14 Ковальчук Очистка стічних вод
.pdf
сильно витягнутих в одному напрямку озерах і водосховищах утворюється розподіл швидкостей течій по глибині, наведений на рис. 2.4.
Рис. 2.4. Розподіл швидкостей течій по глибині водосховища
У поверхневому шарі, який становить близько 0,4 загальної глибини водосховища H , течія має однаковий з вітром напрямок і швидкості, що змінюються від ν o біля поверхні до нуля на глибині 0,4 H . Нижче розміщу-
ється шар компенсаційної течії протилежного напрямку. Таким чином, швидкість переміщення шарів води ν залежить від їх місцеположення по глибині та швидкості вітру.
Характер перемішування водних мас у водосховищах і озерах виявляється більш складним, ніж у річках. Оскільки поверхневі шари із просуванням зустрічаються з новими шарами води, що йдуть у зворотному напрямі, то при розрахунках по визначенню концентрацій забруднень доводиться враховувати перерізи, не тільки попередні по ходу поверхневої течії, але й наступні.
При наявності у водоймі сталих вітрових течій для розрахунку кратності загального розбавлення n можна застосовувати метод М.А.Руффеля (1960) [7]. У розрахунках за цим методом розглядають два випадки:
-випуск у мілководну частину або у верхню третину глибини водойми (забруднений струмінь поширюється вздовж берега під дією прямої поверхневої течії, що має однаковий з вітром напрямок);
-випуск у нижню третину глибини водойми (забруднений струмінь поширюється до берегової смуги проти випуску під дією донної компенсаційної течії, що має напрямок, зворотний до напрямку вітру).
Розташовувати випуск у середній третині глибини водойми недоцільно, оскільки тут швидкості течії більш низькі.
Метод М.А.Руффеля має такі обмеження:
-глибина зони змішування - не більше 10 м;
51
-відстань від випуску до контрольного створу вздовж берега у першому випадку - не більше 20 км;
-відстань від виходу стічних вод до берега навпроти випускного оголовка в другому випадку - не більше 0,5 км.
Як і в річках, біля випуску стічних вод у водосховищах та озерах утворюється сильно забруднена зона, в якій початкова концентрація речовин
Cn мало відрізняється від їх концентрації у стічних водах Cсв . Величина залежить від початкового розбавлення стічних вод nn , яке відбувається без-
посередньо біля випуску. В свою чергу, початкове розбавлення залежить від багатьох факторів: кількості стічних вод та швидкості їх руху при вході у водойму, глибини водойми і швидкості течії в місці випуску, а також від місця випуску стічних вод по глибині водойми.
Кратність початкового розбавлення обчислюють наступним чи-
ном:
– в разі випуску у мілководдя або у верхню третину глибини
nn |
= |
|
q + |
0,00215wHcp2 |
; |
(2.22) |
|
|
q + |
0,000215wHcp2 |
|||||
|
|
|
|
|
|
||
– в разі випуску у нижню третину глибини |
|
||||||
nn |
= |
|
q + |
0,00158wHcp2 |
|
, |
(2.23) |
|
q + |
0,000079wHcp2 |
|
||||
|
|
|
|
|
|
||
де q - витрата стічних вод, м3/с; w - швидкість вітру над водою в місці випуску стічних вод, м/с; Hcp - середня глибина водойми поблизу випуску, м.
Середню глибину Hcp прибережної забрудненої зони визначають по
виміряних глибинах у цій зоні, ширина якої, за даними М.А.Руффеля, залежить від середньої глибини усього водосховища (табл.2.8).
