані між собою процеси: процес сорбції органічних забруднень стічних вод на активованому вугіллі та процес біохімічного окислення сорбованих органічних забруднень іммобілізованими мікроорганізмами, який забезпечує регенерацію активованого вугілля. Біосорбери особливо ефективні для глибокої очистки стічних вод від СПАР, нафтопродуктів, сполук азоту, барвників й інших важкоокислюваних сполук.

422

У прямокутному в плані двошаровому біосорбері конструкції НДІ ВОДГЕО (рис. 12.10) стічні води подаються в центральну камеру, де аеруються повітрям, відтак через циркуляційну камеру надходять у нижню розподільну систему під нижній псевдозріджений шар активованого вугілля. При контактові із стічними водами на поверхні активованого вугілля утворюються мікрозони з підвищеними концентраціями органічних речовин і кисню, що створює сприятливі умови для розвитку мікроорганізмів, які здійснюють біохімічне окислення сорбованих забруднень, тобто біологічну регенерацію активованого вугілля.

Швидкість висхідного потоку води в нижньому шарі активованого вугілля складає 30-40 м/год, що забезпечує його псевдозрідження. Пройшовши через псевдозріджений шар, потік розділяється: циркуляційна вода рівномірно збирається середньою дренажною системою, підсмоктується ерліфтами в камеру циркуляції й знову повертається в нижню розподільну систему; очищена вода відділяється від циркуляційного потоку, фільтрується через верхній щільний шар активованого вугілля й відводиться із споруди через верхні лотки очищеної води. Відбирання циркуляційного потоку середнім дренажем спеціальної конструкції, забезпечує зменшення швидкості потоку у верхньому фільтруючому шарі до 3-5 м/год і підтримує його в щільному стані. Таким чином, багаторазове проходження через центральну камеру і псевдозріджений шар забезпечує насичення стічних вод киснем, сорбцію забруд-

Рис. 12.10. Біосорбер конструкції НДІ ВОДГЕО:

1 - шар псевдозрідженого завантаження; 2 - дренажна система; 3 - шар щільного завантаження; 4 - водозлив очищеної води; 5 - водозлив промивної води; 6 - повітропровід; 7 - центральна камера аерації; 8 - камера циркуляції; 9 - відвід очищеної води; 10 - відвід промивної води; 11 - циркуляційний трубопровід; 12 - водорозподільна система; 13 - подача стічної води

423

NH4+ i Cl− , утилізують як рідке добриво. Недоліком методу є втрата меха-

нічної міцності зерен клиноптилоліту вже після декількох циклів фільтрування й регенерації, що потребує його заміни.

Основним методом вилучення амонійного азоту із стічних вод є біо-

логічна нітрифікація-денітрифікація.

Нітрифікація - це процес біохімічного окислення амонійного азоту спочатку до солей азотистої кислоти чи нітритів, а потім до солей азотної кислоти чи нітратів. Нітрифікація амонійного азоту здійснюється в два ступе-

ні автотрофними бактеріями, для яких джерелом вуглецю є CO2 . На першо-

му ступені (нітритному) амонійний азот окислюється до нітритів бактеріями роду Nitrosomonas і Nitrosococcus, а на другому ступені (нітратному) нітрити окисляються в нітрати бактеріями роду Nitrobacter і Nitrocystis:

біомасу нітрифікуючих бактерій. Іншим результатом нітрифікації є утворення сильної азотної кислоти HNO3 , що зумовлює зниження pH, особливо у воді

425

з низькою буферною ємністю. У таких випадках необхідно підлужнювати воду вапном.

Нітрифікуючі бактерії повільно ростуть. Швидкість їх росту на порядок нижча швидкості росту звичайних гетеротрофних бактерій активного

мулу. Максимальна швидкість росту нітрифікуючих бактерій µ max становить 0,04-0,09 год-1, що відповідає часу генерації 8-17 год, а значення кон-

(N − NH4+ ) / (г. год) . Однак для чистих культур встановлені швидкості у

100-200 разів вищі, що свідчить про відносно низький вміст нітрифікуючих бактерій в активному мулі.

