біологічна очистка стічних вод

 

Сутність вилучення та окиснення забруднень

 

Біологічний процес у навколишньому середовищі біологами сформульований більше, ніж триста років назад. Але його розуміння та застосування для очищення стічних вод, було запропоновано в кінці ХІХ ст. англійським хіміком Дибдіном. У інженерному вигляді біологічна очистка стічних вод була сформульована на початку

ХХ ст., але сам процес біологічної очистки розглядувався як ”чорна скринька”. Визнані авторитети, суттєвим внеском яких є розуміння кінетики ферментативної реакції та споруд біологічної очистки стічних вод, серед вчених країн СНГ – Корольков К.Н., Строганов С.Н., Яковлев С.В., Мішуков Б.Г., Феофанов Ю.А., Разумовський Є.С., Карюхіна Т.А., Скірдов І.В., Бондарев А.І.,

Репін Б.Н. та ін.

Біологічна (біохімічна) очистка стічних вод, як один з основних вузлів технології очистки, призначена для вилучення та окиснення нерозчинних і розчинних забруднень, переважно органічного складу. На споруди біологічної очистки стічні води надходять, як правило, після споруд механічної очистки. Це дозволяє регулювати приріст активної маси біоценозу, що необхідно для зниження чи виключення виносу активного мулу з вторинних відстійників. Встановлено, що у стічних водах, які надходять на споруди біологічної очистки, концентрація завислих речовин не має перевищувати 150 мг/л, щоб виключити перевантаження та винос активного мулу з вторинних відстійників. Крім того, при розрахунку споруд біологічної очистки необхідно врахувати, що при відстоюванні стічні води частково звільняються не тільки від мінеральних речовин, але і нерозчинених речовин органічного походження, чим знижується БСК на

величину ~45...50 відсотків. Унаш час вчені надають перевагу врахуванню кількості забруднення (тобто навантаження на біоценоз), які доводяться на одиницю об’єму, що регулює швидкість окиснення. При цьому треба відмітити, що з міськими стічними водами надходять речовини, які інгібують (гальмують) швидкість окиснення забруднень, що треба врахувати при розрахунку процесів та споруд. Інженеру-технологу, насамперед, необхідно мати уявлення про механізм вилучення забруднень, тобто чому і як стічні води звільняються від молекул забруднень. У всіх випадках, при контакті, як у паралельному так і в протилежному напрямку, відбувається перехід молекул від рідкої фази (стічні води) на тверду поверхню (біоценоз), тобто адсорбційне вилучення забруднень.

Узагальнена картина переносу молекул забруднень в елементарному шарі, від рідкої фази на тверду поверхню подана на рис. 13.

Q; L0 Lп пластівець активного мулу

L

 

Q; Lt

 

Рис. 13. Концептуальна схема зовнішньодифузійного масопереносу двофазної системи (стічні води – біоценоз): Q – витрата і напрямок руху стічних вод; L0 – концентрація забруднень (оцінюється еквівалентним показником біохімічного споживання кисню) у стічних водах на початку процесу; Lt – концентрація забруднень (оцінюється еквівалентним показником біохімічного споживання кисню) у стічних водах в кінці процесу; Lп – концентрація забруднень (оцінюється еквівалентним показником біохімічного споживання кисню) на поверхневому шарі біоценозу, у момент початку масопереносу

Із законів механіки та гідромеханіки, кількість або швидкість переносу у зовнішньодифузійному шарі в узагальненому, простому вигляді можна визначити за рахунок різниці концентраційного тиску, тобто за рахунок існування швидкості масопереносу чи кінетикою адсорбції за Лангмюером:

,

де D – коефіцієнт зовнішньої (молекулярної) дифузії, який враховує вплив кінетичних факторів. Тривалі дослідження й аналіз теоретичних матеріалів, наведених у фаховій літературі, показали що при розгляді кінетики біохімічної очистки, можуть мати місце такі три випадки при контакті фаз стічна вода – біоценоз (активний мул або біоплівка):

1) L0 > Lп; 2) L0 = Lп.; 3) L0 < Lп.

