1. Materia organiczna
(1) składniki odżywcze
Zasadniczo składniki odżywcze, takie jak amoniak i fosfor w ściekach, mogą zaspokoić potrzeby mikroorganizmów i są w nadmiarze. Jednak gdy ścieki przemysłowe stanowią duży odsetek, należy zwrócić uwagę na obliczenie, czy stosunek węgla, azotu i fosforu spełnia 100: 5: 1. Jeśli w ściekach brakuje azotu, zwykle można dodać sole amonu. Jeśli w ściekach brakuje fosforu, zwykle można dodać kwas fosforowy lub fosforany
(2) Ph
Wartość pH ścieków jest neutralna, ogólnie 6,5 ~ 7,5. Niewielki spadek pH może wynikać z fermentacji beztlenowej w rurociągu ściekowym. Duży spadek pH w porze deszczowej jest często spowodowany przez kwaśny deszcz miejski, który jest szczególnie widoczny w połączonych systemach kanalizacyjnych. Nagłe i duże zmiany pH, niezależnie od tego, czy jest to wzrost, czy spadek, są zwykle spowodowane zwolnieniem dużych ilości ścieków przemysłowych. Aby dostosować wartość pH ścieków, zwykle dodaje się wodorotlenek sodu lub kwas siarkowy, ale znacznie zwiększy to koszt oczyszczania ścieków.
(3) olej i tłuszcz
Gdy zawartość oleju w ściekach jest wysoka, wydajność napowietrzania wyposażenia napowietrzania zostanie zmniejszona. Jeśli objętość napowietrzania nie zostanie zwiększona, wydajność oczyszczania zostanie zmniejszona, ale zwiększenie objętości napowietrzania nieuchronnie zwiększy koszty oczyszczania ścieków. Ponadto wysoka zawartość oleju w ściekach zmniejszy również rozstrzyganie osadu aktywowanego. W ciężkich przypadkach spowoduje to obrzęk osadu, co spowoduje nadmierne SS w ścieku. Aby wpłynąć na wysoką zawartość oleju, konieczne jest dodanie urządzenia usuwania oleju w sekcji obróbki obróbki.
(4) Temperatura
Wpływ temperatury na proces osadu aktywowanego jest bardzo obszerny. Po pierwsze, temperatura wpływa na aktywność mikroorganizmów w szlamie aktywowanym. Zimą, gdy temperatura jest niska, jeśli nie zostaną podjęte środki regulacyjne, efekt leczenia spadnie. Po drugie, temperatura wpłynie na wydajność separacji wtórnego zbiornika sedymentacyjnego. Na przykład zmiany temperatury spowodują, że zbiornik sedymentacji wytwarza przepływ gęstości, co spowoduje krótkie obwody -; Redukcja temperatury zmniejszy wydajność sedymentacji osadu aktywowanego z powodu zwiększonej lepkości; Zmiany temperatury wpłyną na wydajność systemu napowietrzania. Gdy temperatura wzrośnie latem, trudno będzie utlenić się z powodu zmniejszenia stężenia nasycenia rozpuszczonego tlenu, co powoduje spadek wydajności napowietrzania i spadek gęstości powietrza. Jeśli objętość zasilania powietrza ma pozostać niezmieniona, należy zwiększyć objętość zasilania powietrza.
2. Nadmierny azot amoniaku
Usuwanie azotu amoniaku ze ścieków obejmuje przede wszystkim nitryfikację, w oparciu o tradycyjny proces osadu aktywowanego. Obejmuje to stosowanie opóźnionego napowietrzania w celu zmniejszenia obciążenia systemu.
