8.4.6. Биосорберы

8.4.6. Биосорберы

Принцип биосорбции и конструкции биосорберов были разработаны и внедрены ФГУП НИИ Водгео [44, 45, 46, 47].

Биосорберы – установки, в которых сочетаются процессы биохимической очистки и сорбции. В их конструкции реализованы приемы, позволяющие интенсифицировать очистку путем иммобилизации микробиальной массы и ферментов, а также улучшить массообмен в реакционной области за счет псевдосжижения. На рис. 8.18 приведена принципиальная схема биосорбционной установки. Подлежащая очистке вода по линии «6» поступает во всасывающую линию насоса «5», смешивается с частично очищенной водой из водосборного устройства «8» и направляется в аэрационную камеру «4». После смешения в эжекторе «13» с воздухом, аэрированная вода поступает в водораспределительное устройство «9» и, далее, в слой гранулированного активированного угля «3», который переводится в псевдосжиженное состояние. Часть воды забирается устройством «8» и, как отмечалось, направляется в аэрационную камеру, а часть проходит через щели в верхний ярус биосорбера и фильтруется через неподвижный слой активированного угля «2». Фильтрат отводится по «10». По мере необходимости фильтрующий слой промывается. В псевдосжиженном слое чрезвычайно усиливается массообмен, обеспечивающий подвод к иммобилизованным клеткам кислорода и субстрата и удаление продуктов жизнедеятельности микроорганизмов. Основная масса органики окисляется в псевдосжиженном слое; доочистка и удаление взвешенных веществ достигается при фильтровании. Применение активированного угля позволяет иммобилизовать как микроорганизмы, так и экзоферменты и осуществить деструкцию многих биорезистентных примесей (от лат.

 resisto – сопротивляюсь), т.е. веществ, обычно не поддающихся биологической очистке. Считают, что биорезистентные примеси сорбируются углем и при контакте в его порах с ферментами трансформируются, т.е. подвергаются таким изменениям, что теряют свою резистентность. Возможно, что наблюдаемый эффект объясняется повышенной активностью взаимодействующих молекул, т. к. при сорбции фермента его концентрация в порах угля может быть достаточно высокой. В [44] отмечается, что «механизм этого процесса качественно отличен от механизма окисления активным илом или биопленкой на поверхности инертного носителя». Существенная роль в процессе принадлежит физико-химическим свойствам материала носителя. Применение материалов, являющихся плохими сорбентами, оказалось неэффективным.

Десорбция потерявших резистентность примесей к поверхности сорбента и их окисление клетками биопленки на поверхности зерен сорбента обеспечивает непрерывную биологическую регенерацию последнего.

Если вода одновременно содержит биологически окисляемые и биорезистентные примеси, то увеличение концентрации первых несколько снижает эффективность очистки от вторых. В то же время увеличение концентрации биорезистентных примесей не влияет на эффективность удаления легко окисляемых.

На рис. 8.19 показана форма графиков r1 = f(ХПК) для случаев, когда субстрат содержит только биорезистентные (рис. 8.19, а) и биоразлагаемые компоненты (рис. 8.19, б); r1 – удельная скорость окисления по ХПК. В случае, когда субстрат относится к биорезистентным примесям, удельная скорость возрастает по экспоненте, закономерно увеличиваясь до максимума с увеличением концентрации субстрата. В присутствии двух компонентов (резистентной и легко окисляемой) график r1 = f(ХПК) имеет характерную форму. На участке 1 происходит биосорбция и окисляются преимущественно резистентные примеси. На участке 2 происходит нарастание биопленки и на участке 3 – окисление нерезистентных примесей. На участке 3, скорость окисления в 7–10 раз выше, чем в обычных аэротенках, обеспечивающих такой же эффект очистки.

Как и в других случаях биологической очистки на биосорбцию влияет температура очищаемой воды. Оптимальными считаются температуры от 10–15 до 25–30 °С. Процесс идет и при более низких температурах (+2 +3 °С), но удельная скорость окисления снижается в 3–4 раза.

Способность биосорберов очищать воду от биорезистентных загрязнений расширяет область применения биологической очистки и, в частности, делает ее пригодной для повышения барьерной роли водопроводных станций [45].

Биосорбция оказалась эффективной при очистке природной воды по ХПК, цветности, окисляемости, от аммонийного азота. По данным исследований биосорбция обеспечивает глубокую очистку воды от таких ингредиентов техногенного происхождения, как фенол, дихлорфенол, симазин, бифенол, нафтален, линдан, карбофос, углеводороды нефти при начальном содержании этих примесей до 100 ПДК.

