8138
.pdf81
структура осадков, влажность) на основе экспериментальных данных. Ориентировочно оптимальные дозы несколько превышают дозы, обеспечивающие обеззараживание и дегельминтизацию.
2.3.2. Оценка влияния на биохимические процессы обезвреживания
Внесение обеззараживающего реагента в осадок перед его уплотнением или при обезвоживании является наиболее выгодным, с технологической точки зрения, решением, позволяющим одновременно подвергнуть осадок обеззараживанию и улучшить его водоотдающую способность. Время, необходимое для полного протекания процесса обеззараживания, составляет порядка 40-50 минут. Однако по ряду причин 100%-ного взаимодействия гидроксоаминокислотных комплексов меди (ГАКМ) с оболочками патогенной микрофлоры не происходит и часть не прореагировавших комплексов, в процессе уплотнения и обезвоживания осадка, выносится с иловой жидкостью, которая затем подаётся в начало очистных сооружений.
С этой целью была определена степень влияния ГАКМ, применяемых для обеззараживания осадков, на микрофлору активного ила и эффективность работы биологических очистных сооружений в целом.
В ООО НВФ «Лесма» на моделях аэротенков изучалось влияние иловой воды, после иловых карт, содержащей не прореагировавшие гидроксоаминокислотные комплексы меди на биоценоз активного ила аэротенков. Режим работы установки соответствовал условиям очистки сточных вод в аэротенках станции аэрации г. Н.Новгорода (НСА). Период аэрации составлял 5 часов, доза ила поддерживалась на уровне 2,3 г/дм3 по сухому веществу, кислородная обеспеченность процесса очистки была достаточной для полного биологического окисления субстрата. В качестве
82
контроля использовался искусственно приготовленный субстрат на основе пептона.
Соотношение расходов иловой воды, образующейся при обезвоживании осадка, и сточных вод на НСА составляет 1: 960 (рисунок
11). |
|
|
исходная СВ |
очистка СВ |
очищенная СВ |
Q=950000 м3/сут |
|
|
|
|
|
|
влажный осадок |
|
|
Qmud=1100 м3/сут |
|
фугат |
|
|
Qф=990 м3/сут |
обезвоживание осадка |
бактерицидный реагент |
|
|
qреаг=0,4 м3/сут |
|
обезвоженный осадок |
|
|
Qmud=110 м3/сут |
|
Условные обозначения:
Q – расход сточной воды; Qmud – расход осадка; Qф – расход фугата; qреаг – расход бактерицидного реагента.
Рисунок 11. – Балансовая схема движения воды, осадка и бактерицидного реагента на Нижегородской станции аэрации
Т.е. даже если весь вводимый реагент перейдёт в иловую жидкость, при смешении с исходной сточной водой будет происходить разбавление реагента как минимум в 2 млн. раз. В лабораторных условиях исследована дозировка реагента 0,4 л/м3 иловой воды в соотношении со сточными водами 1:100 и 1:1.
83
Добавление в исходный субстрат исследуемого реагента в соотношении 1:100 практически не увеличивает исходную загрязнённость по отношению к контролю как по ХПК, так и по БПК5. Очищенная сточная вода характеризовалась одинаковыми значениями показателей загрязнённости. Степень очистки была на одном уровне. Активный ил характеризовался хорошими седиментационными свойствами: иловый индекс составил 87 и 84 см3/г.
Добавка исследуемого реагента непосредственно в сточную воду перед очисткой в указанной выше дозировке и в соотношении 1:1 со сточными водами показала следующее. Возросло начальное содержание органики по ХПК и БПК5, а также, в небольшой степени, аммонийного азота. Упала степень очистки при некотором увеличении нагрузки на активный ил и удельной скорости окисления. Ухудшилось состояние активного ила, его цвет изменился от светло–коричневого до почти чёрного. Увеличился иловый индекс уже на вторые сутки. Все это указывает на негативное влияние реагента на биомассу активного ила.
