авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ РОССИЙСКАЯ БИБЛИОТЕКА - WWW.DISLIB.RU

АВТОРЕФЕРАТЫ, ДИССЕРТАЦИИ, МОНОГРАФИИ, НАУЧНЫЕ СТАТЬИ, КНИГИ

 
<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ


Pages:     | 1 | 2 || 4 | 5 |

Технологическое взаимодействие коммунальных систем водоподготовки и канализации в процессах очистки воды и обработки осадков

-- [ Страница 3 ] --

Глава 3. Производственный контроль поступления водопроводных промстоков на очистные сооружения канализации по алюминию

В главе 3 рассмотрены источники поступления алюминия на очистные сооружения коммунальной канализации на примере Москвы. Показано, что при отсутствии сброса водопроводных промстоков в канализацию фоновое содержание алюминия в бытовых сточных водах составляет в среднем 0,4 мг/л, в коммунальных сточных водах не более 0,8 мг/л. Собственно хозяйственно-питьевое водоснабжение через остаточный алюминий определяет его содержание в сточной воде порядка 0,13 мг/л. При указанном уровне поступления алюминия его фоновое содержание в осадках сточных вод является устойчивой величиной, % Al в а.с.в.: сырой осадок 0,55±0,1; активный ил 0,65±0,1, сброженный осадок 0,9±0,2. Фоновое содержание Al в осадках сточных вод является устойчивым показателем для данного бассейна канализования. В частности, при временном прекращении сброса промстоков СВС в бассейн канализования ЛбСА, концентрация алюминия в сыром осадке и в активном иле снижалась до ранее зарегистрированных фоновых значений (см. Рис. 1. Динамика изменения концентрации алюминия в сухом веществе сырого осадка в результате приема осадка СВС на ЛбСА (с III-й декады июня по август 1999 г. и с ноября 1999 г. по июнь 2006 г.)Рис. 2).

В условиях приема водопроводных промстоков в канализацию концентрация алюминия в сточной воде и в осадках многократно увеличивается: при равномерном выводе водопроводных промстоков на очистные сооружения канализации сопоставимой производительности концентрация алюминия возрастает до 24 мг/л; при залповых сбросах водопроводного осадка в канализацию концентрация Al в разовых пробах сточной воды может достигать 2025 мг/л.

Соединения алюминия практически нерастворимы в воде, поэтому весь алюминий, поступивший в составе водопроводных промстоков, аккумулируется в осадках сточных вод. Поэтому алюминий является не только качественным, но и количественным маркером поступления водопроводных осадков в канализацию и его распределения по очистным сооружениям.

В главе 3 произведен детальный анализ данных производственного контроля содержания алюминия в осадках ЛбСА и КСА. Установлено, что распределение алюминия и, соответственно, водопроводного осадка между сооружениями механической и биологической очистки сточной воды происходит в соответствии с общей эффективностью задержания взвешенных веществ в первичных отстойниках, что опровергает положение пункта 6.7 "Справочного пособия к СНиП 2.04.03-85" о том, что в первичных отстойниках осаждается 80% водопроводного осадка. В условиях приема водопроводных промстоков активный ил содержит алюминий пропорционально его содержанию в сыром осадке (см. Рис. 3, Рис. 4). Коэффициент пропорциональности является не только функцией эффективности задержания взвешенных веществ, но также зависит от удельного прироста активного ила по взвешенным веществам и неоседающим загрязнениям, характеризуемых БПКполн.. При срыве процесса механической очистки сточной воды в результате перегрузки первичных отстойников осадкообразующими загрязнениями из-за залповых поступлений водопроводного осадка, концентрация Al в активном иле резко возрастает и превышает его содержание в сыром осадке (см. Рис. 4).

В главе сделано заключение, что на основании производственного контроля содержания Al в осадках сточных вод можно осуществлять оценку уровня поступления водопроводных осадков в пересчете на сухое вещество при наличии данных о содержании Al в водопроводном осадке. Методика расчета представлена в Приложении 3 диссертации. При отсутствии систематических аналитических данных о содержании Al в водопроводном осадке, поступающим в канализацию, рекомендуется за основу принимать среднее содержание алюминия в гелиевых осадках 18%, в глинистых осадках 9% в а.с.в. Пример расчета материального баланса алюминия на входе и выходе с ЛбСА по календарным годам представлен на Рис. 5.

При отсутствии данных о содержании Al в водопроводном осадке, в большинстве случаев можно констатировать только наличие или отсутствие поступления промстоков с водопроводной станции в коммунальную канализацию, а также о режиме выводе водопроводного осадка равномерный во времени или залпами. По динамике изменения содержания алюминия во времени также можно судить о сезонной и годовой неравномерности поступления водопроводных осадков на очистные сооружения канализации.

