14 Ковальчук Очистка стічних вод

лярного азоту із мулової суміші перед її надходженням у вторинний відстійник.

На рисунку 12.15 наведена схема процесу АЛЬФА з використанням стічних вод в якості субстрату при денітрифікації. При цьому зменшення концентрацій азоту здійснюється в три ступені. У денітрифікатор і нітрифікатор першого ступеню подається більша частина витрати стічних вод і рециркуляційний активний мул. Це дає можливість здійснити денітрифікацію рециркуляційного мулу і нітрифікацію амонійного азоту, що міститься в стічних водах. Нітрифікований азот далі піддається денітрифікації на другому ступені з використанням в якості субстрату іншої частини витрати стічних вод, а амонійний азот, що надходить з цією витратою, нітрифікується в нітрифікаторі другого ступеню. Подальше зменшення концентрацій азоту буде забезпечується в денітрифікаторі та нітрифікаторі третього ступеню.

Рис. 12.15. Схема триступеневого процесу АЛЬФА:

1 - денітрифікатор; 2 - аертенк-нітрифікатор; 3 - нітрифікатор; 4 - вторинний відстійник

Крім розглянутих вище, існують також інші технологічні схеми видалення азоту із стічних. Нітрифікацію та денітрифікацію можна здійснювати при створенні відповідних умов в аеротенках, в спорудах типу циркуляційних окислювальних каналів чи в затоплених біофільтрах плівкового типу із завантаженням із пластмасових рулонних матеріалів (гофрованих чи перфорованих вініпластових плівок). Влаштування в спорудах аноксичних зон здійснюють шляхом зменшення на відповідних ділянках інтенсивності аерації. Розрахунок нітрифікаторів та денітрифікаторів здійснюється за спеціальними методиками з урахуванням віку мулу й швидкості росту нітрифікуючих і денітрифікуючих бактерій [12, 14].

12.5. Доочистка стічних вод від сполук фосфору

Основним джерелом фосфору в господарсько-побутових і виробничих стічних водах є синтетичні поверхнево-активні речовини. Більша частина фосфору в стічних водах знаходиться у формі розчинних ортофосфатів.

431

У спорудах механічної очистки вміст фосфатів практично не зменшується. Досвід роботи споруд біологічної очистки показує, що залишкові концентрації фосфатів залежать, головним чином, від режиму роботи аеротенків:

ваеротенках продовженої аерації видаляється біля 20, у середньонавантажених - до 40 і лише у високонавантажуваних аеротенках концентрація фосфатів зменшується на 60-90 %, однак цей технологічний режим роботи аеротенків практично не застосовується на міських очисних спорудах. У режимі безреагентного фільтрування видалення фосфатів із стічних вод складає лише 4- 6 %.

За концентрації фосфатів менше 0,001 мг/л евтрофікація водойм не спостерігається. Величина допустимої концентрації фосфатів в очищених стічних водах залежить від їх розбавлення, фонової концентрації фосфатів у воді водойм, наявності інших джерел фосфатів у воді й зазвичай приймається рівною 0,01-0,1 мг/л.

Видалення фосфатів із стічних вод може здійснюватись різними методами. У останні роки інтенсивно розробляється хіміко-біологічний спосіб симультанного (одночасного) осадження фосфатів із застосуванням солей алюмінію чи заліза. За цим методом введення коагулянтів здійснюють перед аеротенками, безпосередньо в аеротенки на відстані 1/2-1/3 від їх довжини чи

вмулову суміш перед вторинними відстійниками. Утворювані при цьому слабкорозчинні фосфати алюмінію чи заліза асимілюються мікроорганізмами і надалі видаляються разом із надлишковим активним мулом. Ефективність видалення фосфатів симультанним методом залежить від дози коагулянту і зумовлюється місцем його введення та навантаженням на активний мул. Експериментально встановлено, що найдоцільнішим є введення реагентів безпосередньо в аэротенки. Однак слід відмітити, що за високих доз коагулянтів може спостерігатись деяке зменшення швидкості біохімічного окислення забруднень активним мулом.

Ефективність видалення загального фосфору симультанним способом складає в середньому 85 %. За вмісту в стічних водах 15-20 мг/л загального

фосфору і 6-10 мг/л фосфатів (по PO43− ) залишкові концентрації загального

фосфору складають 2-2,5, а фосфатів - 0,2-0,4 мг/л. Додаткове фільтрування стічних вод дозволяє вилучити ще до 20 % загального фосфору від його вмісту в очищеній воді за рахунок більш глибокого вилучення завислих речовин, однак концентрації розчинних фосфатів при цьому практично не змінюються.

