Содержание к диссертации
Введение
1 Аналитический обзор биологических и физико- химических методов удаления соединений азота из хозяйственнло-бытовых и производственных сточных вод 7
1.1 .Соединения азота в сточных водах 7
1.2. Биологические методы удаления азотных соединений 8
1.3. Физико-химичексие и комбинированные методы удаления различных форм азота 22
Выводы 37
Цель и задачи исследований 39
2, Обоснование выбора мероприятий поинтенсификации процессов удаления различных форм азота из сточных вод. анализ современногосостони теории и экспериментов по очистке воды от соединений азота 40
2.1 .Общая постановка вопроса по объекту исследований 40
2.2. Кинетика биохимического окисления органических и азотсодержа щих примесей из сточных вод 41
2.3.Изменение рН и Eh водных растворов физико-химическими методами. Влияние окислительно-восстановительных условий на процес биологической нитрификации сточных вод 59
Выводы... 71
3 Лабораторные исследования физико-химического метода обработки сточных вод с использованием окислителей и повышенного давления для удаления аммонийных форм азота 72
3.1. Объект исследований, программа и методика проведения лабора торных, испытаний 72
3.1.1 .Объектисследований 72
3.1.2.Описание установки для проведения лабораторных исследований 73
3.1.3. Программа и методика проведения лабораторных исследований 75
3.1.4. Методика проведения химических анализов 75
3.2. Результаты экспериментальных исследований по удалению аммонийного азота из сточных вод физико-химическим методом , 78
3.3. Оценка достоверности полученных экспериментальных данных. Разработка математической модели процесса удаления азота из сточных вод физико-химическим методом 83
Выводы 85
4. Лабораторные исследования кинетики изъятия аммонийного азота в процессе биологической очистки сточных вод 87
4.1. Описание установки, программа и методика проведения лабора торных исследований 87
4.1.1. Описание лабораторной установки 87
4.1.2. Программа и методика лабораторных исследований 89
4.1.3. Методика проведения химических анализов 90
4.2. Результаты экспериментальных исследований влияния начальных концентраций аммонийного азота на кинетику удаления аммо нийного азота в модельном аэротенке 94
4.3. Результаты экспериментальных исследований влияния обработки возвратного активного ила кислородом и электрическим током на кинетику изътия аммонийного азота и органических примесей 98
4.4. Оценки достоверности полученных экспериментальных данных. Разработка математической модели процесса удаления аммонийного азота в процессе биологической очистки сточных вод 112
Выводы 113
5. Производственные испытания комбинированной технологии удаления аммонийного азота и органических примесей из сточных вод 115
Выводы 123
6. Рекомендации к проектированию и методика расчета аппаратурного оформления комбинированной технологии удаления аммонийного азота. определение экономической эффективности предлагаемой технологии 124
Выводы 132
Список использованной литературы 134
Приложение 139
- Физико-химичексие и комбинированные методы удаления различных форм азота
- Кинетика биохимического окисления органических и азотсодержа щих примесей из сточных вод
- Результаты экспериментальных исследований по удалению аммонийного азота из сточных вод физико-химическим методом
- Результаты экспериментальных исследований влияния начальных концентраций аммонийного азота на кинетику удаления аммо нийного азота в модельном аэротенке
Введение к работе
Основными источниками загрязнения поверхностных вод являются бытовые и производственные сточные воды. Вредные вещества, сбрасываемые со сточными водами в открытые водоемы, нарушают в последних природное биологическое равновесие и тормозят процессы самоочищения.
В настоящее время весьма актуальной проблемой является предотвращение антропогенного эвтрофирования водоемов, обусловленного в первую очередь, поступлением в них биогенных элементов - азота и фосфора.
Следствием эвтрофикации водоемов является массовое развитие планктона, приводящее к существенному ухудшению качества воды, появлению привкусов и запахов, нарушению кислородного режима и экологической обстановки в реках и водохранилищах, неприемлемой для нормальной жизнедеятельности гидробионтов. В результате возникают дополнительные трудности при очистке воды для хозяйственно-питевых целей и производственного водоснабжения.
Присутствие аммиака в речной воде оказывает сильное токсичное влияние на рыб, наличие нитритов и нитратов в питьевой воде вызывает тяжелые заболевания, особенно у детей и лиц пожилого возраста. Наличие соединений азота в оборотной воде промышленных предприятий приводит к образованию биологических обрастаний технологических аппаратов, теплообменников и коммуникаций, осложняет эксплуатацию оборудования.
Как показывает практика, зашита водоемов от поступления только соединений фосфора во многих случаях не предотвращает эвтрофирования, для этого необходимо защитить их и от загрязнения веществами, содержащими азот.
Органические и минеральные соединения азота присутствуют в сточных водах многих отраслей промышленности: химической, медицинской, пищевой, агропромышленного комплекса и пр., а также в хозяйственно-бытовых сточных водах. Как правило, эти стоки очищаются от присутствующих в них органических веществ биологическими методами, в то время как соединения азота практически остаются в очищенной жидкости. Доочистка биологически очищенных сточных вод от соединений азота требуется в настоящее время органами здравоохранения и комитетами природных ресурсов практически повсеместно, а
5 для этого необходимы дополнительные огромные капитальные вложения, что обуславливает остроту проблемы и актуальность ее решения.
Известные методы физико-химического удаления из сточных вод соединений азота (хлорирование, озонирование, отдувка аммиака воздухом с подще-лачиванием воды, ионный обмен и др.) весьма эффективны, однако, требуют применения дорогостоящих реагентов и оборудования, в своем большинстве сложны в эксплуатации и поэтому они не нашли широкого применения в практике.
Диссертация посвящена разработке научных основ комбинированной очистки сточных вод от азотсодержащих соединений, с использованием преимуществ физико-химических и биологических методов удаления различных форм азота, совершенствованию и созданию новых технологических процессов для их осуществления.
Целью диссертации является разработка и исследование новой комбинированной технологии удаления ионов аммония, сочетающей в себе предварительное снижение концентрации аммонийного азота в городских сточных водах физико-химическими методами и последующей биологической очисткой стоков в аэротенках - вытеснителях с активацией кислородонасыщенного возратного ила.
Научная новизна работы состоит:
в разработке новой технологии удаления аммонийного азота из городских сточных вод, заключающейся в предварительном полном кислородонасы-щении стоков под избыточным давлением, последующей обработке стоков хлорсодержащими реагентами и окончательной биологической очистке с активацией кислородонасыщенного возвратного ила постоянным электрическим током;
в определении степени влияния параметров физико-химической обработки с использованием окислителей и избыточного давления на процесс предварительного удаления аммонийного азота из сточных вод.;
в определении степени влияния и интенсивности активации кислородонасыщенного возвратного ила на процесс удаления ионов аммония из сточных вод при их биологической очистке в аэротенках-вытеснителях;
- в получении аналитических зависимостей, адекватно описывающих
процессы удаления ионов аммония при очистке сточных вод предложенными
физико-химическими и биологическими методами, позволяющих определить
конкретные параметры, характеризующие качество очищенных сточных вод.
Практическая значимость диссертации:
предложена и апробирована в промышленных условиях новая технология удаления ионов NH\ из сточных вод с предварительной физико-химической обработкой стоков, позволяющая интенсифицировать процесс биологической очистки в аэротенках-вытеснителях и значительно сократить расходы на их эксплуатацию;
разработаны рекомендации к проектированию и расчету аппаратурного оформления предложенной технологической схемы очистки.
Комбинированная технология удаления аммонийного азота из городских сточных вод внедрена на канализационных очистных сооружениях г.Заречный Пензенской области производительностью 35000 м /сут. Подтвержденный годовой экономический эффект от внедрения составляет более 630 тыс .рублей (в ценах 2003 г.).
Апробация работы и публикации. По материалам диссертации опубликовано 7 научных статей. Основные положения диссертационной работы докладывались и обсуждались на десяти всероссийских и международных конференциях в г.гЛензе и Тюмени в 2002-2003 г-г.
Физико-химичексие и комбинированные методы удаления различных форм азота
До настоящего времени практическое применение физико-химических методов удаления из сточных вод соединений азота весьма ограничено из-за больших осложнений при создании эффективных и экономически приемлемых решений.
На ряде очистных сооружений (в первую очередь за рубежом) нашел применение метод десорбции аммиака, в стадии исследования находятся методы удаления ионов аммония и нитратов ионообменными материалами, электрохимический метод, сочетание хлорирования с фильтрованием через активированный уголь и др.
Метод десорбции аммиака основан на сдвиге равновесного состояния водных систем с аммонием при изменении рН среды. Как известно, ионы аммония в сточной воде находятся в равновесном состоянии с аммиаком и ионами водорода:
При повышении рН больше 7 равновесие сдвигается вправо, при этом образуется гидроокись аммония, которая диссоциирцет с образованием аммиака и воды:
При пропуске воздуха через раствор гидроокиси аммония выделяемый аммиак удаляется вместе с воздухом в атмосферу. Наибольший процент аммиака можно удалить из воды при рН=11-12. Чем выше концентрация аммиака в сточной воде, тем большее его количество будет удаляться с единицей объема воздуха. Поэтому при использовании на станциях аэрации метода десорбции аммиака необходимо процесс биологической очистки сточных вод вести до начала нитрификации для того, чтобы основное количество азота находилось в аммонийной форме. При отдувке аммиака, согласно данным эксплуатации, требуется подача от 2000 до 5000 объемов воздуха на один объем обрабатываемой воды.
Отдувка аммиака наиболее эффективна при условии максимального увеличения площади контакта между жидкой и газообразной фазами, что достига ется многократным разбрызгиванием жидкости (устройство многоярусных каскадов, фонтанирование и пр.).
В процессе интенсивного разбрызгивания жидкости толщина поверхностной пленки отдельных капелек в момент их образования незначительна и не создает большого сопротивления для перехода аммиака в воздух. Концентрация аммиака в воздухе, окружающем каплю, вследствие циркуляции большого количества воздуха невелика, что способствует переходу аммиака из воды в воздух. Поскольку количество образующегося аммиака зависит от рН среды, а его растворимость от температуры, то эффективность данного процесса является функцией рН, температуры и расхода воздуха. На рис. 1.8 показано влияние рН среды и температуры на распределение в воде ионов аммония и аммиака [22]
По данным производственных испытаний, с увеличением расхода воздуха повышается эффективность удаления аммиака. В одинаковых условиях (pH,t) удаление азота в виде ЫНэ при расходе воздуха 2000 м на 1 м обрабатываемых сточных вод составляет 90%, при расходе воздуха 3000 м на 1 м воды — 95%, при расходе воздуха 5000 м на 1 м стока - 98%.
В дождливую погоду выделяемый из сточных вод аммиак может раствориться и вместе с каплями дождя попасть в воду. Поскольку растворимость аммиака увеличивается с понижением температуры, то зимой эффективность его удаления находится в пределах 30-50%, а летом повышается до 95-98%. Это указывает на экономическую нецелесообразность применения отдув-ки аммиака в районах с холодным климатом. Даже в условиях теплого климата в районе г.Лос-Анжелеса на очистных сооружениях в градирни для десорбции аммиака периодически вводится теплый воздух с температурой 31-33С.
Для отдувки аммиака с целью повышения рН сточную воду необходимо обрабатывать известью. Обработанная таким образом вода подается в сооружения типа градирен, которые могут быть заполнены насадками (чаще всего деревянными планками) для увеличения площади аэрируемой поверхности контакта. Схема градирни для удаления аммиака показана на рис. 1.9 [18].
Для предотвращения загрязнения атмосферы воздух, содержащий аммиак рекомендуется пропускать через раствор серной кислоты с целью получения 10%-ного раствора сульфата аммония или поглощать водой для получения ам монийной воды [10]. Сульфат аммония и аммиачная вода могут быть использованы как удобрения.
Практика работы с градирнями вскрыла следующие эксплуатационные проблемы: на деревянной насадке башен образуются отложения карбоната кальция, которые необходимо часто удалять промывкой кислотами или с помощью механической очистки; зимой в градирне образуется лед, что еще более ухудшает отдувку аммиака из воды [35]. Следует также отметить, что нитратный азот, образующийся в процессе биологической очистки, не поддается воздушной отдувке и поэтому градирни всегда располагают в голове очистной станции. Кроме того, как показали исследования, приведенные в НИИ ВОДІ НО [46] предварительное удаление аммонийного азота известкованием резко ухудшает процесс дальнейшей биологической очистки стока в связи с отрицательным воздействием повышенной прочности на деятельность нитрифицирующих бактерий активного ила.
Одним из недостаточно изученных методов удаления из воды аммиака является хлорирование до так называемой "точки перегиба" [35]. На рис. 1.10 показан характер влияния аммонийных солей на остаточное содержание введенного в воду хлора [37].
Первая точка перегиба на кривой 2 (точка А) соответствует образованию монохлорамина NH2C/ с меньшим, чем у хлора, окислительно-восстановительным потенциалом Eh. Вторая точка (Б) на кривой соответствует моменту окисления образовавшегося монохлорамина избытоным хлором.
Химический механизм реакций, происходящих между аммиаком и хлором, детально не изучен. В уравнении (1.16) приведена несбалансированная химическая реакция для иллюстрации возможных продуктов, образующихся при оки-лении аммиака: это газообразнй азот, закись азота, нитриты и нитраты. ынъ + носі -+N21-+N2O1 +NO; + NO; + cr (1.16)
Весовые отношения хлора к азоту аммиака (C N), требуемые для хлорирования сточных вод до точки перегиба (А), колеблются от 8:1 до 10:1. Меньшее значение отношения применимо для сточных вод, прошедших достаточно глубокую предварительную очистку. Анализы показали, что хлорирование до точки перегиба при рН в диапазоне 6,5-7,5 может дать 95%-ное удаление аммиака, а при первоначальных концентрациях азота аммиака 8-15 мг/л содержание остаточных азотно-хлористых соединений никогда не превышает 0,5 мг/л. Процесс хлорирования относительно недорог и прост для реализации и контроля. Недостаток чрезмерного хлорирования состоит в том, что почти весь вводимый хлор восстанавливается в ионы хлорида, что приводит к повышению концентрации растворенных солей в очищенной сточной воде. Например, при весовом отношении 8:1 окисление 20 мг/л азота аммиака дает 160 мг/л хлорид-ионов. Однако, во многих случаях для получения требуемого качества очищенных сточных вод совсем не обязательно полное удаление аммиака. Необходимо отметить также, что при хлорировании, близком к точке перегиба (А), образование хлораминов может быть слишком большим и создавать проблемы при сбросе этих очищенных сточных вод непосредственно в водоемы. Для разрушения свободных и связанных остатков хлора эффективным средством является активный уголь, поэтому одним из способов доочистки стока является его пропуск через угольные фильтры. Схема двухступенчатого удления азота из сточных вод с использованием методов десорбции аммиака и хлорирования показана на рис.
Кинетика биохимического окисления органических и азотсодержа щих примесей из сточных вод
Основой процессов биологической очистки сточных вод является биохимическое окисление в аэробных условиях органических загрязнений и минеральных соединений азота микроорганизмами активного ила. Особенность биохимических реакций, катализируемых ферментами, заключается в том, что их скорость не пропорциональна концентрации субстрата: она возрастает до определенного уровня, который обусловливается концентрацией ферментов активного ила.
Кинетика ферментативных реакций основана на предположении существования ферментсубстартного комплекса и зависимости скорости реакции от скорости его распада. При этом предполагается, что комплекс образуется мгновенно, его концентрация остается постоянной и определяется термодинамическим равновесием между ферментом, субстратом и этим комплексом [32].
Предполагается также, что реакция протекает в две стадии: первоначально происходит образование, а затем распад ферментсубстратного комплекса. Михаэлис и Ментен [32,33] представили эту реакцию в виде следующей схемы:
отсутствии лимитирования субстратом; Кт - константа Михаэлиса. Константа Михаэлиса численно равна концентрации субстрата, при которой скорость реакции Кравна половине максимальной скорости (рис.2.1).
Как видно из рис.2.1 график зависимости V=f (.S) при отсутствии торможения имеет вид гиперболической функции. Анализ уравнения (2.2) показывает, что при сравнительно низких концентрациях субстрата, когда S«Km, скорость реакции линейно возрастает с увеличением концентрации субстрата. При очень высоких концентрациях субстрата, когда S»Km, скорость достигает некоторого предельного максимального значения.
Использование данной формы уравнений весьма удобно для графо аналитического анализа и определения значений кинетических коэффициентов.
Работами Моно [69] и Иерусалимского Н.Д. [16,17] было показано, что скорость роста биомассы (//) описывается аналогичным по структуре уравнением, связанным с потреблением субстрата:
Взаимосвязь между скоростью потребления субстрата и скоростью роста биомассы, как правило, выражается приближенной зависимостью:
Это уравнение и его модификации успешно использованы в математических моделях систем биологической очистки сточных вод Малеком Хеншельвудом, Гербертом, Даунингом, Бенедеком, Гюнтер Л.И. и др. [5,12,24,54,60,61].
Необходимо отметить, что при наличии в сточных водах токсических веществ скорость ферментативных реакций может существенно отличаться от скорости, вычисленной по классическому уравнению Михаэлиса-Ментен (2.20). Причиной снижения скорости реакции в присутствии ингибирующих веществ является взаимодействие ингибитора с ферментом. По своему механизму взаимодействие фермента с ингибитором может быть конкурентным, неконкурентным или промежуточного типа (см. рис.2.1).
Скорость ферментативной реакции в присутствии конкурентного ингибитора может быть выражена уравнением где I - концентрация ингибитора, мг/л; А",- коэффициент, учитывающий влияние ингибирования (ингибиторная константа) , мг/л. При неконкурентном торможении ингибитор реагирует не с активным центром, а с другим участком поверхности фермента, так что эта реакция не влияет на взаимодействие субстрата с ферментом, но препятствует распаду ферментсубстартного комплекса. Неконкурентное торможение характеризуется взаимодействием ингибитора как со свободным ферментом, так и с ферментсубстратным комплексом [46].
Из уравнения (2.8) и рис.2.2 а видно, что при конкурентном торможении изменяется константа Кт, а максимальная скорость реакции остается постоянной. В этом случае степень торможения зависит от концентрации субстрата и константы Кт. Иными словами, при достаточно высокой концентрации субстрата или при очень низкой концентрации субстрата или при очень низкой концентрации ингибитора степень торможения снижается. При неконкурентном торможении [уравнение (2.9), рис.2.2, б] изменяется максимальная скорость, а константа Кт остается постоянной. В этом случае степень торможения не зависит ни от концентрации субстарта, ни от величины Кт а определяется лишь концентрацией ингибитора и его константой.
При биологической очистке сточных вод торможение скорости окисления органических веществ может быть вызвано либо токсическими веществами, содержащимися в сточной воде, либо продуктами метаболизма, либо самим субстратом. В последнем случае торможение носит название субстратного ингибирования и чаще всего наблюдается при очистке концентрированных сточных вод.
Результаты экспериментальных исследований по удалению аммонийного азота из сточных вод физико-химическим методом
Испытания проводились на лабораторной установке, схема которой показана на рис.3.1. Экспериментальные исследования состояли из трех этапов: 1) Исходная сточная вода насыщалась кислородом воздуха без обработки хлорсодержащими реагентами при различных избыточных давлениях в напорном баке; 2) Хлорсодержащие реагенты вводились в сточную воду до ее насыщения кислородом и компрессии в напорном баке; 3) Хлорсодержащие реагенты вводились в сточную воду после насыщения ее кислородом и компрессии в напорном баке. На первом этапе исследований сточная вода с расходом Q=0S4...0,45 л/мин поршневым насосом 9 (см.рис.3.1) подавалась в напорный бак 10. Одновременно в напорный бак подавался сжатый воздух от компрессора 11с расходом QB=0,5 л/мин. Объем напорного бака обеспечивал пребывание в нем сточной воды в течение 4-4,5 минут. Постоянное избыточное давление в напорном баке регулировалось вентилем на сбросной трубе 13 и фиксировалось манометром 14. Через пробоотборник 16 через каждые 10 с отбирались пробы воды, в которых определялись концентрации растворенного кислорода. Как показали данные лабораторных анализов, полное насыщение сточной воды кислородом воздуха происходит в течение 25-30 с независимо от величины избыточного давления.
