В даний час однієї з головних проблем в області очищення стічних вод є видалення біогенних елементів - сполук азоту, фосфору, сірки, що викликають евтрофікацію водних об'єктів. Цей процес характеризується активним ростом водоростей і вищої водної рослинності. Останні роки значно збільшилася концентрація розчинених фосфатів в побутових стоках за рахунок інтенсивного розвитку нових технологій в промисловості і повсюдного застосування фосфоровмісних миючих засобів. Розчинна фосфор є основним лімітуючим елементом, в більшій мірі впливає на процес евтрофікації. Загальновідомо, що евтрофірованіе водойми не спостерігається при концентраціях фосфору в перерахунку на Р менше 0,2 мг / л. Вважається, що для попередження евтрофікації водойми простіше і економічно доцільніше видаляти сполуки фосфору, ніж азоту.
На сьогодні відомі фізичні, фізико-хімічні, біологічні та комбіновані методи видалення фосфору з стічної рідини. Фізичні методи видалення фосфору припускають відстоювання або фільтрування стічної рідини. Ефект видалення органічного фосфору залежить від ефекту видалення завислих речовин. Ці методи прості, але малоефективні, так як фосфор можна видалити максимум на 10%. Видалення із стічних вод сполук фосфору також може бути здійснено великим спектром фізико-хімічних методів, таких, як: адсорбційний, електрокоагуляціонний-флотационний, біогальванічний, очищення в магнітному полі, кристалізація та реагентний. З усіх перерахованих методів найбільш доступним, легкоосуществімим і високоефективним для очищення великих об'ємів стічних вод на діючих міських станціях аерації вважається реагентний, який передбачає використання СаО, FeCl3. FeSO4. Fe2 (SO4) 3. Al2 (SO4) 3 на різних стадіях очищення. Однак цей спосіб відноситься до числа неекологічних, оскільки, видаляючи з стічної рідини сполуки фосфору, відбувається її забруднення в залежності від застосовуваних реагентів іонами заліза, кальцію, алюмінію, а також хлоридами і сульфатами. До числа екологічних методів відноситься біологічне видалення фосфору. Цей спосіб є поєднанням аеробних і анаеробних процесів. Застосування такої технології дозволяє видаляти фосфати на 70-85%.
Найбільш перспективним є комбінований метод видалення фосфору із стічних вод, що передбачає поєднання процесів біологічної очистки та хімічного осадження з введенням СаО. Дана технологія передбачає обробку стічних вод в спорудах традиційної біологічної очистки, після якої активний мул з вторинних відстійників направляється в ілоуплотнітелі - дефосфатізатори. Перебуваючи в мулоущільнювачі, активний мул піддається дефосфатізаціі, т. Е. Клітини мікроорганізмів вивільняють в навколишнє середовище фосфор у вигляді іонів РО4 -. Таким чином, иловая вода збагачується іонами РО4 -. а активний мул втрачає фосфор. Причому, він залишається життєздатним при втраті фосфору з клітки до 80%. З дефосфатізатора активний мул повертається в аеротенк, де в присутності розчиненого кисню і поживного субстрату він компенсує втрату фосфору. Иловая вода, збагачена іонами РО4 -. направляється на фізико-хімічне очищення. В якості реагенту використовується вапно в кількості, що забезпечує збільшення рН до 10,5-11. При таких значеннях рН все солі ортофосфорної кислоти мало- або нерозчинні. У відстійниках фізико-хімічної очистки в першу чергу утворюється двуосновних сіль ортофосфата магнію-амонію (MgNH4 PO4 • 6H2 O). Решта іони РО4 - зв'язуються з іонами Са +2. утворюючи Ca5 OH (PO4) 3. Незважаючи на те що в даному методі використовується реагент, він належить до екологічно чистих, т. К. Са +2 зв'язується з РО4 - і далі, в Карбонізатор, нейтралізується з утворенням СаСО3. Ефект видалення фосфатів складає 95-98%. На жаль, недоліком даної технології є великі обсяги дефосфатізаторов. Цю проблему можна вирішити шляхом введення органічного реагенту (оцтова кислота, метанол і т. Д.). Однак, вирішуючи цю проблему, з'являється інша - різке збільшення експлуатаційних витрат. Так, наприклад, для ОСК продуктивністю 50 000 куб. м / добу. експлуатаційні витрати становлять 28 млн. руб. В якості поживної речовини можна використовувати мулову воду, спродукованого в ацідофікаторе і збагачену летючими жирними кислотами (ЛЖК) і іншими органічними речовинами.
Метою даної роботи було: вивчення основних закономірностей протікання процесу ацідофікація, дослідження технології та визначення розрахункових параметрів процесу дефосфатізаціі активного мулу з використанням мулової води ацідофікатора, збагаченої ЛЖК. Для досягнення поставлених завдань робота була розбита на два етапи. Перший присвячений вивченню процесів анаеробного зброджування з метою отримання максимальної кількості ЛЖК. Другий етап полягав у визначенні розрахункових параметрів процесу дефосфотізаціі і визначенню необхідної кількості мулової води, що містить ЛЖК, необхідної для введення в дефосфатізатор з метою інтенсифікації процесу вивільнення фосфору. Всі дослідження проводилися на реальних стічних водах і опадах очисних споруд каналізації (ОСК) м Іскітіму Новосибірської області. Для проведення першого етапу досліджень було взято осад з первинних відстійників, який мав наступні характеристики: рН - від 6,0 до 7,0, зольність - 25-50%, вологість вихідного осаду - 89-98%.
