Очистка сточных вод от азота и фосфора

Остаточная концентрация аммонийного азота в очищенной воде существенно влияет на скорость нитрификации. В отдельных лабораторных опытах определить эту зависимость не удалось. Если судить по кривой изменения параметров в схеме двухстадийной ферментативной реакции, то порядок реакций по должен меняться от 0 до 1, что никогда не наблюдается, в особенности при низкой концентрации аммония. Поэтому был принят порядок реакции по в диапазоне 0,3-0,5, а именно 0,45 с тем, чтобы усилить ответственность параметра при низких концентрациях (со снижением концентрации реагирующего вещества порядок реакции возрастает).

Очень часто при низких остаточных концентрациях увеличение интенсивности аэрации, концентрации активного ила, рециркуляции возвратного ила не приносят ожидаемых положительных результатов. Очевидно, что глубокое удаление аммонийного азота следует осуществлять на других сооружениях иными способами.

Контроль за ходом нитрификации следовало бы назначить по количеству бактерий - нитрификаторов в активном иле. Реально осуществить такой подход на очистных станциях невозможно ввиду дороговизны мероприятий по выделению микробов, их идентификации и оценки свойств.

Количество нитрификаторов колеблется от 5 до 20 % от веса активной части ила, численное содержание бактерий (с пятикратным разбросом данных) затрудняет оценку их влияния.

4.2 Баланс загрязнений в процессе биологической очистки по азоту

Соотношение различных форм азота в ходе нитри-денитрификации показано на рис. 4.6.

По оси абсцисс условно в процентах дано содержание азота в начальный период очистки. По оси ординат в условных единицах (от 1 до 15) показано развитие процессов в виде ориентировочных линий изменения количества азота во времени.

Аммонийный азот постепенно окисляется от значения до , переходя в нитраты , количество которых зависит от процесса денитрификации.

При отсутствии денитрификации нитратный азот был бы равен , где - количество восстановленного азота.

Органический азот по мере очистки уменьшается от до ; азот, перешедший в прирост ила, также уменьшается от до .

Вынос азота с приростом ила равен •P_i,

где - содержание азота в иле, 0,06-0,08 г N/ г ила, а P_i - прирост ила, г/м ³.

Количество азота в очищенной воде составляет (г/м ³):

,

где - общий азот в очищенной воде.

Азот денитрифицированный:

где - содержание общего азота в осветленной воде, г/м ³.

Рис. 4.6. Соотношение различных форм азота в ходе нитри-денитрификации

Азот, окисленный до нитратов в ходе нитрификации, включает нитратный и денитрифицированный:

Фосфор из системы выводится с избыточным активным илом, поэтому основной задачей технологии является повышение содержания фосфатов в клетках ила. Количество общего фосфора в очищенной воде:

где - общий фосфор в осветленной воде.

Активный ил в традиционных аэротенках содержит 0,012-0,018 г/г фосфора, в то время как наличие анаэробной зоны может повысить содержание до 0,03-0,04 г/г. сточная очистка биологическое азот

4.3 Рекомендуемые схемы биологической очистки

Технология удаления азота и фосфора включает три основных элемента в биоблоке: зону анаэробной обработки смеси ила и сточных вод; аноксидную зону для денитрификации; оксидную (аэробную) зону для проведения нитрификации. Каждая часть блока биологической очистки (биоблока) может состоять из нескольких отсеков с различным оснащением. Варианты применения систем "карусельного" типа в настоящем разделе не рассматриваются ввиду сложности удаления фосфора в таких системах и излишне большого расхода субстрата (БПК ₅) в переходных процессах (переход от анаэробных к аноксидным и далее к оксидным условиям).

В силу достаточно жестких требований по содержанию фосфора в очищенной воде приоритеты перемещаются в сторону удаления фосфора, и системы без достаточных гарантий будут терять позиции, так как использование реагентных методов увеличивает затраты на очистку воды и обработку осадков.

Основу технологии очистки составляет трехзонная схема Анаэробно-Аноксидно-Оксидной (АА/О) обработки, показанная на рис. 4.7а. Применяют ее в тех случаях, когда не требуется получать очищенную воду гарантированного качества, так как изменения расхода и состава сточных вод, рециркуляции ила и нитратсодержащей иловой смеси оказывают существенное влияние на ход очистки.

Рис. 4.7. Технологические схемы блоков биологического удаления соединений азота и фосфора из сточных вод: а - АА/О; б - Phoredox modification; в - UCT; г - JHB; д - JHB modification, Ана -анаэробная часть; Ано - аноксидная часть; Окс - оксидная часть; ВО - вторичный отстойник; СВ - подача сточных вод; ОВ - очищенная вода; Ri - рециркуляция активного ила; RN - рециркуляция нитратсодержащей иловой смеси

В частности, в ночные часы, когда расход и концентрация сточных вод снижаются, растворенный кислород и нитраты, содержащиеся в возвратном иле, резко уменьшают эффективность обработки в анаэробной зоне.

Наличие растворенного кислорода в рециркулируемой нитратсодержащей смеси также негативно влияет на денитрификацию в аноксидной зоне. Поэтому стараются провести предварительную денитрификацию возвратного ила, которую выполняют различными способами.

В значительной степени выбор схемы зависит от конкретных условий проектирования очистной станции.

Если осуществляется реконструкция имеющихся коридорных аэротенков, то количество и расположение анаэробно-аноксидных отсеков будет зависеть от ширины и длины коридоров, от количества коридоров в секции, соотношения объемов анаэробно-аноксидных и аэробных зон.

Для нового строительства рекомендуется схема расположения блоков под названием "Uni", показанная на рис. 4.8.

Рис. 4.8. Универсальная схема «Uni» процесса ДЕНИФО: ПД - предденитрификатор; Ана -анаэробная часть; Ано - аноксидная часть; Окс - оксидная часть; Ано-Окс - маневренная зона; ВО - вторичный отстойник; В - подача сточных вод; ОВ - очищенная вода; Ri - рециркуляция активного ила; RN - рециркуляция нитратсодержащей иловой смеси

В этой схеме циркулирующий активный ил R_i впускается дробно в предденитрификатор ПД и в основной денитрификатор Ано в зависимости от содержания нитратов в иле. Для денитрификации ила в ПД подается часть сточных вод q₁, в соответствии с потребностью в необходимом количестве органических веществ для денитрификации (8-10 мг БПК ₅ на 1 мг азота нитратов). Остальная часть стока направляется в анаэробный отсек для усиления вытеснения фосфора из клеток бактерий. Рециркуляция нитратсодержащей иловой смеси R_N включается периодически либо постоянно при излишнем накоплении нитратов в оксидной зоне.

4.4 Согласование параметров

Большинство задач в области биологической очистки сточных вод решаются методом подбора и взаимного согласования основных параметров.

Для системы с активным илом с самого начала была предложена нагрузка на активный ил, на общую биомассу либо на его беззольную часть. Нагрузка на ил определяет, как и для всех живых организмов, режим питания и размножения микроорганизмов, эффект очистки, состав биоценоза ила, плотность биоценоза при осаждении и уплотнении ила. Нагрузка на ил по БПК ₅, БПК_n или ХПК напрямую связана с потреблением азота и фосфора, так как имеется прямая корреляция между содержанием органических веществ, азота и фосфора в различных формах.

Достаточно хорошо изучено влияние температуры воды на интенсивность биохимических реакций и, как следствие, на нагрузку на активный ил. В последние годы, в связи улучшением аналитической базы, чаще используют БПК ₅ для вычисления нагрузки; низкие значения БПК ₅ очищенной воды (на уровне 4-6 мг/л) позволяют пренебрегать этой величиной и исчислять нагрузку только по БПК ₅ поступающей воды.

Виды расчетных нагрузок:

- иловая нагрузка по БПК ₅ на массу ила

(4.1)

- иловая нагрузка на беззольную часть ила

(4.2)

- нагрузка на беззольную часть с учетом качества очищенной воды

(4.3)

В дальнейшем будет пользоваться первым определением в написании "нагрузка на ил" или H_i.

Другой параметр - возраст ила и_i - обозначает условную продолжительность пребывания ила в аэротенке (биоблоке) до момента его вывода и системы. Возраст ила вычисляют в зависимости от его прироста P_i (г/м ³)

(4.4)

При этом не учитывают вынос ила с очищенной водой (в пределах 7-9 г/м ³) из вторичных отстойников, как величину малозначащую по сравнению с количеством избыточного ила (60-90 г/м ³).

Избыточный ил образуется в результате одновременно протекающих процессов прироста и самоокисления биомассы бактерий. Преобладание того или иного процесса приводит к увеличению или снижению избытка ила.

Не вполне ясен вопрос о влиянии температуры воды: в зимние месяцы избыточного ила больше, нежели летом, и легко сделать вывод по обратной зависимости прироста ила от температуры. Принимая во внимание повышение концентрации загрязнений в зимний период, преобладание зимой явлений ассимиляции по сравнению с окислительными процессами, сильную зависимость окислительных свойств ила от температуры, отметим некоторую неопределенность в оценке температурного коэффициента. По данным наблюдений, зависимость от температуры может быть представлена в виде (1,015-1,018)^15-T, то есть так

(4.5)

Основной причиной появления обратной зависимости является снижение расхода воды и БПК ₅ в летний период на 10-15 % по сравнению с зимним, в связи с чем происходит конверсия температурного коэффициента, определяемого на основе среднегодовых показателей.

В прирост ила переходит значительная часть взвешенных веществ и меньшая часть растворенных органических веществ. В отечественной практике [37] принято исчислять прирост ила так:

P_i = 0.8·C_взв + 0.3·L_полн (4.6)

Формула отражает условия существования ила с возрастом 2,5-4 сут, в среднем 3 сут. Снижение прироста по мере увеличения продолжительности очистки в схемах Денифо возможно выразить в виде функции от нагрузки H_i5.

Максимальный прирост будет наблюдаться при возрасте ила 1 сут (примерно на 1,1 больше, чем при возрасте 3 сут). Далее:

, (4.7)

(4.8)

В расчете на БПК ₅ поступающей воды:

, г/м ³ (4.9)

Эта формула получена по результатам работы КОС.

Подбор параметров обычно начинают с назначения величины основного параметра, вычисляя значения остальных на основе нескольких приближений (способ итераций [14]). Согласование параметров предложено осуществлять по формуле:

(4.10)

В качестве главного назначаемого параметра рекомендуется нагрузка на ил H_i, так как нерегулярность удаления избыточного ила делает иногда неопределенным возраст ила, в то время как нагрузка всегда является конкретным параметром, независимо от дозы ила в аэротенке и частоты удаления избытка ила.

Назначения величины нагрузки на ил должно обеспечить необходимый эффект очистки по азоту, поскольку нитрификация является самым длительным процессом, так как объем анаэробно - аноксидных зон не превышает 30-40 % от общего объема сооружения.

Рис. 4.9. Зависимость допустимой нагрузки на ил по БПК5 от отношения азота аммонийного в очищенной воде к азоту общему в осветленной воде (Т=15 ^оС) для НЛСА 2; ЦСА; ПСА; ССА, ЮЗОС, КронСА, СКС

Степень очистки сточных вод по азоту можно представить как соотношение или в виде. Длительность процесса нитрификации более логично описывается во втором случае, так как именно более точно отражает глубину очистки сточных вод по аммонийному азоту. В начале расчета неизвестны ни доза ила, ни его возраст или прирост. Поэтому сформируем простейшее уравнение для допустимой нагрузки:

(4.11)

На основе материалов отечественных и зарубежных исследований [5,8,9,15,46,51,60] составлена формула такого типа (по БПК₅)

(4.12)

Графически зависимость показана на рис 4.9. При срыве нитрификации составляет 10-12 мг/л, =200-220 мг/г·сут (T=15є), при умеренном значении =4-5 мг/л величина =140-150 мг/г·сут, а в случае глубокой нитрификации - до 0,5 мг/л по аммонийному азоту =50-60 мг/г·сут, что соответствует практике очистки сточных вод.

Приведенные выше формулы дают возможность провести ряд ориентировочных расчетов, на основе которых далее будут определены объемы зон. Предлагается такой порядок расчета.