Избыточное давление рт& в напорном баке при проведении экспериментов устанавливалось равным поочередно 1-Ю5 Па; 2-Ю5 Па; 3-Ю5 Па и 4-Ю5 Па и соответствовали области давлений, создаваемых перекачивающими насосами очистных станций. Пробы сточной оды для определения в ней концентрации аммонийного азота при ее обработке кислородом в напорном баке отбирались через 1,2,3,4 и 5 минут после полного насыщения кислородом. Данные лабораторных анализов показали, что снижение концентрации ионов NH\B сточной жидкости происходило в первые 2-3 минуты, при дальнейшем насыщении стока кислородом воздуха в условиях компрессии снижения аммонийных ионов не происходило. Величина Eh исходного стока в течение экспериментов находилось в пределах +0,06...0,08 В. Для кислородонасыщенной сточной воды величины Eh изменялись от +0,12 В при Ризб = 1-Ю5 Па до +0,15 В при/w = 4-105 Па, что свидетельствует об усилении окислительных свойств среды. Графики изменения концентрации ионов NH\ при обработке стока кислородом в условиях повышенных давлений приведены на рис.3.2.
Анализируя полученные зависимости можно сделать вывод о том, что происходит незначительное (на 1,0.. Л, 5 мг/л) снижение концентраций аммонийных ионов при увеличении давления до 4-Ю5 Па, причем больший эффект снижения наблюдался при повышенных значениях начальных концентраций ионов NH\ в стоке.
На втором этапе исследований в сточную жидкость вводились с различными дозами хлорсодержащие реагенты (из производственного трубопровода хлорная вода),затем сток подвергался компрессии и насыщением кислородом воздуха. Параметры компрессии и насыщение сточной воды кислородом были такими же, как и на первом этапе испытаний. Были проведены исследования при двух вариантах введения хлорсодержащих реагентов в сточную воду: а) при добавлении хлорной воды с дозами хлора 5 мг/л и 10 мг/л в бак смеситель 5 (см.рис.3.1) с последующей компрессией смеси с одновременной подачей кислорода воздуха. б) при добавлении хлорной воды непосредственно в напорный бак, выдерживании смеси приризб= 1 10 ... 4-Ю5 Па в течение 1-2 мин с дальнейшей подачей кислорода воздуха.
Данные лабораторных анализов показали, что при использовании того и другого вариантов эффективность удаления ионов NH+A из сточной воды оказалось одинаковой, причем отбор проб на анализ производился через 3 минуты после насыщения смеси кислородом. Графики изменения концентрации аммонийных ионов при вводе хлорсодержащих реагентов в сток до его компрессии и насыщением кислородом воздуха показаны на рис.3.3.
Для сточной жидкости, обработанной хлорной водой и кислородом при повышенных давлениях величины Eh изменялись в зависимости от значений ризб и выбранных доз хлора. При /7, =1-105 Па и Дхл=5 мг/л окислительно-восстановительный потенциал был равен +0,14 В, при Риз&=4-\05 Па и дозе хлора Дхл=10 мг л величина Eh составляла +0,18 В.
Анализируя зависимости, представленные на рис.3.3. можно сделать вывод о том, что с увеличением избыточного давления от 1 10 до 4-10 Па и дозы хлора от 5 мг/л до 10 мг/л происходит пропорциональное снижение концентрации аммонийных ионов в сточной воде, причем наиболее значимое снижение содержание ионов NH\ наблюдается при повышенных значениях концентраций аммонийного азота в исходном стоке (на 2,6...2,7 мг/л при NH\ ,иСХ)=21}4 мг/л и на 1,2... 1,8 мг/л при ИЩ(КСУ =\2,Ъ мг/л).
На третьем этапе исследований хлорсодержащие реагенты с различными дозами вводились в сточную жидкость после снятия компрессии, проводимой с одновременным насыщением стока кислородом. Параметры компрессии и насыщения сточной воды кислородом воздуха были такими же, как и на первом этапе исследований. Графики изменения концентрации ионов NH\ в стоке при таком виде его обработки приведены на рис.3.4.
