Содержание к диссертации
Введение
1. Аналитический обзор 6
1.1. Принципы биологической очистки сточных вод 6
1.1.1. Биологическая очистка от органических веществ 7
1.1.2. Биологическая очистка от азота 10
1.1.2.1. Очистка от органического азота 10
1.1.2.2. Очистка от аммонийного азота 11
1.1.2.3. Очистка от нитритов и нитратов 12
1.1.3. Биологическая очистка от фосфора 12
1.3. Биотехнологии очистки городских сточных вод 18
1.4. Известные методики расчетов 23
1.4.1. Методики расчета роста чистых культур 23
1.4.2. Методики расчета роста активного ила 24
1.4.3. Методика расчета Байотрит 37
1.4.4. Методика расчета ASM 40
1.4.5. Расчет сооружений глубокой биологической очистки методом компьютерной имитации 46
1.4.6. Расчет гидродинамического режима в аэротенке 47
1.4.7. Управление возрастом ила в аэротенке 48
1.5. Выводы и постановка задач исследований 49
2. Разработка методики проектирования биологической очистки городских сточных вод в системе аэротенк-вторичныи отстойник 51
2.1. Список обозначений 51
2.1.1. Константы методики 51
2.1.2. Параметры методики 52
2.2. Расчет прироста и возраста активного ила 55
2.3. Зависимость скорости эндогенного дыхания от возраста активного ила 60
2.4. Очистка по БПК в аэротенке 66
2.5. Расчет потребления кислорода в аэротенке 72
2.6. Нитрификация 79
2.7. Денитрификация 82
2.8. Биологическая дефосфотация 84
2.9. Процессы во вторичном отстойнике 89
3. Экспериментальные исследования 92
3.1 .Методики анализов 92
3.2. Исследования на лабораторной установке 92
3.2.1. Определение характера зависимости скорости потребления кислорода на окисление растворенных органических веществ от времени очистки в аэротенке 92
3.2.2. Определение константы скорости самоокисления биодеградируемых взвешенных веществ 101
3.2.3. Очистка от фосфора 108
3.2.3.1. Концепция эксперимента 108
3.2.3.2. Определение критической концентрации ацетата и удельного потребления кислорода на его окисление 113
3.2.3.3. Определение количества ацетата, образующегося в анаэробных условиях 115
3.3. Исследования на очистных сооружениях 119
3.3.1. Определение фактической зависимости AC' =f( гуш ) 119
4. Обобщение экспериментальных и теоретических исследований 129
4.1. Кинетика потребления кислорода на окисление растворенных органических веществ в аэротенке-вытеснителе 129
4.2. Расчет денитрификации 132
4.2.1. Расчет периода очистки в зоне денитрификации без аэрации 132
4.2.2. Расчет периода очистки в зоне денитрификации с аэрацией 134
4.3. Расчет биологической дефосфотации 137
4.4. Расчет процессов во вторичном отстойнике 139
4.5. Алгоритм методики расчетов и ее практическое применение 140
Выводы 161
Литература. 163
Приложения 176
- Биотехнологии очистки городских сточных вод
- Расчет прироста и возраста активного ила
- Определение константы скорости самоокисления биодеградируемых взвешенных веществ
Введение к работе
Применяемые в настоящее время системы и принципы очистки сточных вод весьма разнообразны и среди них едва ли не самое значительное место отведено биологическим методам [4, 20]. Для очистки городских сточных вод применяется биологическая очистка в системе аэротенк-вторичный отстойник.