Процеси нітрифікації припиняються за концентрацій у воді розчиненого кисню менше 1 мг/л. Тому при нітрифікації рекомендується підтримувати концентрації розчиненого кисню біля 2 мг/л. Оптимальні значення pH для бактерій роду Nitrosomonas складають 7,9-8,2, а для бактерій роду Nitrobacter - 7,2-7,6.

Температура має значний вплив на швидкість нітрифікації. Оптимальна температура для чистих культур нітрифікуючих бактерій знаходиться в межах від 28 до 32 °C. У стічних водах нітрифікація проходить у досить широкому інтервалі температур - від 5 до 30 °С, але із зниженням температури на кожні 10 °С швидкість процесу зменшується приблизно в два рази.

Вирішальний вплив на ступінь нітрифікації має вік мулу, який визначається навантаженням на активний мул. Ефективність нітрифікації понад 90 % можливо досягнути при достатньо високій температурі та вікові мулу більше 5 діб.

Денітрифікація - це процес окислення органічних речовин киснем, що входить до складу нітритів і нітратів, з одночасним відновленням азоту, який видаляється в атмосферу. Як органічний субстрат у процесі денітрифікації можуть використовуватись будь-які біологічно окислювані органічні сполуки: вуглеводи, спирти, органічні кислоти, продукти розпаду білків, надлишковий активний мул, а також освітлені чи неочищені стічні води. Оптимальне співвідношення між БПКповн і концентрацією нітратного азоту для процесу денітрифікації складає 4:1 [12].

426

Процес денітрифікації є наслідком метаболічної діяльності гетеротрофних аеробних бактерій, які при окисленні органічних речовин використовують як акцептор електронів молекулярний кисень, а при його відсутності змінюють акцептор електронів, використовуючи нітрити та нітрати. Процес денітрифікації здійснюється в два ступені: на першому - нітрати відновлюються до нітритів, а на другому - нітрити відновлюються до молекулярного азоту.

Умовами здійснення процесу денітрифікації є відсутність в рідині молекулярного кисню, чи його низька концентрація (до 0,2 мг/л). У присутності розчиненого кисню переважають саме аеробні процеси, а денітрифікація не відбувається. Умови, коли у стічних водах присутні нітрити й нітрати, а молекулярний кисень відсутній, називають аноксичними.

Денітрифікація відбувається в досить широкому діапазоні рН - від 6 до 9. При рН більше 7,3 в результаті денітрифікації зазвичай утворюється

N2 , при менших рН може утворюватись N2O . При денітрифікації звільня-

ються аніони OH− , що нейтралізують катіони H+ , які утворюються при нітрифікації. Процес денітрифікації залежить від температури, хоча і в меншій мірі, ніж процес нітрифікації.

Найчастіше нітрифікація-денітрифікація здійснюється в спорудах типу аеротенків. Процес може здійснюватись в один чи в декілька ступенів з проведенням денітрифікації на початку, в середині чи в кінці технологічної схеми із влаштуванням рециркуляції мулу або стічних вод.

Перші технологічні схеми біологічної нітрифікації-денітрифікації передбачали використання метанолу чи етанолу в якості субстрату при денітрифікації [13]. На рисунку 12.11(а) наведена технологічна схема триступеневої нітрифікації-денітрифікації, де на кожному ступені процесу - аерації, нітрифікації та денітрифікації, є свій аеротенк, вторинний відстійник і система рециркуляції активного мулу. Число ступенів можна скоротити до двох, здійснюючи процес біологічної очистки та нітрифікації амонійного азоту в одній споруді, наприклад, в аеротенку продовженої аерації (рис. 12.11(б)).

Подальшим розвитком двох попередніх схем є одномулова одноступінчаста схема нітрифікації-денітрифікації (рис. 12.11(в)). За цією схемою обидва процеси здійснюються в одній споруді тим самим біоценозом, до складу якого входять гетеротрофні бактерії, що здійснюють окислення органічних речовин і денітрифікацію, а також автотрофні бактерії, які здійснюють нітрифікацію амонійного азоту. У залежності від наявності субстрату та кисневих умов, що створюються по довжині аеротенка, такий активний мул здійснює послідовно окислення органічних речовин, нітрифікацію амонійного азоту та денітрифікацію. При цьому під денітрифікатор виділяється частина споруди, в яку подають органічний субстрат, а перемішування мулової суміші в ній здійснюють механічними мішалками.

