Математична модель біологічного очищення стічних вод від органічних речовин і сполук азоту активним мулом із змішаними мікробними культурами в секційному аеротенку

Размещено на http://www.Allbest.Ru/

Размещено на http://www.Allbest.Ru/

Размещено на http://www.Allbest.Ru/

Національний університет водного господарства та природокористування

Математична модель біологічного очищення стічних вод від органічних речовин і сполук азоту активним мулом із змішаними мікробними культурами в секційному аеротенку

Охримюк Б.Ф., к.т.н., доцент

Грицина О.О., аспірант

м. Рівне

Анотація

Ефективність очищення стічних вод від органічних речовин і амонійного азоту в аеротенках залежить від багатьох чинників, які впливають на процеси їх окислення. В даній статті наведена математична модель процесу біологічного очищення, що побудована на сучасних уявленнях про кінетику біохімічних реакцій, яка може бути використана для оптимізації і автоматизації роботи існуючих і проектуємих каналізаційних очисних споруд.

Efficacy sewage treatment from organic connections and nitrogen of ammonia in aerotank depends on many components which influence processes of their oxidation. In given article the mathematical model of process of biological clarification which is constructed on modern representations about kinetic biochemical reactions which can be used for optimization and automation robots of existing and designed sewer constructions is induced.

Визначення шляхів оптимізації роботи та реконструкції каналізаційних очисних споруд, з метою підвищення ефективності видалення із стічних вод органічних речовин і сполук азоту, потребує чіткої уяви щодо усіх процесів біологічного очищення стічних вод. Існуючі на сьогогодні математичні моделі цих процесів є надзвичайно складними в використанні [1,2,3] і включають технологічні показники, які не застосовуються у вітчизняній практиці. Інші моделі, які, застосовуються в Україні, не охоплюють процеси окислення амонійного азоту [4,5].

Актуальною на сьогодні є розробка математичної модель процесу біологічного очищення стічних вод, яка може бути застосована при визначені шляхів реконструкції та для оптимізації і автоматизації роботи каналізаційних очисних споруд, що побудована на сучасних уявленнях про кінетику біохімічних реакцій з урахуванням особливостей практики експлуатації каналізаційних очисних споруд в Україні.

Біологічне очищення стічних вод в аеротенках здійснюється за рахунок життєдіяльності активного мулу, який складається переважно з бактерій. При очищені міських стічних вод в складі активного мулі присутні, як гетеротрофні бактерії родів Pseudomonas, Mycobacterium, Bacterium, Pseudobacterium і Bacillus, так і автотрофні бактерії, зокрема нітрифікуючі бактерії Nitrosomonas, Nitrosococcus і Nitrobacter, Nitrocystis, тобто він складається з змішаних мікробних культур. В залежності від умов існування і виду забруднень стічних вод їх вміст у мулі може бути різним.

Гетеротрофні бактерії перетравлюють органічні речовини для отримання енергії і біосинтезу клітин. Автотрофи споживають для синтезу клітин неорганічний карбон, а енергію отримують за рахунок окислення деяких неорганічних сполук - аміаку, нітритів, сірководню тощо.

Під час біологічного очищення стічних вод від органічних забруднень з нітрифікацією амонійного азоту за участю бактерій в аеротенках розрізняють наступні основні процеси [2,6]:

Окислення органічних сполук гетеротрофними мікроорганізмами активного мулу;

Окислення амонійного азоту до нітритів і нітратів автотрофними мікроорганізмами Nitrosomonas і Nitrobacter або нітрифікація;

Синтез біомаси гетеро- і автотрофних мікроорганізмів;

Самоокислення кліткової речовини активного мулу або ендогенна респірація.