Проаналізувавши ці випадки процесу можна згодитися, що у третьому випадку, відношення має негативний знак. Тобто відбувається десорбційний процес масообміну, який повинний викликати вторинне забруднення очищених стічних вод. Як відомо, ні в аеротенках, ні в біофільтрах десорбційні процеси не відбуваються. У другому випадку, оскільки маємо рівновагу, згідно мономолекулярного закону, масообмін не може відбуватися, оскільки відсутня вільна сорбційна поверхня, тобто очищення стічних вод не відбувається, а стічні води транзитом проходять споруду. Для того, щоб відбувалося звільнення стічних вод від забруднень повинна бути вільна поверхня сорбції та створений концентраційний тиск:

∆L = L0 – Lп, при цьому, чим більший концентраційний тиск (∆L), тим більший ефект очищення стічних вод і швидкість масопереносу. Розглянемо, як відбувається нескінчений цикл негайного звільнення сорбційної поверхні на поверхні пластівців біоценозу, що є обов’язковим для того, щоб система "стічна вода (забруднення) – біоценоз" "працювала" постійно. Не можна ігнорувати і той факт, що перенесення молекул у зовнішньодифузійному шарі відбувається зі швидкістю в сотні раз більшою, ніж у внутрішньодифузійному шарі, та ще більшою, ніж швидкість окиснення молекул ферментами. Швидкість внутрішньодифузійоного переносу та окиснення приводить до звільнення поверхні біоценозу для зовнішньодифузійного адсорбційного переносу молекул з рідкої фази на сорбент (біоценоз). Таким чином спостерігається неоднозначне розуміння кінетики біохімічного процесу очистки стічних вод:

1. Перша група вчених вважає, що оскільки швидкість окиснення значно менша, ніж швидкість сорбції, тобто окиснення лімітує процес біологічної очистки, то біоректори необхідно розраховувати і конструювати тільки з урахуванням швидкості окиснення, зважаючи на мономолекулярний закон для біореакторів і вводячи відповідний коефіцієнт кореляції.

2. Друга група вчених вважає, що оскільки при контакті фаз відбувається звільнення стічної води від забруднення та накопичення неокисненої частини забруднень у пластівцях біоценозу, для отримання повної картини процесу необхідно та доцільно біохімічні процеси і споруди розраховувати як двофазну систему, а саме: зовнішньодифузійний перенос і внутрішньодифузійне окиснення. Для описання кінетики ферментативної реакції однофазної системи перша група вчених за основу приймає рівняння Міхаеліса-Ментен. Міхаеліс і Ментен першими ввели математичне рівняння, яке описує біохімічні процеси, воно отримало назву "рівняння ферментативної реакції". Рівняння ферментативної реакції розглядає просту ферментативну реакцію за участю одного конкретного субстрату (органічної речовини) S, одного ферменту F, який відповідає субстрату S з утворенням одного продукта розпаду Р. Мається на увазі, що реакція відбувається у дві стадії: утворення ферментативно-субстратного комплексу FS, а друга стадія – утворення продуктів розпаду з утворенням нових ферментів. Важливо відмітити, що рівняння розроблено для випадку, коли є рівновага між кількістю утворених і зруйнованих ферментно-субстратних комплексів. Таким чином, обов’язковою умовою стаціонарності є залежність:

S >>> F.

Міхаеліс і Ментен вважали, що утворення та розпад комплексу відбувається миттєво і спершу утворюється комплекс і миттєвий розпад для такого повторення:

К1 К3

S + F S F Р + F1,

К2

де К – швидкість реакцій відповідних процесів.

З урахуванням раніше записаних умов мікробіологи допускають, що

K1 [F ] х [S] = К2 [F S] + К3 [Е S], при цьому ,

де Е – виділена енергія реакції; Р – продукти розпаду; F1 – нові ферменти.

