Доочистка бытовых сточных вод на фильтрах с песчаной загрузкой от биогенных элементов

Полный текст

Введение В связи с ухудшением экологического состояния водоемов - приемников сточных вод - и более тщательным изучением проблем экологической безопасности становится все более необходимым удаление из воды не только взвешенных веществ в виде грубых примесей, но и коллоидных сложных органических образований в виде биогенных элементов (соединениями фосфора и азота). В связи с этим необходимо определить, возможно ли эффективное удаление высокодисперсных соединений при фильтрации, в частности, на песчаных фильтрах и какова степень опасности наличия остаточного количества биогенных элементов в фильтрате, сбрасываемом в естественные водоемы. Это связано не только с недостаточно полным удалением остаточных загрязнений после биологической очистки, но и с их сниженной производительностью, к которой в первую очередь относится короткий период регенерации с интенсивным снижением скорости фильтрации, необходимостью использования значительных объемов очищенной воды при гидравлической регенерации загрузки. Таким образом, необходимо признать, что такие устройства, как песчаные фильтры, не всегда справляются с задачами доочистки. В то же время изучение причин, определяющих проблемы эксплуатации этих фильтрующих устройств, позволит во многом уточнить направление совершенствования технологических приемов доочистки сточных вод фильтрацией. Цель работы - исследование доочистки бытовых сточных вод на фильтрах с песчаной загрузкой от биогенных элементов. Поставлены следующие задачи: - исследовать основные технологические факторы, определяющие процесс фильтрации при доочистке сточных вод; - обосновать критерии эффективности фильтровальных устройств при необходимости снижения содержания органических соединений в фильтрате до максимального снижения вероятности образования канцерогенных веществ при хлорировании или озонировании сточных вод, а также при необходимости предотвращения бактериологического загрязнения сточных вод. Известно, что при обеззараживании перед сбросом неочищенных сточных вод хлорированием [1; 2] или озонированием [3; 4] водный объект загрязняется не только относительно безопасными компонентами, но и канцерогенами в виде хлорорганических или озоновых веществ. Существующее нормативное требование определяет обязательное интенсивное перемешивание сбрасываемых стоков и, как следствие, ускоренное распространение токсинов в максимально возможном объеме водоема. Такое парадоксальное требование, противоречащее законам экологической безопасности приемников сточных вод, приемлемо только в том случае, если фильтрующий аппарат позволяет максимально снизить концентрацию растворенных органических веществ в сточных водах после доочистки. Также важно учитывать, что существующая практика доочистки не направлена на снижение нагрузки на сооружения доочистки по таким трудноизвлекаемым из сточных вод компонентам, как биогенные вещества [5]. Ранее считалось, что растворенная органика поступает на очистные сооружения только в общем объеме сточных вод и значительная их часть перерабатывается в аэротенках и вторичных отстойниках. Предполагалось, что это позволяет достичь требуемой степени очистки для сброса в водный объект при условии интенсивного перемешивания и разбавления сточных вод. Материалы и методы В работе исследованы возвратные воды, негативно влияющие на нагрузку очистных сооружений «Центральные» г. Владивостока по биогенным элементам. Состав сточных вод изучался фотометрическим методом. Для определения аммония в сточных водах в сухую колбу вместимостью 100 см3 вливали 50 см3 фильтрованной анализируемой воды, добавляли 1 см3 раствора сегнетовой соли, перемешивали, затем добавляли 1 см3 реактива Несслера и снова хорошо перемешивали. Через 10 мин измеряли оптическую плотность образцов на спектрофотометре UNICO 1201 (United Products & Instruments, USA) с I = 425 нм в кюветах с длиной поглощающего слоя 2 см относительно дистиллированной воды. Одновременно с серией проб анализируемой воды провели контрольную пробу, за которую берут 50 см3 дистиллированной воды. Оптическую плотность холостого образца вычитают из оптической плотности анализируемых образцов. Если массовая концентрация аммонийного азота в анализируемой воде превышает 4,0 мг/дм3, то для определения берут аликвоту меньшего объема и доводят объем до 50 см3 дистиллированной водой. Массовую концентрацию аммонийного азота в анализируемой пробе воды находят по градуировочной зависимости с учетом разбавления. Для измерения фосфора в сухую коническую колбу вместимостью 