Враховуючи, що в процесах окислення органічних речовин і амонійного азоту беруть участь різні групи мікроорганізмів активна біомаса мулу відповідно поділяється на гетеротрофну А_н і автотрофну А_А складові. Частку автотрофної біомаси визначають різними способами. Так дослідження проведені у США показують, що при концентрації амонійного азоту 10-30 мг/л частку нітрифікуючих мікроорганізмів слід приймати в залежності від концентрації БПК і завислих речовин. При концентраціях БПК і завислих речовин 50-150 мг/л частка цих мікроорганізмів становить 70-90% від загальної маси активного мулу, а при концентрація 150-250 відповідно 30-50% 6. З більшою точністю відношення між гетеротрофною і автотрофною біомасою можна встановити знаючи величинами потенціального приросту кожної складової за час перебування мулової суміші в аеротенку 1:

(1)

де Y^і_H ,Y^і_A - економічні коефіцієнти росту відповідно гетеро- і автотрофної біомаси в і -й секції; С^і_N, С^і_C - різниця концентрація відповідно амонійного азоту і сполук органічного вуглецю в воді на вході і виході з аеротенка - нітрифікатора; Т^і_а та Т^і_А - тривалість процесів окислення органічних речовин і амонійного азоту відповідно гетеротрофними і автотрофними бактеріями.

Звідки загальна маса мікроорганізмів - А_i буде дорівнювати:

А = А_Н+ А_А, (2)

Оскільки активна біомаса мулу поділяється на автотрофну і гетеротрофну складові їх концентрацію можна визначати за формулами:

(3)

(4)

при Т_А = Т_N

(5)

(6)

Механізм біологічного очищення стічних вод від органічних речовин і амонійного азоту є складним і недостатньо вивченим. Біологічна очистка стічних вод активним мулом є ферментативним процесом, і тому до неї можуть бути застосовані рівняння ферментативної кінетики. Основними рівняннями, які використовуються на практиці при розрахунку різних реакторів біологічної очистки є рівняння Моно, Ієрусалимського, Герберта, Халдейна, які враховують лімітуючий і інгібуючий вплив субстрату, лімітуючий вплив кисню та самоокислення кліткової речовини.

Зміна концентрацій органічних речовин, біомаси активного мулу і амонійного азоту в кожній секції аеротенка - нітрифікатора описується рівняннями матеріального балансу технологічного процесу (рис.):

,(7)

, (8)

, (9)

де - концентрація відповідно сполук органічного вуглецю і амонійного азоту в воді на вході в i-ту секцію аеротенка-нітрифікатора, мг/л;

- концентрація відповідно сполук органічного вуглецю і амонійного азоту в воді на виході з i-ії секції аеротенка-нітрифікатора, мг/л;

- питома швидкість окислення органічних речовин, мг/(г^.год); мⁱ_Н -питома швидкість росту гетеротрофних мікроорганізмів;

- концентрація відповідно гетеротрофної і автотрофної біомаси активного мулу на виході з і-ії секції аеротенка-нітрифікатора, г/л;

і - тривалість окислення відповідно органічних речовин і амонійного азоту в і-їй секції, год;

- концентрація відповідно гетеротрофної і автотрофної біомаси активного мулу на вході в і-ту секцію, г/л;

- концентрація відповідно гетеротрофної і автотрофної біомаси активного мулу на виході з аеротенка, г/л;

- об'єм і-ї секції аеротенка, м³;

і - питома швидкість самоокислення відповідно гетеротрофних і автотрофних мікроорганізмів.

У вітчизняній практиці розрахунку аеротенків використовується показних "приріст активного мулу", який пов'язаний з швидкостями росту і окислення бактерій гетеро- і автотрофних бактерій рівняннями:

приріст гетеротрофного активного мулу - (10)

приріст автотрофного активного мулу - (11)

А вирази та можна вважати приведеною до конкретних умов швидкість приросту відповідно гетеротрофних і автотрофних мікроорганізмів в і-й секції аеротенку.

Вважається, що між питомою швидкістю росту гетеротрофних і автотрофних мікроорганізмів і швидкістю окислення відповідно органічних речовин і амонійного азоту існує залежність , яка характеризується виразами:

та (12)

де Y^і_H та Y^і_А - економічний коефіцієнт росту відповідно гетеротрофної і автотрофної біомаси. Кількісне значення коефіцієнта Y^і_H згідно даних наведених в спеціальній літературі становить в межах 0,5-0,75 мг/мг [2, 6, 7].