Przyczyny nadmiernego azotu amoniaku w ściekach obejmują wiele aspektów, w tym:
(1) Obciążenie szlamu i wiek osadu
Biologiczna nitryfikacja jest niskim procesem obciążenia -, a f/m wynosi na ogół 0,05 ~ 0,15 kgbod/kgmlvss · d. Im niższe obciążenie, tym bardziej kompletne jest nitryfikacja, a im wyższa jest wydajność konwersji NH3-N na NO3-N. Odpowiadający niskiemu obciążeniu SRT biologicznego układu nitryfikacji jest ogólnie dłuższy, ponieważ cykl wytwarzania bakterii nitryfikujących jest dłuższy. Jeśli czas zatrzymywania osadu w układzie biologicznym jest zbyt krótki, to znaczy, SRT jest zbyt krótki, gdy stężenie szlamu jest niskie, nie można hodować bakterii nitryfikujących i nie można uzyskać dobrego efektu nitryfikacyjnego. Kontrola SRT zależy od czynników takich jak temperatura. W przypadku systemów biologicznych z deamonifikacją jako głównym celem SRT można zwykle przyjmować jako 11 ~ 23d.
(2) Współczynnik rozdzielania
Stosunek rozdzielania biologicznego układu nitryfikacji jest na ogół większy niż w tradycyjnym procesie osadu aktywowanego. Wynika to głównie z tego, że mieszany alkohol szlamu aktywowanego biologicznego systemu nitryfikacji zawiera już dużą ilość azotanu. Jeśli stosunek rozdzielania jest zbyt mały, szlam aktywowany pozostanie w wtórnym zbiorniku sedymentacyjnym przez długi czas, co jest łatwe do spowodowania denitryfikacji i powodowania pływania szlamu. Współczynnik rozdzielania jest zwykle kontrolowany na 50 ~ 100%.
(3) Czas retencji hydraulicznej
Czas zatrzymywania hydraulicznego biologicznego zbiornika napowietrzania nitryfikacyjnego jest również dłuższy niż w procesie osadu aktywowanego i powinien wynosić co najmniej 8 godzin. Wynika to głównie z faktu, że szybkość nitryfikacji jest znacznie niższa niż szybkość usuwania zanieczyszczeń organicznych, więc wymagany jest dłuższy czas reakcji.
(4) BOD5/TKN
TKN odnosi się do sumy azotu organicznego i amoniaku w wodzie. BZT5/TKN w ściekach jest ważnym czynnikiem wpływającym na efekt nitryfikacji. Im większy BZT5/TKN, tym mniejszy odsetek bakterii nitryfikujących w osadzie aktywowanym, tym niższa szybkość nitryfikacji i niższa wydajność nitryfikacyjna w tych samych warunkach pracy; I odwrotnie, im mniejszy BZT5/TKN, tym wyższa wydajność nitryfikacyjna. Praktyka operacyjna wielu oczyszczalni ścieków wykazała, że optymalny zakres wartości BOD5/TKN wynosi około 2 ~ 3.
(5) Szybkość nitryfikacji
Specjalnym parametrem procesu biologicznego układu nitryfikacyjnego jest szybkość nitryfikacji, która odnosi się do ilości amoniaku przekształconego na jednostkę masy szlamu aktywowanego dziennie. Wielkość szybkości nitryfikacji zależy od wielu czynników, takich jak odsetek bakterii nitryfikujących w osadzie aktywowanym i temperaturze ścieków. Typowa wartość wynosi 0,02GNH3-N/GMLVSS · d.
(6) Bakterie z nizotem rozpuszczonym tlenu są obfitymi bakteriami tlenowymi. Zatrzymują działalność życiową, gdy tlen jest nieobecny. Szybkość pobierania tlenu w bakteriach nitryfikujących jest znacznie niższa niż bakterie, które rozkładają materię organiczną. Jeśli wystarczający tlen nie zostanie utrzymany, bakterie nitryfikacyjne nie będą w stanie „konkurować” o potrzebny tlen. Dlatego rozpuszczony tlen w strefie tlenowej puli biologicznej musi być utrzymywana powyżej 2 mg/l. W szczególnych przypadkach rozpuszczony zawartość tlenu musi zostać zwiększona.
(7) Bakterie nitryfikacyjne temperatury są również bardzo wrażliwe na zmiany temperatury. Gdy temperatura ścieków wynosi poniżej 15 stopni, szybkość nitryfikacji znacznie spadnie. Gdy temperatura ścieków wynosi poniżej 5 stopni, ich aktywność fizjologiczna całkowicie się zatrzyma. Dlatego zimą zjawisko nadmiernego azotu amoniaku w ściekach ścieków, szczególnie w regionach północnych, jest bardziej oczywiste.