Алюминий, как маркер водопроводного осадка, позволяет оценить время добегания промстоков от сооружений водоподготовки до очистных сооружений канализации, определить его распределение по блокам очистки и, как было показано выше, между сооружениями механической биологической очистки сточной воды. Эти сведения необходимы в период наладки технологического взаимодействия коммунальных систем водоподготовки и канализации. В тех случаях, когда это взаимодействие налажено технически и организационно, учет поступления водопроводного осадка на очистные сооружения канализации целесообразно осуществлять непосредственно на водопроводных станциях, а рассмотренный в главе 3 инструмент производственного контроля целесообразно использовать для оптимизационного анализа работы очистных сооружений канализации в условиях приема водопроводных промстоков.

Глава 4. Экспериментальные исследования воздействия водопроводных промстоков на процессы очистки сточных вод и обработки осадка

В главе 4 представлены результаты лабораторных исследований физико-химических и технологических свойств водопроводного осадка СВС, его способность взаимодействовать с компонентами коммунальных сточных вод.

Экспериментально доказано отсутствие сорбции и соосаждения растворенных и коллоидных органических веществ сточной воды при дозах водопроводного осадка многократно (в 50100 раз) превышающих технологически возможный прием промстоков водопроводных станций на очистные сооружения канализации (см. Рис. 6). В этом же эксперименте показана возможность механической очистки сточной воды от фосфатов посредством их осаждения водопроводным осадком. Установлено наличие предела очистки по PO43- (см. Рис. 7), который, как показали дальнейшие эксперименты, является функцией продолжительности контакта водопроводного осадка с фосфатами и соотношением PAl в реакционной среде.

Аморфный гидроксид алюминия способен вступать в химическую реакцию с фосфатами с образованием нерастворимой в воде соли фосфат алюминия, а также реагировать с ортофосфатами по механизму ионообменной адсорбции на поверхности. Известно, что в водной среде, содержащей гидроокись алюминия и ионы фосфатов, ковалентные связи AlOAl замещаются на AlOP. Соотношение связей AlOAl и AlOP зависит от концентрации ионов PO43 и OH, т.е. от рН. Также сообщается об образовании растворимых в воде алюмофосфатных комплексов.

Химическая реакция с образованием ковалентных связей может протекать с образованием двух нерастворимых в воде алюмофосфатов:

Al(OH)3 + HPO42 + H+ AlPO4 +2H2O + OH (PAl 1,151; мг/мг)

2Al(OH)3 + НPO42- + H+ AlPO4Al(OH)3 + 2H2O + OH (PAl 0,571; мг/мг)

Приведенные выше реакции указывают, что сорбционная емкость водопроводного осадка с образованием необратимым в нейтральной среде ковалентных связей может различаться в 2 раза в зависимости от физико-химических свойств реакционной системы. Какая из реакции будет преобладать, а также роль ионообменной сорбции в удалении фосфатов из сточной воды, теоретически рассчитать практически не возможно. Можно определить только граничные условия, определяемые стехиометрическим отношением реагирующих веществ. Предел хемосорбции для гидроокиси алюминия составляет 1,151 (PAl; мг/мг). Предел хемосорбции для водопроводного осадка СВС, содержащего в среднем 18% Al в а.с.в., составляет 210 мг P-PO43-/г а.с.в., а превышение этого стехиометрического предела должно указывать на наличие ионообменной сорбции фосфат-ионов.

По причине отсутствия прикладной информации по осаждению фосфатов гидроокисью алюминия и тем более по их осаждению водопроводным осадком, важной составляющей экспериментальной работы было определение сорбционной емкости водопроводного осадка СВС по фосфат-ионам. Методика постановки экспериментов базировалась на определении сорбционной емкости в технологически возможных соотношениях а.с.в. осадка СВС с фосфатами сточной воды, поступающими на ЛбСА. При среднесуточном расходе сточной воды на ЛбСА порядка 2,5 млн. м3 с наиболее вероятной исходной (до осаждения водопроводным осадком) концентрацией P-PO43- 4 мг/л и приеме на обработку осадка с СВС в количестве от 20 до 50 тонн/сут, этому условию соответствует нагрузка фосфатов на водопроводный осадок 500 и 200 мг P-PO43-/г а.с.в., соответственно. С учетом неравномерного вывода промстоков СВС в канализационную сеть диапазон исследуемых нагрузок принят от 100 до 500 мг P-PO43-/г а.с.в. с шагом 100 мг P-PO43-/г.

В серии экспериментов с широким диапазоном исходной концентрации фосфатов от 5 до 1100 мг P-PO43-/л установлено, что сорбционная емкость водопроводного осадка определяется нагрузкой фосфатов на сухое вещество водопроводного осадка, а в переложении на химические показатели сорбции: соотношением Р-PO43- и Al(OH)3.