В связи с большими расходами воды на водопроводных станциях схема установки биосорбера несколько изменяется. В ней отказываются от рециркуляции воды, что позволяет исключить фильтр (слой неподвижного сорбента). Одновременно возникает необходимость в увеличении толщины псевдосжиженного слоя сорбента. На рис. 8.20 приведена схема биосорбера, состоящего из трех последовательно расположенных колонн с псевдосжиженным слоем активированного угля общей толщиной 12 м. Биосорберы обеспечивают глубокую очистку многих видов промышленных сточных вод, как высококонцентрированных, так и содержащих широкий спектр трудноокисляемых и токсичных загрязнений. При биосорбции городских сточных вод представляется возможным снизить БПКполн до 3–5 мг/л.

Продолжительность биосорбции, толщина псевдосжиженного и неподвижного слоев сорбента определяются в зависимости от характера и степени загрязнения обрабатываемой воды. В большинстве случаев продолжительность нахождения воды в реакционной зоне составляет около 30 минут; скорости восходящего потока, необходимые для псевдосжижения, принимают около 20–25 м/ч при степени расширения около 40–50 %. Псевдосжижение возникает при восходящей скорости более 5–6 м/ч.

8.5. Сооружения для анаэробной очистки

8.5.1. Общие сведения

Анаэробное окисление имеет ряд отличий от аэробного. С одной стороны, оно протекает с малой интенсивностью и не обеспечивает глубокой деструкции, требует стабильных и благоприятных температурных условий, а с другой обладает многими преимуществами. При анаэробном сбраживании прирост активного ила сравнительно со снижением БПК незначителен, происходит газификация органики с образованием биогаза, примерно на 2/3 состоящего из метана, отсутствуют жесткие ограничения в отношении концентрации загрязнений в обрабатываемой воде, на ход процесса мало влияют колебания качества и расходов воды. Анаэробное окисление оказывается эффективным при обезвреживании стоков, содержащих некоторые примеси, резистентные при аэробной очистке. Область применения анаэробного окисления – обработка высококонцентрированных сточных вод и осадков, содержащих органику. Известно, что этот метод применим для деструкции более 100 различных органических соединений.

Предварительная анаэробная очистка нередко повышает эффективность последующей аэробной. Так, например, удается очистить бытовые сточные воды от фосфора. Денитрификаторы, являющиеся факультативными микробами, в анаэробных условиях восстанавливают нитриты и нитраты. На этом основываются технологические схемы, сочетающие анаэробную (предварительную) и аэробную очистку городских сточных вод.

К сооружениям анаэробной очистки относятся метантенки, реакторы с иммобилизованным активным илом, иловые пруды и другие сооружения.

8.5.2. Метантенки

Метантенки – герметизированные реакторы – смесители, предназначенные как для очистки стоков или стабилизации осадков, так и для генерации метана, ценного газа с большой теплотворной способностью.

Метановое брожение включает две фазы: кислотную и щелочную (газификации). Обе фазы осуществляются параллельно и одновременно в одном объеме.

Продукты деструкции органики, получаемые в первой фазе, являются субстратом для микроорганизмов второй фазы.Состав промежуточных продуктов, образующихся при анаэробном сбраживании, зависит от состава исходных загрязнений. На рис. 8.21 приводится схема разложения основных органических примесей бытовых сточных вод: жиров, белков и углеводов. Наиболее сложен ход многоступенчатой деструкции белков. Жиры окисляются до менее устойчивого состояния жирных кислот.

Рис. 8.21. Схема аэробного разложения органики [50]

В конце первой фазы образуются водород и ацетаты, т.е. эфиры уксусной кислоты.

Образование жирных кислот приводит к понижению рН воды; однако, иловая жидкость обладает буферными свойствами, что ограничивает снижение рН. Впрочем, в некоторых случаях возникает необходимость подщелачивания воды Na₂CO₃.