На основании вышеизложенного можно заключить следующее: введение в аэротенк исследуемого реагента в дозировке 0,4 л/м3 иловой воды в соотношении 1:100 со сточными водами не повлекло за собой его отрицательного воздействия на активный ил. Из этого следует, что при фактически существующем соотношении расходов иловой воды, сточных вод и дозе реагента 0,4 л/м3 иловой воды, тем более не следует ожидать его негативного влияния как на состояние активного ила, так и на процесс очистки в целом. При прямом контакте реагента с активным илом, т.е. в соотношении 1:1 со сточными водами, обнаружено ухудшение состояния микрофлоры активного ила и, как результат, снижение степени очистки сточных вод.
84
Таким образом, применение гидроксоаминокислотных комплексов меди для обезвреживания осадков сточных вод негативного влияния на работу очистных сооружений (аэротенков) не оказывает (таблица 10).
|
|
|
|
|
|
|
|
85 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
Таблица 10 |
||
|
|
Результаты исследований по изучению влияния гидроксоаминокислотных комплексов меди |
|||||||||||||||||
|
|
|
|
|
|
|
на микрофлору активного ила |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|||
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
||||
№ |
Соотно- |
Наиме- |
Показатель загрязнённости, |
Технологические параметры биологической очистки СВ в аэротенке |
|||||||||||||||
|
шение |
нование |
|
|
мг/дм3 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
сточных |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|||
|
|
ХПК |
БПК5 |
|
Аммо- |
Фосфа- |
Концентрация |
Ил по |
Иловый |
Нагрузка на |
Удельная |
Степень |
|||||||
|
|
вод |
|
|
|
нийный |
ты |
активного ила |
объёму |
индекс, |
активный |
скорость |
очистки, % |
||||||
|
|
|
|
|
|
||||||||||||||
|
|
|
|
|
|
азот |
(Р) |
по сухому |
% |
см3/г |
ил, |
окисления, |
|
|
|
||||
|
|
|
|
|
|
(N) |
|
веществу, |
|
|
мг/г*см3, |
мг/г*ч, |
|
|
|
||||
|
|
|
|
|
|
|
|
г/дм3 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
по |
|
по |
||
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
по |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
ХПК |
|
БПК5 |
ХПК |
|
БПК5 |
ХПК |
|
БПК5 |
1 |
контроль |
неочищ |
290 |
150 |
|
19,5 |
6,0 |
– |
– |
– |
– |
|
– |
– |
|
– |
– |
|
– |
очищ |
52 |
3,3 |
|
10,9 |
4,1 |
2,3 |
20 |
87 |
605 |
|
313 |
20,7 |
|
12,8 |
82,1 |
|
97,8 |
||
|
|
|
|
|
|
||||||||||||||
2 |
1:100 |
неочищ |
300 |
160 |
|
19,5 |
6,0 |
– |
– |
– |
– |
|
– |
– |
|
– |
– |
|
– |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
||
очищ |
55 |
3,7 |
|
9,0 |
4,2 |
2,27 |
19 |
84 |
634 |
|
338 |
21,5 |
|
13,8 |
81,7 |
|
97,7 |
||
|
|
|
|
|
|
||||||||||||||
3 |
1:1 |
неочищ |
360 |
200 |
|
23,4 |
6,0 |
– |
– |
– |
– |
|
– |
– |
|
– |
– |
|
– |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
||
очищ |
100 |
10,9 |
|
14,8 |
4,6 |
2,4 |
25 |
104 |
720 |
|
400 |
21,7 |
|
15,8 |
72,2 |
|
94,6 |
||
|
|
|
|
|
|
||||||||||||||
86
ГЛАВА 3. ТЕХНОЛОГИЯ ВНЕСЕНИЯ ОСАДКОВ СТОЧНЫХ ВОД В ПОЧВУ
3.1. Порядок внесения осадков в почву
Микроэлементы, к которым относится ряд тяжелых металлов (ТМ), оказывают существенное влияние на качество и урожайность сельскохозяйственных и декоративных культур. Отчуждение микроэлементов с сельскохозяйственной продукцией требует постоянного пополнения их запасов в почве, что может быть достигнуто внесением осадков городских сточных вод, содержащих ценную органическую составляющую и микроэлементный состав. Тем не менее сверхнормативное содержание тяжелых металлов в осадках может ограничить сферу их применения или вообще исключить их использование в качестве органического удобрения.
