Использование технологии биоаугментации для улучшения качества очистки сточных вод

Николаев Ю.А.¹, Грачев В.А.², Михайлова Ю.В.³

Для стабилизации процесса нитрификации при очистке сточных вод важно стабилизировать и увеличивать количество бактерий-нитрификаторов и повышать их активность. Целью работы было исследование возможности применения технологии биоаугментации активного ила нитрифицирующими бактериями применительно к очистке от биогенных элементов сточным водам г. Москвы, обедненным органическим веществом. Впервые в мировой практике исследована новая технология, сочетающая реактор-биоаугментатор с нитрифицирующими бактериями и технологию удаления биогенных элементов по Кейптаунскому процессу. При повышенных нагрузках по аммонию (до 50 мг N-NH₄/л) технология Кейптаунского университета не обеспечивала удаления аммония до нормативов ПДК для водоёмов рыбо-хозяйственного назначения. Использование реактора-биоаугментатора обеспечило снижение концентрации аммония с 50 до 0.4 мг N-NH₄/л, при этом повысилась устойчивость нитрифицирующих бактерий активного ила к токсиканту- тиомочевине.

Ключевые слова

нитрификация; биоаугментация; схема Кейптаунского университета; устойчивость к тиомочевине.

Введение

Одним из важнейших процессов при биологической очистке сточных вод является окисление аммония (нитрификация), осуществляемый бактериями-нитрификаторами. Они имеют низкую скорость роста, при этом в процессе нитрификации 98% азота окисляется до нитратов, остальное количество входит в состав клеточной биомассы. Данное свойство может рассматриваться как полезное с точки зрения минимизации прироста активного ила. Низкие скорости роста нитрификаторов приводят к тому, что гетеротрофные микроорганизмы, окисляющие органическое вещество, имеют преимущества в конкуренции за пространство (могут вытеснять из биомассы активного ила медленнорастущих нитрификаторов) и за кислород (как более быстро его потребляющие). Увеличение времени пребывания ила в системе (SRT- Sludge Retention Time) может потребовать увеличения аэрации или площади отстойника, что нерационально, учитывая высокие энергозатраты на аэрацию и территориальную ограниченность станций очистки воды. Одним из альтернативных вариантов повышения эффективности очистки является технология биоаугментации, позволяющая эффективно улучшить качество очистки в системах с активным илом (АИ) без значительного увеличения объема резервуара. Смысл технологии заключается в том, что для улучшения нитрификации или удаления других загрязняющих веществ в основной процесс добавляют определенные культуры микроорганизмов, специализированные для удаления определенных загрязнителей. При добавлении таких микроорганизмов в основной реактор АИ может увеличить скорость очистки воды от «целевого» соединения, или эффективно работать в условиях, которые иначе были бы неблагоприятны для удаления целевого соединения (например, слишком низкое SRT или температура, поступление токсикантов). В дополнение к улучшению удаления азота, биоаугментация может иметь и другие достоинства, к примеру, улучшение флокулообразования ила [1]; улучшение удаления взвешенных веществ [2]; удаление опасных загрязнителей. Исследования показали, что биоаугментация позволяет не только обеспечить непрерывность процесса очистки и снижение нагрузки на сооружения, но и повысить стойкость АИ к воздействиям токсичных соединений. Первые работы, посвященные применению аугментации для улучшения и/или восстановления того или иного процесса, описывают технологию как процесс привнесения извне желаемой культуры микроорганизмов [3]. Как оказалось, такой подход неэффективен, так как приобретенные культуры могут терять активность при хранении или при нахождении в новых для них условиях реактора, а стоимость необходимой клеточной массы может быть слишком высокой для постоянного применения. В дальнейшем от такого подхода отказались, поскольку появились альтернативные и более рациональные схемы. Новые варианты предлагали обогащать активный ил путем наращивания необходимых микроорганизмов внутри технологического процесса [4]. Данный подход был использован специалистами Инженерно-технологического центра (ИТЦ) АО «Мосводоканал» для разработки способа повышения стабильности очистки сточных вод от аммония. Целью исследования ставилось определение влияния реактора-обогатителя (биоаугментатора) на эффективность нитрификации в присутствии высоких концентраций аммония (т.е. превышающих возможности биореактора) и устойчивость процесса нитрификации к токсиканту - тиомочевине.

