Analys av skäl och åtgärder för överskridande standarder för olika indikatorer i avloppsreningsverk

(1) Näringsämnen

I allmänhet kan näringsämnen som ammoniak och fosfor i avlopp tillgodose behoven hos mikroorganismer och är i överflöd. Men när industriellt avloppsvatten står för en stor andel, bör uppmärksamheten ägnas åt att beräkna om förhållandet mellan kol, kväve och fosfor möter 100: 5: 1. Om det saknas kväve i avloppsvatten kan ammoniumsalter vanligtvis tillsättas. Om det saknas fosfor i avloppet kan fosforsyra eller fosfater vanligtvis tillsättas

(2) pH

Avloppsvärdet är neutralt, i allmänhet 6,5 ~ 7,5. En liten minskning av pH kan bero på anaerob jäsning i avloppsrörledningen. En stor minskning av pH under regnperioden orsakas ofta av stadsyraregn, vilket är särskilt framträdande i kombinerade avloppssystem. Plötsliga och stora förändringar i pH, oavsett om det är en ökning eller minskning, orsakas vanligtvis av utsläpp av stora mängder industriellt avloppsvatten. För att justera pH -värdet på avlopp, tillsätts vanligtvis natriumhydroxid eller svavelsyra, men detta kommer att öka kostnaden för avloppsbehandling kraftigt.

(3) Olja och fett

När oljeinnehållet i avloppet är högt kommer luftningseffektiviteten för luftningsutrustningen att reduceras. Om luftningsvolymen inte ökas kommer behandlingseffektiviteten att reduceras, men att öka luftningsvolymen kommer oundvikligen att öka avloppsbehandlingskostnaden. Dessutom kommer ett högt oljeinnehåll i avloppsvatten också att minska sedimenteringsprestanda för aktiverat slam. I svåra fall kommer det att orsaka svullnad i slam, vilket resulterar i överdrivet SS i avloppet. För att inflytande med ett högt oljeinnehåll är det nödvändigt att lägga till en oljeborttagningsanordning i förbehandlingssektionen.

(4) temperatur

Påverkan av temperaturen på den aktiverade slamprocessen är mycket omfattande. Först påverkar temperaturen aktiviteten hos mikroorganismer i det aktiverade slammet. På vintern, när temperaturen är låg, om inga regleringsåtgärder vidtas, kommer behandlingseffekten att minska. För det andra kommer temperaturen att påverka separationsprestanda för den sekundära sedimentationstanken. Till exempel kommer temperaturförändringar att få sedimentationstanken att producera densitetsflödet, vilket resulterar i kort - cirkuering; Temperaturreduktion kommer att minska sedimentationsprestanda för aktiverat slam på grund av ökad viskositet; Temperaturförändringar kommer att påverka effektiviteten i luftningssystemet. När temperaturen stiger på sommaren kommer det att vara svårt att syratera på grund av minskningen av upplöst syremättnadskoncentration, vilket resulterar i en minskning av luftningseffektiviteten och en minskning av lufttätheten. Om lufttillförselvolymen ska förbli oförändrad måste lufttillförselvolymen ökas.

Ammoniakväveavlägsnande från avloppsvatten involverar främst nitrifikation, baserat på den traditionella aktiverade slamprocessen. Detta innebär att man använder försenad luftning för att minska systembelastningen.

Skälen till överdrivet ammoniakkväve i avloppsvatten involverar många aspekter, främst inklusive:

(1) Slambelastning och slamålder

Biologisk nitrifikation är en låg - belastningsprocess, och f/m är i allmänhet 0,05 ~ 0,15 kgbod/kgmlvss · d. Ju lägre lasten, desto mer fullständig är nitrifikationen, och desto högre är effektiviteten för NH3-N till NO3-N-omvandling. Motsvarande den låga belastningen är SRT för det biologiska nitrifikationssystemet i allmänhet längre eftersom genereringscykeln för nitrifierande bakterier är längre. Om slamretentionstiden för det biologiska systemet är för kort, det vill säga SRT är för kort, när slamkoncentrationen är låg, kan de nitrifierande bakterierna inte odlas och en god nitrifikationseffekt kan inte erhållas. Kontrollen av SRT beror på faktorer som temperatur. För biologiska system med deammonification som huvudsyfte kan SRT vanligtvis tas som 11 ~ 23d.

