Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Состояние вопроса и выбор направления исследования 12
1.1 Соединения фосфора в сточных водах 26
1.2 Биологическая дефосфатация 28
1.3 Физико-химическая дефосфатация 30
1.4 Механизмы образования осадка 31
1.5 Заключение 34
Собственные исследования
Глава. 2. Объекты, материалы и методы экспериментальных исследований 36
2..1. Объекты исследований 36
2.2. Методики проведения экспериментальных исследований 37
2.3Экспериментальные исследования процессов аэробной биологической очистки 39
2.3.1 Способы 40
2.3.2 Сбраживание осадков первичных отстойников 44
2.4 Моделирование процессов функционирования биомассы 45
2.5 Методы идентификации микроорганизмов биоценоза иммобилизованной биопленки 48
Глава 3. Экспериментальные материалы по извлечению фосфора из сточных вод 63
3.1 Действие изменение температуры или растворенного кислорода 65
3.2 Микроскопические наблюдения 66
3.3. Механизмы образования осадка 67
3.4 Потенциальность осаждения 69
3.5 Осаждение в искусственном очищенном стоке 70
3.6 Комбинированный анализ по общим полученным результатам 74
3.7 Заключение 75
Глава 4. Дефосфатация сточных вод биологическимии методами 86
4. Технические требования для обработки фосфора активным илом 86
4.1.1 Механизм процесса сверхаккумуляции (сверхнакопления) 87
4.1.2 Факторы, от которых зависит процесс сверхнакопления фосфора 89
4.2 Оптимальные условия эффективной биологической дефосфатации 91
4.3 Эффективность биологической дефосфатации 94
4.4 Модель процесса дефосфатации 96
4.4.1 Влияние возраста активного ила на удаление фосфора в биологических системах 96
4 4.4.2 Параметрическая модель процесса дополнительного биологического удаления фосфора 103
4.5 Заключение 111
Глава 5. Отстаивание фосфорсодержащих твердых частиц 127
5.1. Динамическая модель процессов осаждения-осветления-уплотнения 129
5.1.1 Процессы разделения жидкости и твердых взвешенных частиц 129
5.1.2 Динамика процессов многоуровневой модели разделения твердых частиц в отстойниках 130
5.1.3 Эмпирические коэффициенты осаждения 135
5.1.4 Эксперименты на пилотной установке 138
5.2 Осаждение флокулированных суспенции во вторичных отстойниках 141
5.2.1 . Осаждение флоккулируемых частиц 141
5.2.2 Скорость осаждения флоккулируемых частиц 143
5.2.3 Скорость осаждения и распределение размеров частиц 143
5.2.4 Взаимосвязь между концентрацией и распределением размеров частиц 147
5.3 Моделирование параметров стесненного осаждения 151
5.3.1 Источник иловых и осадительных резервуаров 151
5.3.2 Метод контроля периодического осаждения 152
5.3.3 Влияние характеристик отстойника 156
5.3.4 Влияние метода оценки параметра 156
5.3.5 Использование параметров осаждения, в одномерном (1-D) динамическом моделировании 157
Выводы 181
Литература 183
Приложения 195
Приложение 1 «Научно-методическое руководство по технологическому моделированию процесса биологического удаления фосфора из сточных вод». (Утв.Ученым советом ГОУ ВПО МЛКХиС, 15.12.2010г.) 196
Приложение 2 Справка об использовании проектной организацией ГПУ «МосводоканалНИИпроект» результатов научно исследовательской работы при разработке проекта очистных сооружений г. Владивосток 198
Приложение 3 Справка об использовании проектной организацией ЗАО «Водоснабжение и водоотведение» г. Москва при проведении проектно- конструкторских работ по объекту - очистные сооружения г.Кунгур, Пермской обл 199
- Способы
- Осаждение в искусственном очищенном стоке
- Влияние возраста активного ила на удаление фосфора в биологических системах
- Использование параметров осаждения, в одномерном (1-D) динамическом моделировании
Введение к работе
Актуальность проблемы
Основными видами загрязнений производственных и бытовых сточных вод являются углеродные, азотные и фосфорные соединения. Особо неблагоприятное воздействие на водные бассейны и их микрофлору оказывают фосфорные составляющие загрязнений, приводящие к эвтрофикации водоемов. Вследствие чего для оздоровления водных объектов необходимо принятие мер, прежде всего, по снижению содержания фосфора в коммунальных сточных водах и предприятий АПК. Наиболее предпочтительным с этой точки зрения является биологический способ дефосфатации. Сущность биологической дефосфатации состоит в том, что отдельные виды микроорганизмов активного ила в определенных условиях их культивирования поглощают фосфаты из жидкой фазы (сточной воды) и выводят их из очистных сооружений вместе с избыточной биомассой.