Осадки, применяемые в качестве органических или комплексных органоминеральных удобрений, по содержанию тяжелых металлов должны соответствовать требованиям, приведенным в ГОСТ Р 17.4.3.07–2001 «Требования к свойствам осадков сточных вод при использовании их в качестве удобрения».
В соответствии с ГОСТ Р 17.4.3.07-2001 осадки Нижегородской станции аэрации могут быть использованы в качестве органического удобрения при соблюдении требований вышеназванного документа, а также требований СанПиН 2.1.7.573–96 «Гигиенические требования к использованию сточных вод и их осадков для орошения и удобрения» и «Типового технологического регламента использования осадков сточных вод в качестве органического удобрения, 2000».
Нормы внесения удобрения, полученного на основе осадка и различных наполнителей, определяются с учетом: физико-химических свойств почвы, химического состава удобрения, экологических условий территории и др.
87
Учитывая наличие в осадках тяжелых металлов, нормы внесения осадка определяются в каждом конкретном случае расчетным путем. Нормы внесения не должны вызывать накопление тяжелых металлов в почве выше 0,8 ПДК по транслокационному показателю.
Общую (суммарную) дозу внесения осадка по содержанию нормируемых загрязнений Добщ, т/га сух. в-ва., вычисляют по формуле (ГОСТ Р 17.4.3.07 -2001):
Добщ = |
(0,8 ПДК − Ф) m |
. |
(3.1) |
|
|||
|
с |
|
|
Максимально допустимую разовую дозу внесения осадка Дуд, т/га, вычисляют по формуле (ГОСТ Р 17.4.3.07-2001):
Дуд = |
0,1 ПДК m |
, |
(3.2) |
|
|||
|
c |
|
|
где ПДК – предельно допустимая концентрация нормируемого загрязнения
в почве, мг/кг; при отсутствии утвержденных ПДК в расчете используется ориентировочно допустимая концентрация (ОДК) загрязнения в почве;
Ф – фактическое содержание загрязнения в почве, мг/кг; с – концентрация загрязнения в осадке, мг/кг сух. в-ва;
m – масса пахотного слоя почвы в пересчете на сух. в-во, т/га. Существующая тенденция накопления тяжелых металлов в почвах
сельскохозяйственных угодий вызывает необходимость проведения регулярного контроля состояния тяжелых металлов в почвах, сельскохозяйственной продукции, средствах химизации сельского хозяйства. Одной из главных задач является объективная оценка экологической обстановки и разработка прогноза изменения содержания тяжелых металлов
впочве. Эти вопросы можно решать через знание баланса тяжелых металлов
вбио- и агроценозах конкретных районов.
Баланс тяжелых металлов определяется по разности между суммарным количеством поступивших в систему и вынесенных из нее элементов. Источниками поступления элементов в почву являются: атмосферные
88
выпадения, минеральные и органические удобрения, мелиоранты. Отчуждение металлов из почвы учитывается по показателям выноса с основной и побочной продукцией сельскохозяйственных культур, вымыванием тяжелых металлов с внутрипочвенным стоком.
Пример: Необходимо произвести расчет и представить балансовую схему для свинца (Pb) при использовании осадков Нижегородской станции аэрации (НСА) в качестве удобрения на суглинистой почве с рН>5,5 с фоновым содержанием свинца 50 мг/кг сух. в-ва.
1. Исходные данные:
1.1.Норма внесения осадка в почву составляет 10 т/га (по сухому веществу);
1.2.Концентрация свинца в осадке НСА (средняя за год) равна 70 мг/кг сух. в-ва (70 г/т сух. в-ва);
1.3.ПДК свинца для указанного типа почвы (СанПин 2.1.7.573-96) составляет 130 мг/кг сух. в-ва (130 г/т сух. в-ва);
1.4.Фоновое содержание свинца в почве равно 50 мг/кг сух. в-ва (50 г/т сух. в-ва); 2. Расчет изменения концентрации ТМ в почве при внесении дозы осадка:
2.1. Определяем массу пахотного слоя почвы (Мсл.почв.) на площади 1 га (10000 м2):
Мсл.почв. =Vпочв ρпочв = S h ρпочв =10000 0,3 1,6 = 4800 т/га,
где Vпочв – объем пахотного слоя почвы, м3; ρпочв – плотность почвы (принимаем 1,6 т/м3); h – высота пахотного слоя (принимаем 0,3 м).