Выбор направления исследования не случаен, поскольку очевиден потенциал применения технологии биоаугментации для решения поставленных задач. Большинство крупных станций водоочистки направляют образуемые осадки на стадию анаэробного сбраживания. Это делается для уменьшения вывозимого на полигоны сухого вещества и получения метана, как высококалорийного энергоносителя. В результате процесса метанового распада органического вещества происходит интенсивное выделение в жидкую фазу аммонийного азота. Содержание аммонийного азота в сливной воде высоко (до 400-1000 мг/л), что обеспечивает до 50% от нагрузки, поступающей с городской сточной водой. При этом нередко среди компонентов поступающих сточных вод встречаются токсичные для бактерий-нитрификаторов соединения, срывающие этап биологической очистки на очистных сооружениях. Однако, нитрификация - лишь один из этапов биологической очистки, позволяющий избавиться от содержащегося в сточной воде аммонийного азота. Результатом нитрификации является образование окисленных форм азота в виде ионов NO₂^-, NO₃^-. Говорить об эффективности биологической очистки можно лишь при избавлении сточной воды от всех форм азота, а также фосфора, являющихся биогенными элементами, вызывающими эвтрофикацию водоемов и их цветение. Замедление и даже обратимость процесса эвтрофикации принципиально возможны путем прекращения доступа азота и фосфора в водоемы. К настоящему времени, имеется большой объем информации об опыте внедрения технологий очистки от биогенных элементов для сточных вод разного состава [5]. Однако литературный обзор не выявил технологий, объединяющих биоаугментацию активного ила нитрифицирующими бактериями совместно со схемами удаления биогенных элементов из обедненных легкоразлагаемой органикой сточных вод. Кроме того, примеров применения или хотя бы исследования биоаугментации применительно к очистке сточных вод в России неизвестно. Соответственно, исследование технологии биоаугментации активного ила нитрифицирующими бактериями применительно к обедненным легкоразлагаемой органикой сточным водам, к которым относится большинство городских сточных вод России, имеет высокую степень новизны.

Материалы и методы исследования

В качестве материала для исследования послужил активный ил старых Курьяновских очистных сооружений (КОСст). Эффективность нитрификации и общее качество очистки в условиях поступления высоких концентрации аммонийного азота, влияние реактора- обогатителя изучали на установке, работающей по двум схемам: 1) классической схеме Кейптаунского университета (UCT); 2) схеме UCT, включающей аэрируемый реактор-биоаугментатор на линии возвратного активного ила.

В мировой практике существует несколько традиционных схем, предложенных для глубокого удаления биогенных элементов из обедненных органикой сточных вод [5]. Причиной выбора технологии UCT послужил большой опыт эксплуатации, изученность происходящих процессов и подтвержденная эффективность очистки. Схема модифицированного UCT-процесса приведена на рисунке 2. Для сравнения, на рисунке 1 приведена схема традиционного UCT. В установке были организованы зоны (рис.1): аэробная, анаэробная, аноксидная, а также рециклы – иловой смеси, нитратный и возвратного ила. Каждой зоне соответствовал отдельный реактор. На очистку подавали осветленную воду той же линии, откуда отбирался и активный ил, т.е. с КОСст. Показатели воды представлены в таблице 1. Расчет был произведен таким образом, чтобы в очищенной воде основные показатели соответствовали ПДК для водоёмов рыбохозяйственного назначения (ПДКр/х). Расчет проведен по СНиП 2.04.03-85 [6] и немецкому справочнику ATW [7]. Расход осветленной сточной воды составлял 2,1 л/ч; доза ила – 2.5-3 г/л, концентрация О₂ в аэробном реакторе– 3-4 мг/л, объем анаэробного реактора – 3 л, аэробного – 9 л, аноксидного – 8 л, отстойника – 6.6 л. Расхода рециклов – по 100% от поступающей воды. Возраст ила общий – 13 сут, аэробный возраст ила – 5,4 сут. После выхода реактора на рабочий расчетный режим в подаваемую на очистку воду стали добавлять сливную воду уплотнителей сброженного осадка КОС в пропорции, близкой к таковой на КОС (≈5% по объему). В нашей работе при добавлении сливной воды концентрация азота аммония возросла с 25-30 до 40-50 мг/л.

Модификация классической схемы состояла в добавлении на линию рецикла ВАИ проточного аэрируемого реактора объемом 1 л (рис.2), в который на этапе исследования влияния добавления сливной воды на процесс нитрификации поступал обозначенный поток. В течение времени пребывания (30 мин) возвратные потоки и рециркулируемый активный ил подвергались аэрации; концентрация О₂ в реакторе-биоаугментаторе колебалась в диапазоне 1,2-3 мг/л.