100 см3 вносят отфильтрованную анализируемую воду объемом 50 см3 и добавляют по 10 см3 смешанного реагента, содержимое колбы хорошо перемешивают. Через 10-15 мин измеряют оптическую плотность раствора на спектрофотометре UNICO 1201 (United Products & Instruments, USA) с непрерывной разверткой спектра при длине волны 620 нм в кювете с толщиной слоя 5 см относительно дистиллированной воды. Одновременно проводят два параллельных измерения оптической плотности холостых проб, в качестве которых используют 50 см3 дистиллированной воды. При повышенной оптической плотности пробы, до последней точки градуировочной зависимости, повторяют определение, предварительно разбавив исходную пробу дистиллированной водой. Для этого пипеткой отбирают такой объем анализируемой воды, чтобы при разбавлении в мерной колбе вместимостью 50 см3 полученная концентрация фосфора находилась в пределах от 0,1 до 0,2 мг/дм3. Результаты и обсуждение Тщательное изучение процессов очистки сточных вод на очистных сооружениях показывает, что значительная часть (до 17-38 %) тонкодисперсных соединений содержится в возвратных водах после гидрорегенерации фильтрующего слоя и в фугате после обезвоживания осадка. Состав биогенных элементов возвратных сточных вод очистных сооружений г. Владивостока (координаты 43.169208, 131.936903) представлен в табл. 1. . Таблица 1/ Table 1 Состав биогенных элементов возвратных вод от канализационных очистных сооружений г. Владивостока / The composition of biogenic elements in the return water of treatment facilities in Vladivostok Вещество/ Substance Промывная вода, мг/л / Wash water, mg/l Аммоний /Ammonium 83,32±1,52 Фосфаты /Phosphates 36,58±0,27 ± - стандартное отклонение/ ± - standard deviation Оба эти компонента, образующиеся непосредственно на очистных сооружениях, традиционно передаются в «голову» очистных сооружений и, как следствие, увеличивают нагрузку на систему доочистки, так как невозможно обеспечить глубокую очистку сточных вод в аэротенках и вторичных отстойниках. Кроме того, следует учитывать, что растворенные органические вещества и биогены во многом определяют питательность очищенных сточных вод, сбрасываемых в водоем, а их высокая концентрация может спровоцировать неконтролируемое развитие различных, в том числе опасных, видов микроорганизмов. Простое смешивание не может снизить риск их присутствия в приемнике сточных вод. Этот аргумент также доказывает необходимость минимизировать содержание биогенных элементов в сбрасываемых водах после фильтрации при доочистке, и только в этом случае можно снизить вероятность изменчивости микробиома водоемов, увеличивая безопасность водных объектов. В связи с ужесточением требований обязательной экологической безопасности резервуаров - приемников сточных вод и, как следствие, обязательной доочистки этих стоков возникла идея использовать обычные самопромывные фильтры с песчаной загрузкой. Такие фильтры широко применяются в мировой практике и в настоящее время используются в основном для кондиционирования природных вод в системах хозяйственно-питьевого водоснабжения. Однако непосредственный «перенос» этого типа устройств и использование их для доочистки сточных вод не учитывали принципиальной разницы между очищаемыми средами в обоих случаях. На сегодняшний день экспериментально доказано и достаточно очевидно, что органические загрязнители разной степени дисперсности остаются в сточных водах, прошедших биологическую очистку и поступающих в систему доочистки. В такой среде обязательно присутствуют микроорганизмы, для которых, как уже отмечалось, водная органика в коллоидном или истинно растворенном состоянии имеет питательную ценность. В этой ситуации микроорганизмы достаточно активно иммобилизуются на зернах фильтрующего материала, образуя колонии, что приводит к быстрому биообрастанию фильтрующего материала и соответствующему увеличению фильтрующего сопротивления. Сокращение продолжительности фильтроцикла и увеличение гидропромывки с соответствующим увеличением расхода чистой воды на регенерацию загрузки быстро привели к пониманию нерациональности использования обычных песчаных фильтров для очистки сточных вод. Однако, несмотря на очевидные проблемы, эти устройства продолжают широко применяться в системах очистки сточных вод [6]. В связи с этой проблемой активно совершенствовались песчаные фильтры систем доочистки сточных вод, и в первую очередь это касалось увеличения грязеемкости загрузки. В то же время усовершенствования, связанные с оптимизацией и интенсификацией процессов фильтрации даже в фильтрах очистки природной воды, обычно сводились к