1. По требуемому качеству очищенной воды назначается остаточное содержание азота аммонийного , далее по концентрации азота общего в осветленной воде и температуре ТєС вычисляются по (4.12) допустимая нагрузка на ил , обеспечивающая прохождение нитрификации.

2. Допустимая нагрузка позволяет определить массу ила M_i в объеме биоблока:

3. Масса ила в блоке равна

M_i= W_б a_i

W_б - емкость блока, м ³, a_i - доза ила, кг/м ³.

4. Назначая целесообразную дозу ила (по работе вторичных отстойников и выносу ила из них), получим ориентировочный объем биоблока:

5. Определим прирост ила:

6. Оценим вынос азота и фосфора с избыточным илом:

=• P_i, =• P_i,

где J_N - содержание азота в иле, 0,06-0,08 г/г,

J_P - содержание фосфора в иле, 0,02-0,03 г/г в схемах Денифо.

7. Возраст ила в биоблоке:

Согласно принципу согласования параметров:

8. Составляем баланс загрязнений по азоту:

На основании предварительных расчетов ведется более детальный расчет емкостей блоков и кратности рециркуляции.

4.5 Расчет частей биоблока

Опираясь на результаты предварительных расчетов, определим объемы зон биоблока.

4.5.1 Дефосфатирование

В специальной литературе [36,40] и в ходе экспериментальной проверки было установлено, что между вытеснением фосфора из тела клеток и последующим его поглощением имеется прямая связь. Интенсивность вытеснения фосфора (при переходе АТФ в АДФ) зависит от количества органических веществ (в том числе ацетата), поглощенных из раствора клеткой. Перенос водорода в системе дыхания клеток осуществляется при помощи ненасыщенных кислот жирного ряда, образуемых в процессе кислого брожения субстрата. Накапливаемые в теле клетки полифосфаты образуют подвижную часть в пределах 3-10 % от общего количества фосфора в иле. Подвижность фосфатов больше связана с внешними условиями анаэробиза, чем с содержанием фосфора в иле J_p. Заметим, что интенсивное поглощение фосфатов из сточных вод возникает в случае перехвата и связывания подвижного фосфора, например, путем реагентной обработки.

Следует разграничить анаэробное подбраживание загрязнений сточных вод и сбраживание осадка из первичных отстойников от процессов анаэробиоза с участием активного ила в анаэробной зоне биоблока.

В целом содержание фосфора в активном иле, предопределяющее вынос этого вещества в составе избыточного активного ила, зависит от количества и качества подаваемых органических веществ (представим этот фактор как БПК ₅ ), концентрации ила a_i, содержания общего фосфора в сточных водах и фосфора фосфатов , продолжительности анаэробной обработки t_ана и температуры T. Итак:

J_P = f (; a_i; ; ; t_ана; К_Т) (4.13)

Сформулируем уравнение для расчета объема зоны на основе часто и просто контролируемых параметров. Зависимость процесса от и a_i представим в виде нагрузки , обеспеченность органическим субстратом как отношение БПК ₅ к количеству минерального фосфора:

,

поскольку общий фосфор определяется редко, а содержание фосфатов почти ежедневно. Следовательно:

t_ана = f·(, L_уд, J_P, K_T) (4.14)

Вид формулы по кинетике простых химических реакций

(4.15)

Для разграничения количества фосфора между общим содержанием и накопленной частью фосфатов вычтем органический фосфор в количестве 1-1,5 % от веса клеток (с зольностью ила), в частности в количестве 1 %.

В численном виде:

, ч (4.16)

J_P - в долях единицы, в кг/кг·сут, L_уд в г/г .

Диапазон действия формулы: J_p =0,015-0,04; H_i= 0,05-0,2 кг/кгсут; L_уд=5-15 г/г.

4.5.2 Денитрификация

Рассматривая главные влияющие параметры, расположим их в следующей последовательности: обеспеченность процесса восстановления легкоокисляемым субстратом с высокой энергетической отдачей; начальная концентрация нитратов в аноксидной зоне; эффект восстановления нитратов.

Концентрация растворенного кислорода, ингибирующая развитие денитрификации, выведена из состава основных факторов в связи с такими причинами.

Во-первых, доказана возможность создания восстановительных условий даже при наличии растворенного кислорода [5,34,36]. Во-вторых, в рациональных схемах Денифо количество возвращаемого кислорода невелико: в циркулирующем иле кислород отсутствует, в нитратосодержащем потоке растворенный кислород 4-4,5 мг/л, и циркуляция R_N с кратностью 0,5-1,0 добавляет 2-2,5 мг/л кислорода, который немедленно поглощается гетеротрофными бактериями.

В начальной стадии денитрификации наблюдается прямая пропорция между количеством биодеградабельного субстрата и скоростью процесса. В конечной стадии скорость денитрификации более слабо зависит от наличия субстрата главным образом из-за обеднения его высокопитательными веществами. Поэтому порядок реакции по относительному запасу питательных веществ L_уд, выраженных в виде БПК ₅ поступающей жидкости по отношению к количеству денитрифицированного азота

,

будет меньше 0,9-1,0 и больше 0,3-0,4.

Количество возвращаемых нитратов составит , а кратность рециркуляции:

.

В традиционных схемах Денифо содержание азота нитратов в очищенной воде 6-9 мг/л, а количество денитрифицированного азота колеблется в пределах 8-12 мг/л, поэтому кратность рециркуляции может составлять 50-130 %, учитывая возврат нитратов в составе циркулирующего активного ила.

Эффект восстановления нитратов часто не имеет существенного значения, поскольку иловая смесь из аноксидной зоны поступает в аэробную часть биоблока. Но в некоторых схемах, в частности UCT, предусмотрена вторая перекачка денитрифицированного ила в анаэробную зону.

Анаэробные условия легко нарушить при избытке нитратов, в связи с чем целесообразно назначить остаточное количество азота нитратов на уровне 0,3-0,5 мг/л в схеме UCT и 0,5-1,0 мг/л в остальных случаях.

На основе данных предложений составим формулу скорости денитрификации:

(4.17)

Температурную поправку возможно оставить в виде 1,072^T-15, так в денитрификации принимают участие 70-80 % гетеротрофных микроорганизмов.