В умовах лімітуючого і інгібуючого впливу субстрату та лімітуючого впливу концентрації кисню зміна концентрації органічних речовин і гетеротрофного активного мулу в аеротенку визначається системою рівнянь:

, (13)

, (14)

де - швидкість зниження концентрації органічних речовин;

- швидкість росту гетеротрофних мікроорганізмів;

м_Н^max - максимальна питома швидкість росту гетеротрофних мікроорганізмів;

- максимальна питома швидкість окислення органічних речовин;

- константа напівнасичення по органічним речовинам, значення якої в Україні приймається за будівельними нормами [4];

- коефіцієнт, що враховує вплив кисню на швидкість процесу;

- коефіцієнт інгібіювання процесу окислення органічних речовин;

- коефіцієнт, що враховує вплив температури стічних вод;

- коефіцієнт, який залежить від віку активного мулу;

Размещено на http://www.Allbest.Ru/

Размещено на http://www.Allbest.Ru/

Размещено на http://www.Allbest.Ru/

Рисунок. Балансова схема окислення органічних речовин і амонійного азоту в системі очисних споруд: секційний аеротенк-відстійник

біологічний очищення стічний каналізаційний

Важливим є вплив концентрації розчиненого в муловій суміші кисню на процес окислення, який описується наступним рівнянням:

, (15)

де C₀ - концентрація розчиненого кисню в воді;

К_0(С) - константа, що характеризує вплив кисню [4].

На швидкість процесу в певній мірі впливає концентрації активного мулу. Збільшення концентрації мікроорганізмів вище оптимальної супроводжується зниженням активності мулу. Як наслідок спостерігається пригнічення їх життєдіяльності продуктами метаболізму. У вітчизняній практиці цей коефіцієнт можна визначають за таким рівнянням [4]:

, (16)

де ц - коефіцієнт інгібіювання продуктами розпаду активного мулу;

А_Н - концентрація мікроорганізмів в активному мулі, що здійснюють окислення органічного вуглецю.

Оптимальною температурою для аеробних процесів в очисних спорудах є 20-30⁰С. За цієї температури біоценоз має найбільше різноманіття, а організми оптимальні умови розвитку. При зниженні температури стічної води від 20 до 6⁰С швидкість процесу біологічного окислення знижується в приблизно в 2 рази, що приводить до погіршення процесів і стану мікроорганізмів і як результат, вони виносяться із стічними водами із вторинних відстійників. Ферменти бактеріальних клітин активніші з підвищенням температури. Підвищення температури від 20 до 37⁰С призводить до збільшення швидкості окислення у 2-2,3 рази. Залежність швидкості процесів від температури враховують рівнянням:

, (17)

де - константа швидкості при температурі 20⁰С.

и - коефіцієнт, який при розрахунку аеротенків приймається рівним: 1,047 (за Фелпсом), 1,085 (за Екенфельдером), 1,074 (за Вурманом) [6].

В практиці проектування очисних споруд враховується, що швидкість процесу окислення залежить від віку активного мулу, тому значення швидкості приймається різним для різних режимів очистки: повна, неповна, з нітрифікацією, з подовженою аерацією і інших. Безпосередньо коефіцієнт , який залежить від віку активного мулу, враховується лише в окремих моделях, наприклад в модифікованій моделі Моно:

(18)

де L_en - концентрація органічних речовин в неочищених стічних водах;

в - коефіцієнт;

Х - концентрація активного мулу;

Т - тривалість процесу.