(2) REFLOW -förhållande

Reflow -förhållandet för det biologiska nitrifikationssystemet är i allmänhet större än för den traditionella aktiverade slamprocessen. Detta beror främst på att den aktiverade slamblandade spriten i det biologiska nitrifikationssystemet redan innehåller en stor mängd nitrat. Om reflow -förhållandet är för litet kommer det aktiverade slammet att stanna i den sekundära sedimentationstanken under lång tid, vilket är lätt att orsaka denitrifiering och orsaka slam som flyter. Reflow -förhållandet styrs vanligtvis vid 50 ~ 100%.

(3) Hydraulisk retentionstid

Den hydrauliska retentionstiden för den biologiska nitrifikationsluftningstanken är också längre än den för den aktiverade slamprocessen och bör vara minst 8 timmar. Detta beror främst på att nitrifikationshastigheten är mycket lägre än borttagningshastigheten för organiska föroreningar, så en längre reaktionstid krävs.

(4) BOD5/TKN

TKN hänvisar till summan av organiskt kväve och ammoniak i vatten. BOD5/TKN i avloppsvatten är en viktig faktor som påverkar nitrifikationseffekten. Ju större BOD5/TKN, desto mindre är andelen nitrifierande bakterier i aktiverat slam, desto lägre är nitrifikationshastigheten och desto lägre nitrifikationseffektivitet under samma driftsförhållanden; Omvänt, ju mindre BOD5/TKN, desto högre är nitrifikationseffektiviteten. Driftspraxis för många avloppsreningsverk har funnit att det optimala utbudet av BOD5/TKN -värde är cirka 2 ~ 3.

(5) Nitrifikationsgrad

En speciell processparameter för det biologiska nitrifikationssystemet är nitrifikationshastigheten, som hänvisar till mängden ammoniakomvandlad per enhetsvikt aktiverat slam per dag. Storleken på nitrifikationshastigheten beror på många faktorer såsom andelen nitrifierande bakterier i aktiverat slam och avloppstemperatur. Det typiska värdet är 0,02GNH3-N/GMLVSS · D.

(6) Löst syre -nitrifierande bakterier är obligatoriska aeroba bakterier. De stoppar sina livsaktiviteter när syre är frånvarande. Syreupptagningshastigheten för nitrifierande bakterier är mycket lägre än för bakterier som sönderdelar organiskt material. Om tillräckligt syre inte upprätthålls kommer nitrifierande bakterier inte att kunna "konkurrera" om det syre de behöver. Därför måste det upplösta syre i den aeroba zonen i den biologiska poolen hållas över 2 mg/L. I speciella fall måste det upplösta syreinnehållet ökas.

(7) Temperaturnitrifierande bakterier är också mycket känsliga för temperaturförändringar. När avloppstemperaturen är under 15 grader kommer nitrifikationshastigheten att sjunka avsevärt. När avloppstemperaturen är under 5 grader kommer deras fysiologiska aktiviteter att stoppa helt. Därför är fenomenet överdrivet ammoniakkväve på vintern av avloppsreningsverk, särskilt i norra regioner, mer uppenbar.

(8) pH -nitrifierande bakterier är mycket känsliga för pH. Deras biologiska aktivitet är starkast inom pH -intervallet 8 till 9. När pH är<6.0 or >9.6 kommer den biologiska aktiviteten för nitrifierande bakterier att hämmas och tenderar att stoppa. Därför bör pH för den blandade lösningen av det biologiska nitrifikationssystemet kontrolleras för att vara större än 7,0.

Avloppsvattendemmonifiering är baserad på den biologiska nitrifikationsprocessen och lägger till den biologiska denitrifikationsprocessen. Denitrifikationsprocessen hänvisar till den biokemiska reaktionsprocessen där nitrater i avloppsavlopp reduceras till kvävgas av mikroorganismer under anoxiska förhållanden.

Skälen till det överdrivna totala kvävet i avloppsvatten involverar många aspekter, främst inklusive:

(1) Slambelastning och slamålder

Eftersom biologisk nitrifikation är förutsättningen för biologisk denitrifikation, kan endast god nitrifikation uppnå effektiv och stabil denitrifikation. Därför måste deammonification -systemet också anta låg belastning eller ultra - låg belastning och hög slamålder.