Биоценоз анаэробного активного ила содержит до 1,5∙1010 кислотообразующих и до 107 метанообразующих микроорганизмов; в составе биоценоза не более 1 % аэробных микроорганизмов, а также инфузорий и грибов, которые попадают в метантенк вместе с очищаемой водой. Весь ход сбраживания лимитируется возможностями и состоянием популяции метанообразующих бактерий, чрезвычайно чувствительных к температурным условиям и имеющих малую скорость роста. Метанообразующие бактерии относятся к разным популяциям: термофилов и мезофилов. Как следует из рис. 8.22 оптимальные температуры воды для термофилов около +53 °С, а мезофилов +32 °С. Применяется также популяция термофилов, для которой оптимальной считается температура +65 °С (экстратермофилы). Даже небольшое отклонение температуры от оптимума существенно снижает скорость окисления.

То обстоятельство, что процессы, относящиеся к двум фазам сбраживания, совмещены во времени и осуществляются в одном объеме, не позволяют создать для них оптимальные условия.

Специальные эксперименты подтвердили целесообразность проведения кислого и метанового брожения в разных реакторах, раздельно. На рис. 8.23 приводится схема установки с разделением фаз сбраживания. Реакторы второй ступени должны работать с пониженной (в 3–5 раз) удельной (на 1 м³ вместимости) нагрузкой.

Рис. 8.23. Схема раздельного по фазам сбраживания: 1, 2 – ментатенки кислой и газовой фаз; 3 – отстойники; 4 – рециркуляция осадка кислой фазы; 5 – рециркуляция осадка щелочной (газовой) фазы; 6 – сброс осадка; 7 – отведение очищенной воды

Сравнение мезофильного и термофильного режимов сбраживания осадков показывает, что в терфильных условиях значительно интенсивнее и глубже происходит гидролиз твердого вещества, но образующийся анаэробный ил имеет очень большое удельное сопротивление и плохо обезвоживается. Процесс двухфазного термофильно–мезофильного сбраживания позволяет использовать преимущества этих двух режимов.

Исследования показали, что двухфазное сбраживание (экстратермофильное в течение 0,6–1,0 суток, а затем мезофильное в течение 10 суток) увеличивает распад беззольного вещества осадка сравнительно с мезофильным однофазовым в 1,2–1,6 раза. Установки для двухфазового сбраживания представляют собой двухступенчатые метатенки разной вместимости с учетом продолжительностью процессов на каждом из двух этапов [48].

Расчет метантенков наиболее подробно разработан для условий стабилизации осадков городских сточных вод.

По исследованиям д.т.н. Л.И. Гюнтер предел сбраживания жиров составляет более 70 %, белков – 48 %, углеводов – 62,5 %. Для обычной композиции осадков городских сточных вод предел полного сбраживания, в пересчете на беззольную часть осадка, принимается:

R_lim = (0,92C_fat + 0,62C_gt + 0,34C_pzt) 100%,

где С_fat, C_gl, C_pzt – содержание жиров, углеводов и белков в г на 1 г беззольной части.

Фактический распад беззольной части зависит от продолжительности сбраживания, исходной концентрации органики, ее вида и температуры осадков. По [26] распад равен:

R_r = R_lim – k_rD_mt,

где k_r – коэффициент, зависящий от влажности сбраживаемой среды, т.е. учитывающий концентрацию органики; D_mt – доза суточной загрузки осадка, %, от вместимости метантенка, доза обратно пропорциональна продолжительности процесса.

В формуле не учитывается температура, т.к. предполагается, что она поддерживается оптимальной в зависимости от принятого режима.

В США распад определяется по величине произведения температуры на продолжительность сбраживания (рис. 8.24). Таким образом, влажность осадка не учитывается. Расчет метантенков сводится к тому, что, задаваясь степенью распада, определяется продолжительность процесса, а по ней и вместимость метантенка:   Wmt = Qwt, м3, где Wmt – вместимость метантенка, м3; Qw – суточная производительность метантенка в м3/сут, t – продолжительность, сут.

 Зависимости, используемые для расчета метантенка в [26], основываются на эмпирических связях между дозами загрузки, влажностью и другими параметрами. Вместе с тем, такие расчеты должны базироваться на закономерностях кинетики ферментивных реакций.

Расчет метантенков для очистки высококонцентрированных сточных вод выполняется по формуле (8.12). Параметры, входящие в эту формулу, находятся опытным путем и зависят от качества очищаемой воды. Так, например, в [49], основываясь на опыте очистки некоторых конкретных видов стоков, рекомендовались к расчету: удельная скорость окисления r = 5,0–6,5 мг БПК_полн на 1 г беззольной части ила в час, доза активного ила а = 20 г/л, его зольность S = 0,3 и т.д. Режим сбраживания принимается мезофильным как более устойчивый.