(8) Bakterie nitryfikacyjne pH są bardzo wrażliwe na pH. Ich aktywność biologiczna jest najsilniejsza w zakresie pH od 8 do 9. Kiedy pH jest<6.0 or >9.6, aktywność biologiczna bakterii nitryfikujących będzie hamowana i zwykle się zatrzymuje. Dlatego pH mieszanego roztworu biologicznego systemu nitryfikacji powinno być kontrolowane jako większe niż 7.0.
3. Nadmierny całkowity azot
Deamonifikacja ścieków opiera się na biologicznym procesie nitryfikacji i dodaje biologiczny proces denitryfikacji. Proces denitryfikacji odnosi się do procesu reakcji biochemicznej, w którym azotany w ściekach są redukowane do gazu azotowego przez mikroorganizmy w warunkach beztlenowych.
Przyczyny nadmiernego całkowitego azotu w ściekach obejmują wiele aspektów, w tym głównie:
(1) Obciążenie szlamu i wiek osadu
Ponieważ biologiczna nitryfikacja jest warunkiem wstępnym biologicznego denitryfikacji, tylko dobra nitryfikacja może osiągnąć wydajną i stabilną denitryfikację. Dlatego system deamonifikacji musi również przyjąć niskie obciążenie lub ultra - niskie obciążenie i wysoki wiek osadu.
(2) Wewnętrzny i zewnętrzny współczynnik recyrkulacji
Zewnętrzna recyrkulacja biologicznego systemu denitryfikacji jest mniejsza niż w prostym biologicznym systemie nitryfikacji. Wynika to głównie z faktu, że większość amoniaku w ściekach została usunięta, a stężenie NO3-N w wtórnym zbiorniku sedymentacji nie jest wysokie. W stosunku, ryzyko unoszenia się osadu w wtórnym zbiorniku sedymentacyjnym z powodu denitryfikacji jest bardzo małe. Z drugiej strony szybkość osadowania osadu w systemie denitryfikacyjnym jest stosunkowo szybka. Zgodnie z założeniem zapewnienia wymaganego stężenia osadu zwrotnego współczynnik powrotu można zmniejszyć, aby wydłużyć czas przebywania ścieków w zbiorniku napowietrzającym.
Dla studni - funkcjonującej oczyszczalni ścieków zewnętrzny współczynnik zwrotu można kontrolować poniżej 50%. Wewnętrzny wskaźnik zwrotu jest ogólnie kontrolowany między 300 a 500%.
(3) Wskaźnik denitryfikacji
Szybkość denitryfikacji odnosi się do ilości azotanu denitryfikowanego na jednostkę szlamu aktywowanego dziennie. Szybkość denitryfikacji jest związana z czynnikami takimi jak temperatura, a typowa wartość wynosi 0,06 ~ 0,07GNO3-N/GMLVSS · D.
(4) Rozpuszczony tlen w strefie anoksycznej
W przypadku denitryfikacji oczekuje się, że DO jest tak niskie, jak to możliwe, najlepiej zero, dzięki czemu bakterie denitryfikujące mogły „w pełni” przeprowadzić denitryfikację i poprawić wydajność denitryfikacji. Jednak po faktycznym działaniu oczyszczalni ścieków nadal trudno jest kontrolować DO w strefie anoksycznej poniżej 0,5 mg/l, co wpływa na proces denitryfikacji biologicznej, a zatem wpływa na całkowity wskaźnik azotu ścieków.
(5) BOD5/TKN
Ponieważ denitryfikujące bakterie denitryfikują i usuwają amoniak w procesie rozkładu materii organicznej, w ściekach musi być wystarczająca materia organiczna wchodząca do strefy anoksycznej, aby zapewnić płynny postęp denitryfikacji. Ze względu na opóźnienie w budowie podtrzymujących sieci rur w wielu oczyszczalniach ścieków, BZT5 wchodzący do rośliny jest niższy niż wartość projektowa, podczas gdy wskaźniki takie jak azot i fosfor są równoważne lub wyższe niż wartości projektowe, co czyni źródło węgla wpływu wpływu na źródło węgla na denitryfikację, a także powodują całkowity azot w wyjeździe.