Таблиця 2.8
Ширина забрудненої зони водосховища (за М.А.Руффелем)
Середня глибина водосховища, м |
3-4 |
5-6 |
7-8 |
9-10 |
Ширина забрудненої зони, м |
100 |
150 |
200 |
250 |
Із переміщенням водних мас під дією вітрової течії відбувається основне розбавлення стічних вод. Початкова концентрація забруднюючих речо-
вин Cn при цьому поступово зменшується. У забрудненій смузі, що утворюється, виникає найбільш забруднена струмина з максимальними концентраці-
ями речовин Cмакс . Кратність основного розбавлення no в цій струмині
52
для розрахункового пункту, розташованого від місця випуску стічних вод на відстані L , обчислюють наступним чином:
– в разі випуску у мілководдя або у верхню третину глибини
n |
= |
1+ 0.412(L ∆ X) 0,627+ 0,0002 L ∆ X |
, |
(2.24) |
O |
|
|
|
(2.25) |
|
|
∆ X = 6,53Hcp1,167 , |
|
|
– в разі випуску у нижню третину глибини |
|
|
||
n |
= |
1,85+ 2,32( L ∆ X) 0,41+ 0,0064 L ∆ X |
, |
(2.26) |
O |
|
|
|
(2.27) |
|
|
∆ X = 4,41Hcp1,167 , |
|
|
де L - відстань від випуску до розрахункового пункту, м.
Кратність загального (повного) розбавлення у розрахунковому пункті n визначають за формулою (2.2).
Рівняння (2.22) та (2.24) можна використовувати лише в тому випадку, коли питома вага стічних і поверхневих вод однакова. Якщо ж стічні води мають більш високу температуру або менший твердий залишок (наприклад, при випуску в море), вони в районі випуску підіймаються на поверхню, що створює значну небезпеку забруднення прибережної смуги при напрямі вітру на берег. У цьому випадку надійніше використовувати формули (2.23)
та (2.26).
Розрахунок за наведеними формулами М.А.Руффеля дає недостатньо точні результати для випадків випуску стічних вод у мілководну частину водойми. Крім того, ці формули не враховують впливу швидкості вітру на основне розбавлення, зокрема, дії сильних нагінних вітрів, які можуть різко погіршувати санітарну обстановку поблизу водозаборів.
Якщо не дотримуються умови застосування методу М.А.Руффеля, то розрахунок кратності початкового розбавлення nn здійснюють за наведеною
вище методикою розрахунку nn для водотоків. Розрахунок кратності основ-
ного розбавлення може бути виконаний чисельним методом О.В.Караушева [7]. В разі наявності у водоймі сталих течій розрахунок кратності основного розбавлення можна виконати з використанням аналітичного рішення рівнянь турбулентної дифузії для зосередженого випуску стічних вод [22].
Якщо вітрові течії у водоймі мають регулярно навперемінний напрямок, чи береги водойми характеризуються неспокійною лінією, а випуск здійснюється у затокову чи мисову частину, або ж взимку після льодоставу відсутні вітрові течії, то описані вище методи є незастосовними. У цих випадках необхідно розробляти за участю спеціалізованих науково-дослідних інститутів методи розрахунку, орієнтовані на вирішення конкретних задач.
53
2.3. Самоочищення води у водних об’єктах
Для нормального протікання процесів самоочищення потрібно забезпечити певні умови, основною з яких є наявність у водному об’єкті після випуску в нього стічних вод певного запасу розчиненого кисню.
У водному об’єкті одночасно відбуваються два процеси: з одного боку, споживання кисню на мінералізацію органічних речовин, а з іншого - його поповнення за рахунок розчинення кисню, який надходить з поверхні водного дзеркала, тобто так звана реаерація.
