Den traditionella aktiverade slamprocessen är den äldsta använda, mycket effektiv för att ta bort organiskt material. Under de senaste 20 åren har hotet om eutrofiering blivit allt allvarligare, och kväve- och fosforavlägsnande har blivit ett viktigt mål för avloppsrening. Detta har lett till uppkomsten av den förbättrade aktiverade slamprocessen, AO -processen och AAO -processen. Det finns två typer av AO -processer: den anaeroba - aerob processen för fosforborttagning och den anoxiska - aerob processen för kväveborttagning. AAO -processen tar bort både kväve och fosfor.
1. AAO Process Princip and Process
A - a - o Biologiskt kväve- och fosforborttagningsprocess kombinerar den traditionella aktiverade slamprocessen, biologisk nitrifikation och denitrifikation och biologisk fosforavlägsning. Inom denna process avlägsnas BOD, SS och olika former av kväve och fosfor samtidigt. Det aktiverade slammet i detta system består främst av nitrifierande, denitrifierande och fosfat - som ackumulerar bakterier. Förvaltande anaeroba och allmänna obligatoriska aeroba bakterier elimineras till stor del genom processen. I den aeroba sektionen omvandlar nitrifierande bakterier ammoniakkväve i det påverkande och ammoniakkväve som bildas av ammoniak av organiskt kväve till nitrater genom biologisk nitrifikation. I det anoxiska avsnittet konverterar denitrifierande bakterier nitrater som introduceras genom intern återcirkulation i kvävgas genom biologisk denitrifikation, som flyr in i atmosfären och därmed uppnår kväveavlägsnande. I det anaeroba avsnittet frisätter fosfat - som ackumulerar bakterier fosfor och absorberar lätt nedbrytbart organiskt material såsom låg - nivå fettsyror. I den aeroba avsnittet absorberar fosfat - som ackumulerar bakterier överskott av fosfor och tar bort det genom utsläpp av överskott av slam.
Alla tre typer av bakterier som nämns ovan har funktionen att ta bort BOD, men denitrifierande bakterier är faktiskt det primära BOD -borttagningsmedlet. Processen att ta bort dessa olika ämnen kan intuitivt illustreras av processens karakteristiska kurva som visas i figuren. När avloppsvattnet kommer in i luftningstanken minskar BOD -koncentrationen gradvis när fosfat - som ackumulerar bakterier absorberar den, denitrifierande bakterier använder den och aerob biologisk nedbrytning sker i den aerob sektionen. I det anaeroba avsnittet ökar TP -koncentrationen gradvis på grund av frisättningen av fosfor med fosfat - som ackumulerar bakterier och når sin topp i den anoxiska sektionen. I den anoxiska zonen tros det i allmänhet att fosfat - ackumulering av bakterier varken absorberar eller frisätter fosfor, och fosforfosfatet (TP) förblir stabilt. I den aeroba zonen minskar TP snabbt på grund av fosfor - som ackumulerar bakterieabsorptionen. I de anaeroba och anoxiska zonerna minskar ammoniakkvävekoncentrationerna stadigt, och i den aeroba zonen minskar ammoniakkväve gradvis när nitrifikation fortskrider. I den anoxiska zonen stiger no₃ - n koncentrationer tillfälligt, främst på grund av införandet av stora mängder no₃ - n genom intern återcirkulation. Men när denitrifikation fortskrider minskar nitratkoncentrationen snabbt. I den aeroba zonen ökar no₃ - n koncentrationer gradvis när nitrifikation fortskrider.
2. Effektivitet av AAO Biologiska kväve- och fosforborttagningssystem
A - A - O Biologiskt kväve- och fosforborttagningsprocess kan kontrolleras för att prioritera fosforavlägsnande. I detta fall kan effektiviteten för avlägsnande av fosfor överstiga 90%, men kväveavlägsningseffektiviteten kommer att vara mycket låg. Om det kontrolleras för att prioritera kväveborttagning kan kväveavlägsningseffektivitet som överstiger 80% uppnås, medan fosforavlägsnande ofta är under 50%. Under optimal drift kan både kväve- och fosforborttagningseffektivitet som överstiger 60% uppnås samtidigt, men att upprätthålla effektivt kväve -borttagningseffektivitet samtidigt som man uppnår hög fosforborttagningseffektivitet är inte möjligt. Under drift kan endast en av dessa två metoder prioriteras; Att balansera båda kommer att resultera i låg effektivitet.
Denna process har potential att minska avloppet TP till mindre än 2 mg/L och TN till mindre än 9 mg/L, men det kräver god design och noggrann operativ hantering. Många behandlingsanläggningar utomlands som använder denna process fokuserar främst på kväveborttagning, samtidigt som de överväger fosforavlägsnande. Om avloppsvatten TP överskrider standarden används avlägsnande av kemisk fosfor som ett tillskott.
3. AAO Processkontrollparametrar
1. Huvudfaktorer som påverkar nitrifikationseffektiviteten
1.1 Faktorer som påverkar nitrifierande bakterier
a. Temperatur: Den optimala temperaturen för nitrifierande bakterier är 30 grader till 35 grader. Lägre temperaturer (12 grader till 14 grader) bromsar nitrifikationsreaktionen och leder till nitritansamling.
b. Löst syre: Toleransgränsen för nitrifierande bakterier är 0,5 mg/L till 0,7 mg/L. Generellt bör upplöst syre i nitrifikationszonen hållas vid cirka 2 mg/L.
c. PH: Nitrifierande bakterier är mycket känsliga för pH -fluktuationer, varvid det optimala intervallet är mellan 7,5 och 8,5. Högre alkalinitet föredras under nitrifikation.
d. Toxiska ämnen: Överdrivna koncentrationer av NH3-N och tungmetaller kan störa cellmetabolismen, försämra bakteriell oxidationskapacitet och hämma nitrifikationsprocessen.
e. Slamålder: Detta bör bestämmas baserat på generationsperioden för nitritbakterier. Längre slamålder kan öka nitrifikationsförmågan.