Существенный вклад в развитие методов обработки сточных вод биологическими методами внесли: Яковлев С.В., Жмур Н.С., Денисов А.А., Данилович Д.А., Бондарев А.А., Карюхина Т.А., Мишуков Б.Г., Залетова Н.А. и другие.
Биологическая дефосфатация имеет большие преимущества перед физико-химической, т.к. не требует для ее осуществления каких-либо химических реактивов и поэтому является перспективным методом обработки фосфорсодержащих сточных вод. Однако технология этого вида очистки в промышленных масштабах до настоящего времени не отработана и применяемые в настоящее время способы биологической очистки сточных вод от фосфора недостаточно эффективны.
Цель и задачи исследований
Целью настоящей работы является создание технологических моделей комбинированных процессов биологического удаления соединений фосфора из коммунальных и промышленных сточных вод.
При выполнении работы были поставлены следующие задачи:
Определить характерные особенности процессов и технологические сложности формирования и удаления фосфорсодержащих соединений при комбинированном биологическом удалении органических загрязнений из коммунальных и промышленных сточных вод.
Определить управляющие факторы сверхаккумулирования фосфора биоценозом активного ила и разработать комбинированную аппаратурно-технологическую схему извлечения фосфора из сточных вод биологическим методом.
Идентифицировать доминирующие виды микроорганизмов, потребляющие фосфорсодержащие субстраты биоценозом активного ила.
Разработать математическую модель биологической дефосфатации в аэробно-анаэробных процессах обработки сточных вод;
Разработать динамические модели процессов осаждения, осветления и уплотнения флоккулированных суспензий в условиях стесненной седиментации.
Провести сравнение результатов моделирования процессов удаления фосфорсодержащих соединений и проверить сходимость расчетных и экспериментальных данных.
Научная новизна.
1. Установлено, что исследованный процесс дефосфатации обеспечивает минимальную степень удаления фосфора от 40 до 90% и сопровождается образованием кристаллов струвита и фосфатов кальция.
2. Исследованы физико-химические характеристики процессов дефосфатации и определены условия сверхаккумулирования фосфора бактериями активного ила.
3. Идентифицированы доминирующие виды фосфорпоглощающих бактерий активного ила и установлены технологические параметры управления процессами очистки сточных вод от фосфоросодержащих соединений.
4. Разработана параметрическая модель процесса сверхаккумулирования фосфора биоценозом активного ила.
5. Разработана математическая модель стесненного осаждения суспензий сверхаккумулированного фосфором активного ила во вторичных отстойниках.
6. Полученные результаты позволяют научно обосновать конствуктивно-тохнологические решения, применяемые при проектировании новых и реконструкции действующих сооружений биологической очистки.
Практическая ценность.
Полученные результаты и выводы базируются на материалах теоретических, модельных и экспериментальных исследований анаэробных, аноксидных и аэробных систем обработки фосфорсодержащих стоков и позволяют с высокой степенью надежности рекомендовать их к практическому использованию в промышленных масштабах при создании новых и реконструкции действующих систем биологической очистки сточных вод и обработки осадков очистных сооружений. Разработанные рекомендации и предложения подтверждены материалами теоретических и экспериментальных работ, показавших высокую степень сходимости, что обеспечивает возможность их надежного использования в производственных условиях с учетом особенностей конкретных видов и характеристик очистных сооружений.
Апробация работы.
Материалы диссертационной работы доложены на Международной научно-практической конференции, посвященной 40-летию ВНИТИБП РАСХН. 2009; IV Всероссийской научно-практической конференции «Мониторинг природных экосистем». г. Пенза. 2010; Х Международной научно-практической конференции «Экология и безопасность жизнедеятельности. г. Пенза, 2010.