Считается, что очистка в метантенках целесообразна при значениях БПК_полн от 6–10 до 20 г/л; установлена возможность ее применения при значениях ХПК до 75–100 кг/м³. В среднем, на 1 кг снятой ХПК выделяется 0,1–0,35 м³ метана, а прирост активного ила составляет 0,05–0,5 кг. Потребность в биогенных веществах определяется отношением ХПК: азот: фосфор, которое должно составлять 100 : 2 : 0,1, что значительно меньше, чем требуется при аэробной очистке.

Опыт показывает, что снижение БПК при анаэробной очистке концентрированных сточных вод в метантенках находится в пределах 75–90 %. Таким образом, БПК после очистки остается весьма значительным и почти всегда требуется доочистка.

Как отмечалось, предварительная анаэробная деструкция изменяет молекулярную структуру некоторых субстратов, превращая их в менее устойчивые по отношению к аэробному окислению вещества.

При исследовании процесса биохимической очистки по схеме «метантенк–аэротенк» сточных вод фабрик первичной обработки шерсти было установлено, что на этапе аэробного окисления скорость реакции увеличивается на 12–13 %, т.к. происходит соответствующее уменьшение коэффициента Михаэлиса в [48].

Анаэробный активный ил, особенно после термофильного режима, имеет высокий иловый индекс и плохо отстаивается. Поэтому существует опасность вымывания ила из метантенка. Как известно, радикальной мерой против этого служит иммобилизация микробиальной массы.

8.5.3. Реакторы с иммобилизованным анаэробным илом

Эти реакторы могут быть двух типов: с неподвижным и с псевдосжиженным носителем биоценоза. Реакторы, имеющие схему фильтров с загрузкой из пластмасс, песка или гравия снижают БПК_полн до 98 %. Однако, они легко засоряются или имеют слабый массообмен. Реакторы с искусственной циркуляцией воды в реактивной зоне лишены этого недостатка.

На рис. 8.25 приведена схема такого реактора, оборудованного мешалками для создания циркуляции в реактивной зоне. Неподвижная загрузка удерживает до 50 кг анаэробного ила на 1 м³ объема и имеет окислительную мощность по ХПК до 40 кг/м³×сут. Благоприятные условия массообмена позволяют работать в интервале температур от 12 до 25 ^оС и очищать на 95 % стоки, имеющих ХПК до 10 г/л, БПК_полн – до 7 г/л и взвесей до 2 г/л.

 Подача воды производится снизу вверх (как на рисунке) или сверху вниз. Такие реакторы применяются для очистки стоков сахарных заводов и молокозаводов в Германии, Франции, Бельгии, причем эффект очистки по БПК достигает 98 %. Недостаток реакторов с неподвижным слоем носителя – быстрое засорение, а также слабый массообмен в реакционной зоне.

Реакторы с псевдосжиженным слоем носителя не засоряются, обеспечивают хороший массообмен, но громоздки и имеют большую высоту.

Особенность поведения анаэробного активного ила в условиях псевдосжижения заключается в постепенном образовании гранул – уплотненных комочков, состоящих из кислотообразующих и метанообразующих микроорганизмов. Гранулы начинают формироваться через несколько недель с момента начала работы реактора. Размеры гранул от 0,5 до 5,0 мм, их плотность вдвое выше, чем у воды, а иловый индекс составляет
20–50 см³/г. Таким образом, гранулы обладают хорошими седиментационными характеристиками и легко отделяются от воды. На поверхности гранул интенсивно происходит биохимическая деструкция органики.

Рис. 8.25. Реактор с иммобилизованным анаэробным активным илом (установка типа ККР-2): 1 – камера гидролиза; 2 – камера ацетогенной гидрогенизации; 3 – камера метаногенеза; 4 – отстойник; 5 – носитель активного ила; 6 – тонкослойный модуль; 7 – газовый колпак; 9 – мешалка; 10 – мешалка – аэратор; 11 – насос; 12 – подача сточной воды; 13 – отвод очищенной воды; 14 – газопровод; 15 – рециркулирующий активный ил; 16 – сброс избыточного ила

