CS251844B1

CS251844B1 - Způsob dočištění odpadních vod intenzifikací procesu biologické flotace

Info

Publication number: CS251844B1
Application number: CS857187A
Authority: CS
Inventors: Jiri Barta; Simona Cizinska; Vladimir Havlin; Jiri Maixner; Frantisek Slavicek
Original assignee: Jiri Barta; Simona Cizinska; Vladimir Havlin; Jiri Maixner; Frantisek Slavicek
Priority date: 1985-10-08
Filing date: 1985-10-08
Publication date: 1987-08-13
Also published as: CS718785A1

Abstract

Způsob dočištění odpadních vod intenzifikací procesu biologické flotace se provádí tak, že k nepřetržitě míchané kalové suspenzi ve flokulační jednotce bioreaktoru se přidá alkalická sul, s výhodou hydroxid vápenatý a pH suspenze se upraví na hodnotu 8,5 az 10,0. Pro ohřev kalu se využívá odpadni teplo vyhnívacích jednotek, k doplnění organického uhlíku lze do kalové suspenze přidávat kalovou vodu z metanizačního stupnš v množství od 1 do 25 % obj. Podstatou procesu je enzymatická činnost denitrifikačních bakterií, které jsou přítomné ve směsné kultuře aktivovaného kalu.

Description

Vynález se týká způsobu dočištění odpadních vod intenzifikací procesu biologické flotace a to zvýSenou aktivací denitrifikaSní činnosti směsné buněčné populace.

Hlavními faktory v čistírenském procesu jsou vysoký efekt čistění odpadních vod a likvidace či využití přebytečných aktivovaných kalů s minimálními náklady a nároky na energii.

Jedním z intenzivních způsobů zahuělování čistírenských kalů je proces biologické flotace (autorské osvědčení č. 228 403). Tento způsob zahuštění biologických, zejména aktivovaných kalů zmSnou jejich struktury fyzikální spočívá v tom, že ke kalům ss přidají kyslíkaté sloučeniny dusíku s výhodou dusičnany nebo dusitany v množství 50 až 2 000 g.m^-^ za teploty 5 až 45 °C a při pH 5 až 8,5 za anaerobních podmínek. Změna fyzikální struktury umožňuje zároveň snadněji strájní odvodnění kalů.

Podstatou procesu je enzymatická činnost denitrifikačních bakterii, které jsou přítomné ve směsné kultuře aktivovaného kalu. Tyto fakultativně anaerobní bakterie využívají dusičnanů jako akceptorů elektronů v procesu nitrátové respirace v nepřítomnosti molekulárního kyslíku při současná utilizaci organického substrátu. Vznikající plyny, zejména plynný dusík, jsou příčinou flotačního děje.

Podmínkou vysoké účinnosti procesu biologické flotace jsou předevěím vhodné teplotní a kyslíkové poměry, nadbytek iontů NO”,' které jsou do systému dávkovány a zajištění vysokého přestupu hmoty mezi jednotlivými fázemi.

Vyprodukovaný plyn tvoří mikroskopické bubliny o průměru 10 až 220/um, které ulpívají na povrchu vloček nebo jsou součástí jejich vnitřní stnuktury.

Množství vzniklého plynu vyprodukovaného bakteriemi v každé vločce by mělo postačit k jejímu vyflotování. Bubliity plynu by se neměly během procesu uvolňovat z částic, nebol vysokou vzestupnou rychlostí, sloučeným povrchovým napětím atd., způsobují poruchy flotačního procesu. Z těchto důvodů je vhodná přítomnost stopových množství heteropolárních látek (zbytek olejů, tenzidů apod.) , které snižují smáčivost vloček aktivovaného kalu.

Proces tvorby bublinné disperze v průběhu denltrlfikačního pochodu je možno ovlivnit změnou podmínek v bioreaktoru. Mezi tato faktory, jež mohou podstatně ovlivnit denitrifikační enzymovou účinnost a množství i složení denitrifikačních plynů, patří zejména pH prostředí, teplota a míchání suspenze.

Optimální rozmezí pH pro denitrlfikačáí proces se uvádí 6,5 až 7,5, přičemž pH 6 až 8 se dosahuj· 70 % účinnosti (Moore. S.F. and Schroeder, E.D., Water Has., 5, 452-5, 1971).

Dalším faktorem, který výrazně ovlivňuje rychlost denitrifikačnl reakce, je teplota. Denltrifikačnl proces probíhá při teplotách 0 až 50 °C. Vzrůst rychlostí enzymových reakcí se stoupající teplotou lze vyjádřit teplotním kvocientem O,_o, t.j. poměrem rychlosti reakce při určité teplotě k jejich rychlosti při teplotě o 10 C nižší. Pro denitrifikačnl mikroorganismy se tento kvocient pohybuje mezi 1,5 až 2,0 (Dawson, R.N. and Murphy, K.L.: Adv. in Water Pollut. Res., 6, 671-83, 1972).