Не дивлячись на високу ефективність видалення фосфатів, симультанний метод має досить суттєві недоліки, до яких слід віднести високу вартість коагулянтів, появу додаткової кількості осаду, збільшення вмісту хлоридів чи сульфатів у воді.

Заслуговує на увагу так званий біогальванічний метод видалення фосфатів закріпленою мікрофлорою в присутності металевих елементів зава-

432

нтаження [15]. Автори методу пояснюють його тим, що при окисленні органічних речовин мікроорганізми біоплівки підкислюють воду і на межі контакту із стічною водою утворюється мікрозона з кислою реакцією середовища. Саме у цій мікрозоні відбувається перехід у воду іонів металу, які утворюють з фосфатами нерозчинні сполуки, що випадають в осад.

Останнім часом усе більшого поширення набуває метод біологічно-

го вилучення сполук фосфору із стічних вод.

Метод грунтується на явищі включення фосфору в кліткові структури активного мулу в процесі біологічної очистки стічних вод. Як слідує із аналізу хімічного складу бактеріальних клітин, фосфор складає біля 2 % їх сухої речовини. Існують однак певні групи бактерій (переважно роду Acinobacter), які в штучно створених екстремальних умовах (так звані «стресові умови») вилучають із рідкої фази значно більші кількості фосфору (до 9-10 %), ніж це потрібно для утворення кліткової структури. Зв’язаний таким чином фосфор усувається далі разом із надлишковим активним мулом.

Процес біологічного вилучення фосфору відбувається за зміни умов, у яких знаходяться бактерії, з анаеробних на аеробні. Анаеробні умови мають

Рис. 12.16. Схема процесу біологічного видалення фосфатів:

1 - очищувані стічні води; 2 - анаеробний реактор; 3 - накопичена органічна речовина; 4 - поліфосфати; 5 - зона денітрифікації; 6 - аеробний реактор; 7 - вторинний відстійник; 8 - очищені стічні води

433

місце, коли в рідині відсутній як розчинений кисень, так і хімічно зв’язаний кисень нітритів і нітратів. Для забезпечення анаеробних умов рециркуляційний активний мул повинен піддаватись попередній денітрифікації. Іншою умовою здійснення процесу є наявність в анаеробній зоні біологічно окислюваних органічних сполук, які можуть акумулюватись усередину бактеріальних клітин. Процес біологічного вилучення фосфору ілюструє схема, зображена на рис. 12.16.

Явище підвищеного накопичення фосфору в кліткових структурах, яке відоме мікробіологам із 50-тих років минулого століття, вперше спостерігали в 60-тих роках минулого століття на очисних спорудах у США. Після досліджень, виконаних проф. Барнардом в університеті Кейптауна і Левіним у США, технологія біологічного вилучення фосфатів зазнавала значних модифікацій. На сьогодні на практиці застосовуються технології Bardenpho (модифікована), Phoredox, UCT, JHB, A/O, A2/O, які, одночасно з вилученням фосфатів, забезпечують також видалення амонійного азоту методом нітрифі- кації-денітрифікації.

12.6. Насичення очищених стічних вод киснем

Як відзначалося раніше, вміст розчиненого кисню у воді водойм повинен становити не менше 4 чи 6 мг/л в залежності від їх категорії і періоду року. Вміст кисню в очищених стічних водах зазвичай складає 0,5-1 мг/л і лише при дуже сприятливих умовах досягає 3-4 мг/л. Отже, у ряді випадків перед скидом у водойми очищені стічні води необхідно додатково насичувати киснем.

За наявності придатного рельєфу місцевості практичне значення має застосування каскадних систем аерації стічних вод. Одним із варіантів каскадних систем можуть бути водозливи з гідравлічним стрибком у нижньому б’єфі. Перепад рівнів на кожному ступені каскаду повинен бути не більше 0,55 м при критичному положенні стрибка. На кожному ступені забезпечується зменшення дефіциту кисню у воді приблизно на 20 %. Для насичення води киснем до концентрації 6 мг/л достатньо трьох-п’яти ступенів каскаду.