(2) internt och externt återcirkulationsförhållande

Den yttre återcirkulationen av det biologiska denitrifikationssystemet är mindre än för det enkla biologiska nitrifikationssystemet. Detta beror främst på att de flesta av ammoniaken i avloppsvatten har tagits bort och NO3-N-koncentrationen i den sekundära sedimentationstanken är inte hög. Relativt sett är risken för slam som flyter i den sekundära sedimentationstanken på grund av denitrifikation mycket liten. Å andra sidan är slamens avvecklingshastighet i denitrifikationssystemet relativt snabbt. Under förutsättningen att säkerställa den erforderliga returskoncentrationen kan returförhållandet reduceras för att förlänga avloppstiden i avloppsvatten i luftningstanken.

För en brunn - Funktionsfunktionsanläggning kan det externa returförhållandet kontrolleras under 50%. Det interna returförhållandet styrs vanligtvis mellan 300 och 500%.

(3) Denitrifikationsgrad

Denitrifieringshastigheten avser mängden nitrat denitrierad per enhet aktiverat slam per dag. Denitrifikationsgraden är relaterad till faktorer som temperatur, och det typiska värdet är 0,06 ~ 0,07Gno3-N/GMLVSS · D.

(4) Löst syre i den anoxiska zonen

För denitrifiering hoppas man att göra är så lågt som möjligt, företrädesvis noll, så att de denitrifierande bakterierna kan "fullt ut" utföra denitrifikation och förbättra denitrifikationseffektiviteten. Men från den faktiska driften av avloppsreningsverket är det fortfarande svårt att kontrollera DO i den anoxiska zonen under 0,5 mg/L, vilket påverkar den biologiska denitrifikationsprocessen och påverkar således det totala kväveindexet för avloppet.

(5) BOD5/TKN

Eftersom denitrifierande bakterier förnekar och tar bort ammoniak i processen att sönderdela organiskt material, måste det finnas tillräckligt med organiskt material i avloppsvatten som kommer in i den anoxiska zonen för att säkerställa den smidiga framsteget med denitrifiering. Due to the lag in the construction of supporting pipe networks in many sewage treatment plants, the BOD5 entering the plant is lower than the design value, while indicators such as nitrogen and phosphorus are equivalent to or higher than the design values, making the carbon source of the influent unable to meet the carbon source demand of denitrification, and also causing the total nitrogen in the effluent to exceed the standard.

(6) pH

Denitrifierande bakterier är inte lika känsliga för pH -förändringar som nitrifierande bakterier. De kan utföra normal fysiologisk metabolism inom pH-intervallet 6-9, men det optimala pH-intervallet för biologisk denitrifikation är 6.5-8.0.

(7) temperatur

Även om denitrifierande bakterier inte är lika känsliga för temperaturförändringar som nitrifierande bakterier, kommer denitrifikationseffekten också att förändras med temperaturförändringar. Ju högre temperatur, desto högre denitrifikationsgrad. Vid 30-35 grad når denitrifikationsgraden sitt maximum. När temperaturen är lägre än 15 grader kommer denitrifikationsgraden att minska avsevärt, och när den når 5 grader tenderar denitrifikation att stoppa. För att säkerställa denitrifikationseffekten på vintern är det därför nödvändigt att öka SRT, öka slamkoncentrationen eller öka antalet driftspooler.

Vid biologisk fosforborttagning frisätts fosfor av polyfosfatbakterier under anaeroba förhållanden och absorberas alltför under aeroba förhållanden. Skälen till den överdrivna TP för avloppet orsakat av fosforborttagning genom att urladdning av fosfor - Rikt överskott av slam involverar många aspekter, främst inklusive:

(1) temperatur

Effekten av temperatur på fosforavlägsnande är inte så uppenbar som på den biologiska denitrifikationsprocessen. Inom ett visst temperaturområde kan biologisk fosforborttagning fungera framgångsrikt när temperaturförändringen inte är särskilt stor. Experiment visar att temperaturen för avlägsnande av biologisk fosfor bör vara större än 10 grader, eftersom tillväxthastigheten för polyfosfatbakterier kommer att bromsa vid låga temperaturer.

(2) pH -värde

När pH är mellan 6,5-8,0 förblir fosforinnehållet och fosforabsorptionshastigheten för polyfosfatmikroorganismer stabila. När pH -värdet är lägre än 6,5 sjunker fosforabsorptionshastigheten kraftigt. När pH -värdet plötsligt sjunker, stiger koncentrationen av fosfor i både de aeroba och anaeroba zonerna kraftigt. Ju större pH -droppe, desto större är frisläppandet. Detta indikerar att frisättningen av fosfor orsakad av pH -droppen inte är en fysiologisk och biokemisk reaktion av polyfosfatbakterierna på pH -förändringen, utan en rent kemisk "syraupplösning" -effekt. Dessutom, ju större den anaeroba frisättningen orsakad av pH -droppen, desto lägre är den aeroba fosforabsorptionskapaciteten. Detta indikerar att frisättningen orsakad av pH -droppen är förstörande och ineffektiv. När pH stiger finns det en liten absorption av fosfor.