С экологической точки зрения, городские сточные воды - один из основных источников загрязнения водных экосистем [8, 35]. Они содержат органические вещества и массу биогенных элементов (азот и фосфор), при попадании которых в водные экосистемы происходит интенсивное антропогенное эвтрофирование [44]. В результате эвтрофирования в водоемах происходит нарушение процессов саморегуляции в биоценозах, в них начинают доминировать виды наиболее приспособленные к изменившимся условиям (хлорококковые водоросли и цианобактерии), вызывая цветение воды. В период цветения в водоеме повышается рН, падает содержание растворенного кислорода, обнаруживаются различные яды, продуцируемые цианобактериями, возникают заморные явления у рыб, ухудшается качество питьевой воды. Сброс биогенных элементов с хозяйственно-бытовыми водами является основным источником попадания биогенных элементов в водоемы и составляет в расчете на одного жителя в сутки: азота аммонийного - 7800-^8000 мг, фосфатов - 1500-К800мг. В бытовых водах находятся также моющие средства, в составе которых содержание полифосфатов может доходить до 30-^-50%. Поэтому если до начала 90-х г.г. прошлого столетия достаточно было удалить взвешенные вещества, органические примеси и провести обеззараживание воды [53], то в настоящее время системы биологической очистки сточных вод должны обеспечивать также удаление биогенных элементов. Данное положение было закреплено в постановлении ХЕЛКОМ, в котором Россия и другие страны Балтийского региона взяли на себя обязательства по сокращению сброса соединений азота и фосфора [39, 53].
Принцип нормирования сбросов, принятый в России, подразумевает очень жесткие требования на остаточные концентрации этих примесей в сточных водах— на уровне предельно допустимых концентраций для водоемов [8, 9]. Проблема совершенствования экологического нормирования, включая смягчение требований на сброс, поставлена уже давно, и в ближайшие годы трудно рассчитывать на ее решение. Вместе с тем, правительство РФ планирует существенное увеличение нормативов платы за сбросы, что повысит экономическое стимулирование очистки стоков до требований предельно допустимого сброса.
Для проведения реконструкции и осуществления дальнейшей эксплуатации очистных сооружений в оптимальном режиме глубокой очистки от органических веществ, азота и фосфора необходимо уметь осуществлять технологическое проектирование этих процессов, т.к. в действующих нормах и правилах подобные методики расчета отсутствуют. Решение данной задачи позволит с одной стороны повысить эффективность очистки по указанным выше загрязняющим веществам, а с другой -получить экономический результат в виде сокращения платы за сброс и снижения себестоимости очистки при ведении процесса в оптимальном режиме.
В работе приводится:
Математическое описание процессов биологической дефосфотации, денитрификации, нитрификации и аэробной очистки от органических веществ.
Результаты исследований и математическое описание процессов превращения соединений азота и фосфора во вторичном отстойнике.
Математическое описание прироста активного ила и потребления кислорода в аэротенке.
Методика расчета биологической очистки от органических веществ, азота и фосфора в системе аэротенк-вторичный отстойник.
Биотехнологии очистки городских сточных вод
Для городских сточных вод наибольшее распространение получила биологическая очистка в системе аэротенк-вторичный отстойник [43, 44, 58, 100, 102, 104, 122]. Со времени первых успешных результатов очистки сточных вод активным илом, полученных Ардерну и Локкетом в 1913-1914 гг., предложено много различных технологических решений. Из всего многообразия можно выделить три принципиальные схемы биологической очистки (рис. 1.5):
Условные обозначения:
А - аэротенк; В.О. - вторичный отстойник; Р - регенератор.
1 - поступающая сточная вода; 2 - иловая смесь; 3 - возвратный ил; 4 -сброс сточной воды; 5 - избыточный ил.
Принципиальные схемы традиционной биологической очистки в системе аэротенк-вторичный отстойник:
а) без отдельной регенерации активного ила; б) с отдельной регенерацией активного ила; в) многоступенчатые схемы. По традиционной схеме (рис. 1а) аэротенки работают без регенерации активного ила [58, 60, 88, 104]. Недостатком такой технологии является узкий диапазон изменения нагрузки на активный ил. Выделение части объема аэротенка под регенератор (где поддерживается более высокая концентрация ила) (рис. 16) позволяет регулировать нагрузку в широком диапазоне и тем самым управлять физиологическим состоянием и седиментационными свойствами активного ила [58, 60, 88].
Концентрация возвратного (рециркуляционного) ила, составляющая обычно 6... 10 кг їм3, определяется способностью ила к уплотнению и характеристиками вторичных отстойников (временем пребывания ила в зоне уплотнения, конструктивными особенностями). Этот параметр нельзя рассматривать как управляющий, так как он сам зависит от нагрузки на активный ил.