Рис.3.4. Графики изменения концентрации аммонийного азота в кислородонасыщенной сточной воде при различных значениях р е и вводе хлора после напорного бака в дозах: І-Д З мг/л; 2-Дщ,=10 мг/л Анализ графиков показывает, что при вводе хлора в сточную воду после ее компрессии с кислородонасыщением происходит значительное снижение концентраций аммонийного азота (на 37...59% от исходных значений) при давлениях разб=(3...4)-105 Па и дозах хлора Д Ю мг/л. Так же, как и на предыдущих этапах исследований более значимое снижение концентраций ионов NH\ наблюдалось при их повышенных исходных значениях в стоке. На рис.3.5 приведены графики, характеризующие кинетику процесса снижения ионов NHI в стоке после ввода хлор содержащих реагентов.
Как видно из графиков, в течение 10 мин после ввода хлора в сток происходит плавное снижение концентраций аммонийного азота, при дальнейшем увеличении времени выдержки проб концентрация ионов NH\ в стоке не снижается. Величины Eh стока, обработанного в экспериментах изменялись от +0,20 В при/ 1-105 иДи=5 мг/л до +0,28 В при Риз 105 Па и Дхл=10 мг/л. Анализ, сделанный через 20 минут после ввода хлора в сточную воду, показал его полное отсутствие в отобранных пробах при незначительном увеличении хлорид-ионов. полученных экспериментальных результатов оценивалась по их воспроизводимости, полученной в трех сериях опытов. Повторение опытов производилось в одинаковых условиях.
Результаты экспериментальных исследований влияния начальных концентраций аммонийного азота на кинетику удаления аммо нийного азота в модельном аэротенке
В процессе проведения данного этапа лабораторных исследований в модельной аэротенк подавалась предварительно обработанная физико-химическим методом сточная вода с содержанием ионов NH\ от 7,5 до 12,4 мг/л и необработанная вода с концентрацией NH\ от 17,5 до29,5 мг/л. В процессе экспериментов величина ХПК исходной воды составляла 190-212 мг/л, величина рН=7,1-7,2. Возраст активного ила при взятии проб очищенной воды был равен 5-7 сут., что предопределяло достаточно высокий уровень развития нитрифицирующих организмов. Время пребывания иловой смеси в модельном аэротенке устанавливалось равным 5 ч. Из аэрационного объема модельного аэротенка через определенные промежутки времени отбирались пробы иловой смеси, которые затем подвергались фильтрации через бумажный фильтр. Анализировались следующие показатели фильтрата: концентрации ионов NH+A JJO и NO b. Концентрация кислорода во всех опытах поддерживалась на уровне
Анализируя графики на рис.4.2, 4.3 и 4.4 можно сделать следующие выводы: 1) При снижении начальной концентрации ионов NH\ в сточной воде с 29,5 мг/л до 7,5 мг/л ( вЗ,9 раза) эффективность удаления аммонийного азота увеличивается в 15-15,5 раз по абсолютным значениям. їді. _..........._4 2) Увеличение дозы возвратного ила с 1,5 г/л до 3,5 г/л позволяет улучшить эффект очистки по аммонийным ионам в 1,3... 1,4 раза. 3) Снижение начальной концентрации аммонийного азота в сточной воде при ее последующей биологической очистке позволяет пропорционально уменьшить количество нитритов и нитратов в очищенных стоках. 4) Увеличение дозы активного ила с 1,5 г/л до 3,5 г/л приводит к более интенсивному развитию II фазы нитрификации, что повышает концентрацию образующихся ионов NO, в 1,2.. Л ,3 раза. В ходе проведения данного этапа лабораторных исследований иловая смесь из напорного илопровода последовательно подавалась в напорный бак, где насыщалась кислородом, и напорный электролизер или электрогидродинамическое устройство (ЭГДУ). Ствол ЭГДУ состоял из двух катодных и одного анодного участков диаметром d=20 мм каждый, разделенных между собой диэлектрическими муфтами (рис.4.5).
При работе ЭГДУ поток иловой смеси подается тангенциально во входную камеру и далее поступает в ствол аппарата, при этом окружная скорость вращения потока увеличивается пропорционально отношению диаметров входной камеры и ствола ЭГДУ. Благодаря такой организации движения, ЭГДУ может рассматриваться как весьма совершенный смеситель [75].