В численном виде:

(4.18)

Диапазон изменения параметров: L_уд=5-15 г/г; R_N=0,5-1,3; =6-9 мг/л (нитраты в очищенной воде); =0,3-1,0 мг/л (нитраты на выходе из аноксидной зоны).

4.5.3 Нитрификация

Нитрификация как биохимический процесс протекает минимум в две стадии, иногда независимо друг от друга. На ЦСА наблюдались случаи ингибирования второй стадии, и в очищенной воде количество нитратов возрастало до 15-20 мг/л.

На очистных станциях содержание нитрификаторов в иле не определяется, в лучшем случае осуществляются лабораторные опыты по определению скорости убыли аммонийного азота, но в виду большой погрешности в таких определениях необходим значительный объем экспериментальных данных и оценка внешних воздействий (солей тяжелых металлов, СПАВ и т.п.). Особенно сложно оценить эти процессы в случае использования прикрепленной биомассы, так как неясно поведение нитрификаторов в слое биопленки.

Из многочисленных факторов, оказывающих существенное влияние на нитрификацию, выделим несколько главных. Известно, что активность нитрифицирующих бактерий требует поддержания повышенной концентрации растворенного кислорода - более 2 мг/л. При этом в публикациях не указывается, является ли названное значение средней величиной по длине коридоров аэротенков либо средним значением в контактных лабораторных опытах.

Часто влияние растворенного кислорода выражают в виде множителя по ферментативной модели [47], указывается значение равным 0,5-1,0 мг/л. Если приближается к 0,5, то минимально допускаемое значение С ₀ находится в диапазоне 1,5-2 мг/л, а если = 1,0, то в диапазоне 2-3 мг/л. Распределение концентрации кислорода по длине коридоров нитрификаторов нелинейно, с появлением максимума на кривой в конце аэротенка. Иногда, в целях экономии электроэнергии, снижают интенсивность аэрации на последнем отрезке нитрификатора (так сделано на Пушкинской СА и на ЮЗОС), и тогда максимум смешается к центру коридора.

В математическом виде среднее значение может быть вычислена как функция от по выражению . По эксплуатационным данным обычно поддерживают на уровне 4-5 мг/л, и среднее значение составит 2,5-3,25 мг/л. Такой уровень аэрации возможно считать оптимальным, не оказывающим ингибирующее воздействие на сообщество гетеротрофов и нитрификаторов.

Другим условием эффективной деятельности нитрификаторов является отсутствие легкоокисляемых органических веществ. Практика показала, что расположение денитрификатора перед аэробной зоной - предшествующая денитрификация-гарантирует интенсивную нитрификацию, причем увеличение продолжительности денитрификации способствует устойчивости процесса, в особенности при необходимости глубокого удаления аммонийного азота.

Не располагая точным параметром для описания этого явления, считаем возможным внести в коэффициенты при основных функциях множитель как отражение влияния наличия или отсутствия легкоокисляемых органических веществ.

Следующим параметром будет эффект окисления аммонийного азота и его начальная концентрация. Скорость нитрификации снижается по мере окисления аммония, и возрастает с увеличением начальной концентрации.

Рост скорости очистки по мере увеличения начальной концентрации веществ замечен и для гетеротрофных бактерий [46]. Эффект очистки может быть представлен как кратность снижения концентрации аммонийного азота , а влияние начальной концентрации общего азота в виде члена функции .

Важным явлением для процесса является температура воды. Основание температурной поправки и в формуле типа рекомендуется принимать от 0,7-1,2, чаще всего 1,103. Эта величина существенно зависит от интенсивности аэрации и перемешивания жидкости, и учитывая низкие концентрации общего азота в исходной воде, слабую интенсивность аэрации и перемешивания, считаем необходимым использовать относительно низкое значение основания поправки типа 1,072^T - ¹⁵.

Общий вид функции скорости процесса нитрификации, без учета количества нитрификаторов в иле, будет таким:

(4.19)

В диапазоне проверенных значений параметров - отношения от 0,1 до 0,3, кратности снижения аммония от 0,025 до 0,3, значения от 20 до 40 мг/л, численные значения б₁ = 0,24, б₂ = 0,45 и б₃ = 0,7 приводят к наименьшим невязкам в вычислениях. Величина равна в среднем 1,2, а K_T = 1,072^{T - 15}. Для условий Санкт - Петербурга (доза ила в аэротенках 2-3 г/л, концентрации растворенного кислорода = 2,5-3 мг/л, общий азот в осветленной воде менее 25 мг/л, объем денитрификатора не более 10 % от общего объема азотного блока) возможно использовать упрощенную формулу:

, (4.20) или

(4.21)

K_н - коэффициент скорости нитрификации, зависящий от времени. При температуре воды от 13 до 20 єС, K_н=0,93-1.

Скорость нитрификации может быть представлена в виде формул ферментативной кинетики, для чего необходимо выразить влияние параметров и в виде явлений активации - ингибирования процесса.

5. Реагентная обработка сточных вод

Реагентная обработка сточных вод и отдельных потоков (сливных вод, фугата, фильтрата) очистных станций сочетает в себе несколько процессов, в зависимости от дозы реагента и состава жидкости. Основные из них:

? - перевод растворенных фосфатов в нерастворенные формы FePO₄, гидроксоапатитов, комплексных соединений с участием железа;

? - дестабилизация (нейтрализация заряда, образование мостиков) дисперсно - коллоидной системы загрязнений сточных вод;

? - образование пространственно связанной системы из взвешенных веществ и гидроксида железа (Fe(OH)₃), укрупнение хлопьев (мицелл) и последующее их осаждение.

На эффективность действия реагентов влияет ряд факторов. Частицы взвешенных веществ имеют отрицательный заряд, определяемой дзета - потенциалом и объемным зарядом всей системы. Естественно, с увеличением заряда растет потребная доза реагентов.

Сбраживание осадков содействует усилению отрицательного заряда, росту дзета-потенциала с минус 10-15 mV до 40-45 mV. В условиях изменения редокс-потенциала до минус 150-250 mV часто наблюдается восстановление трехвалентного железа до двухвалентного, и ухудшение условий извлечения фосфора. Реагенты на основе алюминия не обладают такими свойствами.