Закономерности образования гранул недостаточно изучены. Известно, что этот процесс зависит от видов загрязнений, гидродинамических условий в реакторах, ингибирующего, или, наоборот, активирующего воздействия тех или иных химических веществ. В настоящее время создаются биологические препараты, стимулирующие гранулообразование. Как отмечал д.т.н. Б.Н. Репин, «создание искусственных условий для эффективного гранулообразования – приоритетное направление в анаэробной очистке сточных вод» [50]. На рис. 8.26 приводится схема реактора с псевдосжиженной загрузкой-носителем, применяющаяся для очистки сточных вод некоторых предприятий пищевой промышленности. В реакционной области формируются два слоя: нижний, состоящий из носителя (активированный уголь, песок горных пород, пластмасса), находящийся в псевдосжиженном состоянии при небольшом расширении, и верхний – из гранул активного ила, имеющих разные размеры и располагающихся по высоте в соответствии с условиями гидравлической сортировки. В реакционной зоне создается высокая концентрация биологической массы, что и определяет интенсивную деструкцию органики. В реактор встроен отстойник, в котором происходит отделение гранулированного активного ила, возвращающегося в реакционную зону. На рис. 8.27 приведена схема реактора-биосорбера конструкции Нижегородского государственного строительно-архитектурного университета.

В реакторе можно выделить три зоны: псевдосжиженного носителя (ак­тивирован­ный уголь) с биопленкой, гранулированного активного ила и зона разделения воды и ила. Для разделения предусмотрен встроенный в реактор тонкослойный илоотделитель. Гранулы ила возвращаются в реакционную зону, а вода фильтруется через песчаный фильтр, расположенный в кольцевом зазоре между внешней и внутренней стенками реактора. Скорости, необходимые для псевдосжижения, обеспечиваются путем рециркуляции части воды по контуру «линия 2 – насос – реактор». Исследования работы биосорбера позволили уточнить параметры, при которых происходит устойчивая грануляция ила: возраст ила 60–130 суток, зольность 0,44–0,5, скорость воды в реакционной зоне 20–25 м/ч, достаточная степень расширения носителя 8–9 %, рН = 7,1–8,2. Технологические характеристики биосорбера при очистке разных видов сточных вод приведены в табл. 8.8. Вместимость реакционной зоны реактора определяется по зависимости:   , где ОМ – окислительная мощность, кг ХПК / м3 сут; Qw – суточная производительность, м3/сут; Len*, Lex* – ХПК сточной воды в начале и в конце процесса очистки, г/м3. Окислительной мощностью называется показатель, равный снижению БПК или ХПК за сутки в расчете на 1 м3 полезной вместимости реакционной зоны реактора. Окислительная мощность зависит от Len*, Lex*, температуры сточ­ной воды, видов загрязнений. Экспериментально установлено, что биосорбер сохраняет устойчивость в работе при понижении температур воды с нормальной для мезофильного режима +34 до 24 °С. Таким образом можно заключить, что биоценоз в виде гранул обладает повышенной устойчивостью к температурным условиям [51].

Таблица 8.8

Технологические характеристики биосорберов [52]

В качестве реакторов с псевдосжиженным слоем иммобилизованного ила могут быть использованы биосорберы НИИ ВОДГЕО при условии исключения из схемы узла аэрации (см. рис. 8.18).

В связи с высокой окислительной способностью гранул активного ила представляется возможным отказаться от применения носителя. Реакторы с псевдосжиженным слоем гранул успешно применяются для очистки сточных вод производства крахмала, сыра, молочного производства в Германии, США, Нидерландах. Эффект очистки стоков, имеющих ХПК до 60 г/л, достигает 98 % [51].

Деструктивная очистка имеет целью произвести такие изменения в составе вещества загрязнения, при которых получаются безопасные или легко удаляемые из воды примеси.

Деструкция сопровождается нарушением химических связей, а скорость реакции определяется энергией активации взаимодействующих частиц.

Интенсификация деструктивных процессов достигается увеличением активности частиц путем повышения температуры, фотолиза или радиолиза и участием в реакциях катализаторов. Катализаторы вступают в промежуточное взаимодействие с реагирующими веществами, образуют активированные комплексы, после распада которых вновь восстанавливаются.

Катализаторы определяют маршрут реакций и увеличивают скорости последних. Иногда катализаторы являются продуктами деструкции, либо вырабатываются микроорганизмами при биохимической очистке (ферменты), или специально вводятся в обрабатываемую воду.

Как правило, деструктивные процессы многостадийны и после каждого этапа образуются промежуточные продукты, в том числе и способные ускорить последующие реакции (например, свободные радикалы, пероксид водорода и др.). Конечные продукты распада в зависимости от путей, по которым шли реакции, могут оказаться различными.