Перетворивши рівняння та коефіцієнт швидкості процесу, замінивши розмірним параметром – Кm, будемо мати відоме класичне рівняння ферментативної реакції Міхаеліса - Ментен, для конкретного субстрату та відповідного йому ферменту. Обробка результатів експлуатації біореакторів за рівнянням: Vсеред. = [Vмакс. х S ] / [К m + S], де Кm – коефіцієнт, що характеризує властивості органічних забруднень (субстрату) мг/л., що отримав назву "коефіцієнт Міхаеліса". Він показує, що – V / Vмакс. = 0,5 Кm £ S, тобто коефіцієнт Кm чисельно дорівнює концентрації субстрату, при якій швидкість ферментативної реакції рівна половині максимальної швидкості окиснення.

У тридцяті роки 20-го століття вченим Моно рівняння Міхеліса було адаптовано для описання кінетики біхімічного розпаду субстрату стічних вод, яке і стало найбільш розповсюдженим. Це рівняння відрізняється тим, що в рівнянні Міхаеліса введено робочий параметр біоценоз Х та коректуючий, так званий, "економічний коефіцієнт" Y. При цьому автор цієї роботи згодний з думкою спеціалістів, що рівняння Моно має суттєві недоліки:

1) рівняння Міхаліса та Моно розроблене для описання кінетики біохімічного розпаду одного субстрату й одного ферменту, а стічні води є багатокомпонентним середовищем; 2) рівняння передбачає мономолекуляний закон, тобто швидкість переносу та ферментативна реакція рівні, що мало ймовірно.

 

 

V Vmax L, м

 

 

 

Km S

t, час

а б

 

Рис. 14, а. Методичний графік для визначення коефіцієнта Міхаеліса

Рис. 14 б. Концептуальна схема росту ферменту та зниження субстрату: 1 – зниження субстрату; 2 – ріст ферменту

 

Розуміння ферментативної кінетики (теорія стаціонарної кінетики) по мірі ускладнення екологічного стану у світі отримує подальший розвиток. Це сприяє поглибленню механізму простих реакцій, а також застосуванню складних математичних апаратів. Тут маються на увазі роботи Афанасьєва, Екенфельдера, Маккіні, Годі, Герберта, Ієрусалимського, Скірдова, Мишкова, Феофанова та ін. Суттєвий крок для практичного застосування поняття ферментативної реакції зроблено у роботах Моно. Моно нехтує теорією Міхаеліса „один фермент – один субстрат”, і робить висновок, що принципи ферментативної кінетики прикладені повною мірою до системи „забруднення стічних вод – активний мул” і рівняння Міхаеліса та Ментен адаптував для споживання субстрату у такому вигляді:

1) для споживання субстрату ;

2) для росту бактерій ,

де Х – кількість біоценозу (доза біоценозу); y – коефіцієнт перетворення субстрату в біомасу (економічний коефіцієнт = Х / S; Vсеред. – середня швидкість росту ферментів, пропорційна швидкість окиснення забруднень.

Рівняння Міхаеліса та модифіковане рівняння Моно, не дивлячись на те, що широко застосовуються для рочиненого кисню та для споживання субстрату, потрібно сказати, мають суттєве обмеження для змішаних субстратів, концентрація яких змінюється еквівалентно величині біохімічного споживання кисню (БСК). Вже тут маємо неточності, оскільки БСК – загальний параметр і не дає точного числового значення, тому що у стічній воді присутні різні за складом речовини, які мають різні швидкості розчинення й окиснення.

Особливе обмеження (Даунінг, Нельсон) було отримане при описанні кінетики споживання вуглецевмісних речовин і росту бактерій, помилка досягала чотирнадцятикратного збільшення активного мулу, відносно зниження органіки. Цей приклад ще раз показує, що за допомогою одного рівняння можна отримати повну картину біохімічної кинетики очищення стічних вод, а найбільше задовольняє описання процесу окиснення азотистих речовин рівняння Моно. Наприклад, при нітро-денітрифікації як процесі окиснення одного субстрату та одного ферменту. Ряд вчених (Хейман, Мідлбрук, Гарленд) показують, що рівняння Моно зовсім не враховує "відмирання” бактерій при рості нових і тому економічний коефіцієнт має менше значення. Наприклад - 1/y = 1/y є + m / Vсеред., де m – нульовий ріст; y є – економічний коефіцієнт при „дійсному рості”.

Це пояснює існування значення питомого росту бактерій у безперервно діючому активному мулі (біоценозі), який значно нижчий розрахункового. Низькі питомі швидкості росту (приріст) притаманні добре працюючій системі біологічної очистки. При цьому стадія росту розподіляється на чотири фази. Після початкової фази (адаптації) починається швидкий ріст і при максимальній швидкості зростає до граничної величини. По мірі зниження кількості субстрату швидкість росту зменшується та переходить у стаціонарну фазу див. рис. 14, б. Далі наступає фаза спаду, коли кількість „свіжого” субстрату недостатня для забезпечення росту бактерій чи підтримується вже утвореними популяціями. Швидкість, з якою клітки відмирають, перевищують швидкості приросту нових кліток. „Сильні” клітки компенсують недолік за рахунок „слабких”, тобто наступає стан стадії „хижацтво”. Сильні поїдають слабких. Помічено, що зменшення ”слабких” бактерій не погіршує якість очистки стічних вод, це дає можливість зробити припущення, що окиснення ведуть, в основному, „сильні” бактерії, а слабкі збільшують приріст (є базою сорбційного вилучення). Аналіз рис. 14 показує, що зниження концентрації субстрату та ріст бактерій пов’язані безпосередньо між собою. Якщо за основу прийняти мономолекулярну реакцію, загальну кінетику процесу можна записати, з’єднавши рівняння споживання за Міхаелісом і ріст за Моно, тоді загальне рівняння буде мати такий вигляд:

,

де Х1 – концентрація життєздатних клітин, які ростуть на субстраті;

Х2 – концентрація клітин, які не ростуть на субстраті.

Таким чином, графік дає можливість припустити, що збільшення часу росту четвертої фази приводить до глибокої якості очистки стічних вод з окисненням азотистої групи речовин, тобто зменшенням приросту та збільшенням віку біоценозу. Розуміння приросту, віку активного мулу (біоценозу), доочищення (нітро-денітрифікації) визначає ефективність роботи споруд та економіку системи взагалі.

Вік біоценозу – це тривалість перебування флокул активного мулу чи біоплівки в системі біологічної очистки (аеротенк, регенератор, вторинний відстійник, система відводу та повернення біоценозу). Ряд вчених цей термін враховують при визначенні віку біоценозу, що збільшує будівельний об’єм біореактора-аеротенка чи біофільтра. Для розрахунку терміну перебування біоценозу у біологічній системі використовують формули емпіричного характеру, що обмежує її значимість. Наприклад, для визначення терміну перебування біоценозу у системі закордонні фахівці (ФРН) рекомендують рівняння у вигляді:

або ,

 

де Х0, X надлиш., Xвин. – відповідно доза активного мулу чи біоплівки у біореакторі, концентрація надлишкового, та мулу, який виноситься від вторинного відстійника; W – об’єм споруди біологічної очистки;

Qнам, Q – відповідно, витрата вологої суміші активного мулу та стічної води, та витрата стічних вод на спорудах біологічної очистки. Знаючи вік біоценозу можна визначити навантаження на біоценоз і на споруди біологічної очистки загалом:

, кг/м3.доб, кг/м3.доб,

де Rам., Rаер. – навантаження за БСК на активний мул і на аеротенки.

Врахувавши вище наведене співвідношення, об’єм аеротенка можна розрахувати за рівнянням: , м3.

Вік активного мулу змінюється залежно від ступеня, тобто технологічна схема без нітрифікації, з нітрифікацією чи

нітро-денітрифікацією.