Reakční rychlost enzymových reakcí však stoupá podle O,q pouze do určité teploty. Po překročení teploty, kdy rychlost katalyzované reakce dosáhne maxima, nastává zvrat a aktivita enzymů velmi rychle klesá následkem termické inaktivace bílkovinné složky enzymů.

Reakční rychlost enzymové denitrifikačnl reakce je dále ovlivňována velikostí přestupu hmoty mezi kapalným prostředím a přítomným dusičnanem a vločkami biomasy suspendované fáze. Intenzita toku hmoty je závislá na fyzikálních vlastnostech systému , na rozdělení koncentra' cl, na hydrodynamických podmínkách pochodu a zejména na velikosti mesifázového povrchu. Ve snaze zintenzifikovat proces biologické flotace, získat mikrobiální suspenzi s vysokou spe3 cifickou denitrifikační účinností a docílit vétčího znečistění efluentu, byly nalezeny optimální podmínky procesu.

Zároveň není známo, že by bylo využíváno zahuětovaclho procesu současná k odstraňování rozpuštěných látek z odpadních vod.

Předmětem vynálezu je způsob dočištění odpadních vod intenzifikací procesu biologické flotace, jehož podstatou je, že k nepřetržité míchané kalové suspenzi ve flokulačnl jednotce bioreaktoru se přidá alkalická sloučenina, s výhodou hydroxid vápenatý a pH suspenze se upraví na hodnotu 8,5 až 10,0.

Pro ohřev kalové suspenze se může využít odpadního tepla vyhnívajících jednotek a k doplnění organického uhlíku se může do kalové suspenze přidat kalová voda z metanizačního stupně v množství od 1 do 25 % obj.

Bylo zjištěno, že změnou pH se výrazně ovlivňuje rychlost denitrifikační reakce.

Rychlost konverse dusičnanu na plynný dusík je závislá na koncentraci dusitanů v reakční směsi. Vyčti koncentrace dusitanů v prostředí působí zpětnovazebně inhibičně na aktivitu prvního enzymu v denitrlfikačním procesu - nitrátreduktázu a významně tím brzdí konversi dusičnanů.

Kumulace dusitanů v prostředí je způsobena nižší aktivitou druhého enzymu v řetězcinitritreduktázy v kyselejší oblasti pH (pH<7,2). Při snižujícím se pH se výrazně zvyšuje v denitrifikačním odplynu procentické zastoupení NgO, který je extre'mnš rozpustný ve vodě, netvoří tudíž bublinnou disperzi vhodnou pro flotační pochod a snižuje tím separační efekt.

Bylo zjištěno, že zvýšením pH až na hodnotu pH 10 lze urychlit denitrifikační proces a tím i zkrátit i dobu zdržení suspenze v bioreaktoru o více jak 50 %, při současné intenzivnější utiltzaci organického substrátu.

Zvýšením pH dochézl zároveň k akumulaci fosforu v suspendované fázi a tím se-dosahuje výrazného snížení obsahu anorganických fosfátů v efluentu. Princip eliminace organických fosfátů z biologické suspenze čistírenských kalů je založen na jejich vysrážení do nerozpustných forem s vápenatými ionty, které jsou zachycovány v biologických vločkách. Při této reakci lze využít vápenatých iontů dodávaných flotačním činidlem, t.j. dusičnanem vápenatým, popř. využít vápenatých iontů přítomných v odpadní vodě.

Na odstranění anorganického fosfátů z odpadních vod má zároveň vliv poměr zdroje organického uhlíku a dusíku k fosforu. Při limitu důsíkem dochází rovněž k akumulaci fosforečnanů. Nedostatek zdroje makronutrientů lze řešit přídavkem kalové vody. Akumulovaný fosforečnan může sloužit i jako zdroj fosforu pro růst buněk při nedostatku externího fosforečnanu i Bylo zjištěno, že zvýšením teploty z 25 °C na 35 °C při použití směsné kultury aktivovaného kalu lze docílit = 2,1 a při současném zvýšení pH na 8,5 O_1Q * 2,4.