Фосфаты при образовании FePO₄ формируют очень мелкие кристаллы, осаждаются медленно, поэтому предпочтительно сопровождение этого процесса соосажденим с использованием флокулирующей способности естественных полимеров активного ила либо синтетических флокулянтов. Высокие концентрации взвешенных веществ в некоторых потоках заставляют вводить повышенные концентрации реагентов ради интенсификации их флокулируемости. В таких случаях целесообразно использовать быстродействующие флокулянты, формирующие хлопья и образующие прожилки свободной воды между ними, и более медленно действующие минеральные реагенты для связывания фосфора. К такому выводу приводят факты снижения количества фосфатов в сливной воде илоуплотнителей при добавке флокулянта перед уплотнением.

Для связывания невысоких концентраций фосфора необходимы относительно низкие дозы реагентов, однако в процесс вмешиваются другие анионы - , , , и т.д. Когда концентрация фосфора фосфатов снижается до величин 0,7-0,4 мг/л, вероятность столкновения Fe⁺³ и уменьшается, а конкуренция со стороны других анионов усиливается, и большая часть железа расходуется на образование Fe(OH)₃.

В невской воде, используемой для водоснабжения города и пригородов, и в грунтовых водах, составляющих значительную часть общего расхода сточных вод, содержится достаточно много органических веществ (гумусные кислоты), но относительно мало кальция и магния (менее 15 мг/л). Разумеется, не следует ожидать существенного влияния этих элементов, и образования значительного количества апатита. Зато возможно прогнозировать образование комплексных соединений железа с фосфатами и органическими примесями.

В исходных водах города содержание железа достигает 2-3 мг/л, в стоках части пригородов до 10-15 мг/л, а в биологически очищенной воде оно снижается до 0,2-0,3 мг/л, что свидетельствует о задержании металлорганических соединений (железа, цинка, меди, марганца) биомассой активного ила.

Свойства реагентов, естественно, влияют на эффективность их действия. Но основным фактором, обуславливающим их реальное применение, становится остаточное содержание металла в очищенной воде.

На очистной станции г. Петродворца в 1985-1986 гг. [27] проводились опытно - производственные испытания по коагуляции иловой смеси во вторичных отстойниках реагентом Al₂(SO₄)₃. Доза реагента 15-17 мг/л, снижение концентрации фосфора фосфатов до 0,2-0,5мг/л, но остаточное содержание алюминия на уровне до 0,25-0,5 мг/л погасило преимущества реагента. Более предпочтительным остается применение железа, присутствие которого характерно для всех природных вод Северо - Западного региона.

Возможные места ввода реагентов представлены на обобщенной схеме очистки сточных вод и обработки осадков (рис. 5.1), характерной в целом для Санкт - Петербурга.

Рис. 5.1. Технологическая схема канализационной очистной станции с обозначением мест ввода реагента. A, B, C, D, E, F; G- возможные точки ввода реагента: 1 - насосная станция; 2 - приемный резервуар; 3 - решетки; 4 - песколовки; 5 - первичные отстойники; 6 - блок биологической очистки; 7 - вторичные отстойники; 8 - ультрафиолетовое обеззараживание; 9 - илоуплотнители; 10 - резервуары осадков; 11 - обезвоживание осадков

Точки ввода реагента обозначены буквами от A до G. Добавка реагента перед первичными отстойниками (точка А) представляет собой процесс коагуляции исходных сточных вод. Потребная доза по Fe⁺³ колебалась от 7 до 12 г/м³, меньшая доза для разбавленных стоков и большая для обычного состава.

Снижение концентрации фосфора было непостоянным, так как дозирование реагентов производилось в лучшем случае по расходу стоков, но чаще постоянной дозой. Содержание фосфора в осветленной воде колебалось от 0,7-1,7 мг/л. Если дальнейшая очистка осуществлялась в обычных аэротенках, то эффективность была невысокой, так как в глубоко осветленном стоке оставалось мало загрязнений, прирост ила понижался, вынос фосфора с илом не позволял снизить концентрацию его в очищенной воде до 0,5 мг/л. Это явление возможно проследить на примере Кронштадской, Зеленогорской и Колпинской станций аэрации.

Глубокое осветление сточных вод имело определенные недостатки - из-за дефицита органических веществ была ослаблена денитрификация, количество общего азота в очищенной воде повысилось на 2-3 мг/л и достигло значений 12-13 мг/л (против 10 мг/л при отсутствии коагуляции).

Следует внимательно отнестись к зольности осадка первичных отстойников, так как к оседающей взвеси (? 80 мг/л) зольностью 30-35 % добавлялось около 60 мг/л гидроксидного осадка, вследствие чего зольность осадка поднималась до 50-55 %. Для сжигания осадка такой уровень зольности недопустим по мотивам поддержания автотермического режима сжигания кека.

При добавке реагента перед вторичными отстойниками (точка B) доза по Fe⁺³ снижается почти вдвое: 3,0-4,0 г/м ³ при наличии анаэробной зоны в схеме биоблока (например, для очистных сооружений Сестрорецка) и 5,0-6,0 г/м ³ при ее отсутствии (например, для очистных сооружений Кронштадта). Если необходимо низкое содержание фосфора в очищенной воде, то конкурентом фосфатов выступает гидроксил OH^-, и мольное соотношение Me/P возрастает. Соотношение Fe/P при этом увеличивается от 1 моль/моль до 4-5 моль/моль. Появляется нежелательный перерасход реагента на побочные процессы. Это явление было обнаружено в ходе испытаний на КОС г. Петродворца. Оно является типичным и подтверждалось на ряде зарубежных станций [15].

Следует обратить внимание на условия ввода и перемешивания реагента. Добавка реагента в распределительную чашу способствовало неравномерному распределению его по отстойникам. Желательно подавать реагент в концевые части аэротенков, в зону аэрации, учитывая достаточно большую продолжительность реакции (15-20 мин. в контактных условиях).

Соответствующим подбором условий коагуляции возможно добиться выноса фосфора на уровне 0,4-0,5 мг/л, не превышая дозу реагента более 5,0 мг/л.

Проводились производственные испытания реагентного удаления фосфора совместно с ГУП "Водоканал Санкт-Петербурга" и дочерней компанией Kemira Oyj "ЗАО Кемира Эко" на канализационных очистных сооружениях г. Кронштадта.