(3) upplöst syre

Varje milligram molekylärt syre kan konsumera 1,14 mg biologiskt nedbrytbar CODCR, vilket hämmar tillväxten av polyfosfatorganismer och gör det svårt att uppnå den förväntade fosforborttagningseffekten. Den anaeroba zonen bör upprätthålla ett lägre upplöst syrevärde för att underlätta jäsning och syraproduktion av anaeroba bakterier, vilket gör det möjligt för polyfosfatbakterier att frisätta fosfor bättre. Dessutom är mindre upplöst syre mer gynnsamt för att minska konsumtionen av lätt nedbrytbart organiskt material, vilket gör det möjligt för polyfosfatbakterier att syntetisera mer PHB.

I den aeroba zonen behövs mer upplöst syre för att underlätta nedbrytningen av lagrade PHB -ämnen med polyfosfatbakterier för att erhålla energi för att absorbera upplöst fosfat i avloppsvatten för att syntetisera cellulärt polyfosfat. DO i den anaeroba zonen styrs under 0,3 mg/L, och DO i den aeroba zonen styrs över 2 mg/L för att säkerställa en smidig framsteg för anaerob fosforfrisättning och aerob fosforabsorption.

(4) Nitratkväve i anaeroba tankar

Närvaron av nitratkväve i den anaeroba zonen konsumerar organiska substrat och hämmar frisättningen av fosfor av PAO, vilket påverkar absorptionen av fosfor av polyfosfatbakterier under aeroba förhållanden. Å andra sidan kommer närvaron av nitratkväve att användas av Aeromonas som en elektronacceptor för denitrifikation, vilket påverkar dess jäsning och syraproduktion med användning av fermenteringsmellanprodukter som elektronacceptorer, vilket hämmar fosforfrisättningen och fosforabsorptionskapaciteten för PAO och synteskapaciteten för pHB. Varje milligram nitratkväve kan konsumera 2,86 mg biologiskt nedbrytbar CODCR, vilket resulterar i hämning av anaerob fosforfrisättning, som vanligtvis styrs under 1,5 mg/L.

(5) Slamålder

Eftersom det biologiska fosforborttagningssystemet huvudsakligen tar bort fosfor genom att lossa överskott av slam, bestämmer mängden överskott av slam fosforavlägsningseffekten av systemet, och slamålens längd har en direkt inverkan på utsläpp av överskott av slam och slamets fosforupptag. Ju kortare slamåldern, desto bättre är fosforborttagningseffekten. Detta beror på att minska slamåldern kan öka utsläppet av överskott av slam och mängden fosfor som tas bort i systemet och därmed minska fosforinnehållet i avloppet av den sekundära sedimentationstanken. För biologiska behandlingsprocesser som samtidigt tar bort fosfor och denitrifriation kontrolleras emellertid slamåldern ofta för att vara relativt stor för att uppfylla tillväxtkraven för nitrifierande och denitrifierande bakterier. Det är därför fosforborttagningseffekten är svår att vara tillfredsställande. Generellt kontrolleras slamåldern för biologiska behandlingssystem för fosforavlägsnande vid 3,5 ~ 7d.

(6) CODCR/TP

I den biologiska fosforavlägsningsprocessen för avloppsvatten är typen och innehållet i den organiska matrisen i den anaeroba sektionen och förhållandet mellan näringsämnen som krävs av mikroorganismer och fosforinnehållet i avloppsvatten viktiga faktorer som påverkar fosforborttagningseffekten. När olika organiska ämnen används som matris är den anaeroba frisättningen och aerobt upptag av fosfor olika. Mindre, lätt nedbrytbart organiskt material (såsom flyktiga fettsyror) används lätt av PAB: er, som sönderdelar de polyfosfater som lagras i deras kroppar för att frigöra fosfor, vilket resulterar i en starkare förmåga att inducera frisättning av fosfor. Emellertid är högre molekylvikt, recalcitrant organiskt material mindre effektivt för att inducera PAB: er för att frigöra fosfor. Ju mer fullständig fosforfrisättning under den anaeroba fasen, desto större är fosforupptaget under den aeroba fasen. Vidare används den energi som genereras av PABS under anaerob fosforfrisättning främst för att absorbera låg - molekyl - Vikt organiska underlag, som fungerar som grund för deras överlevnad under anaeroba förhållanden. Därför är närvaron av tillräckligt organiskt material i påverkan en avgörande faktor i den framgångsrika överlevnaden av PAB under anaeroba förhållanden. Det tros i allmänhet att ett CODCR/TP -förhållande i påverkan måste vara större än 15 för att säkerställa tillräckligt underlag för PAB: er för att uppnå optimal fosforborttagning.