Визначення величини споживання кисню найчастіше здійснюють, виходячи із припущення Стріттера і Фелпса, що біохімічне окислення органічних речовин у річковій воді, побутових стічних водах чи у суміші річкової води із побутовими стічними водами в першій (вуглецевій) фазі при наявності достатньої кількості розчиненого кисню досить точно описується рівнянням кінетики реакції першого порядку. Таким чином, швидкість біохімічного окислення органічних речовин (швидкість біохімічного споживання кисню) в процесі самоочищення річки при постійній температурі (за умови, що нові надходження забруднень відсутні) пропорційна концентрації органічних речовин у воді, тобто БПК води, що може бути виражене наступним диференційним рівнянням
dXt |
= k` |
L , |
(2.28) |
|
|||
dt |
1 |
t |
|
|
|
|
де Xt - кількість кисню, спожитого за час t після початку процесу біохімічного окислення; Lt - кількість кисню, необхідна для окислення органічних речовин, що лишилися у воді в момент часу t після початку процесу; k`1 -
коефіцієнт пропорційності (константа швидкості споживання кисню).
Якщо позначити кількість кисню, потрібну для біохімічного окислення всіх органічних забруднень, що містяться у воді, як La , то
|
Lt |
= |
La− |
|
Xt |
і |
|
|
|
||
|
dXt |
|
= |
k` (L − |
X |
t |
). |
(2.29) |
|||
|
dt |
||||||||||
|
|
1 |
|
a |
|
|
|
||||
Проінтегрувавши рівняння (2.29), отримаємо |
|
||||||||||
− ln( L − |
X |
t |
)= |
k`+t |
|
C. |
(2.30) |
||||
|
a |
|
|
|
|
1 |
|
|
|
||
Оскільки при t = |
0 |
значення |
Xt також дорівнює |
0, отримуємо |
|||||||
C = − ln La . Тому |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
||
ln( La − |
Xt )= |
|
|
ln La− |
|
k`1t. |
(2.31) |
||||
54
Прийнявши k1 = k`1lg e і звільняючись від десяткових логарифмів,
в результаті отримуємо рівняння процесу споживання кисню при біохімічному окисленні органічних речовин
|
|
L = L .10− k1t , |
(2.32) |
|
|
|
t |
a |
(2.33) |
X |
t |
= |
L (1− 10− k1t ), |
|
|
|
a |
|
|
де La - БПК суміші води водойми і стічних вод в момент їх випуску у водойму, мг/л; Lt - БПК суміші води водойми і стічних вод через t діб після випуску у водойму, мг/л; Xt - кількість кисню, спожитого за час t після початку процесу біохімічного окислення, мг/л; k1 - константа швидкості біохіміч-
ного окислення органічних речовин (константа швидкості біохімічного споживання кисню), доба-1.
Отримані рівняння ілюструє рисунок 2.5.
Рівняння (2.32) і (2.33) широко застосовуються для розрахунку процесів самоочищення водойм, для розрахунку біологічних ставків для очистки чи доочистки стічних вод, деяких інших споруд біологічної очистки.
Рівняння (2.32) і (2.33) можна представити і в іншому вигляді
k |
= |
|
1 lg |
La |
, доба− 1; |
(2.34) |
||||
|
|
|||||||||
1 |
|
|
t |
|
Lt |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|||
t = |
1 |
lg |
|
La |
|
|
,доба. |
(2.35) |
||
k |
1 |
L − |
X |
|
||||||
|
|
|
|
a |
|
t |
|
|||
Рівняння (2.34) використовується для визначення константи швидкості біохімічного окислення забруднень за результатами лабораторних досліджень. Із рівняння (2.35) визначимо час, протягом якого будуть окислені всі
органічні речовини, які знаходяться у воді (тобто Xt = La )
t = |
1 |
lg |
|
La |
|
→ ∞ . |
(2.36) |
|
k |
1 |
L |
− X |
|
||||
|
|
|
a |
|
t |
|
||
Звідси слідує, що неможливо досягнути повної БПК за якийсь визначений час t , що суперечить експериментальним результатам і вказує на не зовсім точне математичне описання процесу розглядуваними рівняннями. В практичних розрахунках при застосуванні наведених рівнянь вводять обмеження, згідно яких БПКповн складає 99 % від її дійсної величини, тобто
Xt = 0,99La . Тоді
t = |
1 |
lg |
|
La |
= |
2 |
. |
(2.37) |
||
k |
1 |
L |
− 0,99L |
k |
1 |
|||||
|
|
|
a |
a |
|
|
|
|
||
55
Рис. 2.5. Зміна БПК при самоочищенні водойми