С января 2006 года началось стабильное дозирование Ferix-3 в нижний канал аэротенков, средняя доза составляла 4,8-5,0 г Fe⁺³/м ³ сточных вод. В январе 2008 года в работу был введен аэротенк после реконструкции, и доза ила в аэротенках снизилась до 2 г/л, а расход Ferix-3 - до 3,0 г/м ³ сточных вод, концентрация общего фосфора в очищенной воде составила 0,3-0,4 мг/л.

В табл. 5.2 приведены данные по работе канализационных очистных сооружений г. Кронштадта.

Таблица 5.2

Показатели загрязнений	При дозе Fe2(SO4)3=4,8-5,0 г/м3 в очищенной воде, мг/л (точка В)
	2006	2007
Фосфор общий	1,25	0,88
Фосфор фосфатов	1,05	0,70
Азот аммонийный	0,65	0,65
Азот общий	10,9	10,2
Железо общее	0,59	0,39

Среди других узлов станции, в которых образуются вторичные фосфатные загрязнения, можно отметить сливные воды илоуплотнителей, резервуары для осадков, фугат узла обезвоживания.

Загрязнение сливных вод зависит от продолжительности уплотнения избыточного ила (8-10 мг/л Р при уплотнении в течении 8-12 ч и 15-20 мг/л при суточном хранении).

Обработка сливных вод илоуплотнителей (точка С) эффективно осуществляется при дозе реагента 2-4 г/м³ по Fe⁺³ и целиком зависит от выноса ила со сливной водой. Регулирование выноса ила возможно только при помощи обработки ила флокулянтом перед уплотнителями и уменьшения продолжительности уплотнения. Количество снятого фосфора незначительно влияет на общий вынос фосфатов очистной станции, поскольку количество сливной воды составляет 1-1,5 % от расхода сточных вод, а концентрация фосфора не более 15-20 мг/л.

Резервуары для смешивания и накопления осадков (точка D) могут иметь различную емкость, рассчитанную на продолжительность пребывания осадков от 1 до 5ч. За время контакта ил с осадком первичных отстойников выделяется в воду значительное количество фосфора, поэтому более желательным является раздельное хранение осадков. Добавка реагента в резервуар при совместном хранении осадка связана с исключительно высокими дозами реагента и низкой эффективностью (? 50 %) по связыванию фосфора. В табл. 5.1 показаны результаты испытаний на Центральной станции аэрации г. Санкт-Петербурга.

Таблица 5.1

Показатели	Ед. изм.	Фугат при дозе Fe2(SO4)3 163 г Fe+3/м 3 (точка Е)	Резервуар смешения осадка при дозе Fe2(SO4)3 204 г Fe+3/м 3 (точка D)	Внутренняя канализация при дозе Fe2(SO4)3 37 г Fе+3e/м 3 (точка F)
		Вход	Выход	Вход	Выход	Вход	Выход
Fe/PO4-P	моль/ моль	0	1	0	1,2	0	1,9
Pобщ.	мг/л	3,67	0,96	4,33	0,78	4,11	1,04
PO4-P	мг/л	1,68	0,61	2,19	0,48	2,83	0,76
Nобщ.	мг/л	22,8	9,8	23,67	10,07	22,11	7,99
Взвешенные вещества	мг/л	196	10,47	186	8,57	164	8,74
БПК 5	мг/л	109	5,31	116	4,45	108	4,15
Feобщ	мг/л	4,5	0,5	3,03	0,35	4,06	1,34

Длительное совместное хранение осадка и ила приводит к весьма нежелательным последствиям: содержание фосфора в фугате достигает 250-300 мг/л, фосфаты плохо связываются железом. При минимальном времени контакта (смешивание осадков в трубе перед центрифугами) вытеснение фосфора из ила происходит менее интенсивно, содержание его в фугате снижается до 30-35 мг/л, и в этом случае возможно отказаться от реагентной обработки фугата.

На Юго-Западных очистных сооружениях в бак смешения осадков подавалось 1,9 кг/м ³ реагента (190 г Fe⁺³/м ³), при этом происходило снижение фосфора фосфатов с 300 мг/л до 50 мг/л. При дозировании реагента в ферментированную сточную воду перед первичными отстойниками доза реагента составляет 4,5 г Fe⁺³/м ³, снижение фосфора с 4 мг/л до 2,9 мг/л (до и после дозирования реагента).

Качество фугата центрифуг полностью зависит от способа хранения осадков, поэтому в точке E возможно удалить большое и малое количество фосфора. При большом количестве фосфора (совместное хранение осадков) возможно задержать до 150-200 мг/л фосфатов, если количество фугата будет составлять 0,5-1,0 % от расхода воды, то снятый фосфор будет ощутимым для станции в целом. Раздельная схема обезвоживания осадков понижает содержание фосфора в фугате до 30-40 мг/л и в общем балансе малозначительно.

Во внутреннюю канализацию попадает достаточно много иловых и сливных вод, дренажной и технической воды. Качество ее переменно, поэтому при вводе коагулянта (точка F) желательно усреднение состава и добавка флокулянта для снятия основной массы взвешенных веществ. Количество стоков в среднем 3-5 % от расхода воды, содержание фосфора переменно, в среднем от 15 до 50 мг/л. Коагуляция этого потока может оказаться оперативным средством для частичного снижения количества фосфора до уровня 0,6-0,8 мг/л в общем стоке.

Подача реагента в циркулирующий активный ил (точка G). При вводе реагента в циркулирующий активный ил с постоянной и пропорциональной расходу ила дозой реакция происходит в условиях повышенного содержания фосфатов в иле, что характерно для откачиваемого из вторичных отстойников ила. При этом:

? доза реагента может быть снижена до 15-20 мг/л;

? зольность ила возрастает незначительно (на 10-15 %), ил становится более тяжелым и быстро оседает, вынос взвеси из вторичных отстойников стабилизируется на уровне 6-7 мг/л, а БПК ₅ на уровне 4-5 мг/л;

? исключается риск проскока железа с очищенной водой, система очистки становится надежной и стабильной;

? улучшаются показатели узла обработки осадка и ила, т.к. химически связанный фосфор в иле переносится из твердой фазы в жидкую с меньшей скоростью.