При исследовании высококонцентрированной модельной системы изотерма сорбции наилучшим образом описывается линейной регрессией (изотермой Генри): , где   безразмерный коэффициент распределения для пары "сорбат – сорбент", т.е. "фосфат-ионы водопроводный осадок" (см. Рис. 8). В модельных растворах с низкой (5 мг/л) и средней (50 мг/л) концентрацией P-PO43- изотерм классического вида не наблюдается (см. Рис. 9). Процесс сорбции фосфатов в этих растворах определяется иным(и) параметром(ами) исследуемой физико-химической системы.

Установлено, что сорбционная емкость водопроводного осадка возрастает при повышении удельной нагрузки фосфатов на а.с.в. во всех исследованных модельных системах (см. Рис. 11). В технологически возможном интервале значений нагрузки фосфатов (100500 мг P-PO43-/г а.с.в.) функциональная зависимость сорбционной емкости от исходной нагрузки P-PO43- описывается линейной регрессией (см. Рис. 10), которую только в отдельных опытах можно было описать дробно-линейной функцией (см. Рис. 10). В то же время, очевидно, что при расширении исследуемого диапазона нагрузок фосфатов на водопроводный осадок должно быть насыщение сорбционной емкости последнего. Поэтому в общем случае, процесс сорбции фосфатов гидроокисью алюминия описывается кривой насыщения, но в технологических расчетах очистки сточной воды от фосфатов в присутствии водопроводного осадка линейная регрессия удовлетворительно описывает этот процесс.

Изучение динамики сорбции фосфатов водопроводным осадком СВС на модельных растворах показало, что в зависимости от начальной концентрации P-PO43- за первые 6 часов контакта, происходит сорбция 35%50% фосфатов от предельной сорбционной емкости водопроводного осадка. По прошествии 24 часов контакта сорбционная емкость водопроводного осадка насыщается на 90%95% по сравнению с технологически предельной сорбционной емкостью осадка СВС, которая практически полностью реализуется на 89 сутки (см. Рис. 12 и Рис. 13). Таким образом, динамика реализации сорбционной емкости водопроводного осадка во времени указывает, что при транспортировки водопроводных промстоков в смеси со сточной водой по канализационным сетям Москвы фосфатами насыщается не более половины сорбционной емкости. После осветления сточной воды в первичных отстойниках, водопроводный осадок разделяется на два технологических потока: 1) в составе сырого осадка (40%  60% а.с.в.); 2) в составе активного ила (60%  40% а.с.в.). На очистных сооружениях канализации Москвы эти два потока, в конечном счете, объединяются в единый технологический поток смеси сырого осадка и избыточного активного ила, направляемый на термофильное сбраживание (53°±1° С; =6±1 сут) в метантенки, где полностью реализуется сорбционная емкость водопроводного осадка по фосфатам. Таким образом, осаждение фосфатов водопроводным осадком является многостадийным процессом, количественные характеристики которого определяются протяженностью канализационных сетей, параметрами механической и биологической очистки сточной воды, технологией обработки осадка сточных вод.

В главе представлены результаты экспериментов по определению влияния флокулянта на сорбционную емкость водопроводного осадка. Показано, что предварительная обработка водопроводного осадка флокулянтом с дозой от 1 до 6 кг/т а.с.в. не оказывает какого либо влияния на способность осадка осаждать фосфаты (см. Рис. 14 и Рис. 15).

Подавляющее большинство полученных экспериментальных данных указывают на то, что сорбционная емкость осадка СВС стремиться к стехиометрическому пределу (PAl 1,151; мг/мг), при непродолжительном контакте осадка с фосфат-ионами заметно меньше его, и только в ряде случаев превышает этот предел. Превышение стехиометрического предела сорбционной емкости водопроводного осадка по механизму образования фосфата алюминия можно объяснить и накопленными ошибками химического анализа и наличием ионообменной сорбции P-PO43-. Вряд ли ионообменный механизм сорбции имеет количественное значение в процессах очистки сточной воды от фосфатов, в противном случае это было бы зарегистрировано в экспериментах с высокими концентрациями P-PO43-.

На основании результатов экспериментальных исследований составлен материальный баланс водопроводного осадка и фосфатов на очистных сооружений канализации, включающий следующие итерации расчета:

Нагрузка фосфатов на водопроводный осадок () по уравнению (4):

(4)

Актуальная сорбционная емкость водопроводного осадка () определяет уравнение (5):

, где Nmax рассчитывается по формуле(2), Ks принимается равной 700 мг P-PO43-/г а.с.в. осадка (5)

Масса сорбированных водопроводным осадком фосфатов рассчитывается по формуле (6):

(6)

Концентрация фосфатов в очищенной сточной воде может быть оценена по формуле (7):

(7)

Эффективность очистки сточной воды от фосфатов благодаря приему на очистные сооружения канализации водопроводных промстоков по определению задается следующим уравнением (8):

(8)


Pages:     | 1 | 2 || 4 | 5 |
 





 
© 2013 www.dislib.ru - «Авторефераты диссертаций - бесплатно»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.