(7) RBCODCR (lätt nedbrytbar CODCR)

Studier har visat att när lätt nedbrytbara kolkällor såsom ättiksyra, propionsyra och myrsyra används som fosforfrisättningssubstrat, är fosforfrisättningshastigheten relativt hög. Släppshastigheten är oberoende av substratkoncentrationen och är endast relaterad till koncentrationen av aktiverat slam och sammansättningen av mikroorganismer. Fosforfrisättningen orsakad av denna typ av substrat kan uttryckas med en noll - orderreaktionsekvation. Andra organiska material måste omvandlas till sådana små molekyler av lätt nedbrytbara kolkällor för att användas av polyfosfatbakterier. Polyfosfatbakterier kan sedan använda dem för metabolism.

(8) Glykogen

Glykogen är en grenad makromolekylär polysackarid som består av flera glukosmolekyler och är en lagringsform av intracellulärt socker. Glykogen bildas i polyfosfatbakterier under aeroba förhållanden och lagrar energi. Under anaeroba förhållanden metaboliseras det för att bilda NADH, råmaterialet för syntes av PHA: er och ger energi för metabolismen av polyfosfatbakterier. Därför, under försenad luftning eller överoxidation, kommer fosforborttagningseffekten att vara mycket dålig eftersom överdriven luftning kommer att konsumera en del av glykogen i polyfosfatbakterierna under aeroba förhållanden, vilket resulterar i otillräcklig NADH, råmaterialet för bildning av PHAS under anaeroba förhållanden.

(9) HRT

För ett brunn - Funktionsbiologisk denitrifikation och fosforborttagningssystem för urban avlopp, fosforfrisättning och fosforabsorption tar i allmänhet 1,5 till 2,5 timmar respektive 2,0 till 3,0 timmar. Sammantaget verkar det som om fosforfrisättningsprocessen är viktigare. Därför ägnar vi mer uppmärksamhet åt avloppstiden för avloppsvatten i det anaeroba avsnittet. Om HRT i det anaeroba avsnittet är för kort, garanterar det inte effektiv frisättning av fosfor. Dessutom kan de fakultativa försurande bakterierna i slammet inte helt sönderdelas det makromolekylära organiska materialet i avloppsvatten i låga - -nivåfettsyror som kan absorberas av fosfatet - ackumulering av bakterier, som också kommer att påverka frisättningen av fosfor. Om HRT är för lång är det inte nödvändigt. Det kommer att öka kapitalinvesteringskostnaderna och kan också ge några biverkningar. Kort sagt, fosforfrisättning och fosforabsorption är två sammanhängande processer. Först efter tillräcklig anaerob fosforfrisättning kan fosfatet - ackumulerat bakterier bättre absorbera fosfor i den aeroba sektionen. Först när fosfatet - Ackumulerande bakterier har god fosforabsorption kan de frisätta överdriven fosfor i den anaeroba avsnittet. Korrekt reglering kommer att bilda en dygdig cykel. Uppgifterna erhållna från den faktiska driften av en viss anläggning är: HRT för den anaeroba sektionen är 1 timme och 15 minuter till 1 timme och 45 minuter, och HRT för den aeroba sektionen är 2 timmar till 3 timmar och 10 minuter.

(10) REFLOW RATIO (R)

Den viktigaste punkten för A/O -processen för att säkerställa att fosforborttagningseffekten är att låta systemslammet "bära" tillräckligt med upplöst syre i luftningstanken i den sekundära sedimentationstanken. Syftet är att förhindra att slammet släpper fosfor på grund av anaeroba förhållanden i den sekundära sedimentationstanken. Men om slammet inte kan släppas ut snabbt och leraskiktet i sedimentationstanken är för tjock, oavsett hur högt gör det, kan det inte garantera att slammet inte kommer att frigöra fosfor anaerobt.