Для насичення очищених стічних вод киснем можуть бути також застосовані водозливи-аератори із водозливними отворами у вигляді тонкої зубчастої стінки із зубчастим щитом над нею (зубці стінки і щита повернуті один до одного). При їх проектуванні слід приймати: висоту зубців - 50 мм; кут при вершині зубців - 90о; висоту отвору між кінцями зубців - 50 мм; довжину колодязя нижнього б’єфу - 4 м, а його глибину - 0,8 м. Питома витрата води приймається в межах 120-160 л/с на 1 м водозливу.

За відсутності перепаду висоти між майданчиком очисних споруд і рівнем води у водоймі насичення очищених стічних вод киснем здійснюють у

434

спеціальних 3-4-ступеневих барботажних спорудах з пневматичною дрібночи сердньобульбашковою аерацією. Робочу глибину споруд зазвичай приймають біля 1 м, а інтенсивність аерації - до 100 м2/(м2.год) [1].

12.7. Розрахунок фільтрів для доочистки стічних вод

Розрахунок фільтрів для доочистки стічних вод розпочинають із визначення необхідного ефекту доочистки за завислими речовинами і БПКповн, за яким за табл. 52 СНиП 2.04.03-85 приймають тип фільтра, матеріал фільтруючого завантаження, його розміри і висоту, швидкість фільтрування при робочому й форсованому режимах, тривалість та інтенсивність промивки.

Сумарна площа поверхні фільтрів визначається за формулою

ляційна витрата, що включає в себе витрату води на промивку барабанних сіток і власне фільтрів, м3/добу; υ p - розрахункова швидкість фільтрування,

м/год; n - число промивок фільтрів за добу; T - тривалість простою фільтра під час промивки і скидання першого фільтрату, год.

Число промивок одношарових і двошарових фільтрів із фільтруванням води згори вниз складає n = 2-3 за добу. При цьому циркуляційна витра-

та Qц приймається рівною 5 % Q (при n = 1 Qц приймається рівною 2,5 % Q ). За відсутності перед фільтрами регулюючих ємностей розрахункова витрата Q дорівнює максимальній годинній витраті очищуваних стічних вод.

При форсованому режимі під час ремонту одного чи декількох фільтрів швидкість фільтрування становить

де N - загальне число фільтрів, np - число фільтрів, що знаходяться в ре-

монті.

Число фільтрів, що знаходяться в ремонті, приймають у залежності від загального числа фільтрів: np = 3 при N > 20, np = 2 при N <20, np =

1 при N < 10. Швидкість фільтрування при форсованому режимі для прийнятого типу фільтра не повинна відрізнятись від рекомендованої. Число фільтрів на станції доочистки стічних вод визначається за емпіричною формулою

435

і не повинно бути меншим 4. Площа в плані одного фільтра не повинна перевищувати 50-60 м2.

Витрата промивної води складає

При швидкості руху води у колекторі під час промивки υ к = 1-1,2 м/с діаметр колектора трубчастого дренажу дорівнюватиме

таженням фільтра, м; hб - перевищення борту фільтра над розрахунковим рівнем води, м.

Висоту шару води над завантаженням фільтра Hв звичайно приймають рівною 2 м, а перевищення борту фільтра над розрахунковим рівнем

води hб - 0,5 м.

Ємність резервуарів промивної води й брудних вод від промивки фільтрів розраховується не менше ніж на дві промивки. Ємність резервуарів промивної води повинна складати

Ємність резервуарів брудних промивних вод повинна бути достатньою для прийому як промивних вод від промивки фільтрів, так і промивних вод від промивання барабанних сіток

Витрату промивних вод барабанних сіток Qбс визначають відповідно до рекомендацій, наведених в розділі 12.2.

Література

1. СНиП 2.04.03-85. Канализация. Наружные сети и сооружения. - М., 1986. -

72 с.

2.Лукиных Н.А., Липман Б.Л., Криштул В.П. Методы доочистки сточных вод. - 2-е изд, перераб. и доп. - М.: Стройиздат, 1978. - 156 с.

436

3.Журба М.Г. Очистка воды на зернистых фильтрах. - Львов: Вища школа. Изд-во при Львов. ун-те. 1980. - 200 с.

4.Журба М.Г. Пенополистирольные фильтры. - М.: Стройиздат, 1992. - 176 с.

5.Физико-химическая очистка городских сточных вод/Г.Н.Луценко, А.И.Цветкова, И.Ш.Свердлов. - М.: Стройиздат, 1984. - 88 с.