В табл. 5.2 показаны результаты работы станции г. Сестрорецка при дозировании реагента в циркулирующий активный ил.

Таблица 5.2

Показатели состава, мг/л	2008 г.
	поступающая	очищенная
Взвешенные вещества	137,5	4,0
ХПК	320	22
БПК 5	113,3	3,0
азот общий	33	7
азот аммонийный	21	0,65
азот нитратный	0,11	4,9
фосфор общий	4,5	0,2
Фосфор фосфатов	2,3	0,10
Железо общее	4,35	0,1

Реагентное химико-биологическое удаление фосфора усиливает и дополняет биологические процессы анаэробно-аноксидно-оксидной обработки. На канализационных очистных станциях Санкт-Петербурга и пригородов проводятся испытания реагента фирмы Kemira Fe₂(SO₄)₃ водный раствор Ferix-3 с содержанием железа 10 %. Определяются места ввода реагента и необходимые дозы с целью снижения содержания общего фосфора до уровня 0,3-0,7 мг/л.

6. Аэрация иловой смеси в аэротенках-нитрификаторах

В настоящее время пневматическая мелкопузырчатая аэрация стала основной системой аэрации в практике очистки сточных вод. Механические аэраторы отошли в прошлое и часто заменяются погружными пропеллерными мешалками в сочетании с мембранными аэраторами с мягкими либо жесткими диффузорами. Формальная схема массопередачи кислорода от пузырька воздуха до клеток бактерий активного ила показана на рис. 6.1. Наиболее сложными участками являются пограничные слои СПАВ вокруг пузырьков воздуха и околоклеточная среда в хлопке ила. Массопередача кислорода на этих участках предопределяет кислородный режим работы аэротенков.

Рис. 6.1. Формальная схема массопередачи кислорода от пузырька воздуха до клеток бактерий активного ила: 1 - пузырек воздуха; 2 - пограничная пленка воздуха; 3 - поверхность контакта воздух-вода; 4 - пограничная пленка газа и СПАВ; 5 - слой СПАВ; 6 - поверхность контакта СПАВ-вода; 7 - пленка воды; 8 - поверхность контакта воды в пленке с турбулентной струей; 9 - турбулентная струя иловой смеси; 10 - поверхность контакта турбулентной струи с пленкой воды; 11 - пленка воды вокруг хлопка ила; 12 - поверхность контакта между пленкой воды и околоклеточной среды; 13 - околоклеточная среда в хлопке ила; 14 - поверхность контакта клетки; 15 - клетка микроба

Скорость растворения кислорода в воде принято описывать классическим уравнением массопередачи через слой, насыщенный газом жидкости:

(6.1)

где K₂ ·a - объемный коэффициент массопередачи; C_P - равновесная концентрация кислорода в пограничном слое; C - концентрация кислорода в объеме воды.

Равновесная концентрация C_P зависит от температуры воды и парциального давления:

(6.2)

где C_T - растворимость кислорода при температуре T; h_a - заглубление аэратора (м вод. ст.). Значение C_T для чистой воды принимают по таблицам растворимости газов, но в случае опытов на жидкости в составе иловой смеси требуется достаточно сложная процедура, а чтобы ее избежать, табличные значения снижают на 5 %.

Увеличение скорости диффузии при повышении температуры воды компенсируют с помощью температурной поправки 1,024^Т-20; в отечественной практике мало чем отличающаяся поправка [1+0,02·(Т-20)].

Стандартная скорость растворения кислорода SOTR (standart oxygen transfer rate) при температуре Т = 20є и нормальном атмосферном давлении в чистой воде:

(6.3)

Помимо упомянутого параметра скорости аэрации используют величину SOTE (standart oxygen transfer efficiency), которая отражает процент использования кислорода воздуха при аэрации на 1м заглубления аэратора (% на 1м):

, (6.4)

где W - объем реактора, Q_air - расход воздуха, - содержание кислорода в воздухе. Использование кислорода в процессе аэрации иловой смеси определяют по содержанию его в выходящем из жидкости воздухе.

Сравнивая показатели эффективности аэрации в чистой воде и в иловой жидкости аэротенков, определяют коэффициент снижения эффективности б-фактор аэрации:

, (6.5)

где индекс ис - иловая смесь, чв - чистая вода.

На этот параметр будут влиять скорость выхода воздуха из отверстий (нагрузка на поверхность аэратора), площадь аэрируемой зоны, количество и расположение аэраторов в аэрируемом объеме, коалесценция пузырьков воздуха.

Со временем аэраторы стареют, наиболее мелкие поры засоряются, скорость выхода воздуха из пор возрастает, а вместе с ней и размеры пузырьков воздуха. Для учета явления вводится F - фактор работы аэраторов:

, (6.6)

где индекс _ст - относится к старому аэратору (бывшему в употреблении), а _нов - к новому.

Очевидно, что для новых аэраторов F = 1, для старых или восстановленных - менее единицы.

Произведение •F характеризуют работу аэраторов в ходе их эксплуатации.

В отечественной справочной и нормативной литературе [37] расчет пневматических аэраторов производится по окислительной способности ОС (или SOTR):

(6.7)

В этой формуле: K₁ - параметр, характеризующий тип аэраторов (по диаметру пузырька воздуха d_n) и их расположение в аэротенке (отношение площади аэрируемой зоны к площади дна сооружения).

(6.8)

; (6.9)

; (6.10)

(6.11)

Таким образом, учитывается диаметр пузырьков воздуха, площадь аэрируемой зоны, заглубление аэратора, степень загрязненности иловой смеси, поправка на температуру воды и давление воздуха. Различия в способе оценки скорости растворения кислорода по зарубежной и отечественной методике несущественны. В отечественной практике определение и F осуществляется редко, поэтому рассмотрим их отдельно.

В зарубежной практике, при переходе от условий проведения испытаний на чистой воде к реальным условиям, вводятся поправки. Фактическая эффективность переноса кислорода OTE, % на 1м глубины.