Из уравнений (1.1)-(1.3) следует, что в системах без регенерации управление дозой активного ила может осуществляться только с помощью коэффициента рециркуляции, а в схеме с регенерацией дополнительным управляющим параметром является коэффициент регенерации. На практике г =0,3- -0,6; tp =0-г0,75. В схеме без регенерации — лг=1ч-3 кг/м3, с регенерацией Х=І4-6кг/лі3, т.е. может быть увеличена примерно в два раза [60, 80, 83].
Предпосылкой создания многоступенчатых схем послужила выявленная в результате многочисленных исследований видовая специфичность биоценозов, развивающихся на исходной и прошедшей предварительную очистку сточной воде. При проведении процесса в несколько ступеней создаются условия для формирования на каждой из них своих специфических активных илов (биоценозов) оптимальных для биоокисления соответствующих компонентов (с более высокой скоростью, чем в одноступенчатой системе). К таким условиям относятся рециркуляция активного ила на каждой ступени и снижение до минимума выноса активного ила с первой ступени на последующие.
Избыточный активный ил после его удаления может быть использован в качестве органического удобрения, если он не содержит токсичных соединений и патогенных микроорганизмов. В противном случае ил сбраживают в анаэробных условиях. Однако при этом фосфор выделяется в раствор и его необходимо осаждать химически. Тем не менее биологическая очистка эффективна, поскольку, во-первых, концентрация фосфора в жидкой фазе анаэробного реактора значительно выше, чем в исходных сточных водах, а во-вторых, фосфор представлен главным образом в виде ортофосфата, что позволяет значительно уменьшить количество осаждающих реагентов по сравнению с традиционным химическим способом удаления фосфора, а следовательно, и стоимость процесса удаления фосфора.
Среди различных методов удаления азота и фосфора из бытовых и городских стоков наиболее предпочтительны, с экономической точки зрения, биологические методы, такие как нитриденитрификация для очистки от азота [51, 89, 111] и биологическая дефосфотация для очистки от фосфора [51, 108]. В настоящее время существует несколько схем удаления фосфора из сточных вод биологическим путем. Их можно условно разделить на две группы - к первой относятся установки по удалению фосфора и углерода. В процесс вводится анаэробная стадия, которая предшествует аэробной. Ко второй группе относятся установки по одновременному удалению углерода, фосфора и азота. Схема по сравнению с предыдущей дополняется одной или несколькими аноксидными стадиями. Наличие нескольких стадий и различных сочетаний прямых и рециркуляционных потоков значительно усложняет управление такими установками, но они гибки в управлении и, очевидно, с помощью моделирования можно не только оптимизировать работу очистного сооружения, но и создать оптимальные схемы данного типа.
Аноксидные (бескислородные) условия создаются заменой аэрации на механическое перемешивание, обеспечивающее поддержание активного ила во взвешенном состоянии. При отсутствии молекулярного кислорода акцептором электронов окисляемых органических веществ выступают образовавшиеся при нитрификации нитраты, которые биовосстанавливаются до молекулярного азота, т. е. идет процесс денитрификации. По окислительной способности 1г нитратного азота эквивалентен 2.86г молекулярного кислорода [52, 63-65]. Аноксидные зоны (зоны денитрификации) одновременно с биовосстановлением нитратов служат для частичной очистки от органических веществ. Расход внешнего окислителя органических веществ в аноксидных зонах, куда, как правило, подается исходная сточная вода, в единицах молекулярного кислорода составляет 0.6-0.8 гОг/г снятого БПКП, что соответствует расходу азота нитратов в количестве 0.2-0.3 гЫ/гБПКп, т. е. для удаления 1г нитратного азота требуется 3-5гБПКп. Механическое перемешивание энергетически выгоднее аэрации, поэтому использование нитратов вместо молекулярного кислорода на биоокисление органических веществ не только повышает эффективность очистки от азота, но и сокращает затраты энергии на биологическую очистку.