Поскольку в литературе, посвященной биоаугментации, было отмечено, что введение реактора-биоаугментатора повышает устойчивость нитрификаторов к токсическим соединениям [8], следующим этапом измерений стало исследование действия тиомочевины. Выбор токсиканта определяется тем, что он широко применяется в гальваническом производстве, строительстве, и ряде других производств, а также разрешен к сбросу в канализацию (до 10 мг/л) [9]. Исследование проводилось по двум самостоятельным методикам. Согласно первой методике исследовали дыхательную активность бактерий-нитрификаторов активного ила и его устойчивость к тиомочевине. Дыхательную активность определяли по скорости потребления кислорода аэробной биомассой на приборном комплексе «Биоактив», разработанном в ИТЦ АО «Мосводоканал» [10]. В основе определения лежит явление насыщения дыхательной активности микроорганизмов. То есть, между потреблением кислорода и концентрацией питательных веществ есть определенная зависимость, которая описывается кривой, имеющей асимптотический участок в области высоких концентраций. На этом участке дальнейшее добавление питания уже не вызывает увеличения скорости поглощения кислорода (или его аналогов-NO₃^- и т.п.). Эта скорость поглощения в пересчете на массу ила может быть определена с хорошей воспроизводимостью и использована для характеристики биоактивности ила на различных субстратах. Методика установления стехиометрии окисления азота состоит в численном интегрировании на этапе от момента добавления питательного раствора (в первом эксперименте - раствора нитрата аммония, во втором – раствора нитрита натрия) до его истощения:

, где

mO₂ - количество кислорода, поглотившееся на окисление,

t- время, от момента добавления раствора,

(t=0) - время до истощения,

V_t - скорость дыхания,

V_e - скорость эндогенного дыхания (константа).

Заметим, что при расчетах необходимо учитывать эндогенную составляющую дыхания ила, поскольку окисление клеточного вещества биомассы является неотъемлемой составляющей процесса метаболизма всех живых организмов. Для этого ил подвергали длительной (более суток) аэрации. В этом случае влияние нитрификаторов на эндогенное дыхание становилось ниже чувствительности метода. Полученное значение вычиталось из суммарного расхода кислорода на разных стадиях нитрификации. На рисунке 4 показана динамика концентрации кислорода в иловой смеси и, соответствующая этой динамике, скорость поглощения кислорода. На кривой скорости поглощения выделен цветом маркер (№3), после которого скорость практически не меняется, приближаясь к эндогенному дыханию.

Вторая методика заключалась в работе с лабораторной установкой. Введение тиомочевины осуществлялось совместно с направляемой на очистку водой в нескольких вариантах. Первый вариант подразумевал разовое добавление в высокой дозе 0.8 мг/л (острое отравление), второй вариант - в течение нескольких суток при умеренных концентрациях 0.6 мг/л (хроническое отравление). Также следили за изменением качества очистки воды.

На каждом этапе работы в поступающей и очищенной воде определяли содержание N-NH₄, N-NO₂, N-NO₃, P-PO₄, ХПК, БПК₅ по общепринятым методикам: N-NH₄ - с реактивом Несслера [11]; N-NO₂ - с реактивом Грисса [12]; N-NO₃ - рефлектометром RQ-flex (Merk) и реакцией с N-нафтил-этилендиамином после восстановления до нитрита с сульфаниловой кислотой; взвешенные вещества – весовым методом [13]; P-PO₄ - фотометрически с фосфомолибденовой кислотой [14]; ХПК - бихроматым методом [15]; БПК₅ - манометрически [16].

Результаты и их обсуждение

Технологические свойства установки

Для адекватной оценки работоспособности разработанной модифицированной схемы UCT, включающей реактор-биоаугментатор, требовалось сопоставление с работоспособностью традиционной схемы в тех же условиях. В отсутствие добавления сливной воды обе схемы демонстрировали эффективную биологическую очистку. Качество очищенной воды полностью соответствовало качеству разрешенных к сбросу в водоемы рыбохозяйственного назначения стокам. Нитрификация протекала успешно, содержание N-NH₄ в очищенной воде не превышало в среднем 0,2 мг/л (таблица 1, рис.4). Добавление сливной воды в варианте без аугментатора резко снизило эффективность нитрификации, концентрация N-NH₄ возросла до 10 мг/л. Подсоединение на линии возвратного активного ила реактора-обогатителя, с перенаправлением в него высококонцентрированного аммонийным азотом потока сливной воды позволило оперативно восстановить эффективную нитрификацию. В течение двух дней содержание аммонийного азота в очищенной воде снизилось до 0,5 мг/л (таблица 1, рис.4).