Як видно з малюнка 1, максимальна кількість ЛЖК утворюється при зброджуванні осаду вологістю 88,6% і температурі 24 0С (крива 7). Концентрація ЛЖК помітно зростає вже в першу добу перебування осаду в анаеробних умовах, досягає максимуму на 8 добу і становить 60 мг • екв / л або 3 600 мг / л (в перерахунку на оцтову кислоту). У той час як для осаду більшою вологістю - 93,8% (крива 8) - максимальне значення ЛЖК спостерігається на 9 добу. При цьому концентрація утворилися карбонових кислот становить 44 мг • екв / л або 2 640 мг / л.
Досліди показали, що максимальна кількість ЛЖК спостерігається при великих концентраціях осаду і, отже, при більшої частки сирого осаду в сбраживаемой суміші. Мінімальні концентрації спостерігаються при зброджуванні тільки надлишкового активного мулу. Проте слід зазначити, що процеси ацидогенез суміші сирого осаду і активного мулу протікають набагато повніше, ніж при зброджуванні одного сирого осаду або надлишкового мулу. Так, на четверту добу анаеробного зброджування летючі жирні кислоти в суміші сирого осаду і активного мулу в поєднанні 2оС: 1іл збільшилися на 17 мг • екв / л (з 9 мг • екв / л до 26 мг • екв / л), в той час як для надлишкового активного мулу ця величина складає 8 мг • екв / л (з початковою 2 мг • екв / л до максимальної 10 мг • екв / л). В ході досліджень встановлено, що при низькій температурі і високій вологості осаду (крива 1 - вологість 98,4%) процеси ацидогенез протікають менш інтенсивно, призводять до підвищення температури і до концентрації утворилися карбонових кислот.
Отримана в ході першого етапу проводяться експериментів иловая вода з ацідофікатора, збагачена ЛЖК, використовувалася для другого етапу досліджень. Досліди проводилися на напівпроточних експериментальній установці продуктивністю 60 л на добу з використанням натурної стічної рідини після первинних відстійників очисних споруд каналізації. Схема експериментального стенду представлена на малюнку 2.
Суть експерименту полягала в наступному: в приймальний резервуар, ємністю 60 л заливалася очищена стічна вода з первинних відстійників, модель аеротенках заповнювалася активним мулом з реального аеротенках цих же очисних споруд. Після чого система включалася в роботу, і протягом 4-5 годин проводилася її стабілізація з обов'язковим контролем основних показників. Після стабілізації системи в установку на стадії ущільнення активного мулу вводилася иловая вода з автономно працюючого ацідофікатора. Введена иловая вода (після закінчення 4 доби анаеробного зброджування) мала такі показники якості: рН = 7,06, ЛЖК = 11 мг • екв / л (660 мг / л), Щ = 15 мг • екв / л (915 мг / л ), РО43- = 654 мг / л, N-NH4 = 249 мг / л, ГПК = 2 000 мг / л.
На малюнку 3 представлено зміна фосфатів в залежності від тривалості роботи установки: після аеротенках, вторинного відстійника і ілоуплотнітелі - дефосфатізатора. Як видно з малюнка, фосфати знижуються до ГДК 0,4 мг / л через 4 години після стабілізації аеротенках. Оскільки модель вторинного відстійника мала дуже великий резерв, активний мул знаходився в ньому протягом 9 годин. В результаті, у вторинному відстійнику розвивалися процеси дефосфотізаціі. Цим пояснюється підвищена концентрація фосфатів, що виходить з відстійника з очищеної стічної рідиною.
На основі отриманих даних першого і другого етапів досліджень розроблена технологічна схема видалення фосфору. Дана схема передбачає введення сирого осаду і надлишкового активного мулу. Завдяки введенню в ацідофікатор надлишкового активного мулу компенсується недолік органічних речовин при низьких значеннях БПК вихідної стічної рідини і забезпечується необхідну кількість ЛЖК, що подаються в ило-ущільнювач для здійснення процесу дефосфатізаціі. Ефект видалення фосфору за даною технологією складає 90-95%.
Виконана експериментальна робота показала, що видалення фосфору до норм ГДК досягається при наступних технологічних параметрах системи: співвідношення частин надлишкового активного мулу і сирого осаду, що завантажуються в ацідофікатор, - 1: 1, тривалість перебування осаду в ацідофікаторе - 3-5 діб. Кількість мулової води з ацідофікатора, що вводиться в дефосфатізатор, залежить від концентрації ЛЖК в цій мулової воді і розраховується виходячи з дози 300 мг ЛЖК на літр циркулюючого активного мулу. Ступінь рециркуляції активного мулу - 63-65%, концентрація мулу в аеротенках - 2-4 г / л, тривалість перебування мулу в мулоущільнювачі - 5-7 годин, середня температура процесу - 22 0С. При інших значеннях вихідних концентрацій фосфору, ГПК і температури процесу технологічні параметри схеми необхідно коригувати.