, (6.12)

- отношение объемного коэффициента переноса кислорода в иловой смеси к такому же коэффициенту в чистой воде;

F - фактор, учитывающий снижение эффективности аэрации при старении аэраторов;

и - основание температурной поправки, 1,024;

Y - температурная поправка в концентрации насыщенного раствора;

X_P - поправка на влияние атмосферного давления ;

в - коэффициент снижения растворимости кислорода в загрязненной воде (~0,95);

С_нас - концентрация насыщенного кислородом в чистой воды при Т = 20є.

Множитель б-фактор отражает воздействие ряда параметров (загрязненности воды, расположения аэраторов, гидродинамических явлений при аэрации воды). Определение б, осуществленное методом оценки состава воздуха до и после аэрации иловой смеси в аэротенке, показали, что величина б колеблется от 0,4 до 0,6, в среднем рекомендуется 0,5-0,55.

Поясним основные тенденции:

- при низком возрасте ила, вследствие большой нагрузки на аэраторы, значения б(F) низки и не превышают 0,3-0,4;

- увеличение возраста ила, развитие процессов нитрификации - денитрификации, благоприятствуют повышению эффективности аэрации ввиду снижения нагрузки на аэраторы и на единицу площади аэрационной зоны;

- старые и восстановленные аэраторы малоэффективны, для них характерно снижение значения б(F) в 1,3-1,6 раза.

В конечном итоге авторы [52,59] рекомендуют проводить замену аэраторов не позднее, чем через 3 года.

Целесообразно принять рекомендации специалистов США и Франции о назначении б(F) в пределах 0,55-0,6 для новых аэраторов и находящихся в эксплуатации не более 2^х лет [53,61].

Потребление кислорода в различных моделях биологической очистки определяется самыми разнообразными способами. В данном случае принято половину ХПК поступающей воды относить к приросту ила, а вторую на окислительные процессы. Так как БПК ₅ приближается к 0,5·ХПК, то окисляемую часть представим в виде . С учетом расхода кислорода на нитрификацию и возврата части ила его в ходе денитрификации потребность в кислороде ПК составит:

(6.13)

Удельный расход воздуха q_a, м ³/м³:

, (6.14)

,

С ₀ - концентрация кислорода в иловой смеси.

То же по SOTE:

(6.15)

При расчете расхода воздуха следует обратить внимание на гидродинамический режим движения иловой смеси.

Низкие значения расхода воздуха могут вызвать ослабление циркуляции иловой смеси и осаждение ила на дно аэротенка, что наблюдалось на ЦСА при попытке переоборудования первого коридора аэротенков под денитрификатор.

7. Вторичные отстойники

Характер работы вторичных отстойников в современных системах биологической очистки постепенно меняется, как в части гидродинамики движения воды и ила, так и в части доочистки и осветления биологически очищенной воды.

В схемах Денифо вторичное осветление и вынос взвешенных веществ напрямую связаны с концентрацией фосфора: при содержании фосфора в иле J_p = 3 % и выносе ила 10-15 мг/л дополнительное количество общего фосфора составит 0,3-0,45 мг/л, что составит весомую прибавку к остаточному содержанию ортофосфатов.

Рис. 7.1. Конструкция системы распределения иловой смеси

Увеличение объемов вторичных отстойников стало более доступной мерой, нежели строительство фильтров доочистки, поэтому продолжительность пребывания воды в отстойниках 3,5-4 ч (по среднему расходу) вошла в существо нормативных документов многих стран и специализированных фирм, и компаний [53]. Принцип прямого снижения коэффициента полезного использования объема вторичных отстойников по мере уменьшения гидравлической нагрузки потерял всякую целесообразность.

Конструкция систем распределения иловой смеси в отстойнике также претерпела изменения. По типовым проектам небольшая по размерам камера, ограниченная полупогружным щитом, направляет поток иловой смеси ко дну с большой скоростью, сгоняя активный ил к периферии и создавая накопление ила вблизи пристенной зоны. Для ликвидации этого негативного явления применяют развитые пространственные системы распределения иловой смеси рис. (7.1 и 7.2).

Рис. 7.2. Системы распределения иловой смеси (отстойник диаметром 76 м) и трубчатого сбора очищенной воды (лабораторная модель диаметром 4 м) по предложению фирмы Huber

Простым вариантом является увеличение объема входной зоны, направление потока жидкости вдоль горизонта, создание условий для осаждения ила вблизи центра отстойника с минимальным выносом его к периферии. С этой позиции достаточно удачное решение принято в отстойниках диаметром 54м [12]. Активный ил сгоняется потоком воды и скребками в кольцевой приямок, высота слоя суспензии над трубами отвода возвратного ила составляет 1,5-1,8м, отсутствует подсос чистой воды вихревыми воронками.

Транспорт ила скребками, как показывает опыт работы крупных сооружений, вполне допустим.

В литературе слабо раскрыты процессы накопления и уплотнения активного ила на дне отстойников. Относительно небольшой слой ила (0,6-0,8м) способствует возникновению вихревых воронок над илососами из потока осветленных сточных вод. Учитывая это обстоятельство, рационально проектировать вторичные отстойники с центральным приямком и скребками.

Немаловажное значение имеет в современных схемах биологической очистки продолжительность пребывания ила в анаэробно - аноксидных условиях на дне сооружения.

Активный ил в технологиях денитрификации и дефосфатирования, находясь в бескислородных условиях, вытесняет в воду до 0,3-0,5 мг/л ортофосфатов и 0,5-1,5 мг/л аммонийного азота. Нитратный азот в анаэробных условиях восстанавливается до аммонийных соединений, минуя молекулярное состояние. Такое ухудшение качества очищенной воды часто становится недопустимым, в особенности при ориентации на нормативы ПДК.

Расчет вторичных отстойников по СНиП 2.04.03-85 приводит к неудовлетворительным результатам: в области низких нагрузок вынос взвешенных веществ становится меньше нуля, а в области высоких нагрузок становится постоянным (50 мг/л) [31].

Необходимо было исключить такие искажения, и для формирования расчетных зависимостей были приняты результаты эксплуатации вторичных отстойников очистных станций г.г. Москвы и Санкт - Петербурга (диаметры отстойников от 24 до 54м). В основу расчетной формулы были положены следующие факторы, сблокированные в главные параметры:

- доза ила и иловый индекс;

- рециркуляция ила;

- нагрузка на водосборные лотки;

...