Таким чином, вирішальне значення для точного математичного описання процесу біохімічного окислення має величина константи k1, яка зале-
жить, головним чином, від природи окислюваних органічних речовин (а точніше - від їх здатності до біохімічного окислення) і температури. При температурі 20 ОС величина константи швидкості біохімічного окислення забруд-
нень k1складає: 0,15-0,20 доба-1 - для міських неочищених стічних вод; 0,08-
0,12 доба-1 - для міських біологічно очищених стічних вод; 0,1 доба-1 - для суміші міських біологічно очищених стічних вод з водою водойми. При підвищенні температури T значення константи швидкості біохімічного окислення забруднень k1 зростає. Фелпсом емпіричним шляхом знайдено, що для
діапазону температур від 10 до 30 |
° С ця залежність має вигляд |
(2.38) |
|||||
k |
1(T) |
= k |
1(20 |
o |
C) |
1,047T − 20. |
|
|
|
|
|
|
|||
Розчинення кисню у воді, як і будь-якого іншого газу, може відбуватися лише до певної концентрації насичення - рівноважної концентрації, яка залежить від температури і парціального тиску газу, що відповідає його вмісту у повітрі. Таким чином, швидкість розчинення кисню у воді в кожний проміжок часу зворотно пропорційна ступеню насиченості води киснем або прямо пропорційна його дефіциту (недонасиченості).
Якщо позначити через Da початковий дефіцит кисню, виражений
часткою від повного дефіциту, а через Dt |
|
дефіцит кисню у воді через промі- |
|
жок часу t , то процес його розчинення можна виразити рівнянням |
|||
D = |
D .10− k2t |
, |
(2.39) |
t |
a |
|
|
56
де k2 - константа швидкості розчинення кисню, доба-1.
Швидкість розчинення кисню залежить не тільки від його дефіциту, але і від ряду інших чинників, головними з яких є наступні: відношення площі дзеркала води до її об’єму, швидкість руху води, що забезпечує переміщення ненасичених порцій води до поверхні для контакту з атмосферою; температури води. У зв’язку з цим величина константи швидкості розчинення кисню
k2 виявляється різною для водойм з різними гідрологічними режимами: 0,05-
0,15 доба-1 - для водосховищ і слабкопроточних водойм; 0,20-0,25 доба-1 - для річок з малою швидкістю течії (до 0,5 м/с); 0,3-0,8 доба-1 - для річок з великою швидкістю течії (більше 0,5 м/с); 0,5-0,8 доба-1 - для малих річок.
При визначенні величини реаерації водойм часто використовують коефіцієнт чи величину реаерації, яка показує, скільки кисню у грамах розчиняється в розрахунку на 1 м2 поверхні водойми за одну добу. За спостереженнями для рівнинних річок величина чи коефіцієнт реаерації коливається в межах 0,5-5 г О2 /(м2.доба).
При одночасному протіканні процесів споживання і розчинення кисню у взаємно протилежному напрямі (один зменшує кількість розчиненого кисню, а другий збільшує її до стану насичення) кінцева швидкість зміни дефіциту кисню може бути виражена рівнянням його балансу
dDt |
= |
k L |
− |
k |
D , |
(2.40) |
dt |
|
1 t |
|
|
2 t |
|
після інтегрування якого отримуємо рівняння дефіциту кисню (СтріттераФелпса) через проміжок часу t
|
k1La |
|
− k |
t |
|
− |
k |
|
t |
|
− |
k |
|
t |
|
|
|
D = |
|
|
(10 |
1 |
|
− |
10 |
|
2 |
|
)+ |
D 10 |
|
2 |
|
. |
(2.41) |
|
|
|
|
|
|
|
|||||||||||
t |
k2 |
− k1 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
a |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
||
На рис. 2.6 показана схема зміни кисневого балансу при одночасному протіканні процесів споживання та розчинення кисню - так звана «крива кис-
Рис. 2.6. Схема процесу споживання кисню, реаерації і результуюча крива вмісту у воді розчиненого кисню
57
невого прогину». Як видно з рисунка, загальний вміст розчиненого кисню спочатку падає до певного мінімуму, а потім (приблизно з четвертої доби) починає зростати. Місце найменшого вмісту кисню на кривій кисневого прогину має назву «критична точка». Вважається, що в інших точках чи місцях водойми концентрація розчиненого кисню буде завжди більшою, ніж у критичній точці.