Таблица 1. Содержание основных загрязнителей в поступающей и очищенной сточной воде на разных этапах исследования в отсутствие тиомочевины.

Влияние токсиканта на нитрификацию

Влияние тиомочевины на эффективность удаления из сточных вод аммонийного азота оценивалось в двух самостоятельных экспериментах, в отсутствии добавления сливной воды. Первый эксперимент («острый опыт») заключался в измерении дыхательной активности ила, отобранного из лабораторной установки при работе по традиционной схеме UCT и модифицированной схеме UCT. В начале процесса измерения к илу добавлялась тиомочевина. Ил, сформированный в присутствии реактора-биоаугментатора, несколько более чувствителен к тиомочевине (таблица 3). Концентрация "половинного ингибирования", т.е. при которой активность процесса снижается в 2 раза, составила 0.2 и 0.3 мг/л для илов, выращенных, соответственно, с и без реактора-биоаугментатора. При внесении тиомочевины в концентрации 0.5 мг/л активность нитрифицирующих микроорганизмов составляет всего 5% от исходной (таблица 3). Дальнейшее увеличение дозы тиомочевины до 0.8 мг/мл практически не отражается в изменении дыхания активного ила, поскольку определяемая экспериментально скорость дыхания обусловлена не бактериями-нитрификаторами, а бактериями-гетеротрофами, присутствующими в иле.

Второй эксперимент имитировал работу реального промышленного объекта. Тиомочевину добавляли в поступающую на очистку сточную воду в двух вариантах: разово высокая доза – 0,8 мг/л (острое отравление) и в течение 5 суток концентрацией 0,6 мг/л (хроническое отравление). В каждом варианте концентрацию тиомочевины в поступающей воде доводили до указанной величины. Оценка эффективности нитрификации в варианте острого отравления показала, что в условиях реактора-биоаугментатора ингибирующий эффект существенно (в 2 раза) ослабевал (таблица 2). Снижение эффективности в контрольном варианте составило 44%, в присутствии реактора-биоаугментатора - 20%. Через 3 суток активность нитрификации полностью восстанавливалась в обоих вариантах.

Таблица 2. Содержание основных загрязнителей в поступающей и очищенной сточной воде на разных этапах исследования в присутствии тиомочевины.

* - без добавления сливной воды

Вариант хронического отравления, когда в реакторе ежедневно концентрацию тиомочевины в поступающей воде доводили до 0,6 мг/л, показал схожую c вариантом острого отравления зависимость: активный ил, сформированный в присутствии реактора-обогатителя, проявил большую в 2.5 раза устойчивость к токсиканту (таблица 2). Снижение эффективности нитрификации в контрольном варианте составило 36 %, в присутствии реактора-обогатителя –16 %. После прекращения подачи токсиканта эффективность нитрификации восстановилась через 2 недели.

Оценка влияния тиомочевины на активность нитрифицирующей биомассы в присутствии реакторе-биоаугментаторе показала, что сформированный активный ил быстрее адаптируется к присутствию токсиканта и восстанавливает прежнюю активность. Основная разница между экспериментами по исследованию влияния тиомочевинны на нитрификаторов заключалась во времени проведения опыта: исследование дыхательной активности продолжались минуты и десятки минут, а опыт с установкой длился несколько дней. Этого времени было достаточно для включения бактериями защитных механизмов адаптации к токсиканту, которые обычно формируются за десятки минут. Важно отметить, что добавление токсиканта сказалось также и на активности фосфатаккумулирующих бактерий: в эксперименте наблюдалось снижение качества очистки сточной воды от фосфора (таблица 2).

Таблица 3. Влияние тиомочевины на дыхание бактерий-нитрификаторов, присутствующих в различных активных илах

Выводы

- Впервые в РФ исследована технология, сочетающая реактор-биоаугментатор и технологию Кейптаунского университета применительно к очистке сточных вод г.Москвы.

- доказана высокая эффективность нитрификации поступающей сточной воды в условиях увеличенного содержания аммонийного азота;

- установлено положительное влияние биоаугментации на устойчивость процесса нитрификации к токсикантам, присутствующим в поступающей сточной воде;

- определены максимально допустимые и лимитирующие концентрации тиомочевины (ингибитора нитрификации) в поступающих на очистку стоках;

- выработана стратегия применения биоаугментации, как способа улучшения нитрификации, для низконагружаемых легкоразлагаемой органикой очистных сооружений.