На основании проведенных исследований разработано «Научно-методитечкое руководство по технологическому моделированию процесса биологического удаления фосфора из сточных вод». (Утв.Ученым советом ГОУ ВПО МАКХиС, 15.12.2010г.).
Структура и объем диссертации.
Работа состоит из введения, 5 глав, общих выводов, списка использованной литературы и приложений. Работа изложена на 126 страницах машинописного текста, содержит 66 рисунков, 17 таблиц, 3 приложения. Библиография включает 114 наименований, их которых 56 на иностранных языках.
Способы
Первый процесс развивает, используя микробную активность, накопление в аэрообных условиях полифосфаты, называемым PhoStrip, запускаемый при помощи Biospherics Inc., (рис. 2.1). В этом процессе, анаэробная зона, называемая « stripper tank», принимает только часть активного ила вторичных отстойников от 15 до 35 % расхода притока на очистные сооружения. Время гидравлического пребывания находится в пределах 8-12 часов, при анаэробном условии, в основном достаточное, чтобы получать хорошее высаливание фосфатов и позволит образование и осаждение осадка с добавлением как минимум извести в аэротенк-отстойник. Малое количество извести, требуемое для осаждения фосфатов, при повышенной концентрации фосфатов, в надосадке, условие, которое благоприятствует кинетике осаждения осадка. В этом случае, дозировка извести контролирует щелочность, как буферный раствор повышает рН. Для облегчения высаливания фосфатов, -содержавшихся в биомассе анаэробной зоны, может быть добавлен источник органического вещества. Исходные стоки, стоки после первичного и вторичного отстойников, могут быть использованы для получения этих результатов.
Процесс PhoStrip отличается в двух вопросах от всех других процессов -биологической дефосфатации в том, что он требует добавление химических продуктов для осаждения фосфора, и в том, что анаэробная зона расположена в цепи обработки активного ила. Процесс PhoStrip, модифицированный для удаления азота и фосфора (рис. 2.2).
Процесс с аноксидной зоной использует употребление органического вещества, содержавшегося в притоке для денитрификации, и с аэробной зоной, для окисления органического вещества и нитрификации (рис. 2.3). Однако, короткая цепь рециркуляции между обеими зонами не позволял получать хорошую эффективность денитрификации.
Разделение аэробной и аноксической зон дает процесс А/О ( Anoxic/Oxic; рис. 2.4).
Подобная конфигурация, но с рециркуляцией смеси сточной воды и активного ила аэробной зоны в аноксическую, для того, чтобы максимально увеличить денитрификацию, представлена на (рис. 2.5).
Для предыдущей конфигурации, биологическая дефосфатация главным образом эффективна, когда нитрификация минимальна, без чего значительная рециркуляция нитратов, происходящих из рециркулированного активного ила поступающего из вторичного отстойника в анаэробную зону был бы небл агоприятн ым.
На (рис. 2.6) показано переключение последовательности зон аноксидная/аэробная в аэробная/аноксидная для использования эндогенного дыхания, в реакторе после денитрификации.
Предложено полное разделение аноксидной зоны зоны предварительной денитрификации и использование внутренней рециркуляции из аэробной зоны, в аноксидную зону, для того, чтобы увеличивать потенциал денитрификации. Второй аноксидный реактор после денитрификации, свидетельствует о полной денитрификации. Роль последнего аэробного реактора является в освобождении микробных флоккул от пузырей азота, образовавшихся при денитрификации и нитрификации аммония, который мог образоваться во второй аноксидной зоне. Так как экспериментальные результаты на лабораторной пилотной установке показали хорошее удаление азота и фосфора, этот процесс был назван Bardenpho (рис. 2.7).
Исключение нитратов первой аноксидной зоны позволяло заметно увеличить эффективность удаления фосфора. Включение анаэробной зоны в голове процесса дало изменение процессам, так как в этом случае редокс потенциал более низкий, указывающий на отсутствие кислорода и нитратов, что могло быть получено в анаэробной зоне (рис. 2.8).
Наблюдение слабой степени денитрификации во второй аноксидной зоне, из-за малого количества органических веществ приводит к развитию модифицированному процессу Phoredox (рис. 2.9, 2.10), в котором обе зоны вверх по течению от реактора удалены. Конфигурация в основном известна под именем А20.