Час tкp , який відповідає мінімальному вмісту кисню у воді, може бу-
ти визначений з рівняння (2.41) шляхом прирівнювання до 0 першої похідної цього рівняння по t , звідки
|
k |
2 |
|
|
D (k |
2 |
− k |
1 |
) |
|
|
||||
|
ln |
|
1 |
− |
a |
|
|
|
|
|
(2.42) |
||||
|
k |
|
|
k |
|
L |
|
|
|||||||
t p = |
|
|
1 |
|
|
|
|
1 |
a |
|
|
|
,дiб. |
|
|
|
|
|
|
k2 − |
k1 |
|
|
|
|
|
|
||||
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
||||
Кількість кисню, розчиненого у воді водойми, коливається на протязі доби. У денний час, коли інтенсивно протікають процеси фотосинтезу, ступінь насичення води киснем може досягати 200 %. Вночі концентрація кисню може зменшуватись до нуля. Оскільки вміст кисню в атмосферному повітрі за об’ємом складає приблизно 21 %, то він знаходиться під парціальним тиском 1/5 від атмосферного. Чистий кисень, що виділяється в процесі фотосинтезу, знаходиться під парціальним тиском, що дорівнює атмосферному, а тому його розчинність у 5 разів більша, ніж розчинність атмосферного кисню. Тому аналітичне визначення концентрацій кисню у воді водойм здійснюють у період до 12-ї години дня.
2.4. Розрахунок необхідного ступеня очистки стічних вод при їх скиданні у поверхневі водні об’єкти
При розрахунках умов скидання стічних вод у поверхневі водні об’єкти спочатку визначають величину допустимої концентрації забруд-
нюючої речовини у стічних водах CГДС , яка забезпечує нормативну якість
води у контрольному створі з урахуванням вимоги (2.1), а потім обчислюють гранично допустимий скид речовин ГДС за формулою
ГДС = qCГДС . |
(2.43) |
Якщо фонова концентрація забруднюючої речовини у водному об’єкті не перевищує її ГДК, то CГДС визначають за наведеними нижче фор-
мулами.
58
а) |
|
|
CГДК (γ Q + q) |
|
б) |
Q (C |
|
+ C |
|
)(γ Q+ q) |
|||
Cфγ Q |
|
|
|
C γ |
Ф |
ГДП |
|||||||
|
|
|
|
|
ф |
|
|
|
|
|
|
||
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|||
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
CГДСq |
|
|
|
|
|
CГДСq |
|
|
||||
в) |
|
|
CГДК (γ Q + q) |
O |
г) |
|
(Q + q) (O |
− |
0,4C )Q |
||||
C γ Qe− kt |
|
|
ГДВ |
||||||||||
Ф |
|
|
|
|
|
|
|
Ф |
Ф |
||||
|
|
|
|
|
|
|
|||||||
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
||||
|
CГДС |
|
qe− kt |
|
|
|
− |
0,4C ГДС q |
|||||
|
|
|
|
|
|||||||||
Рис. 2.7. Схеми масового балансу забруднюючих речовин для окремого випуску стічних вод у водотік за умови дотримання норм якості води у водному об’єкті:
а - по гранично допустимій концентрації речовини у воді водного об’єкта без урахування неконсервативності речовин; в - те ж, з урахуванням неконсервативності речовин; б - по допустимому приросту до природного фону; г - з урахуванням вимог щодо вмісту у воді водного об’єкта розчиненого кисню
Для окремого випуску стічних вод у водні об’єкти без ураху-
вання неконсервативності речовини (рис. 2.7а) рівняння масового балансу за умови дотримання норм якості води у водному об’єкті після випуску стіч-
них вод має вигляд |
|
CФ γ Q + CГДСq≤ CГДК bγ Q+ qg, |
(2.44) |
де Q і q - витрати річкової та стічних вод в однакових одиницях виміру; γ - коефіцієнт змішування, який визначає частку розрахункових витрат водотоку Q , що реально може приймати участь у розбавленні стічних вод, і який визначається за формулою (2.7); CГДК - гранично допустима концент-
рація речовини у водному об’єкті з урахуванням рівняння (2.1), г/м3; CГДС -
допустима концентрація речовини у стічних водах, г/м3; Cф - фонова кон-
центрація забруднюючої речовини у водотоку вище випуску стічних вод, що розглядається, г/м3.