изменению некоторых конструктивных элементов этих устройств, подбору оптимальных скоростей фильтрации, гранулометрического состава, типа фильтрующего материала, подбору реагентов и их дозировок [7]. При исследовании фильтрующих устройств различной конструкции, используемых для доочистки сточных вод, всегда наблюдается аналогичный механизм, который определяется питательностью сточных вод, содержащих растворенные органические вещества, преимущественно высокой степени дисперсности. Практика показывает, что именно эти вещества труднее всего удалить из водных сред на первых стадиях биологической очистки. В связи с этим в фильтрующих устройствах всегда происходит иммобилизация микроорганизмов на фильтрующем материале с формированием специфического биоценоза [8-9]. Такой микробиоценоз не только провоцирует достаточно быстрое обрастание фильтрующей среды, но и определяет важнейшее свойство, которым должно обладать любое устройство, используемое в системе доочистки. Это свойство заключается в способности микробиома устранять сложные и устойчивые к разрушению комплексно-органические образования, находящиеся в сточной воде после вторичных отстойников, за счет выделения специфических ферментов. В связи с этим фильтрующие устройства, в том числе песочные фильтры с зернистой загрузкой, можно считать биореакторами, в которых наблюдаются указанные процессы. В фильтрах происходит не только механическое удержание растворенных продуктов загрязнения, но в основном биохимическая деструкция [10]. Песчаные фильтры для систем водоподготовки проектировались для других условий эксплуатации и, естественно, не могут учитывать некоторые физико-химические особенности процессов, протекающих в них при доочистке сточных вод. В связи с этим их прямая «передача» в структуры доочистки зачастую проблематична. При этом возникает парадокс, который характеризуется тем, что, с одной стороны, в фильтрах происходит процесс разрушения сложноорганических образований. Биогенные элементы удаляются за счет формирования специфического микробиома на зернах нагрузки, а с другой стороны, в результате конструктивных особенностей, не соответствующих этому процессу, происходит активное биообрастание фильтрующей среды, так как хемостатный режим культивирования микроорганизмов не предусмотрен. Это условие, определяющее оптимум для биореактора любого типа, характеризуется, в частности, своевременным удалением микробных продуктов жизнедеятельности при элиминации органических веществ в присутствии агрессивных ферментов-деструкторов. В песчаных фильтрах системы очистки сточных вод удаление таких продуктов происходит эпизодически только при промывке загрузки обратным током воды [11]. В ряде работ отмечается, что характерным недостатком песчаных фильтров доочистки является быстрое падение скорости фильтрации [5]. Это не совсем точно объясняется засорением верхнего слоя фильтрующей загрузки - оседанием оторвавшихся и перешедших во взвешенное состояние частиц загрязнения, при его гидравлической регенерации. Ранее проведенные авторами исследования эффективности промывки песчаной фильтрующей загрузки показывают, что пробы, отобранные на разной глубине, содержат в поровом пространстве частицы илистых фракций. При нормативной интенсивности стирки загрузка вымывается неполностью, и даже на глубине 80-100 см отмечается остаточная засоренность. При этом при количественной оценке уменьшения общего объема поровых каналов оказывается, что из-за накопления таких частиц их сорбционная емкость снижается на 7-10 %, хотя общеизвестно, что загрязнения в быстром фильтре должны полностью задерживаться в верхнем слое толщиной не более 10-15 см [6]. Следовательно, по мере фильтрации жидкости окончательной очистки на частицах фильтрующей загрузки иммобилизуются микроорганизмы, ферменты которых обеспечивают деструкцию органических соединений, а коллоидные фракции загрязнений в течение достаточно длительного времени частично переходят в состояние грубодисперсных образований, которые задерживаются в поровом пространстве по всей глубине быстрой фильтрующей нагрузки. Таким образом, в таких фильтрах большое значение имеют технологические условия при наличии в жидкости органических компонентов и микроорганизмов. Особое значение имеет адсорбция удаляемых из потока частиц на поверхности зерен фильтрующего материала. Считается, что в песчаных фильтрах происходит процесс контактной коагуляции [13], аналогичный процессу, происходящему в отстойниках с песчаной контактной загрузкой. В то же время не исключено, что со временем (в процессе фильтрации) некоторая часть коллоидных образований