Однако для действующих очистных сооружений реконструкция аэротенков с заменой (в аноксидных зонах) аэрации на механическое перемешивание требует значительных капитальных затрат, связанных с большим объемом строительно-монтажных работ и высокой стоимостью импортных перемешивающих устройств (аналогичное отечественное оборудование отсутствует). Альтернативой является введение зон с низкой (минимально допустимой для предотвращения осаждения активного ила) интенсивностью аэрации. Этот вариант имеет несомненные экономические преимущества (малый объем капитальных вложений, быстрая окупаемость затрат за счет экономии электроэнергии на аэрацию), но проигрывает в эффективности [9, 40, 41, 67]. В аэрируемой зоне денитрификации создаются псевдоаноксидные условия (С0 0.5мг/л), в которых параллельно используются 2 внешних окислителя органических веществ - молекулярный кислород и нитраты. Соответственно, потребность в органических веществах на 1г удаляемого путем денитрификации нитратного азота оказывается примерно вдвое больше - до 10гБПКп/г 1нитратов, что снижает эффективность очистки от нитратов [65-67].
Анаэробные условия (без 02 и без N03") создаются в зонах с механическим перемешиванием, куда предотвращается поступление нитратов [40,51,54]. С введением в аэротенке анаэробных зон циркулирующий в системе аэротенк-отстойник активный ил попеременно попадает в анаэробные и аэробные условия, что стимулирует развитие в нем факультативных анаэробов, в частности, фосфорных бактерий, способных накапливать фосфор в виде гранул полифосфатов. В результате, содержание фосфора в активном иле возрастает в сравнении с аэробной очисткой в 3-5 раз, соответственно увеличивается удаление фосфатов из сточной воды [115].
Расчет прироста и возраста активного ила
Адекватность полученной формулы для прироста ила проверяли путем сопоставления расчетных и фактических значений прироста для ЦСА и КОС г. Кронштадта. Кроме того, адекватность формулы подтверждает хорошая сходимость с результатами расчетов по эмпирической формуле Б.Г. Мишукова, полученной при обобщении данных работы станций аэрации Петербургского региона. Анализ формулы Б.Г. Мишукова показывает, что она может быть справедлива только в узком диапазоне соотношений БПК и взвешенных веществ, поступающих на биологическую очистку, т.к. учитывает только общее БПК растворенных и взвешенных веществ сточной воды. Понятно, что при одинаковом общем БПК прирост активного ила будет тем больше, чем большую долю в общем БПК составляет БПК взвешенных веществ. Эта очевидная закономерность количественно отражена в полученной автором формуле.
При выводе уравнения (2.30) было выдвинуто предположение о равенстве константы скорости самоокисления взвешенных веществ и константы скорости самоокисления биомассы (к = ь). Как было показано выше, в этом случае расчетные уравнения сильно упрощаются. Данное предположение основывается на близости химической природы и дисперсного состава взвешенных веществ городских стоков и микроорганизмов активного ила. Результаты лабораторных экспериментов по исследованию значений константы к приводятся в разделе 3.2.2.
В этом выражении нет параметров, зависящих от температуры, следовательно, /?эна Р(Т). Иными словами, при высоком возрасте активного ила, скорость эндогенного дыхания активного ила оказывается не зависящей от температуры. Данный вывод на первый взгляд кажется противоречащим известной закономерности о возрастании затрат на поддержание жизнедеятельности микроорганизмов, а следовательно - и скорости эндогенного дыхания с увеличением температуры. Однако если рассматривать активный ил с экологических позиций, то сделанный вывод вполне объясним. Действительно, при изменении температуры происходит изменение состава микробного ценоза. Так с повышением температуры преобладание облигатных психрофилов сменяется преобладанием факультативных психрофилов, которые в свою очередь сменяются мезофиллами, а те - термофилами. При этом при любой температуре в соответствии с принципами экологической сукцессии, разработанными еще Одумом [67], микробный ценоз в своем развитии стремится к состоянию, отвечающему минимальным затратам внешней энергии на поддержание структуры ценоза, т.е. минимальным затратам на поддержание жизнедеятельности. Степень развития микробного ценоза связана с его возрастом: чем выше возраст активного ила, тем ближе микробный ценоз активного ила к вершине экологической сукцессии. Отсюда следует, что при достаточно высоком возрасте активного ила микробный ценоз близок к состоянию, когда достигается минимальное потребление энергии на поддержание жизнедеятельности, а следовательно и минимальная скорость эндогенного дыхания, причем в этом состоянии ценоза влияние температуры практически отсутствует. Сказанное иллюстрирует расчетная зависимость, приведенная в табл. 2.2 и на рис. 2.2. Принятые в расчете значения констант и параметров приведены в табл. 2.1. Интересно отметить, что аналогичное влияние температура оказывает и на эффективность очистки от органических веществ в системе с активным илом, когда потребление органических веществ из воды осуществляет многовидовой микробный ценоз. Из практического опыта и экспериментальных исследований [97] известно, что с увеличением возраста активного ила степень влияния температуры на эффект очистки по БТЖ существенно падает так, что начиная с определенного возраста глубина очистки от органических веществ практически не зависит от температуры. Этот факт может быть объяснен с аналогичных экологических позиций. В ходе экологической сукцессии не только сокращаются затраты на поддержание жизнедеятельности, но и возрастает полнота использования внешнего субстрата, которая вблизи вершины экологической сукцессии достигает максимума [67] Применительно к активному илу можно заключить, что с увеличением возраста биоценоза активного ила эффект очистки сточной воды от органических веществ стремится к макисмальной величине, не зависящей от температуры.