Химическая деструктивная очистка предусматривает использование реагентов, в присутствии и при участии которых происходят необходимые реакции. На процесс влияют и другие (кроме загрязняющих) водные примеси, а также мощность редокс-системы, определяемая значениями окислительно-восстановительного потенциала и рН воды.

Правильный выбор реагентов, катализаторов, оптимизирующая корректировка химического состава и физических характеристик воды необходимы для достижения требуемой очистки и получения желательных конечных продуктов.

Электрохимическая очистка отличается от химической тем, что при электролизе происходит окисление и восстановление ионов водных примесей и разрушение молекул воды. Продукты электродных процессов, взаимодействуя с другими водными примесями, индуцируют объемные химические реакции, т.е. являются реактантами. Условия выработки таких реактантов регулируется путем изменения электрических параметров электролизеров, т.к. возможность возникновения тех или других электродных реакций обуславливается напряжениями на электродах, а количество генерируемых продуктов электролиза – силой тока.

Биохимическая очистка применяется главным образом для разрушения органических веществ, которые, как известно, обладают наиболее прочными химическими связями, что создает определенные трудности для химической и электрической очистки.

Биохимическая деструкция органики осуществляется с участием ферментов, катализаторов, вырабатываемых микробиальными клетками. Как и все катализаторы, ферменты отличаются специфичностью, т.е. эффективны при участии в определенных конкретных реакциях.

Биохимическая деструкция, - процесс многоступенчатый. На отдельных этапах очистки происходит отщепление фрагментов органических молекул с образованием новых веществ с упрощенной структурой.

На отдельных этапах биохимического цикла функционируют разные группы бактерий, входящих в состав микробиального ценоза.

Условия биохимической очистки, относящиеся к физико-химическим характеристикам очищаемой воды, диктуются требованиями нормальной жизнедеятельности биоценоза.

Это относится к температуре воды, ее химическому составу, присутствию в допустимых концентрациях токсичных и других ингибирующих примесей и т.д.

Обычно, при биохимической очистке имитируются естественные процессы, но нередко оказывается эффективным последовательное применение анаэробных и аэробных процессов, обеспечивающих частичную анаэробную, а затем более глубокую аэробную деструкцию. В микробиальном способе очистки используются адаптированные чистые бактериальные культуры направленного действия (например, разрушающиеся углеводороды).

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Общая закономерность деструктивной очистки состоит в том, что по мере уменьшения концентраций загрязнений скорость реакции падает. Поэтому, необходимо либо увеличивать дозы реагентов, либо принять более длительный период обработки. В первом случае будет происходить перерасход реагентов, а вода окажется загрязненной неиспользованными веществами, во втором - увеличение вместимости реакторов, в которых производится очистка.

При необходимости глубокой очистки может оказаться целесообразной регенеративная доочистка. В других случаях для экономии реагентов выгодно проводить регенеративную очистку перед деструктивной. Общая технологическая схема улучшения качества воды должна основываться на свойствах водных загрязнений, экспериментально проверяться и подтверждаться технико-экономическими расчетами.