Řízeným mícháním suspenze v bioreaktoru se podstatně zvyšuje mezifázový povrch a tím i přestup hmoty, nutný pro rychlý průběh enzymatické reakce, aniž by byly z vloček uvolňovány bubliny plynu, vzniklé v průběhu denitrifikačního pochodů. Řízené míchání bylo uskutečňováno na modelovém zařízení použitím pomaloběžného míchadla (10 až 20 min¹) a u poloprovozního modelu použitím statického sméčovače. Bylo dosaženo zvýšení specifické denitrifikační rychlosti o 200 % oproti nemíchanému systému.

Biflotační dčj je doprovázen redukcí organického znečištění a tím dochází k sekundárnímu dočištění efluentu. Bylo zjištěno, že organické znečištění efluentu, udávané hodnotou biochemické potřeby kyslíku, je redukováno v průměru z 60 i, podle hodnoty chemické spotřeby kyslíku z 40 %.

251S44

Organické létky v odpadní vodě slouží jako donor elektronů pro denitrifikační proces a zároveň dochází k jejich biosorpci v prostorová struktuře kalu.

Intenzifikací bloflotačního procesu, resp. denitrlfikačního děje, Šili zněnou výěe uvedených podmínek dochází rovněž k výraznější redukci organického zneSiStSní.

Sin:

VL

POJCHSK

BSK₅ ^VNOj analytickému hodnocení procesu biologická flotaca bylo použito následujících veli= veSkerá látky, rozměr (g.l^-1) = koncentrace dusiěnanu, rozměr (mg.I^-’) = anorganický fosforeěnan, rozměr (mg.l¹), ³ chemická spotřeba kyslíku, rozměr (mg.l¹) ³ biochemická spotřeba kyslíku, rozměr (mg.l¹) = specifická denitriglkační rychlost ³ ³ poSát. konc. NO? - zbytková konc. NO] -i ^J __^J (mg.g~ .h ) veškerá látky . Sas

VeSkerá látky (VL) byly stanoveny gravimetricky sušením vzorku při 105 °C do konstantní hmotnosti. K stanovení koncentrace dusičnanů a fosforečnanů bylo použito spektrůfOtometrických metod; v prvém případě reakcí se salicylanem sodným, v druhém případě s molybdenem po>redukci kyselinou askorbovou; chemická spotřeba kyslíku (CHSK), indikující organická znečištění vody, byla prováděna dichromanovou metodou; biochemická spotřeba kyslíku (BSK^) zřeďovací metodou. Uvedená měření byla prováděna podle doporučených metod Horákovou et.al (Metody chemické analýzy vod, ecriptum VŠCHT Praha 1981).

V dalším je vynález objasněn v příkladech provedení, aniž by se jimi omezoval. Tento vynález je spojen i s konstrukcí bioreaktoru, prvky mSření a regůlace procesu, který je pro účely intenzifikace biologické denitrifikační flotace vyvíjen.

Příklad 1

Bylo použito 500 ml výchozího vratného aktivovaného kalu z mechanicko-biologické čistírny odpadníbh vod o obsahu veSkerých látek 8,38 g.l¹, pH 6,95, teplotě 18,5 °C a o specifické denitrifikační rychlosti 17,25 mg.g”¹.h”¹. Kalová suspenze byla rozdšlena na pět dílů. U prvního podílu bylo zachováno původní pH, v druhém podílu bylo pH upraveno koncentro vanou kyselinou sírovou na 6,0 a v dalěich podílech 30% hydroxidem sodným na pH 7,9; 8,5 a 9,0. Ve věech podílech kalová suspenze byl zvýšen obsah dusičnanů přídavkem 10% hmot. roztoku technického ledku vápenatého na koncentraci 173,0 mg.]¹ MO] .

Ve věech podílech byl sledován průběh odbourávání dusičnanů po dobu 60 minut. V tabulce 1 jsou uvedeny výsledné specifické denitrifikační rychlosti pro kalovou suspenzi za původních podmínek a při upravené hodnotě pH. Zvýšení, popř. pokles specifické děnitrifikační rychlosti je zároveň vyjádřen v % hmot. specifické denitrifikační rychlosti neupraveného aktivovaného kalu.

Tabulka I

	6,95	6,00	7,90	8,50	9,0
mg.g¹.h^-1	17,25	15,49	21,71	24,30	25,70
% hmot.	100,00	89,80	125,80	140,90	149,00

Zvýšením pH např. na 9,0 vzrostla specifické denitrifikační rychlost o 49,0 % hmot.