самопроизвольно переходит в разряд крупных частиц. Такой процесс определяется влиянием известных факторов (температура среды, концентрация ионов водорода, наличие и концентрация окисляющих компонентов среды и др.). Об эффективности доочистки в волне допустимо судить по концентрации биогенных элементов в фильтрате, методы определения которых в настоящее время еще не исключают значительной погрешности. Как известно, наиболее точные значения концентраций, например, фосфатов и других видов фосфора можно получить с помощью спектрофотометрического анализа. Измерение интенсивности светового потока, проходящего через жидкий образец на разных длинах волн, позволяет судить о количестве вещества в образце. При этом, если количество вещества в процессе исследования не меняется, то результат измерения считается достаточно точным. Обработка пластовых вод биологическими методами длительна по времени [14] и требует специально адаптированной биомассы. При доочистке сточных вод на песчаных фильтрах продолжительность процесса фильтрации обычно составляет 15-25 мин, и за это время значительная часть биогенных элементов, находящихся в сточных водах до фильтров, в основном находится в малодисперсном состоянии, сорбируются на зернах фильтрующей загрузки и тем самым удаляются из воды. В соответствии с действующими нормативами спектрофотометрический анализ воды должен быть проведен не позднее 6 часов с момента отбора проб. Тогда о достаточной точности использованного метода можно было говорить только в случае, когда коллоидные соединения органических веществ, присутствующие в фильтрате, в виде высокодисперсных образований по каким-либо причинам полностью отделялись от раствора за указанное время или образец, отобранный для анализа, был сохранен. Для этого на них необходимо воздействовать достаточно эффективными деструкторами, но поскольку в традиционно применяемых технологиях деструктивные воздействия отсутствуют, то естественно предположить, что при анализе часть высокодисперсных биогенов остается в жидкости в коллоидное состояние и полностью не выявляются [9]. И только со временем, если их не сохранять, в процессе отстаивания такие вещества могут изменять свою дисперсность, постепенно переходя, например, в состояние грубодисперсных примесей, и непредсказуемо изменять структуру молекул, взаимодействуя с другими продуктами окисления. При этом деструкторами здесь могут быть ферменты микроорганизмов, обязательно присутствующие в жидкости, имеющей для них некоторую пищевую ценность. Это, в частности, подтверждается уже упоминавшимися результатами исследования загрузки песчаных фильтров, где частицы илистых фракций обнаруживаются по всей его толщине после промывки. Этот эффект подтверждается и наблюдаемыми на практике следами биокоррозии металлических элементов системы удаления фильтрата. Для оценки погрешности определения соединений фосфора в сточных водах после доочистки на песчаных фильтрах использовали сравнительный анализ содержания этих ингредиентов при длительном отстаивании пробы фильтрата рис. 1 и периодических измерениях концентрации. Рис.1. Содержание фосфорных соединений в пробе фильтрата в процессе его отстаивания / Figure 1. The content of phosphorus compounds in the filtrate sample during its settling Из графика на рис. 1 видно, что при подаче очищаемой жидкости на песчаный фильтр с песочной загрузкой после вторичных отстойников содержание фосфатов достигало 3,68 мг/дм3, в первые 3 ч при их фильтрации концентрация снижалась до 0,07 мг/дм3. В процессе отстаивания в той же пробе фильтрата без его консервации снова начинает увеличиваться содержание фосфатов, через сутки их концентрация достигает 2,0 мг/дм3. На третьи сутки при содержании фосфатов 2,72 мг/дм3 дальнейших изменений концентрации фосфатов не наблюдалось. При этом оценку эффективности удаления фосфатов следует проводить в соответствии с действующей методикой по их концентрации в пробе фильтрата примерно через 3-4 ч. При таком подходе степень очистки воды от фосфатов составляет почти 99 %. Как оказалось, на третьи сутки отстаивания той же пробы фильтрата реально наблюдаемое значение фосфатов уменьшается чуть более чем на четверть. Следовательно, влияние доочистки сточных вод на печных фильтрах значительно меньше, что совершенно недопустимо с точки зрения обеспечения экологической безопасности водоемов - приемников сточных вод. В связи с этим можно отметить, что некоторые высокодисперсные формы органокомплексных соединений могут находиться за пределами зоны чувствительности используемого для их определения метода. В связи с этим требуется некоторое время