В следующем разделе выведено уравнение, описывающее зависимость глубины очистки по БГЖ от возраста активного ила и температуры воды, которое полностью соответствует сделанным выше выводам.
Если использовать кинетическое уравнение и на его основе описывать процесс очистки в зависимости от гидродинамического режима в аэротенке, то при порядке реакции выше 0-го, что как правило имеет место, мы получим различные значения глубины очистки: в аэротенке-вытеснителе расчетная глубина очистки окажется выше, чем в аэротенке-смесителе. При этом эффективность очистки в аэротенке-вытеснителе будет тем выше, чем больше порядок реакции. Отметим, что такой подход заложен и в Российских нормах расчета сооружений биологической очистки, в частности — [82]. Вместе с тем, практика полностью опровергает такой подход, ибо эффект очистки по БПК и в аэротенках-смесителях, и в аэротенках-вытеснителях один и тот же [16. 17].
Исходя из отмеченной бесперспективности использования кинетического уравнения для описания очистки городских стоков по БПК, нами за основу принята методику расчета Грау [121], преимуществом которой является интегральный подход, т.е. отказ от рассмотрения кинетики очистки по БПК в аэротенке. Методика расчета Грау разработана для расчета процесса биологической очистки от органических веществ в реакторе-смесителе, но с учетом отмеченной выше одинаковой эффективности очистки по БПК в смесителе и вытеснителе, она в равной степени может быть использована как для аэротенка-смесителя, так и для аэротенка-вытеснителя. Согласно методике расчета Грау, средняя скорость очистки по БПК в аэротенке (Vs) задается уравнением:
Методика расчета Грау хорошо отражает фактическую среднюю скорость очистки по БПКП в широком диапазоне концентраций органических примесей. Однако ее слабым местом, снижающим точность расчетов, является оценка концентрации биомассы по концентрации активного ила. Фактически концентрация биомассы составляет лишь некоторую долю от концентрации активного ила, причем эта доля не постоянна, а изменяется в зависимости от режима очистки. Поэтому представляется необходимым использовать в уравнении (2.42) не среднюю концентрацию активного ила по объему аэротенка X, а концентрацию активной биомассы в аэротенке Ха.
Кроме того, как было показано выше, механизм удаления растворенных и взвешенных органических веществ в системе аэротенк-вторичный отстойник различен. Следовательно, целесообразно рассматривать отдельно две составляющие:
Определение константы скорости самоокисления биодеградируемых взвешенных веществ
В разделе 2.2 при выводе уравнения (2.30) было выдвинуто
предположение о равенстве константы скорости самоокисления взвешенных веществ и константы скорости самоокисления биомассы. Для определения величины константы скорости самоокисления взвешенных веществ к была поставлена серия лабораторных экспериментов по изложенной ниже специально разработанной методике. На лабораторных установках периодического действия, моделирующих аэротенки-вытеснители, параллельно в одинаковых условиях (по аэрации, температуре, рН и т.п.) проводится 3 эксперимента:
1) аэрация суспензии активного ила в фазе эндогенного дыхания, т.е. после завершения окисления растворенных органических веществ (использовался возвратный активный ил) с периодическим замером скорости потребления кислорода на эндогенное дыхание (УЭнд) оксиметрическим методом, изложенным в разделе 3.2.1;
2) аэрация водной суспензии взвешенных веществ, поступающих в аэротенк со сточной водой (растворенные органические вещества удаляли отмывной дистиллированной водой) с периодическим измерением скорости потребления кислорода (Увзв) на «самоокисление» взвешенных веществ (под «самоокислением» подразумевается биоокисление взвешенных веществ микроорганизмами, присутствующими в поступающих на очистку стоках;
3) аэрация смешанной (в различных соотношениях) суспензии, состоящей из эндогенного активного ила и взвешенных веществ, поступающих в аэротенк со сточной водой, с определением скорости потребления кислорода (Уфакт).