Příklad 2

1 kalové suspenze z mechanicko-blologické čistírny odpadních vod o obsahu veškerých látek 4,79 g.l”¹, pH 7,0 a teplotě 25 °C byly rozděleny na tři díly a dále byly upraveny podmínky denitrifikace. U prvního podílu bylo zachováno původní pH i teplota, u druhého podílu bylo zachováno pH 7,0 a byl umístěn do termostatu o teplotě 35 °C, u třetího podílu bylo upraveno pH hydroxidem sodným na hodnotu 8,5 a kalová suspenze byla rovněž umístěna do termostatu o teplotě 35 °C. Obsah dusičnanů byl zvýšen ve věech třech případech přídavkem 10% roztoku technického ledku vápenatého na 173,24 mg.l”¹.

Ve zvolených časový intervalech byl sledován průběh eliminace nitrátů a redukce organického znečištění. Výsledky jsou shrnuty v Tabulce 11, kde je uvedena i specifická denitri-

fikační rychlost a pokles chemické Tabulka 11	spotřeby kyslíku v % hmot., po reakční době 105 minut.
pH 7,0 T = 35 °C	pH 8,5 T = 35 °C
Čas Bin	pH 7,0 T= 25 °C
no; J mg.l	CHSK mg.l^-1	no; J -1 mg.l	CHSK mg.l“¹	no; J - -1 mg.l '	CHSK mg.l
0	173,24	541,0	173,24	54, ,0	173,24	541,0
15	120,00		57,94		57,94
30	91,00		33,24		25,29
45	81,00	362,0	14,71	326,0	8,68	289,0
60	52,94		2,57		1,47
75	51,00		1,47		1 ,03
105	31 ,03	238,0	1,47	208,0	1,03	169,9
^vN07
3	16,97		35,63		40,62
mg.g“'!»¹
Redukce	CHSK
% hmot.		56,01		61,55		68,76

Podílem specifických denitrifikačních rychlostí při teplotách lišících se o ,0 °C lze vyjádřit teplotní kvocient Q,q. Zvýšením teploty z 25 °C na 35 °C byl získán teplotní kvocient Q_]0 = = 2,10.

Zvýěenlm teplpty z 25 °C na 35 °C pří současném zvýšení pH z 7,0 na 8,5 byl získán teplotní kvocient Q_1O = = 2,39

Příklad 3

V 200 1 kalová suspenze mechanicko-biologické čistírny odpadních vod o obsahu veškerých látek 5,59 g.l”¹, anorganického fosfátu 38,8 mg.l“¹, pH 7,43, při teplotě ,7 °C a o spe cifickě děni trif ikační rychlosti 15,04 mg.g”¹.!»“¹ bylo upraveno pH na 8,5 hydroxidem vápenatým a dále bylo udržováno na konstantní hodnotě po dobu 120 minut.

Kalová easpenze byla v míchané nádobě nadávkována dusičnanem draselným na koncentraci dusičnanů 100 mg.l Vs zvolených časových intervalech po dobu 120 minut byl sledován průběh odbouráváni dusičnanů a anorganického fosforečnanu. Ze získaných výsledků byla spočtena specifická denitrifikačnl rychlost a procento odstraněného fosforečnanu. Bylo dosaženo specifické denitrifikační rychlosti 21,57 mg.g”¹ . h“¹, t.j. její zvýšeni oproti neupravenému kalu o 43 % hmot. Při zvýšení pH na 8,5 došlo k 28,9 % hmot. odstranění přítomného anorganického fosforečnanu, kdežto u neupraveného kalu k jeho 12,4 % hmot. odstranění.

Příklad 4

Vratný aktivovaný kal z mechanicko-biologické Čistírny odpadních vod o průměrné koncentraci veškerých látek 4,5 g.l^-’, obsahu organických látek podle hodnoty chemické spotřeby kyslíku 4l0 mg.l^-’, podle biochemické spotřeby kyslíku 198 mg.l^-’, o pH 6,95 a teplotš 16,5 °C byl zahušlován na jednotce biologické flotace o užitném flotaSnlm objemu 10 np v množství 5,5 m^.h^-’ a dobš zdrženi 1,0 h.

Jako flotaSní Činidlo byl použit 10$ roztok dusičnanu vápenatého. Kalové suspenze byla dávkována na koncentraci dusičnanu 120 mg.]/*’. Po dobu jednoho měsíce byla sledována koncentrace dusičnanu na odtoku z flotačního bioreaktoru a redukce organického znečištění.

Ρσ dobu dalšího měsíce bylo upravováno pH kalové suspenze ha nátoku do flotační jednot ky na hodnotu 8,5 hydroxidem výpenatým a doba zdržení byla zkrácena z 1,0 hodiny na 0,5 hodin.

.Na odtoku z flotační jednotky bylo dosaženo průměrná koncentrace dusičnanu 25 mg.l**’. Vypočtená specifická denitrifikační rychlost činila 11,7 mg.g**’ .h**’, přičemž úpravou pH na 8,5 se zvýšila na 17,0 mg.g^-,.h^-’.