Процесс UCT был развит для удаления любой рециркуляции нитратов -активного ила в анаэробной зоне (рис. 2.11). Для того, чтобы это осуществить активный ил из вторичных отстойников был денитрифицирован перед рециркуляцией в анаэробную зону. Процесс типа UCT оперирует коротким временем гидравлического пребывания активного ила.
Для процесса UCT разработана модификация MUCT (рис.2.12), аноксидная зона, разделена на две секции, первая будучи посвященной денитрификации активного ила рециркулируемого из вторичного отстойника и вторая максимальной денитрификации смеси сточной воды и активного ила из аэробной зоны.
Для защиты анаэробной зоны от рециркулированных нитратов, находящихся в активном иле, простое измерение состоит из денитрификации возвратного активного ила из вторичного отстойника. Этот принцип осуществлен на модифицированном процессе (рис 1.12). В случае, когда денитрификация слишком медленная в отсутствии органических веществ, добавление части потока позволило бы избежать любой рециркуляции нитратов в анаэробной зоне. Различие между денитрификацией активного ила вторичных отстойников и «stripper» фосфатов процесса PhoStrip показывает, чтобы с одной стороны, весь активный ил был рсциркулирует вместо рециркуляции 20 - 30 % для процесса PhoStrip, и чтобы время гидравлического пребывания было бы выше 5-20 часов требуемых для PhoStrip. Действительно, идет речь просто о том, чтобы денитрификация активного ила вторичного отсторйника и отсутствие выделения фосфатов.
Модификация сооружений биологической очистки сточных вод активным илом для биологической дефосфатации, если реализуется биологическая дефосфатация, требует применение указанных выше понятий. В этом случае, требуемые минимальные условия состоят в создании потока идеального вытеснения и предотвращения любой аэрации в реакторах расположенных в верхних частях схемы. Интегрирование понятий оптимизации для любого процесса представленного ранее, позволяет также улучшить эффективность биологической дефосфатации (рис. 2.13, 2.14).
Селектор - тип реактора, состоящий из зоны, предлагающей очень короткое время гидравлического пребывания (около 0,5 часа), в которой перемешивались поступающий сток и активный ил, в результате чего получалось высокая концентрация органических веществ в растверенном состоянии. Селектор может быть анаэробного, аноксидного и аэробного типа, основная роль которого состоит в ограничении образования избыточного активного ила создавая благоприятные условия росту флоккулирующим бактериям, чем нитчатым бактериям. Отметим, что анаэробный селектор объединяется с анаэробной зоной в процессе биологической дефосфатации, объясняя, почему при биологической дефосфатации часто указывается превосходные седименталогические характеристики активного ила (иловый индекс активного ила порядка 100 мл/г).
Осаждение в искусственном очищенном стоке
С целью определения характеристик образовавшихся осадков в смеси ионических растворов, представленных в поступающем стоке, исследовали равновесие при температуре 25 С, с их поступающими составами в концентрации (табл. 3.2) и для различных условий по рН: 7,5; 8; 8,5; 9 и 10).
Измеренные концентрации для равновесия после 24 часа, так же рН, позволяют получить соответствующие концентрации каждого вида ионов. Рис. 3.4-3.7, представляет для каждого составляющего: фосфора, аммония, магния и кальция, их начальную концентрацию в момент времени t=0, затем концентрацию равновесия ионов в зависимости от рН.
Фосфаты представляют оптимальность удаления при рН = 8,51. Количество осевшего магния постоянно, каким бы ни был рН, и концентрация в аммония всегда имеет значительный излишек в среде. Вероятно, это вызывает сильное насыщение струвит и позволяет считать, что лимитирующий реактив, ограничивающий образования струвит - это магний. Вследствие этого фосфор мог бы также частично осаждаться в виде фосфатов кальция, что, поддерживается слабыми концентрациями в кальции. Между тем, удаление кальция из раствора может равным образом быть вызвано осаждением известкового шпата (СаСОз) учитывая сильное содержание в бикарбонатах питания [Са(НС03)г].