Виходячи з рівняння (2.44), допустиму концентрацію речовини у стічних водах CГДС визначають за виразом
59
C |
ГДС |
= n C |
ГДК |
− C + |
C |
, |
(2.45) |
|
c |
Ф h |
Ф |
|
|
де n - кратність розбавлення стічних вод у контрольному створі водотоку (рівняння 2.6).
При встановленні допустимих концентрацій у стічних водах речовин, для яких нормується приріст до природного фону - завислі речовини, алюміній, мідь, молібден, селен, телур, фтор та ін., рівняння масового балансу
має вигляд (рис.7б) |
|
|
(C + C |
|
)(γ Q+ q) , |
(2.46) |
C γ Q + C |
ГДС |
q≤ |
ГДП |
|||
Ф |
|
Ф |
|
|
||
де CГДП - гранично допустимий приріст вмісту речовини до природного фо- |
||||||
ну, г/м3. |
|
|
|
|
|
|
У цьому випадку CГДС визначають за виразом |
|
|||||
|
CГДС = |
nCГДП+ |
CФ , |
|
(2.47) |
|
З урахуванням неконсервативності (швидкості розкладання)
забруднюючої речовини (рис.7в) рівняння масового балансу має вигляд
C γ Q 10− kPt + C |
ГДС |
q 10− kсвt ≤ C |
ГДК |
(γ Q+ q) , |
(2.48) |
Ф |
|
|
|
де k p і kсв - коефіцієнти неконсервативності для річкової і стічних вод, до-
ба-1, які приймаються на підставі натурних спостережень або довідкових даних і перераховуються залежно від температури та швидкості течії води у водотоку [7]; t - час добігання від місця випуску стічних вод до розрахункового створу, діб, який дорівнює відношенню відстані між цими пунктами по фарватеру до середньої швидкості течії річкової води на цій ділянці.
Звідси CГДС визначають за формулою |
|
|
|
|||||
C |
ГДС |
= n(C |
ГДК |
10kt − C |
)+ |
C |
, |
(2.49) |
|
|
Ф |
|
Ф |
|
|
||
де k - усереднене значення коефіцієнта неконсервативності для річкової та стічної води, доба-1;
Для деяких показників, що найчастіше використовуються у розрахунках, значення коефіцієнтів неконсервативності наведені у табл.2.9.
При встановленні допустимого вмісту у стічних водах органічних речовин по показнику біохімічної потреби кисню (БПК) розрахункова фор-
мула має вигляд |
|
|
|
CГДС = n[(CГДК − CОД ) 10k1t− |
CФ+] |
CФ , |
(2.50) |
|
де k1 - усереднене значення коефіцієнта неконсервативності органічних речовин, які обумовлюють БПКповн фону та стічних вод, доба-1; CОД - БПКповн ,
60