ЛИТЕРАТУРА

1. Кульский Л.А., Гороновский И.Т., Когановский А.М., Шевченко М.А. Справочник по свойствам, методам анализа и очистке воды. В двух частях. Часть 1. Киев, Наукова думка, 1980. - 680 с.
2. Таубе П.Р., Баранова А.Г. Химия и микробиология воды. –М.: Высшая школа, 1983. – 287 с.
3. Казанцева Л.З. Исследование основных закономерностей режима периодического коагулирования. Автореферат канд. техн. наук. Челябинск: уральский политехнический инст-т, 1967. –24с.
4. Кульский Л.А., Гороновский И.Т., Когановский А.М., Шевченко М.А. Справочник по свойствам, методам анализа и очистке воды. В двух частях. Часть 2. Киев, Наукова думка, 1980. - 680 с.
5. Проскуряков В.А., Шмидт Л.И. Очистка сточных вод в химической промышленности. Л.: Химия, 1977. - 464 с.
6. Алексеев Л.С., Гладков В.А. Улучшение качества мягких вод. М.: Стройиздат, 1994. – 152с.
7. Пурбе М. Атлас электорохимических равновесий. Перевод с французкого под ред. Р.А. Стремовского. – Хабаровск: Торгово-промышленная палата СССР. Хабаровское отделение. Бюро переводов, 1980. – 225 с.
8. “Дегремон”. Технические записки по проблемам воды. В двух томах. Т.1. Под редакцией Т.А. Карюхиной, И.Н. Гурбановой. –М.: Стройиздат, 1983. – 605 с.
9. Белевцев А.Н., Генкин В.Е. Очистка сточных вод цехов гальванических покрытий. // Журнал Всесоюзного химического общества им. Д.И. Менделеева, том 12, №6, 1967.-С. 644-651
10. Клячко В.А. О выборе метода обезжелезивания воды. Исследования по водоподготовке. Материалы совещания. ВНИИ ВОДГЕО. – М.: Гос. изд-во литературы по строительству и архитектуре, 1956.
11. Яковлев С.В., Карелин Я.А., Ласков Ю.М., Воронов Ю.В. Очистка производственных сточных вод. –М.: Стройиздат, 1985. – 333 с.
12. Яковлева О.И., Ткаченко Н.И. Очистка сточных вод. – М.: Лесная промышленность, 1975. – 49 с.
13. Журба М.Г., Говорова Ж.М., Жаворонкова В.И., Немцев В.Л., Селюков А.В., Приемышев Ю.Р. Очистка цветных маломутных вод, содержащих антропогенные примеси. // Водоснабжение и сан.техника, 1997, №6.- С. 3-6, №7.- С.5-9
14. Канализация населенных мест и промышленных предприятий. Справочник проектировщика. Изд. 2-е. Под редакцией В.И. Самохина. – М.: Стройиздат, 1981. – 638 с.
15. Смирнов А.Д. Сорбционная очистка воды. –Л.: Химия, 1982. – 169с.
16. Демидюк В.И., Ткаченко С.Н., Егорова Г.В., Попкович М.П., Лунин В.В. Разложение озона на твердых поверхностях. // Третий международный конгресс “Вода: экология и технология”. Тезисы докладов. М.: 1998. – С.649-650.
17. Щеголев К.В., Козюра А.С., Хайлович Ю.А. Химическая очистка промышленных сточных вод. Киев: Гос. изд-во литературы по строительству и архитектуре УССР, 1961. – 91 с.
18. Краснобородько И.Г. Деструктивная очистка сточных вод от красителей. – Л.: Химия, Ленинградское отделение, 1988. – 180 с.
19. Стремовский Р.А., Кленин Б.Н. Опыт внедрения очистных сооружений локального действия на предприятиях различных отраслей промышленности. // Тезисы докладов на международную конференцию “Энергетика и окружающая среда”. – Хабаровск, 1992. – 83 с.
20. Химический энциклопедический словарь. Гл.ред. И.Л. Кнунянц. –М.: Советская энциклопедия, 1983. - 792 с.
21. Жуков А.И., Монгайт И.Л., Родзиллер И.Д. Канализация промышленных предприятий. М.: Стройиздат, 1962. - 603 с.
22. Попов Г.П., Косенкова И.А., Баранова Ю.Г., Тихонов Г.П., Соловьев В.Г., Минаева И.А. Оценка использования ионизирующих технологий для водоочистки. // Третий международный конгресс “Вода: экология и технология”. Тезисы докладов. М.: 1998. – С.300-301.
23. Яковлев С.В., Краснобородько И.Г., Рогов В.М. Технология электрохимической очистки воды. –Л.: Ленингр.отд. Стройиздата, 1987. – 312 с.
24. Воловник Г.И., Коробко М.И., Фомин С.Н. Электрохимическая очистка воды. Методическое пособие. – Хабаровск: ДВГУПС, 1992. – 83 с.
25. Грандберг И.И. Органическая химия. Учеб. пособие для вузов. – М.: Высшая школа, 1980. – 483 с.
26. СниП 2.04.03.-85 Канализация. Наружные сети и сооружения / Госстрой СССР. –М.: ЦИТП Госстроя СССР, 1986. – 72 с.