Каким бы ни был исследуемый рН, ионные продукты MAP и НАР имеют равновесие выше в растворах, что предполагает перенасыщение этих составляющих. Таким образом, существуют потенциалы образования струвита и гидрооксиапатита в питании, даже после 24 ч, когда были уже образованы осадки и каким бы ни был рН между 8,17 и 9,83.
Рассматривая теоретические зависимости осаждения струвита и гидрооксиапатита, распределение фосфора в формах ортофосфатах, струвита и гидрооксиапатита было рассчитано в зависимости от рН (рис. 3.8).
Эти профили подтверждают высказанные ранее заключения и заново показывают, что рН оказывает сильное влияние на осаждение струвита (благоприятно при рН выше или равному 8), разумеется, так как данные сверхнасыщения струвита в нашем случае относительно мало значительные, в сравнении с данные гидрооксиапатита.
Расчеты показывают, что 50 % фосфора превращено в гидрооксиапатит, при каком бы ни было рН, но надо уточнить, что образование известкового шпата не было принято в расчет и, что вероятно, при повышенном рН, он будет расходоваться кальцием во вред апатиту.
Концентрации необходимые для управления процессом, позволяют создавать благоприятное перенасыщение для осаждения фосфора в начале каждой реакционной фазы. Принимая в расчет факторы рассредоточения питания в реакторе, возможно рассчитать концентрации ионов в начале циклов, вычитая ионные продукты взвешенных веществ, которые нас интересуют.
Полученные ионические продукты являются наибольшими в продуктах водных растворов MAP и НАР для трех изученных рН. Отмечается увеличение ионных продуктов с увеличением рН. В начале аэробной фазы процесса SBR условия управления приводят к условиям перенасыщения, которые могли бы позволить осаждению фосфора под видом струвита и гидрооксиапатита.
Полученные результаты показывают, что осаждение фосфора под видом струвита_будет тесно зависеть от скорости образования фосфатов кальция и биологического активита, который потребляет NH4 + в процессе нитрификации. Таким образом, вероятность образование осадка и осаждении струвита неопределенна при аммонификации 70-90% NH4+. Образование гидрооксиапатита преобладает и имеет постоянную растворимость, но надо учитывать, что имеет место конкуренция с известковым шпатом по кальцию при высокий рН.
Все изученные химические соединения составляют малую часть ассимилированной биомассой, для роста клеток и возможно для формирования биологических флоккул.
Влияние возраста активного ила на удаление фосфора в биологических системах
Изученный процесс удаления фосфора в значительной степени зависел от двух параметров: .содержания летучих жирных кислот (VFA) в анаэробной стадии и возраста активного ила. Для данного возраста активного ила зависимость вывода фосфора от поглощения VFA в анаэробной стадии могла быть отображена прямой линией, в то время как поглощение фосфора в неанаэробных стадиях соответствовало логарифмической кривой. Таким образом, удаление фосфора имеет место в пределах ограниченного диапазона поглощения VFA. Размер этого диапазона и способность удаления фосфора менялись в зависимости от возраста активного ила.
Биологическое удаление фосфора может быть достигнуто при, чередовании анаэробных и аэробных стадий в активно-иловом процессе. Эта конфигурация селектирует популяцию, богатую организмами (главным образом Acinetobacter), способными к поглощению фосфора на уровнях вне стехиометрических требований для роста и хранении его в виде полифосфатов.
Биологический механизм удаления фосфора основан на следующих ключевых факторах:
В анаэробной зоне фосфор выделяется микроорганизмами. Сопровождая это выделение, органические субстраты (ацетат и другие жирные кислоты, имеющие короткие цепи) принимаются и сохраняются внутриклсточно, обычно как (РНА).
В аэробной зоне продукты хранения (РНА) окисляются. Параллельно, растворение ортофосфатов предусматривает рециклизацию внутриклеточных полифосфатов.
Цель этого исследования состоит в том, чтобы определить стехиометрию и кинетику выделения и поглощения фосфора и его изменение с возрастом ила в интегрированном биологическом процессе.
Для запуска система была инокулирована жидкой смесью из возвратного активного ила городских очистных сооружений.