6.Якимчук Б.Н., Журба М.Г., Приходько В.П., Шевчук Б.И. Доочистка сточных вод на гидроавтоматическом биофильтре-фильтре с плавающей загрузкой// Химия и технология воды, 1985, 7, № 1, с. 69-73.

7.Водоотводящие системы промышленных предприятий: Учебник для вузов/ С.В.Яковлев, Я.А.Карелин, Ю.М.Ласков, Ю.В.Воронов.; Под ред. С.В.Яковлева. - М.: Стройиздат, 1990. - 511 с.

8.Костовецкий Я.И., Омельянец Н.И., Толстопятова Г.В.. Гигиена доочистки сточных вод. - К.: Здоров’я, 1977. - 128 с.

9.Водоподготовка на ТЭС при использовании городских сточных вод/К.М.Абдуллаев, Л.Н.Полетаев, А.С.Соболь. - М.: Энергоатомиздат,

1988. - 271 с.

10. Смирнов А.Д. Сорбционная очистка воды. - Л.: Химия, 1982. - 168 с.

11. Швецов В.Н., Морозова К.М. Исследование механизма биосорбционного окисления/Совершенствование методов биологической и физикохимической очистки производственных сточных вод. Тр. ин-та ВНИИ ВОДГЕО. - М., 1990, с. 99-106.

12. Проектирование сооружений для очистки сточных вод (Справочное пособие к СНиП)/ВНИИ ВОДГЕО. - М.: Стройиздат, 1990. - 192 с.

13. Канализация населенных мест и промышленных предприятий/Н.И.Лихачев, И.И.Ларин, С.А.Хаскин и др.; Под общ. ред. В.Н.Самохина. - 2-е изд., перераб. и доп. - М.: Стройиздат, 1981. - 639 с. - (Справочник проектировщика).

14. P.Hlavinek, D.Novotný. Intenzifikace čistíren odpadních vod. - Brno, Noel 2000, 1996. - 268 с.

15. Шеломков А.С., Эль Ю.Ф., Захватаева Н.В. Биогальванический метод интенсификации сооружений биологической очистки//Водоснабжение и санитарная техника. 1996, № 6, с. 12-15.

.

437

Розділ 13

ЗНЕЗАРАЖУВАННЯ СТІЧНИХ ВОД І ВИПУСК ЇХ У ВОДОЙМИ

13.1. Методи знезаражування стічних вод

Очистка стічних вод на біофільтрах або в аеротенках забезпечує зменшення загального вмісту бактерій на 95 %, а очистка на полях зрошення - на 99 %. Для знищення патогенних бактерій, що залишилися в очищених стічних водах, і зменшення таким чином небезпеки зараження води водойм здійснюється знезаражування стічних вод.

Методи знезаражування стічних вод поділяють на реагентні й безреагентні. До реагентних методів відносять обробку стічних вод окислювачами чи введення в них іонів міді, срібла або інших знезаражуючих агентів. Як окислювачі використовуються сполуки хлору, озон, марганцевокислий калій, пероксид водню тощо. До безреагентних методів належать термічне знезаражування, знезаражування за допомогою ультразвуку, радіоактивного випромінювання, ультрафіолетових променів.

У наш час найпоширенішим методом знезаражування стічних вод є їх хлорування водним розчином газоподібного хлору чи гіпохлоритом натрію. Із незрозумілих причин діючим СНиП 2.04.03-85 не рекомендується здійснювати знезаражування стічних вод хлорним вапном.

Взаємодія газоподібного хлору з водою протікає за рівнянням

Cl2 + H2O←→ HCl+ HClO.

Хлорнуватиста кислота HClO нестійка і в свою чергу дисоціює

HClO←→ H+ + ClO− .

У залежності від рН основними стійкими складовими водних розчинів хлору є Cl2 , HClO, ClO− (рис. 13.1). При рН 7-8 головною дезинфі-

куючою сполукою є хлорнуватиста кислота.

Процес знезаражування стічних вод хлоруванням відбувається в дві стадії: спочатку хлор дифундує через оболонку клітки мікроорганізму, а потім вступає в реакцію з ферментами. Швидкість процесу визначається кінетикою дифузії хлору в середину клітини й інтенсивністю відмирання клітин внаслідок порушення метаболізму. Із збільшенням концентрації хлору, підвищенням температури води й переходом хлору у відносно легко дифундуючу, недисоційовану форму загальна швидкість процесу знезаражування зростає. З підвищенням значення рН бактерицидність хлору у воді зменшується. Здатні до окислення органічні сполуки, відновлювачі, а також колоїдні та завислі

438

речовини, що обволікають бактерії, уповільнюють процес знезаражування стічних вод. За наявності в стічних водах амонійного азоту процес їх знезаражування уповільнюється через утворення хлорамінів, які бактерицидно менш активні.