для самопроизвольного перехода, например, фосфорных образований из коллоидного состояния в крупнодисперсное. В приведенном опыте при отстаивании этот процесс оказался достаточно длительным - около трех суток. Его можно охарактеризовать как многофакторный, но определяется он главным образом наличием микроорганизмов-деструкторов, которые в условиях эксперимента «работали» в свободном объеме. Только встряхивание пробы сточной жидкости проводилось непосредственно перед следующим определением содержания фосфатов. Иммобилизация микроорганизмов на неподвижной насадке, как известно, значительно ускоряет этот процесс. Следовательно, спектрофотометрический анализ не всегда позволяет точно определить содержание соединений фосфора после доочистки сточных вод на песчаных фильтрах, если он проводится без учета устойчивости высокодисперсных образований. В случае, когда концентрация соединений фосфора перед фильтрами даже больше, чем в опыте, следует ожидать, что их содержание в фильтрате также будет лишь в 1,3-1,5 раза меньше исходного (до фильтрации). Этот эффект определяет повышенный риск присутствия биогенов, поскольку, как уже отмечалось, это повышает вероятность образования канцерогенов и неконтролируемого развития нежелательных патогенных и потенциально патогенных микроорганизмов. Возможно также развитие эвтрофикации водоемов, причем не только локальной в месте сброса сточных вод, но и при их активном перемешивании могут быть охвачены обширные площади, хотя и при относительно невысокой концентрации остаточного загрязнения биогенными веществами и их производными. Выводы 1. Установлено, что микроорганизмы иммобилизуются на зернах фильтрующего материала песчаных фильтров, образуя колонии, что приводит к быстрому биообрастанию по всей глубине фильтрующей загрузки с повышением фильтрующей стойкости. 2. Невозможность удаления продуктов жизнедеятельности микроорганизмов из загрузки в процессе фильтрации приводит к снижению интенсивности удаления высокодисперсных органических соединений, выноса загрязняющих веществ в фильтрат и, как следствие, к снижению эффективности очистки. 3. Спектрофотометрический анализ не всегда позволяет точно определить содержание высокодисперсных соединений биогенов, в частности фосфора, после доочистки сточных вод на песчаных фильтрах, если его проводить без учета устойчивости этих образований. 4. Появление в фильтрате продуктов высокодисперсного органического вещества, представленного соединениями, не успевшими перейти в грубодисперсное состояние при фильтрации, образовавшимися в результате лизиса клеток и остающимися в коллоидном или истинно растворенном состоянии, не имеет значения. Необходимо исключить экологическую опасность для водоемов - приемников сточных вод в связи с тем, что при хлорировании и озонировании могут образовываться канцерогены, а неконтролируемый процесс появления патогенных и потенциально патогенных микроорганизмов провоцирует дегенерацию микробиома этих объектов. 5. Конструктивно-технологические особенности песочных фильтров с зернистой загрузкой не в полной мере соответствуют условиям очистки сточных вод и критериям оптимальности. Таким образом, песчаные фильтры не всегда обеспечивают ожидаемую эффективность очистки сточных вод от высокодисперсных органических образований и поэтому могут использоваться в системах очистки сточных вод лишь в ограниченном объеме. 6. Полностью исключить или свести к минимуму возможность попадания в фильтрат органических веществ, в том числе биогенных, с помощью фильтрующих устройств можно только в случае целенаправленного действия эффективных деструкторов, обеспечения хемостатического режима культивирования микроорганизмов.

Об авторах

Владислава Николаевна Волкова

Дальневосточный федеральный университет

Автор, ответственный за переписку.
Email: vladavibi@bk.ru
ORCID iD: 0000-0001-9078-9858

аспирант, инженер-исследователь

Российская Федерация, 690922, Владивосток, о. Русский, пос. Аякс, д. 10

Виктор Леонтьевич Головин

Дальневосточный федеральный университет

Email: golovin.vl@dvfu.ru
кандидат технических наук доцент, профессор Российская Федерация, 690922, Владивосток, о. Русский, пос. Аякс, д. 10

Константин Юрьевич Кириченко

Дальневосточный федеральный университет; Сибирский федеральный научный центр агробиотехнологий РАН

Email: kirichenko2012@gmail.com
ORCID iD: 0000-0002-2715-3758

кандидат биологических наук, ведущий научный сотрудник СФНЦА РАН, научный сотрудник научно-организационного управления Политехнического института

Российская Федерация, 690922, Владивосток, о. Русский, пос. Аякс, д. 10

Список литературы