Каждый экспериментальный ряд был выполнен при определенном удельном возрасте ила (0Х). Средняя ацетатная концентрация в каждом ряду была сохранена постоянной, таким образом, удельный возраст активного ила Эх не менялся. Чтобы определить влияние на выделение фосфора (анаэробный реактор) и потребление (аноксический-аэробный реакторы) в короткий период, были выполнены изменения во входящей ацетатной концентрации, В каждом случае потребление летучих жирных кислот осуществлялось в системе полностью.
Сточная концентрация фосфора всегда была выше 1,2 мг/л, т.е. фосфор не ограничивал процесс.
Летучие жирные кислоты определялись титрованием. Ортофосфаты были измерены с использованием автоанализатора (по методу аскорбиновой кислоты). Полифосфаты гидролизировались кислотным вывариванием и измерялись как ортофосфаты. Растворенный кислород измерялся с использованием мембранного электрода.
Описанные выше методы использовались для исследования процесса влияния возраста активного ила на выделение и потребление фосфора при интегрированной биологической дефосфатации.
Процесс интегрированного биологического удаления фосфора А2Ю реализовывался в течение 300 суток. Исследование проводилось при пяти возрастах активного ила (табл. 4.2).
Исследования проводились при возрастах активного ила более 10 сут, т.к. при меньших возрастах имеют место эксплуатационные трудности (резкое изменение значений илового индекса) (рис. 4.5).
В анаэробной стадии VFA абсорбированы и накоплены организмами в виде РНА полифосфаты. Энергия, требуемая для накопления РНА, производится разложением полифосфатов при внутриклеточном накоплении. В результате концентрация фосфора в сточной воде на анаэробной стадии увеличивается. В аноксической и аэробных стадиях происходит накопление фосфора в клеточной массе.
Влияние концентрации поглощенных VFA на выделенный, потребленный и удаленный (потребление - выделение) фосфор показано на рис. 4.6, 4.7, 4.8.
Можно видеть, что выделение фосфора (Ргс) линейно увеличивается с увеличением поглощения VFAupt(4.3).
Отношение между Pupt и VFAupt представляет собой логарифмическую зависимость, которая может быть отнесена к процессу аккумуляции фосфора бактериальной клеткой (4.4):
Для анаэробной стадии величины параметров а и (3 (4.3) были получены регрессией (по методу наименьших квадратов) для различного возраста активного ила. Результаты представлены в табл. 4.3.
Коэффициенты аир имеют физическое значение. Параметр а может интерпретироваться как корректирующий параметр, который учитывает: - выделение фосфора из-за поглощения эндогенной биомассы.
Выделение фосфора из-за лизиса полифосфатов, вызванного разложением фосфорпоглощающих организмов.
При увеличении возраста активного ила увеличивается разложение фосфорпоглощающих организмов и, следовательно, это приводит к лизису полифосфатов; кроме того, количество эндогенной биомассы, готовой к удалению фосфорпоглощающих организмов, увеличивается. Параметр связан с возрастом активного ила с помощью логарифмической кривой: а = 3,2507.1п(.г) + 0,0606 г2 =0,97 (4.6)
Параметр р является стехиометрическим отношением между выделенным фосфором и VFAup, для данного 9Х. Этот параметр уменьшается с возрастом активного ила. Стехиометрическое отношение выделения фосфора является постоянным и приблизительно равным одной молекулярной массе выделенного фосфора в молекулярную массу уксусной кислоты (0,515 мгРге1/мг\ТА). Если принять это предположение, то фактор (р/0,515) представит массовую долю уксусной кислоты, используемой фосфорпоглощающими организмами, Остающаяся доля потребляется другими микроорганизмами, включая депитрификаторы. Таким образом, определено уменьшение в долях фосфорпоглощающих организмов в смешанной культуре с возрастом активного ила. Коэффициент р может быть описан логарифмической зависимостью
Результаты этого исследования суммированы на рис. 4.11, где показаны суммарные кривые моделирования для удаление фосфора (4.3-4.9). Для изученного диапазона можно заметить, что при уменьшении возраста активного ила, диапазоны VFAupt удаленного фосфора приближаются к более высоким значениям и становится более широкими.
Можно заключить, что:
Повышенное биологическое удаление фосфора в значительной степени зависит от возраста ила и VFAupl,
Для каждого проверенного возраста ила зависимость выделения фосфора от удаления VFA в анаэробном реакторе была близка к прямой линии.