2.2. Определяем массу пахотного слоя (Мсух.почв.) почвы на площади 1 га в пересчете на сухое вещество:
Мсух.почв. = Мсл.почв. |
100 −Wп |
= S h ρпочв. = 10000 0,3 1,6 |
100 − 40 |
= 2880 т/га, |
|
100 |
100 |
||||
|
|
|
где Wп – влажность почвы, % (принимаем 40 %).
2.3. Определяем общее содержание металла в массе пахотного слоя (Мсух.почв.) почвы на площади 1 га:
89
Мепочв = Мсух.почв. Спочв = 2880 50 = 144000 г/га,
где Спочв – исходная концентрация металла в почве, (50 г/т сух. в-ва).
2.4. Определяем общее содержание металла (Меосад.) в дозе осадка, вносимой на 1 га:
Меосад = Мосад. Сосад. = 10 70 = 700 г/га,
где Мосад. – доза осадка, вносимая на 1 га (10 т/га по сухому веществу); Сосад. – исходная концентрация металла в осадке, (70 г/т по сухому веществу).
Таким образом, добавочное количество металла, вносимое в почву с осадком (10 т/га), составляет 700 г/га.
2.5. Определяем массу смеси пахотного слоя почвы и внесенного осадка (Мсмеси) на 1 га по сухому веществу:
Мсмеси = Мпочв + Мосад = 2880 +10 = 2890 т/га.
2.6.Определяем общее количество металла в смеси пахотного слоя почвы и
внесенного осадка (Месмеси) на 1 га:
Месмеси = Мепочв + Меосад = 144000 + 700 = 144700 г/га.
2.7. Определяем концентрацию металла в смеси пахотного слоя почвы и внесенного осадка (Ссмеси) на 1 га:
Ссмеси = |
Месмеси |
= |
144700 |
= 50,069 г/т или мг/кг сух. в-ва. |
|
Мсмеси |
2890 |
||||
|
|
|
Таким образом, при внесении в почву осадка в дозе 10 т/га концентрация свинца изменилась на 0,069 мг/кг сух. в-ва или на 0,14 % от исходного его содержания в почве.
3. Расчет допустимых максимальной и удельной доз внесения осадков 3.1. Определяем общую (суммарную) дозу внесения осадка Добщ., т/га сухого вещества в соответствии с формулой (3.1):
Добщ = |
(0,8ПДК − Ф) т |
= |
(0,8 130 − 50) 2880 |
= 2222 т/га. |
|
70 |
|||
|
с |
|
||
2. Определяем максимально допустимую разовую дозу внесения осадка Дуд. по формуле (3.2):
90
Дуд = 0,1 ПДК т = 0,1 130 2880 = 535 т/га.
с70
4.Расчет времени достижения максимально возможной концентрации свинца в почве при ежегодном внесении осадков в дозе 10 т/га:
4.1.Определяем максимально возможное количество свинца в почве на площади 1 га. В соответствии с ГОСТ Р 17.4.3.07-2001 максимально возможный запас устанавливается при концентрации металла, равной 0,8 ПДК:
Месмеси0,8ПДК = 0,8 ПДК т = 0,8130 2880 = 299520 г/га.
4.2. Определяем максимально допустимое количество свинца, которое может
быть добавлено в почву Мепочвмах до достижения концентрации 0,8 ПДК:
Мепочвмах = Месмеси0,8ПДК − Мепочв = 299520 −144000 =155520 г/га.
4.3. Определяем время достижения концентрации в смеси 0,8 ПДК при ежегодном внесении дозы осадка (10 т/га), лет:
τ = |
Мемах |
155520 |
= 222 |
лет. |
почв = |
700 |
|||
|
Ме |
|
|
|
|
осад |
|
|
|
Таким образом, при ежегодном внесении 10 т осадка на 1 га пашни концентрация свинца достигнет 0,8 ПДК через 222 года.
Расчет изменения содержания других металлов в пахотном слое почвы при внесении осадков сточных вод Нижегородской станции аэрации представлен в таблице 11.
Математическая модель, описывающая положительный баланс ТМ в почве, обусловливаемый внесением осадков городских сточных вод (ОГСВ), описывается следующим уравнением: