- •Х38 Очистка сточных вод: Пер. с англ./ Хенце М., Армоэс П., Ля-Кур-Янсен Й., Арван Э. — М.: Мир, 2006. — 480 с., ил.
- •ISBN 5-03-003771-3
- •Очистка сточных вод
- •Предисловие научного редактора
- •Предисловие
- •Предисловие к третьему изданию
- •Список используемых обозначений
- •Сточные воды, их объем и состав
- •1.1. Объемы сточных вод
- •1.1.1. Измерения
- •1.1.2. Статистическая обработка
- •1.1.3. Оценочные данные
- •1.1.4. Популяционный эквивалент и нагрузка, создаваемая условным жителем
- •1.1.5. Прогнозирование
- •1.2. Компоненты сточных вод
- •1.2.1. Коммунальные и городские стоки
- •1.2.2. Разброс данных
- •Характеристика сточных вод и биомассы
- •2.1.1. Осаждаемые вещества
- •2.3. Азот
- •Основные биологические процессы
- •3.1.1. Организмы
- •3.2.1. Биологический рост
- •3.2.3. Распад биомассы
- •3.2.4. Накопление запасных веществ
- •3.3.2. Коэффициент прироста ила при аэробной гетеротрофной конверсии
- •3.3.3. Макроэлементы для аэробной гетеротрофной конверсии
- •3.3.4. Кинетические аспекты аэробной гетеротрофной конверсии
- •3.4. Нитрификация
- •3.4.1. Реакции нитрификации
- •3.4.3. Кинетические аспекты нитрификации
- •3.4.4. Влияние окружающей среды на нитрификацию
- •3.5. Денитрификация
- •3.5.1. Реакции денитрификации
- •$.5.2. Коэффициент прироста ила при денитрификации
- •3.5.3. Макроэлементы, необходимые для денитрификации
- •3.5.5. Кинетика денитрификации
- •3.5.6. Влияние окружающей среды на денитрификацию
- •3.6.1. Микроорганизмы
- •3.6.3. Коэффициент прироста биомассы в процессе биологического удаления фосфора
- •3.6.4. Щелочность
- •3.6.5. Кинетика биологического удаления фосфора
- •3.6.6. Влияние окружающей среды на биологическое удаление фосфора
- •3.7.1. Реакции при анаэробном брожении2
- •3.7.2. Рост биомассы и коэффициенты ее прироста при анаэробном брожении
- •3.7.3. Макроэлементы, необходимые для анаэробного брожения
- •3.7.5. Кинетика анаэробного брожения
- •3.7.6. Образование газообразных продуктов
- •3.7.7. Влияние окружающей среды на анаэробное брожение
- •4.3.1. Системы с рециркуляцией активного ила
- •4.3.2. Системы с совмещенным аэротенком и отстойником
- •4.3.3. Системы с контактной стабилизацией ила
- •4.3.6. Проектирование на основе объемной нагрузки
- •4.3.7. Проектирование на основе нагрузки на ил или возраста ила
- •Биофильтры
- •5.4. Двухкомпонентная диффузия
- •5.6.1. Биофильтры без рециркуляции
- •5.6.2. Биофильтры с рециркуляцией
- •5.8.1. Капельные фильтры
- •5.8.2. Погружные фильтры
- •5.9.1. Проектирование капельных фильтров
- •5.9.2. Проектирование реакторов с вращающимися дисками
- •5.9.3. Проектирования фильтров других типов
- •5.9.4. Проектирование биофильтров, предназначенных для удаления растворенных органических веществ
- •5.10. Технические условия работы биофильтров
- •5.10.1. Аэрация в биофильтрах
- •5.10.2. Рост и удаление биомассы
- •5.11. Удаление взвешенных органических веществ
- •Системы очистки с нитрификацией
- •6.1.1. Обособленные системы нитрификации
- •6.1.2. Совместное удаление органического вещества и аммония
- •6.2.4. Фильтры, содержащие только нитрифицирующий ил
- •6.2.5. Двухстадийные системы нитрификации на фильтрах
- •6.3.1. Системы нитрификации с активным илом
- •6.3.2. Оптимизация работы систем нитрификации
- •6.3.3. Проектирование биофильтров для нитрификации
- •Литература
- •Системы денитрификации
- •7.1.1. Обособленные системы денитрификации
- •7.2.3. Биофильтры для денитрификации
- •7.3.2. Кислород/перемешивание
- •7.3.3. Одновременная нитрификация/денитрификация
- •7.3.4. Газообразный азот в отстойниках и на биофильтрах
- •7.3.5. Потребление кислорода
- •7.3.7. Проектирование систем денитрификации с активным илом
- •7.3.8. Проектирование на основе моделирования
- •7.3.9. Проектирование биофильтров для денитрификации
- •7.4. Редокс-зоны в биомассе
- •Литература
- •Системы биологического удаления фосфора
- •8.1. Уравнения массового баланса при биологическом удалении фосфора в системах с активным илом
- •8.2. Типы систем для биологического удаления фосфора
- •8.3.2. Проектирование реакторов для биологического удаления фосфора
- •8.3.3. Оптимизация процесса биологического удаления фосфора
- •Литература
- •Гидролиз/ферментация и анаэробная очистка сточных вод
- •9.1. Гидролиз/ферментация
- •9.2. Анаэробная обработка сточных вод
- •9.2.1. Введение
- •9.2.2. Уравнения массового баланса при анаэробной обработке
- •9.3.3. Анаэробная очистка на фильтрах
- •9.4.1. Проектирование систем со взвешенной биомассой
- •9.4.2. Проектирование анаэробных фильтров
- •9.4.3. Образование газообразных соединений в анаэробном процессе
- •9.4.4. Оптимизация анаэробной очистки
- •9.4.5. Запуск анаэробных реакторов
- •9.4.6. Нарушения в работе анаэробных реакторов
- •Литература
- •Небиологические системы для удаления фосфора из сточных вод
- •10.1. Уравнения массового баланса для процессов удаления фосфора
- •10.2.1. Осаждение
- •10.2.2. Коагуляция
- •10.2.3. Флокуляция
- •10.2.4. Связывание фосфора в почве
- •10.3. Небиологические системы удаления фосфора
- •10.3.1. Осаждающие вещества
- •10.4. Проектирование установок для удаления фосфора
- •10.4.1. Химическое осаждение
- •10.4.2. Связывание фосфора в почве
- •10.5. Работа установок для удаления фосфора
- •Литература
- •Особенности моделей, их калибровка и применение
- •11.1. Прагматизм и теоретические модели
- •11.1.1. Инженерное мастерство
- •11.1.2. Научно обоснованный детерминистский подход
- •11.1.3. Структура моделей, переменные, параметры и движущие силы
- •11.2. Применение моделей
- •11.2.1. Инструмент планирования
- •11.2.2. Анализ процессов на действующих станциях
- •11.2.3. Проектирование новых станций
- •11.2.4. Контроль работы станций в реальном времени
- •11.2.5. Модели как инструменты исследования
- •11.2.6. Уровень агрегации
- •11.3. Калибровка модели и оценка параметров
- •11.3.1. Структура модели
- •11.3.2. Калибровка, верификация и оценка параметров
- •11.4. Проектирование станций очистки воды
- •11.4.1. Идентификация проблемы
- •11.5. Моделирование систем с биопленкой
- •11.6.3. Интерпретация результатов
- •11.7. Контроль в реальном времени
- •Предметный указатель
- •Оглавление
касается нитрита NO2 , оксида и диоксида азота (N 0 и N2О).
Нитрит является ингибитором и используется как таковой для предотвращения роста микроорганизмов. Оксид азота на воздухе превращается в диоксид. Во время первой мировой войны он применялся как боевое отравляющее вещество, его также можно обнаружить в выхлопных газах автомобилей. Диоксид азота ис пользуется для проведения анестезии, и он рассматривается как один из газов, ответственных за парниковый эффект. Все эти интермедиаты образуются в природе в верхних слоях почвы; при денитрификации их содержание составляет обычно тысячные доли. Если же течение процесса нарушается (например, при нехватке питательных веществ), выделение указанных промежуточных про дуктов может существенно возрасти.
3.5.1. Реакции денитрификации
Процесс получения энергии денитрифицирующими бактериями, использующими органические вещества сточных вод в качестве источника углерода и энергии, можно записать, объединяя две полуреакции:
1 |
28 |
17 |
1 |
1 |
- C |
18H190 9N + - Н |
20 -+ - С |
0 2 + - НСО3- + |
- N H + + Н+ + е - |
|
A G °(W ) = |
—32 кДж/эл. экв |
|
|
> ’ + |Н’0 -ф о,- +!н*+е-
A G °(W ) = +71 кДж/эл. экв
Объединяя их, находим:
^ C18H19O9N + |ж>з + ^н+ ->
-»• ^N 2 + П со2 + 1н С 03- + ^NH+ + 1н20 (3.29)
A G °(W ) = —103 кДж/эл. экв
Эта энергия, —103 кДж/эл. экв, либо выделяется в виде тепла, •йибо расходуется на рост бактерий.
$.5.2. Коэффициент прироста ила при денитрификации
Ёсли принять, что вся выделяющаяся в реакции энергия расходу ется на рост биомассы, то максимальный коэффициент прироста
биомассы равен 0,40 кг биомассы/кг органического вещества, что на 15% ниже, чем для аэробной гетеротрофной конверсии. Уравне ние реакции для ассимиляции аммония записывается так:
0,52Ci8H19O9N + 3,28N 07 + 0,48NH| + 2,80Н+ ->•
C 5H7N O 2 + 1,64N2 + 4 ,3 6 С 0 2 + 3,8Н20 (3.30)
Примерно так же выглядит и уравнение реакции для ассими ляции нитрата
0,57CI 8HI 9O 9N + 3,73N O^ + 3,73Н+ -+
-+ C 5 H7 N O 2 + 1,65N2 + 5 ,2 6 С 0 2 + 3,80Н2О (3.31)
Однако следует помнить, что максимальный коэффициент приро ста биомассы уменьшается в данном случае до 0,36 кг биомассы/кг органического вещества. В присутствии аммония бактерии исполь зуют именно его в качестве источника азота. Так происходит почти всегда при обработке обычных стоков.
Пример 3.7. Денитрифицирующая биомасса разлагает фенол СеНеО в среде, не содержащей аммония. Составьте уравнение реакции с учетом роста, если наблюдаемый коэффициент прироста биомассы равен 1,2 кг ХПК/кг фенола. Состав биомассы соответствует форму ле СбНвИОг.
ХПК биомассы составляет
С6Н8Ш 2 + 6,2502 + Н+ -> 6С02 + NHJ + 2,5Н20
т. е. 6,25 моль 0 2 = 6,25 моль ХПК/моль биомассы.
Унабл = 1,2 кг ХПК/кг фенола =
_ |
1200 г ХПК/(32 |
г ХПК/моль) _ |
|
1000 г фенола/(94 |
г фенола/моль) |
= 3,53 моль ХПК/моль фенола
Следовательно, выраженный в молях коэффициент прироста биомассы (моль биомассы/моль фенола), равен:
(3,53 моль ХПК/моль фенола)/(6,25 моль ХПК/моль биомассы) =
= 0,56 моль биомассы/моль фенола.
Следовательно, уравнение реакции выглядит так:
СвНеО + . . . - * 0,56C6H8NO2 + 2,64С02 ...
Суммарная степень окисления углерода меняется до +14,0. В свою очередь, для образования биомассы должно быть восстанов лено определенное количество нитрата, а именно 0,56 моль NO3
восстанавливается до аммония и ассимилируется в биомассе. Это соответствует уменьшению количества электрон-эквивалентов, гене рированных при окислении углерода, на 0,56 •8 = 4,48. Оставшиеся после окисления углерода электрон-эквиваленты (14,0 — 4,48 = 9,52) расходуются на денитрификацию, а именно 9,52/5 = 1,90 моль нитрата, каждый из которых требует 5 электрон-эквивалентов.
С 6Н 50 + (1 ,9 0 Н- 0 ,5 6 ) Ш з
- + 0 ,5 6 С б Н 8Ш 2 + 2 ,6 4 С 0 2 + 0 ,9 5 N 2 + . . .
Уравнивание зарядов приводит к следующему конечному выра жению:
С в Н в О + 2 ,4 6 Ш з + 2 ,4 6Н + ->■
- * 0 ,5 6 C eH 8N O 2 + 2 ,6 4 С 0 2 + 0 ,9 5 N 2 + 1,98Н 20
Из данного примера мы видим, что значительная часть азота может быть ассимилирована даже в процессе денитрификации. В данном случае это 0,56/2,46 •100% = 23%.
3.5.3. Макроэлементы, необходимые для денитрификации
Денитрифицирующие бактерии потребляют те же макроэлементы, что и аэробные гетеротрофные микроорганизмы. В качестве источ ника азота и в том и в другом случае аммоний предпочтительнее нитрата. В городских стоках проблем с макроэлементами обычно не бывает, а вот промышленные стоки иногда могут быть обеднены фосфором.
3.5.4. Щ елочность
Денитрификация повышает щелочность воды. Превращение 1 моль нитрата приводит к выделению 1 экв щелочности (см. выражение (3.31)). Если источником азота является аммоний, прирост щелоч ности уменьшается на 1 экв на 1 моль ассимилированного аммония. Из выражения (3.30) следует, что увеличение щелочности состав ляет 2,80 экв/3,28 моль N O ^ —N, что соответствует 0,85экв/моль N O ^ -N .
Пример 3.8. При денитрификации сточной воды трансформируется 25 г NO3 —N/м 3. Процесс идет в соответствии с уравнением (3.30), для ассимиляции используется аммоний. Щелочность воды до денит рификации составляла (ОЩ1) 4,1 экв/м3. Определите щелочность после проведения процесса.
Из выражения (3.30) находим, что на 1 моль N 03 —N образуется 0,85 экв щелочности
25 г N 03 - N / M 3 = (25 г NO3 - N / M 3)/(1 4 г NO3 - N / моль) = = 1,79 моль NO3 —N/M3
Следовательно, изменение щелочности АОЩ составит: АОЩ = 0,85 экв/моль N0 3 —N •1,79 моль NOJ —N/M3 =
= 1,52 экв/м3 ОЩ2 = ОЩх + АОЩ = 4,1 + 1,52 = 5,6 экв/м3
3.5.5. Кинетика денитрификации
Обычно кинетика процесса описывается уравнением Моно (3.14). Поскольку наша задача состоит в том, чтобы ассимилировать нитрат, то необходим такой субстрат, который не лимитировал бы скорость реакции. В такой ситуации можно воспользоваться уравнением реакции нулевого порядка (3.15).
Избежать лимитирования субстратом можно, добавляя в систе му экзогенный субстрат, например уксусную кислоту или метанол. Если же субстратом служат только присутствующие в сточной воде органические загрязнения, то во многих случаях будет наблюдаться определенное ограничение скорости удаления нитрата. Этот эф фект не следует путать с абсолютным ограничением, когда при нехватке органического субстрата останавливается весь процесс.
Скорость удаления субстрата можно записать как
rv.s = (Ммакс / у макс ) * (SNO3/(S NO3 + KS,NO3) * (S/(S + Ks)) * Х в, (3.32)
где SNO3/(SNO3+KS>NO3)описываетвлияние концентрации нитрата, KS,NO3 “ константа насыщения по нитрату, S — концентрация ис точникаэнергии (например, органического веществав стоке), Ks — константа насыщения по источнику энергии.
Во многих случаях уравнение (3.32) можно упростить до выра жения, отвечающего нулевому порядку по отношению к источнику энергии и нитрату:
ry ,S = (/^ м а к с/^ м а к с) ’ Х в ,
при
SNO3 > K S ,N O 3 |
S»Ks. |
Принципиальное отличие от аэробного процесса заключается в том, что при денитрификации обычно контролируется содержание нитрата (акцептора электронов), а в гетеротрофном аэробном про цессе — содержание органического вещества (донора электронов).
Пример 3.9. Рассчитайте скорость удаления субстрата (ХПК) и нит рата (NOJ—N) для процесса со следующими параметрами:
^макс = 3 СуТ ,
Умакс,хпк = 0,5 кг ХПК(Б)/кг ХПК(Б),
Ks.NOa = 0,1 г NO3 —N /M3,
Ks = 20 г ХПК/м3,
Х в = 2 кг ХПК(Б)/м3
Считайте, что процесс подчиняется закономерностям, изложен ным в примере 3.7.
Процесс протекает в реакторе идеального перемешивания со следующими концентрациями на входе в реактор и на выходе из него:
|
Вход |
Выход |
|
SNO3 |
20 |
1 |
г NOJ—N /M3 |
SxnK |
200 |
10 |
г ХПК/м3 |
Используя выражение (3.32)
rv.s = (/^макс/ Y макс) •(SNO3/(S NO3 + K S,NO3) •(S/(S + Ks)) •Хв,
находим:
rv,S = 0,5кгХП К(Б)/кгХП К(8)' 1+ 0,1' 10 + 20 -2кгХПК(Б) /м =
= 3,6кгХПК(8)/(м3-сут)
Соответствующую скорость удаления нитрата можно найти, умножал эту величину на стехиометрический коэффициент. Этот коэффициент возьмем из уравнения реакции в примере 3.7:
1 моль фенола примерно соответствует 2,46 моль NOJ —N. ХПК фенола
|
СбНбО + 70г 6 С О 2 + ЗН2О |
|
1 |
моль фенола требует 7 моль кислорода. |
|
ХПК фенола = 7 моль ХПК(8)/моль фенола. |
||
1 |
моль фенола 7 моль |
ХПК(8)/моль фенола = 7 моль ХПК |
субстрата, переработанного |
с использованием 2,46 моль NOJ—N. |
|