Таким образом, для каждого возраста ила, могут быть приняты простые и постоянные стехиометрические отношения.
- Зависимость потребления фосфора в анаэробных стадиях от потребления VFA в анаэробной стадии описывается логарифмической зависимостью.
- При данной величине возраста активного ила существует диапазон удаления фосфора, в пределах которого достигается его максимальное значение.
- Более низкие или более высокие величины потребления VFA могут привести к полному выделению запасенного полифосфата.
- Возраст ила влияет на величину диапазона удаления фосфора, которая перемещается в направлении более высоких значений, когда возраст ила уменьшается.
Использование параметров осаждения, в одномерном (1-D) динамическом моделировании
Способность отстойника и критическая нагрузка часто оцениваются двумя методами, которые являются надежными при определении зависимости скорости стесненного осаждения.
1. Этот метод обеспечивает простую графическую процедуру для определения условия нагрузки в отстойнике. Метод использует параметры осаждения для вычисления скорости осаждения и потока твердых частиц, с которым отстойник может функционировать в зависимости от условий потока.
2. Одна из более часто используемых моделей (1-D модели потока рис. 5.19) использует выражения для всех слоев, независимо от положения слоя подачи и пороговой концентрации твердых частиц: где і - число слоев, Js - осаждающийся поток, Vsmax» Xmin и rfloc - экспоненциальные параметры осаждения.
Эти уравнения вычисления уровня поверхности раздела фаз в состоянии прогнозировать устойчивую установившуюся поверхность осадка. Особенность двойной экспоненциальной модели состоит в том, что она использует число слоев как параметр модели. Чем меньше число слоев, тем больше происходит между слоями возвратное смешивание, и это создает эффект сглаживания градиентов в профиле твердых частиц. Идеально модельные результаты должны становиться всё менее и менее зависимыми от числа слоев, когда их количество увеличивается.
Существующие модели потока 1-D вычисляют профиль концентрации твердых частиц, и не обеспечивают четкого определения уровня поверхности раздела фаз.
Этот подход показывает небольшую "волнистость" в расчитываемых поверхностях раздела фаз (рис. 5.20) из-за дискретного числа слоев, но дает хорошую индикацию приблизительного положения моделируемого поверхности осадка.
Эксперименты по осаждению, выполненные в сериях SBR при начальных концентрациях взвешенных веществ 3800 мг/л моделировались, используя двойную экспоненциальную модель (рис. 5.20) с параметрами осаждения, ранее определенными методом #2 (vo = 268 м/сут, 1= 330 мл/г).
Оптимальное число слоев, обеспечивающее наиболее выгодную компановку вторичного отстойника, в этом случае равнялось девяти. Такое малое число слоев дает приближение эффекта стеснения, которое не содержит функция осаждения. Чтобы иллюстрировать это, двойная экспоненциальная модель была использована с теми же самыми параметрами, используя 100 слоев (рис. 5.20). Высота поверхности раздела во время фазы стесненного осаждения была хорошо подобрана, но во время следующей фазы (уплотнения) моделируемые и измеренные поверхности раздела отклоняются.
В работе отмечено, что остаточная ошибка, если сжимающее осаждение моделируется с использованием одной только функции осаждения, подобна ошибке, даваемой уравнением 5.35, для всех экспериментов. Следовательно, та же самая форма функции коррекции была применена к функции осаждения, уравнение 5.40: где vcorr - максимальная коррекция скорости при первом отклонении, vrcs - коррекция заключительной скорости уплотнения, Гсоп-1, и гюгг2 - логистические параметры (факторы крутизны) #1 и #2 соответственно, и Xcorri и Хсогг2 - характерные концентрации (для концентраций максимальной коррекции).
Стендовые цилиндры должны оборудоваться медленно вращающимися мешалками, для того, чтобы обеспечить идентичные стартовые условия для начала процесса стесненного осаждения вне зависимости от концентрации суспендированных твердых частиц осадка.
Использование динамического моделирования параметров осаждения (3 D) позволило определить степень очистки сточных вод по фосфору в зависимости от концентрации взвешенных веществ и от концентрации фосфора во взвешенном активном иле (рис. 5.21).