427

Рис. 12.11. Технологічні схеми процесу нітрифікації-денітрифікації із застосуванням метанолу чи етанолу в якості субстрату при денітрифікації:

а) - триступінчаста нітрифікація-денітрифікація; б) - двоступінчаста нітрифікаціяденітрифікація; в) - одноступінчаста нітрифікація-денітрифікація; 1 - аеротенк; 2 - вторинний відстійник; 3 - нітрифікатор; 4 - денітрифікатор; 5 - аеротенк-нітрифікатор

Суттєвим недоліком попередніх технологічних схем є використання при денітрифікації метанолу чи етанолу. Це досить дорогі хімічні речовини, кількість яких при великих витратах очищуваних стічних вод є дуже значною, а метанол є дуже отруйним. Однак головним недоліком їх застосування як субстрату, є нераціональне використання кисню: накопичений запас хімічно зв’язаного кисню у вигляді нітритів і нітратів витрачається на окислення органічних речовин, які додатково вносяться в стічні води. Тому в наш час в

428

якості субстрату при денітрифікації використовують активний мул чи неочищені стічні води.

На рисунку 12.12(а) зображена найпростіша технологічна схема з так званим ендогенним субстратом, у якій як субстрат при денітрифікації використовується власне активний мул. Однак процес денітрифікації при цьому йде досить повільно, об’єми денітрифікаторів дуже великі і з цих причин розглядувана схема не знайшла значного поширення.

Дещо більшого поширення набула одномулова одноступінчаста схема нітрифікації-денітрифікації з використанням в якості субстрату частини очищуваних стічних вод (рис. 12.12(б)). Витрата очищуваних стічних вод, які подаються в денітрифікатор, встановлюється, як вже вказувалося вище, із

розрахунку 4 г БПКповн на 1 г N − NO3− . Однак одночасно із стічними водами в денітрифікатор надходить і амонійний азот, що зумовлює його високу концентрацію в очищених стічних водах.

Найбільшого поширення в практиці очистки стічних вод набули технологічні схеми з попередньою денітрифікацією. На рисунку 12.13 наведена технологічна схема так званого модифікованого процесу Людчака-Етінгера

Рис. 12.12. Технологічні схеми одноступінчастого процесу нітрифікації-денітрифікації:

а) - з використанням в якості субстрату активного мулу; б) - з використанням в якості субстрату частини витрати очищуваних стічних вод; 1 - аеротенк-нітрифікатор; 2 - денітрифікатор; 3 - вторинний відстійник

429

[3]. Попереднє змішування рециркуляційного активного мулу із стічними водами в аноксичних умовах робить можливим використання органічних речовин стічних вод, як субстрату при денітрифікації. Однак у рециркуляційному активному мулі міститься лише незначна частина від усього нітрифікованого азоту, а значить ефективність денітрифікації буде невисокою. Для збільшення її ефективності влаштовують так звану внутрішню рециркуляцію, яка полягає в поверненні мулової суміші з кінця нітрифікатора на початок денітрифікатора. Однак достатня ефективність вилучення азоту із стічних вод при цьому досягається лише при досить високому ступеню внутрішньої рециркуляції, яка досягає 200-500 % і є причиною високих експлуатаційних витрат.

Рис. 12.12. Схема модифікованого процесу Людчака-Етінгера з попередньою денітрифікацією:

1 - внутрішня рециркуляція; 2 - денітрифікатор; 3 - аеротенк-нітрифікатор; 4 - вторинний відстійник

Зменшення ступеню внутрішньої рециркуляції можливо досягнути, влаштувавши ще один, другий ступінь денітрифікації. На рисунку 12.14 наведена технологічна схема чотириступеневого процесу BARDENPHO, в якому повторна денітрифікація здійснюється з використанням в якості субстрату активного мулу, а повторна аерація здійснюється з метою видалення молеку-

Рис. 12.14. Схема чотириступневого процесу BARDENPHO:

1 - внутрішня рециркуляція; 2 - денітрифікатор; 3 - аеротенк-нітрифікатор; 4 - нітрифікатор; 5 - вторинний відстійник

430