На основе этих данных, а также рассчитанной по уравнениям модели доли активной биомассы в активном иле строится зависимость скорости потребления кислорода на окисление биодеградируемых взвешенных веществ от их концентрации, и по ней определяется величина константы k.
Для проведения экспериментов был отобран осадок первичных отстойников и возвратный активный ил аэротенка второй очереди ЦСА. Взвешенные вещества осадка первичных отстойников отмыли от растворенных органических веществ. Для этого 50мл осадка поместили в литровый сосуд и довели объем до 1 литра дистиллированной водой. После продолжительного отстаивания в цилиндре, слили надосадочную воду так, что объем осадка составил 80 мл. Затем довели объем суспензии до 1 литра. Опять после продолжительного отстаивания в цилиндре, слили надосадочную воду так, что объем осадка составил 70 мл. Довели дистиллированной водой объем до 450 мл и получили исходный раствор взвешенных веществ. Для исключения посторонних влияний, суспензию профильтровали через сито с размером ячеек 1 мм. 100 мл раствора взято на определение сухого веса. Концентрация взвешенных веществ в исходном растворе составила яос=3,1505 г/л. Концентрация возвратного ила - 6,202 г/л.
В схемах биологической дефосфотации количество снятого фосфора
прямо пропорционально количеству потребленного ацетата и, следовательно, удаление фосфора не трудно теоретически связать с количеством образовавшегося ацетата (см. разд. 2.8). Поэтому экспериментальная задача сводится к исследованию образования ацетата в анаэробных условиях.
Ацетат, образующийся в анаэробной зоне, практически полностью потребляется в этой же зоне фосфорными бактериями, что затрудняет количественное определение образовавшегося ацетата. Задача упрощается, если использовать активный ил, не содержащий фосфорных бактерий. В этом случае в анаэробных условиях будет происходить накопление ацетата. Анализ количества ацетата в многокомпонентной среде также представляет значительные трудности. С учетом вышесказанного, для исследования скорости образования ацетата в анаэробных условиях была разработана специальная методика.
Для экспериментов использовался активный ил аэротенка ЦСА СПб, работающего в аэробно-аноксидном режиме вытеснения (без БДФ). Отобранный ил сразу применялся в лабораторных исследованиях. Концентрация активного ила определялась по стандартной методике. Возраст ила рассчитывался по технологическим параметрам ЦСА (см. табл. 3.5 и 3.6). Анаэробные условия моделировались в реакторе с механическим перемешиванием (без аэрации). Достижение анаэробных условий фиксировалось по концентрации растворенного кислорода с помощью высокочувствительного поверенного оксиметра. Количество ацетата, образовавшегося в анаэробных условиях, находилось по затратам кислорода на его аэробное биоокисление. Параллельно ставились опыты, позволяющие найти потребление кислорода на 1 грамм ацетата, а также критическую концентрацию ацетата, сверх которой он не лимитировал скорость биоокисления.
Для эксперимента прямой метод измерения концентрации ацетата не приемлем, поскольку ацетат — летучее органическое вещество, которое испаряется на воздухе, что не позволяет достичь высокой точности измерений. В качестве альтернативы был разработан простой и надежный косвенный метод.
Суть метода заключается в параллельном проведении двух опытов. Активный ил делится на две части:
первая помещается в аэробный реактор;
вторая в анаэробный реактор с таким же гидродинамическим режимом.
Активный ил из аэробного реактора используется для определения удельного потребления кислорода (zatf) на биоокисление ацетата (опыт I): А02
Активный ил в анаэробном реакторе сбраживается определенное время и количество образовавшегося ацетата определяется по количеству кислорода, потребляемого на его биоокисление (опыт II):