1.2 Faktorer som påverkar denitrifierande bakterier
a. Temperatur: Den optimala temperaturen för denitrifierande bakterier är 35 grader till 45 grader. När temperaturen sjunker kan den hydrauliska retentionstiden ökas på lämpligt sätt.
b. Löst syre: Löst syre bör kontrolleras strikt under 0,5 mg/L.
c. PH: Det optimala intervallet är mellan 6,5 och 7,5. Denitrifikation kan fylla på en del av den alkalinitet som förlorats under nitrifikation.
d. Kolkälla: När C/N -förhållandet i källvattnet är för lågt, till exempel när BOD/TKN -förhållandet är<3-6, an external carbon source is required. Methanol or fecal water is generally used.
2. Faktorer som påverkar fosforavlägsnande
a. Temperatur: Fosforavlägsnande är normalt inom ett temperaturintervall från 5 grader till 30 grader.
b. Löst syre: Löst syre bör strikt kontrolleras under 0,2 mg/L i den anaeroba zonen och cirka 2,0 mg/L i den aeroba zonen.
c. PH: Fosforborttagningseffektivitet i det biologiska dammet kommer att reduceras avsevärt när pH är<6.5.
d. Kolkälla: BOD -belastningen i källvattnet måste uppfylla ett BOD/TP -förhållande> 15.
e. Slammålder: Ju kortare slamåldern, desto högre är fosforinnehållet i slammet, desto större är mängden återstående slam som släpps ut och desto bättre avlägsnar fosforavlägsningseffekten.
3. Testa den operativa prestandan för det aktiverade slambehandlingssystemet
Följande är de rutinmässiga testobjekten för det aktiverade slambehandlingssystemet.
1. Parametrar som återspeglar behandlingseffektivitet: Total BOD5, CODCR och SS i påverkande och avloppsvatten.
2. Parametrar som återspeglar slamtillstånd: slam sedimenteringsförhållande (SV%), MLSS, MLVSS, SVI, upplöst syre (DO) och mikrobiell mikroskopi.
3. Parametrar som återspeglar slam närings- och miljöförhållanden: kväve, fosfor, pH, vattentemperatur, etc.
4. AAO -processavvikelser och motåtgärder
1. Slambulkning
Fenomen: Slammevision, ökad SVI, lös slamstruktur, volymutvidgning, ökat vatteninnehåll, mindre supernatant och färgvariation är alla exempel på slambulkning.
Orsaker: slambulkning kan orsakas av spridning av filamentösa bakterier eller en onormal ökning av bundet vatten i slammet; Överdriven kolhydrater i vattnet, brist på näringsämnen som N, P och Fe; otillräckligt upplöst syre; hög vattentemperatur eller lågt pH, vilket lätt kan leda till spridning av filamentösa bakterier; och överbelastning och överdriven slamålder, vilket kan leda till spridning av filamentösa bakterier. Åtgärder: Öka luftning; avlägsnande av slam av slam; Öka mängden returslam.
2. Upplösning
Symtom: Turbid vattenkvalitet, fragmenterade slamflockar och försämrad behandlingsprestanda är tecken på slamens sönderfall.
Orsak: Felaktig drift, såsom överdriven luftning, stör den biologiska (näringsämnen) balansen i aktiverat slam, minskar mikrobiell biomassa och inaktivering, sänker adsorptionskapacitet, krympande flockstorlek och ökande densitet. Närvaron av toxiska ämnen hämmar eller skadar mikroorganismer, minskar eller helt stoppar reningsförmågan och orsakar inaktivering av slam.
Åtgärder: Orsaken kan i allmänhet bestämmas genom mikroskopisk observation. Om ett operativt problem identifieras, bör avloppsvolymen, returnera slamvolym, luftvolym, slamutsläppsstatus och flera indikatorer som SV, MLSS, DO och NS kontrolleras och justeras i enlighet därmed. Om toxiska ämnen bekräftas vara förorenade med avloppsvatten, bör det betraktas som resultatet av ny industriell avloppsvatten. Källan bör identifieras och behandlas i enlighet med nationella utsläppsstandarder.
3. Slam som flyter
Fenomen: Slam flyter i den sekundära sedimentationstanken i klumpar.
Orsak: Slam i luftningstanken är för gammal; Nitrifikation fortskrider snabbt, vilket orsakar denitrifikation i botten av tanken, vilket resulterar i en minskning av slamets relativa densitet och flyter i klumpar.
Åtgärder: Öka slamets returflöde eller omsluter snabbt slam; Minska slamkoncentrationen i den blandade spriten, förkorta slamåldern och minska upplöst syre, vilket förhindrar nitrifikation.
4. Flytande slam i avloppet
Fenomen: Flytande slam i den sekundära sedimentationstanken orsakar grumlig vattenkvalitet och signifikant förhöjda avloppsvärden.
Orsak: alltför höga aktiverade slam SVI -värden, vilket resulterar i dålig sedimentering; Överdriven vattenflöde till sedimentationstanken, överskrider designbelastningen, vilket resulterar i en förkortad hydraulisk retentionstid; och förhöjt upplöst syre (DO) i avloppet från den biologiska tanken.
Åtgärder: Utsläppsslam snabbt, öka slamets returflöde; Kontrollera vattenflödet till inloppspumprummet och justera vattenflödet till sedimentationstanken; och minska luftning i den aeroba delen av den biologiska tanken.