Рис. 13.1. Співвідношення вмісту різних форм хлору у воді в залежності від рН

При знезаражуванні стічних вод гіпохлоритом натрію NaClO чи хлорним вапном CaCl2O спочатку відбувається їх гідроліз (правда дещо повільніше, ніж газоподібного хлору) з утворенням хлорнуватистої кислоти

NaClO + H2O←→ NaOH+ HClO,

подальша дія якої така сама, як і при розчиненні у воді газоподібного хлору. Кількість активного хлору, необхідна для знезаражування одиниці

об’єму стічних вод, виражена в мг/л чи г/м3, називається дозою хлору. Активним називається кількість молекулярного хлору, що відповідає окислювальній здатності даної сполуки відносно йодистого калію в кислому середовищі. Звичайно на руйнування бактеріальних клітин витрачається лише незначна частина хлору, що вводиться у воду. Більша частина хлору йде на окислення органічних речовин і на реакції з різноманітними мінеральними домішками, що містяться у воді. Кількість хлору, яка витрачається на ці процеси, характеризує хлорпоглинання води. При експлуатації очисних споруд необхідну дозу хлору уточнюють експериментальним хлоруванням і приймають такою, щоб кількість залишкового хлору після 30 хвилин контакту із стічними водами не була меншою 1,5 мг/л.

Розрахункова доза активного хлору призначається рівною 10 г/м3 - для механічно очищених стічних вод, 5 г/м3 - для стічних вод після неповної біологічної очистки і 3 г/м3 - для біологічно очищених стічних вод [1].

До складу споруд для хлорування стічних вод входять хлораторна, змішувач і контактний резервуар.

439

У наш час експлуатуються декілька типів установок для приготування й дозування розчинів, що вміщують активний хлор.

Установки першого типу працюють на зрідженому хлорі й називаються хлораторами. У цих установках послідовно здійснюється випаровування хлору, його механічна очистка, дозування й розчинення у воді. Хлорування здійснюється хлорною водою, що виходить із хлоратора. У деяких випадках хлорування може здійснюватись безпосередньо газоподібним хлором, який змішується із стічними водами в спеціальних пристроях.

До другого типу належать установки, призначені не тільки для приготування дезинфікуючих розчинів, але і для отримання їх із первинної сировини. До таких установок відносять електролітичні установки для приготування розчинів гіпохлориту натрію.

До третього типу відносяться установки по хлоруванню стічних вод хлорним вапном чи іншими солями, що вміщують хлор. Принцип їх дії зводиться до приготування розчину необхідної концентрації й наступної подачі його в стічні води у вигляді дозованої струмини.

І, нарешті, четвертим типом є установки, які дозволяють здійснити знезаражування стічних вод шляхом їх прямого електролізу. Цей метод є безреагентним, оскільки знезаражуючі продукти утворюються шляхом електролітичного розкладання хлоридів, що вміщуються безпосередньо в стічних водах.

Вибір установки для хлорування здійснюють за витратою очищуваних стічних вод, умовами постачання, транспорту й зберігання реагентів, можливістю автоматизації процесів і механізації трудомістких робіт.

13.2. Хлорування стічних вод розчинами газоподібного хлору

Хлор поставляється на очисні станції в балонах чи контейнерах, у яких він знаходиться під надлишковим тиском переважно в рідкому стані. Внаслідок малої розчинності рідкого хлору його попередньо переводять у газоподібний стан після чого розчиняють у воді, а хлорування стічних вод здійснюють так званою хлорною водою.

Установки для хлорування стічних вод складаються з наступних вузлів: складу хлору; пристроїв для випаровування рідкого хлору; дозування газоподібного хлору й приготування хлорної води (хлоратора); насосної для підвищення напору води, що подається в ежектор; електрощитової та приміщення контрольно-вимірювальних приладів; вентиляційних і дегазаційних пристроїв.

Для невеликих установок хлор випаровують у тій же тарі, в якій він зберігається (табл. 13.1). Відбір хлору з балонів контролюють за допомогою ваги, на якій ці балони, власне, і розміщуються. Внаслідок складності обслу-

440