Зміна концентрації амонійного азоту та автотрофного активного мулу в аеротенку, що відбувається під час нітрифікації, визначається рівняннями:

, (19)

, (20)

де - швидкість зниження концентрації амонійного азоту;

- швидкість росту мікроорганізмів-нітрифікаторів;

м_А - максимальна питома швидкість росту мікроорганізмів-нітрифікаторів;

- максимальна питома швидкість окислення амонійного азоту;

Y_A - економічний коефіцієнт автотрофної біомаси, який пов'язаний з питомою швидкістю окислення (див. рівняння 9);

K_AN, - константа напівнасичення по амонійному азоту;

K^N_O,- коефіцієнт, який враховує вплив концентрації кисню;

K_inN - коефіцієнт інгібіювання продуктами метаболізма;

К_Т - коефіцієнт, що враховує температуру мулової суміші;

K_pH - коефіцієнт, що враховує рН стічної води;

K_lyg - константа, що враховує лужність стічної води.

Швидкість росту нітрифікуючих бактерій є на порядок нижчою від швидкості росту звичайних гетеротрофних бактерій активного мулу. Значення максимальної швидкості росту нітрифікуючих бактерій у вітчизняній і закордонній практиці проектування є різним. Так в різних вітчизняних джерелах значення показника коливається в межах від 0,019год^-1 до 0,04-0,09год^-1 [2,6,8] в той же час в закордонній практиці він становить 0,45-0,8год^-1 [7].

Значення економічного коефіцієнту автотрофної біомаси за даними різних джерел 0,12-0,3 мг біомаси/ мг N [2,7 ,9].

На швидкість процесу окислення амонійного азоту надзвичайно значний вплив має концентрація кисню у муловій суміші. У світовій практиці значення коефіцієнту K^N_O найчастіше визначається за виразом:

(21)

де С_О - концентрація кисню;

К_О(N) константа напівнасичення по кисню, значення якої по даним різних джерелах становить 0,002-2 мг/л [2, 3, 7].

У США значення коефіцієнта K^N_O приймається в залежності від концентрації кисню в межах 0…1,25 [6]. Проте, як свідчать результати досліджень (див. статтю Охримюка Б.Ф, Грицини О.О., Фурменець С.П. ”Дослідження впливу концентрації розчиненого кисню на швидкість процесу нітрифікації амонійного азоту стічних вод” у даному збірнику) значення цього коефіцієнту може змінюватися для виробничих стічних вод від 1,5 до 3,0, а для побутових - від 4 до 10 при підвищенні концентрації розчиненого кисню з 2 до 8 мг/л.

При розрахунку процесів нітрифікації необхідно враховувати значення констант напівнасичення по амонійному азоту. В вітчизняній літературі прийнято вважати цей показник рівний 1,0 мг N/л [2,6], тоді як в практиці закордонного проектування цей показник приймається в межах від 0,3 до 0,7 мг N/л [7].

Одночасне протікання процесу окислення органічних речовин гетеротрофними мікроорганізмами і процесу нітрифікації може спричинювати інгібіювання другого процесу. Цей вплив враховується поправочним коефіцієнтом K_in. В практичних розрахунках при досягненні концентрації L=10…15мг БПК інгібуючою дією органічних речовин можна взагалі знехтувати, в іншому випадку цей коефіцієнт необхідно визначити дослідним шляхом.

В багаточисленній спеціалізованій літературі значення інгібуючого коефіцієнта K_inN визначається за рівнянням [10].

, (22)

де ц - коефіцієнт інгібіювання продуктами метаболізму активного мулу. Він потребує подальшого уточнення і приблизно приймається 0,1...0,15л/г.

Значний вплив на швидкість нітрифікації має температура. У стічних водах нітрифікація проходить у досить широкому інтервалі температур - від 5 до 30⁰С. Тому врахування температури пропонується наступними рівняннями[6,7]:

(23)

(24)

, (25)

де ч - температурна константа, згідно [7] рекомендується приймати 0,06-0,1.

Швидкість нітрифікації також залежить від pH, і цей вплив може бути врахований поправочним коефіцієнтом K_pH. Кінетику залежності можна описати наступними рівняннями [7,10,11]:

(26)

(27)

, (28)

де K_pH -константа, яку рекомендується приймати 150-250;

Формула (27) дійсна для pH менше 8,4.