Таблиця 12

Ступінь очистки	Доза біоценозу	Вік біоценозу, доб.
без нітрифікації	< 3,5	4....5
з нітрифікацією	< 3,5	8....10
з нітро-денітрифікацією	< 3,0	10...16
з нітро-денітрифікацією та стабілізацією біоценозу	< 3,0	10...16

Приріст біоценозу зв’язують з її віком та, відповідно, якістю очистки стічних вод. При розрахунку розмірів споруди біологічної очистки за віком біоценозу параметр приросту не має суттєвого значення, але кількість приростаючого біоценозу пов’язана з віком і тривалістю обробки стічних вод. Збільшення віку біоценозу приводить до повного окиснення сорбованих і дифундуючих речовин, що зменшує кількість приростаючого біоценозу. Дослідження показують, що питомий приріст активного мулу пропорційний тривалості аерації та зворотньо пропорційний віку біоценозу. Це показує можливість ціленаправленого керування приростом активного мулу в аеротенку:

,

де Ха – доза біоценозу, Wа – об’єм аеротенку, – вік біоценозу,

Q – витрата стічних вод, що надходять на розрахункову споруду.

Як відомо з широких досліджень фахівців мікробіології, хімії, також технологів, що працюють у напрямку біологічних процесів очистки стічних вод для підтримання нормативної швидкості окиснення субстрату суттєве значення має температурний фактор. Температурний фактор суміші в біореакторах є каталізатором, який інгібує всі процеси в природі. Суттєве значення він виявляє на ферментативну реакцію при окисненні забруднень стічних вод. Вплив температури на біологічну очистку стічних вод можна розглядати як багатонаправлений.

1. Вплив температури стічних вод на кінцевий баланс (швидкість розчинення атмосферного кисню в стічній воді.

2. Вплив температури стічних вод на ріст і активність ферментів і приріст біоценозу взагалі.

3. Зміна енергії активізації.

Дуже складно проводити дослідження впливу на процес очистки кожного з цих факторів окремо. В практиці накопичений досвід з визначення впливу температури стічних вод на швидкість і ефект їх очистки. Широке розповсюдження отримало рівняння Фелпса з коректуванням Стрітера-Вельца:

,

де – так звана температурна основа, яка за даними різних авторів коливається у широких діапазонах, які подані в табл. 13.

Таблиця 13

Автор		Автор		Автор
Екенфельдер	1,020	Екерлей	1,085	Муро	1,065
Вурман	1,074	Стрітер	1,047	Бенедек	1,066
Гришина	1,065	Абрамов	1,08	Костіна	1,03...1,07

 

Настільки різноманітні результати підтверджують складність питання, яке розглядається, що і стало причиною проведення

автором (5) досліджень впливу температури стічних вод на ефект біологічної очистки. Дослідження проводились без перерви протягом восьми місяців, на реальній воді із застосуванням термодатчиків, термостатів, термометрів з самопишучим апаратом на установці напівпромислового масштабу. Паралельно з хімічним аналізом неочищеної та очищеної води контролювався стан індикаторних мікроорганізмів біоценозу із застосуванням електронного мікроскопу. Були встановлені такі фактори:

1) зниження температури стічних вод до 10 С викликає зникнення гідробіонтів;

2) при відновленні задовільного стану, спочатку відновлюється концентрація пластівців активного мулу, а далі стан гідробіонтів;

3) для правильного розрахунку впливу температури на ефект роботи біосорберів запропоновано уточнене рівняння у вигляді:

 

.

Кm психрофіли термофіли

0,6

мезофіли

0,4

 

0,2

 

Т стічних вод

0 15 30 45

 

Рис. 15. Температурний вплив на процес біоочистки:

1 – за рівнянням Стрітера: ;

2 – за рівнянням та дослідженням автора роботи (5):

Зміна температури стічних вод суттєво впливає на зовнішній стан мікроорганізмів-індикаторів і ферментів загалом. При температурі стічних вод нижче 6 0С до 2 0С відбувається цистування гідробіонтів і різке зниження швидкості окиснення. Процес біологічної очистки зупиняється і вилучення забруднень відбувається тільки у першій фазі, тобто за рахунок сорбційного переносу. При температурі стічних вод нижче 2 0С мікроорганізми зникають з поля зору при мікроскопічному дослідженні.