27. Голубовская Э.К. Биологические основы очистки воды. М.: Высшая школа, 1978. – 264 с.
28. Роговская Ц.И. Биохимический метод очистки производственных сточных вод. – М.: Стройиздат, 1967. – 88 с.
29. Николадзе Г.И. Водоснабжение. М.: Стройиздат, 1989. - 496 с.
30. Фрог Б.Н., Левченко А.П. Водоподготовка. М.: МГУ, 1996. – 680с.
31. Доливо-Добровольский Л.Б. Микробиологические процессы очистки воды. – М.: Изд-во МКХ РСФСР, 1958. – 182 с.
32. Биологическая очистка хромсодержащих промышленных сточных вод. Под общей редакцией Е.И. Квасникова и Н.П. Серпокрылова. – Киев: Наукова думка, 1990. – 108 с.
33. Куликов Н.И. Биологическая очистка сточных вод сообществом свободноплавающих и прикрепленных микроорганизмов и гидробионтов. Автореферат. дис. докт. техн. наук. Макеевка, 1987. – 27с.
34. Евилевич М.А., Брагинский Л.Н. Оптимизация биохимической очистки сточных вод. – Л.: Стройиздат. 1997. – 66 с.
35. Базякина Н.А. Очистка концентрированных промышленных сточных вод. М.: Госстройиздат, 1958. – 77с.
36. Воловник Г.И., Севастьянова Э.В. Методика технологических расчетов очистных сооружений для городских сточных вод (часть 1) – Хабаровск, ХабИИЖТ, 1991. – 52 с.
37. Голубовская Э.К., Порхал Е.В., Сверканова В.В., Клочкова Г.П. Исследование качественного состояния активного ила и биопленки в биотенке. Санитарная техника. Сбоник трудов ЛИСИ №69. Л.: ЛИСИ, 1971. – С. 165-171.
38. Демидов В.Н., Скирдов И.В. Интенсификация процесса биологической очистки сточных вод. // Водоснабжение и сан. техника, №3, 1996.-С 16-18
39. Скирдов И.В. Очистка сточных вод с применением прикрепленной микрофлоры. // Водоснабжение и сан. техника, №6, 1998. – С.9-12.
40. Воловник Г.И., Коробко М.И. Технологические расчеты многофункциональных установок для очистки воды. Методические указания. Хабаровск: ДВГУПС, 1995. – 26с.
41. Яковлев С.В., Скирдов И.В., Гасанов М.В. Общие закономерности процесса в биофильтрах. // Водоснабжение и сан. техника, №6, 1986.
42. Воловник Г.И., Ромм К.М., Козак Л.В. Теоретические основы очистки воды. Методическая разработка к лабораторным работам. Часть 2. Хабаровск, ДВГАПС, 1994.- 28 с.
43. Яковлев С.В., Швецов В.Н., Скирдов И.В., Бондарев А.А. Технологический расчет современных сооружений биологической очистки сточных вод. // Водоснабжение и сан. техника, №2, 1994.-С. 2-7
44. Швецов В.Н., Морозова К.М. Бисорберы – перспективные сооружения для глубокой очистки природных и сточных вод. // Водоснабжение и сан. техника, №1, 1994.-С.8-13
45. Швецов В.Н., Яковлев С.В., Морозова К.М., Нечаев И.А., Татанов И.В. Очистка воды на бисорберах в условиях низких температур. // Водоснабжение и сан. техника, №5, 1998.-С.12-15
46. Яковлев С.В., Свердликов А.И., Щербина Г.П., Земляк М.М., Дональд Н., Хейкокк. Ресурсосберегающие технологии глубокой биологической очистки сточных вод в колонных и кодировочных биореакторах со взвешенными слоями активного ила и закрепленными микроорганизмами. // Третий международный конгресс “Вода: экология и технология”. Тезисы докладов. М.: 1998. – С.493-494.
47. Морозова К.М., Стоник Я.З. Комплексные сооружения для глубокой очистки сточных вод. // Водоснабжение и сан. техника, №1, 1993.-С. 20-21
48. Савельева Л.С., Данилович Д.А., Николаев В.Н. Двухфазная технология анаэробного сбраживания осадков городских сточных вод. // Водоснабжение и сан. техника, №9, 1998. – С.25-27.
49. Строительные нормы и правила. СНИП II-32-74. Канализация. Наружные сети и сооружения. М.: Госстрой СССР, 1975. – 88с.
50. Репин В.Н. Современные технологии анаэробной обработки производственных сточных вод. // Водоснабжение и сан. техника, №5, 1995.- С. 27-29
51. Найденко В.В., Колесов Ю.Ф., Кубарев А.В. Опыт эксплуатации аппаратов биосорбционной очистки. // Водоснабжение и сан. техника, №11/12, 1993. –С.27.
52. Найденко В.В., Колесов Ю.Ф. Бисорбционная очистка высоконцентрированных сточных вод. // Водоснабжение и сан. техника, №10, 1992. – С. 27.