В экспериментах площадь анодного участка составляла 6,3 10" м , суммарная площадь катодных участков равнялась ЗД-10"4 м. К катодным и анодным участкам ствола ЭГДУ подавалось напряжение от 15 до 36 В. Скорость протока иловой смеси через ствол ЭГДУ поддерживалась на уровне 1,5 м/с согласно рекомендациям [75]. Обработанная иловая смесь поступала в дозирующий бачок и далее в опытный аэротенк. В первой серии экспериментов в опытный аэротенк подавалась иловоздушная смесь с различными концентрациями растворенного кислорода, не обработанная в напорном электролизере. Во второй серии в опытный аэротенк подавалась иловая смесь, обработанная в ЭГДУ, но с очень незначительным содержанием кислорода. В третьей серии экспериментов в опытный аэротенк подавалась иловоздушная смесь с различными концентрациями кислорода, прошедшая обработку в напорном электролизере.
Через определенные промежутки времени отбирались пробы жидкости из аэрационного объема опытного аэротенка. Отобранная смесь активного ила и сточной воды подвергалась фильтрации через бумажный фильтр. Анализировались следующие показатели фильтрата: азот аммонийный, нитриты, нитраты, ХПК. Кроме того, в первой и третьей сериях экспериментов определялись концентрации растворенного кислорода в возвратном активном иле.
Для сравнения в контрольном аэротенке одновременно проводилась биологическая очистка сточных вод с использованием необработанной иловой смеси. Концентрация растворенного кислорода в контрольном аэротенке поддерживалась на уровне 2,5 мг/л, в опытном аэротенке она колебалась от 2,5 до 5,0 мг/л в зависимости от концентрации кислорода в активном иле, при этом интенсивности аэрации в обоих аэротенках устанавливалась одинаковыми. Доза активного ила в обоих аэротенках была на уровне 2,8-3,0 г/л. В экспериментах предварительно не обработанная сточная вода с начальной концентрацией ионов NH\ =18,8-19,5 мг/л, которая наиболее часто наблюдается в исходных a стоках, поступающих на КОС г.Заречный, а также предварительно обработанная физико-химическими методами сточная вода с концентрацией ионов Ш;=10,2-11,7 мг/л.
Графики изменения концентраций ионов NH , NO и NO\ в первой серии опытов показаны на рис. 4.6, 4.7 и 4.8, во второй серии - на рис. 4.9, 4.10, 4.11, в третьей серии экспериментов - на рис. 4.12, 4.13 и 4.14.
Графики изменения ХПК очищаемой сточной жидкости в контрольном аэротенке, а также в опытном аэротенке в зависимости от условий обработки возвратного активного ила показаны на рис.4.15. В течение всех экспериментов прирост активного ила в контрольном аэротенке составлял АА=130-140 г/м , в опытном аэротенке прирост активного ила находился в зависимости от степени его электроактивации. При напряжении поляризации в напорном электролизере U—15 В и концентрации кислорода Д =0,2 мг/л прирост ила уменьшался до 100-105 г/м , при U=3b В и Дки=0,2 мг/л величина прироста составляла AX=80-S5 г/м, а при /=36В и Д„=6,5мг/л прирост ила достигал минимального значения ЛХ=65-70 г/м3. При увеличении Д с 0,2 мг/л до 7,0 мг/л без электроактивации ила, его прирост был таким же, как в контрольном аэротенке.
Удельное количество электричества q, потребленное на электроактивацию ила, находилось в прямой зависимости от напряжения на электродах, так же, как и величина электрического тока /.
В течение экспериментов измерялись рН, Eh и определялось гН2 смеси воды и активного ила в опытном и контрольном аэротенках. Было отмечено, что повышение концентрации растворенного кислорода в активном иле с 0,2 до 7 мг/л приводит к изменению окислительно-восстановительных условий процесса биологической очистки и соответствующему увеличению гН2 среды с 19,7 до 22,4. Величина рН сточной воды в течение всех серий экспериментов составляла 7,1-7,2.