1. Николаев Юрий Александрович, д.б.н., главный специалист отдела очистки сточных вод Инженерно-технологического центра Управления новой техники и технологий АО «Мосводоканал»,
109235, Россия, г. Москва, 1-й Курьяновский проезд, 15; е-mail: nikolaev_ya@mosvodokanal.ru, тел. +7 495 348 52 33; факс +7 495 348 17 17.

2. Грачев Владимир Анатольевич, к.с/х.н., ведущий инженер Отделения очистки сточных вод и обработки осадка Курьяновских очистных сооружений АО «Мосводоканал», 109235, Москва, 1-й Курьяновский проезд, 15, e-mail: grachev55@list.ru, тел.: +7 495 348 16 13.

3. Михайлова Юлия Владимировна, инженер Отделения очистки сточных вод и обработки осадка Курьяновских очистных сооружений АО «Мосводоканал», 105005, Москва, Плетешковский пер., д.2; е-mail: julia-0889@mail.ru, тел.: +7 962 936 73 22.

Список использованной литературы

1. Stephen T.-L.T., Ivanov V., Wang X.-H., Tay J.-H.: Bioaugmentation and enhanced formation of microbial granules used in aerobic wastewater treatment. Applied Microbiology and Biotechnology, April 2006, Volume 70, Issue 3, pp 374-381

2. Mendoza-Espinosa L., Stephenson T.: A Reviev of Biological Aerated Filters (BAFs) for Wastewater Treatment. Environmental Engineering Science, N3, 1999, Volume 16, pp 201-216

3. Parker D., Wanner J.: Review Of Methods For Improving Nitrification Through Bioaugmentation. Proceedings of the Water Environment Federation, WEFTEC 2007: Session 61 through Session 70 , pp. 5304-5326

4. Bailey W., Figdore, Bowden G., Bodniewicz B., Derminassian R., Kharkhar S., Murthy S.: Impact of Thermal Hydrolysis Solids Pretreatment on Sidestream Treatment Process Selection at the DC Water Blue Plains AWTP. Proceedings of the Water Environment Federation 83RD, Annual Technical Exhibition & Conference, New Orleans, LA, USA, October 2 - 6, 2010

5. Жмур Н.С. , «Технологические и биохимические процессы очистки сточных вод на сооружениях с аэротенками.», М.:АКВАРОС,2003. – 512с.

6. СНиП 2.03.01-84 .''Бетонные и железобетонные конструкции'', М.:Стройиздат,1982г.

7. ATV–DVWK–131E. - Германия; «Проектирование одноступенчатых сооружений биологической очистки сточных вод»

8. Cardinal L. J., Stenstrom M.K., Love N.G., Lu Y.-T.: Discussion of: Enhanced Biodegradation of Polyaromatic Hydrocarbons in the Activated Sludge Process. Water Environment Research, Vol. 64, No. 7 (Nov. - Dec., 1992), pp. 922-924

9. Правила приема производственных сточных вод в системы канализации населенных пунктов. Издание 5-е, дополненное. Отдел научно-технической информации АКХ. Москва 1989

10. Грачев В.А., Дорофеев А.Г., Асеева В.Г., Николаев Ю.А., Козлов М.Н. Дыхательная активность илов, используемых в биологической очистке сточных вод. Москва, Экватэк 2008, сборник статей и публикаций московского водоканала, вып. 1, стр 190-200

11. ПНД Ф 14.1.1-95 (издание 2004 г.) «Методика выполнения измерений массовой концентрации ионов аммония в очищенных сточных водах фотометрическим методом с реактивом Неслера»

12. ПНД Ф 14.1:2.3-95 (издание 2004 г.) «Методика выполнения измерений массовой концентрации нитрит-ионов в природных и сточных водах фотометрическим методом с реактивом Грисса»

13. ПНД Ф 14.1:2. 110-97 (издание 2004 г.). «Методика выполнения измерений содержаний взвешенных веществ и общего содержания примесей в пробах природных и очищенных сточных вод гравиметрическим методом»

14. ПНД Ф 14.1;4.248-07 (издание 2004 г.). «Количественный химический анализ вод. Методика выполнения измерений массовых концентраций ортофосфатов, полифосфатов и фосфора»