Organická znečištění kalová vody odtékající z flotační jednotky při pH 6,95 činilo v průměru 229 mg.l^-’ podle CHSK, resp. 82,mg.l~’ podle BSK^. Tyto hodnoty odpovídají 44,1 % hmot. (podle CHSK) resp. 58,6 % hmot. (podlá BSK^) redukci organického znečištěni.

Při úpravě pH na 8,5 činilo organické znečištění kalové vody odtékající z flotační jednotky v průměru 206,1 mg.l^-^ podle CHSK, resp. 69,7 mg.]*’ podle BSK^· Tyto hodnoty odpovídají 49,7 % hmot. (podle CHSK) resp. 64,8 % hmot. (podle BSK^) redukci organického znečištění.

Příklad 5

Na jednotce biologické flotace o užitném flotačním objemu 10 m^ byly provedeny zkoušky biologické flotace směsi vratného aktivovaného kalu a kalové vody z metanizačního stupně β vysokým organickým znečištěním. Zkoušky probíhaly při vysokém hydraulickém zatížení eyatému 19 až 22 m^.m^.d^-’. Množství přiváděné kalová vody na zkušební flotaci se pohybovalo v rozmetl od 290 do 1 360 l.h^-’, přičemž 1 100 l.h**’ odpovídalo celková produkci kalová vody z metanizačního stupně.

Doba zdržení směsi aktivovaného kalu a kalové vody ve flotační jednotce se pohybovala od 0,81 do 0,96 hodin, pH směsi bylo upraveno ve flokulačni jednotce 30$ hydroxidem sodným na hodnotu 8,5, teplota směsi byla 20 °C.

Naměřené a vypočtená hodnoty jsou uvedeny v tabulce III. Během flotačního procesu došlo k podstatné redukci organických látek ve směsi aktivovaného kalu e kalovévvody z metanizačního stupně. Redukce činila 43 $ hmot. (vztaženo ne CHSK) resp. 73 $ hmot. (vztaženo na BSK^).

Tabulka 111

Průtok Q l.h¹	Doba zdrž. h	T °c	PH	Dávka NOZ mg.l¹	NÁTOK	BSK_R	NO mg.l“	VL β·Γ'	ODTOK CHSK mg.l“	BSK_K _mo 1-1 mg.l	no; mg.l“¹
^VL -1 g.1 ¹	CHSK mg.l“¹
Vratný aktivo- 7 200 váný kal 290	0,96	20	8,5	76	6,708	858	434	13,4	2,716	441	171	30
Kalová voda					2,508	940	535	41 ,0

Vratný aktivo- _7 144	20	8,5	64	8,900 2,508	1 037 '1 940	473 535	21,5 41,0 ⁹·®53	678	41	36
váný kal, Kalová voda	360	0,92
Vratný aktivo- 8	571					7,100	180		7,7
váný kal, Kalové voda	095	0,81	20	8,5	55	11,306	820	—	5,998 12,3	176		14
Vratný ύ
aktivo- ⁷váný kal Kalové é voda	638 915	0,90	20	8,5	65	7,570 5,440	691 1 567	354 535	14,2 6,189 31,4	431	106	27

Postupem podle vynálezu je redukováno znečištění efluentu z flotačního bloreaktoru udávané hodnotou biochemické spotřeby kyslíku z 50 až 80 % hmot., podle chemické spotřeby kyslíku z 30 až 70 % hmot., při současném zahuštění aktivovaných kalů. Redukován je i obsah anorganického fosfátu a to až z 30 % hmot. Postupem podle vynálezu lze zkrátit dobu zdržení kalové suspenze ve flotačním bloreaktoru v průměru o 50 %.

Claims

PŘEDMĚT VYNÁLEZU

1. Způsob dočištění odpadních vod intenzifikací procesu biologicé flotace vyznačený tím, že k nepřetržitě míchané kalové suspenzi ve flokulační jednotce bloreaktoru se přidé alkalické sloučenina, s výhodou hydroxid vápenatý a pH suspenze se upraví na hodnotu 8,5 až 10,0.
2. Způsob dočištění odpadních vod intenzifikací procesu biologické flotace podle bodu 1, vyznačený tím, že pro ohřev kalové suspenze se využívá odpadního tepla vybnívacích jednotek.
3,i Způsob dočištění odpadních vod intenzifikací procesu biologické flotace podle bodu 1 a 2 vyznačený tím, že k doplnění organického uhlíku se do kalové suspegze přidává kalová voda z metanizačního stupně v množství od 1 do 25 % obj.