При температурі стічних вод від 15 0С до 25 0С ефект очищення максимальний і піком є 20 0С, що підтверджується існуванням у вимогах санітарних норм показника повного окиснення БСК20. При температурі стічних вод від 25 0С до 30 0С ріст ефекту очистки не спостерігається, а від 30 0С до 45 0С наступає температурний діапазон для роботи термофільних бактерій і швидкість окиснення знижується. При температурі вище 45 0С ефект аеробної очистки знижується до мінімуму. Як відомо, при діапазоні температур вище 30 0С доцільно провести анаеробну біологічну очистку чи збільшити інтенсивність аерації з метою охолодження середовища в зоні дії ферментів.

При проектуванні реакторів біологічної очистки, температурний вплив на процес враховується введенням у розрахункові рівняння відповідного коефіцієнта рівності. Найбільш простою, за існуючими граничним умовам, є методика розрахунку Стрітера. Рівняння Стрітера справедливе при температурі стічних вод від 10 0С до 25 0С. Поза цими межами не співпадає крива кінетики процеса біохімічної очистки. Більш точними для наукових досліджень вважаються результати Ареніюса. Вони були використані для обробки наукових досліджень ведучими інститутами СНГ. За допомогою досліджень Роговської Ц.І. (ВНІІВОДГЕО) показано взаємозв’язок розподіли мікроорганізмів (гідробіонтів) за температурними граничними умовами. У широкому діапазоні температур найбільш точні результати дає рівняння Ареніюса, яке враховує енергію активізації. При цьому воно враховує зміну температури середовища, відповідно до екологічних умов організмів біоценозу, які приймають участь у процесі. Процес біологічної очистки від забруднень відбувається в тому випадку, якщо енергія активізації [Еа] біологічних процесів суттєво більша та відмінна від граничних значень енергії активізації ферментів. У спрощеному вигляді температурна константа Ареніюса має такий вигляд:

KT =A · ехр [- (Еа / (RT))],

 

де A – коефіцієнт температурної рівноваги; E – енергія активізації;

R – газова константа; T – температура суміші стічних вод і активного мулу.

Зміна температури стічних вод впливає на швидкість руйнування біомаси, тобто змінює муловий індекс. Спостереження показали, що муловий індекс стійкий знаходиться в задовільних межах від 70 до 110 см3/л., при температурі стічних вод у системі біологічної очистки від 12 0С до 25 0С. При підвищенні температурного фактору муловий індекс зростає через збільшення у полі зору мікроскопу ниткопдібних водоростей. При температурі нижче 12 0С також збільшується муловий індекс через зникнення фіксованих організмів і цистування більшості з існуючих. Крім широко відомої теорії переносу та розчинення кисню в стічних водах в останній час у кінетиці біохімічних процесів, через збільшення концентрації промислових домішок у міських стічних водах, все більше уваги приділяють фактору гальмування швидкості розпаду. Рівняння Міхаеліса коректують у вигляді:

,

де – коефіцієнт гальмування швидкості окиснення, для міських стічних вод.

 

Споруди біологічного очищення стічних вод

 

Кінетика вилучення забруднень властива спорудам біологічної очистки, які поділяються за витратою стічних вод (табл. 14).

Таблиця 14

№ п.п.	Найменування умовного градієнту	Діапазон витрат	Рекомендуємі споруди
	Місцеві очисні споруди	0,5....25	Вертикальні відстійники, фільтруючі колодязі, фільтруючі траншеї.
	Малі очисні споруди	50.....200	Вертикальні відстійники, біофільтри, компактні споруди
	Середні очисні станції	200....1400	Вертикальні відстійники, компактні установки, біофільтри, аеротенки.
	Великі очисні станції	1400...і більше	Вертикальні, горизонтальні, радіальні відстійники, біофільтри, аеротенки.

 

1. Споруди природнього очищення. Частіше проектують фільтруючі колодязі, фільтруючі траншеї та біологічні ставки.

2. Споруди штучного очищення. Частіше проектують біофільтри й аеротенки.