Оптимальні значення pH для нітрифікуючих бактерій роду Nitrosomonas складають 7,9-8,2, а для бактерій роду Nitrobacter - 7,2-7,6. На аеробній стадії процесу очистки pH стічної води за зазвичай знаходиться в межах 7-8, що близько до оптимальних значень.

Інгібіювання і лімітування процесу нітрифікації також здійснює в залежності від наявності в очищуємій воді вуглекислоти в вигляді бікарбонат іона HCO₃^-. В випадку недостатньої лужності лімітування процесу нітрифікації може бути враховано поправочним коефіцієнтом K_lyg [10].

, (29)

де S_lyg - лужність, мгCaCO₃/л;

- константа, що враховує вплив вуглекислоти

Розв'язання рівнянь (4-6) дає змогу здійснити розрахунки процесів окислення органічних речовин і амонійного азоту з врахуванням вмісту в активному мулі гетеротрофних і автотрофних мікроорганізмів.

Запропонована математична модель дозволяє оптимізувати конструкцію секційного аеротенка і суттєво зменшити його об'єм за рахунок вибору оптимальних концентрацій розчиненого кисню в різних секціях.

Дана модель може бути застосована для оптимізації конструкції аеротенків з влаштуванні в окремих секціях аеротенку носіїв закріпленої мікрофлори. У такому випадку при розрахунках концентрацію активного мулу необхідно приймати як суму концентрацій вільно плаваючих і закріплених мікроорганізмів.

Процес окислення органічних речовин і амонійного азоту є надзвичайно складний і не до кінця вивчений, тому необхідні додаткові дослідження для оцінки впливу на процеси окислення амонійного азоту в першу чергу таких чинників, як концентрація розчиненого кисню, концентрація амонійного азоту та продуктів метаболізму активного мулу.

Бібліографія

1. Activated sladge model N.I/ IAWPRC Task Group Mathematical Modelling for design and operation of biological waste water treatment. M Henze Chairman, Danmark, 1986.

2. Одновременное удаление соединений азота и органического углерода из сточных вод многовидовым сообществом микроорганизмов / Васильев В.Б., Вавилин В.А. / Водные ресурсы. №1, 1990 р.

3. Проектирование сооружений для очистки сточных вод / Всесоюз. комплекс. н.-и. и конструкт.-технолог. ин-т водоснабжение, канализации, гидротехн. сооружений и инж. гидрогеологии. - М.: Стройиздат, 1990. - 192 с.: ил. - (Справочное пособие к СНиП).

4. СНиП 2.04.03-85. Канализация. Наружные сети и сооружения / Госстрой СССР. - М.: ЦИТП Госстроя СССР, 1986. - 72 с.

5. О.Я Олійник, С.В. Зябликов Особливості моделювання очистки стічних вод у системі аеротенк-відстійник-регенератор

6. C.В. Яковлев, Т.А. Карюхина. Биолохимические процессы в очистке сточных вод. - М.: Стройиздат, 1985.

7. Хенце М. Очистка сточных вод: Пер. с англ./ Хенце М., Армоэс П., Ля-Кур-Янсен Й., Арван Э. - М.:Мир, 2004. - 480 с., ил.

8. Биологическая очистка производственных сточных вод / Яковлев С.В., Скирдов И.В., Швецов В.Н., Бондарев А.А., Адрианов Ю.Н., - М.:стройиздат, 1985. - 208 с.

9. Nitrogen control and Phosphorus removal in Sewage Treatment. Park Ridge (N.Y.): Noyes Data Corp., 1978. 704 p.

10. Технологический расчет сооружений для биологической очистки сточных вод от соединений азота // А.А. Бондарев, Н.В. Захватаева, Н.М. Н.М. Ильинская, Н.С. Будько / Труды ВНИИ-ВОДГЕО. - М. - 1983.

Размещено на allbest.ru