(6) Ph
Bakterie denitryfikujące nie są tak wrażliwe na zmiany pH jak bakterie nitryfikujące. Mogą przeprowadzać normalny metabolizm fizjologiczny w zakresie pH 6-9, ale optymalny zakres pH dla denitryfikacji biologicznej wynosi 6,5-8,0.
(7) Temperatura
Chociaż bakterie denitryfikujące nie są tak wrażliwe na zmiany temperatury jak bakterie nitryfikujące, efekt denitryfikacyjny również zmieni się wraz ze zmianami temperatury. Im wyższa temperatura, tym wyższy wskaźnik denitryfikacji. Przy 30-35 stopniach stopa denitryfikacji osiąga maksimum. Gdy temperatura jest niższa niż 15 stopni, wskaźnik denitryfikacji znacznie się zmniejszy, a gdy osiągnie 5 stopni, denitryfikacja będzie się zatrzymać. Dlatego, aby zapewnić efekt denitryfikacji zimą, konieczne jest zwiększenie SRT, zwiększenie stężenia osadu lub zwiększenie liczby pul operacyjnych.
4. TP przekracza standard
W biologicznym usuwaniu fosforu fosfor jest uwalniany przez bakterie polifosforanu w warunkach beztlenowych i nadmiernie wchłonięte w warunkach tlenowych. Przyczyny nadmiernego TP ścieków spowodowanych usuwaniem fosforu poprzez rozładowanie fosforu - Bogaty nadmiar osadu obejmuje wiele aspektów, w tym głównie:
(1) Temperatura
Wpływ temperatury na usuwanie fosforu nie jest tak oczywisty jak w procesie denitryfikacji biologicznej. W pewnym zakresie temperatur biologiczne usuwanie fosforu może działać z powodzeniem, gdy zmiana temperatury nie jest bardzo duża. Eksperymenty pokazują, że temperatura do usuwania fosforu biologicznego powinna być większa niż 10 stopni, ponieważ szybkość wzrostu bakterii polifosforanowych zwolni w niskich temperaturach.
(2) Wartość pH
Gdy pH wynosi między 6,5-8,0, zawartość fosforu i szybkość absorpcji fosforu mikroorganizmów polifosforanu pozostają stabilne. Gdy wartość pH jest niższa niż 6,5, szybkość absorpcji fosforu gwałtownie spada. Kiedy nagle spadnie wartość pH, stężenie fosforu zarówno w strefach aerobowych, jak i beztlenowych wzrasta gwałtownie. Im większy spadek pH, tym większe wydanie. Wskazuje to, że uwalnianie fosforu spowodowanego spadkiem pH nie jest reakcją fizjologiczną i biochemiczną bakterii polifosforanu na zmianę pH, ale czysto chemicznym efektem „rozpuszczania kwasu”. Ponadto, im większe uwalnianie beztlenowe spowodowane spadkiem pH, tym niższa zdolność absorpcji fosforu aerobowego. Wskazuje to, że uwolnienie spowodowane spadkiem pH jest destrukcyjne i nieskuteczne. Kiedy pH wznosi się, występuje niewielkie wchłanianie fosforu.
(3) Rozpuszczony tlen
Każdy miligram tlenu molekularnego może zużywać 1,14 mg biodegradowalnego CODCR, co hamuje wzrost organizmów polifosforanowych i utrudnia osiągnięcie oczekiwanego efektu usuwania fosforu. Strefa beztlenowa powinna utrzymać niższą wartość rozpuszczonego tlenu, aby ułatwić fermentację i produkcję kwasu bakterii beztlenowych, umożliwiając w ten sposób bakterie polifosforanu na lepsze uwalnianie fosforu. Ponadto mniej rozpuszczony tlen bardziej sprzyja zmniejszeniu zużycia łatwo degradowalnej materii organicznej, umożliwiając w ten sposób bakterie polifosforanu w celu syntezy większej pHB.
W strefie aerobowej potrzebne jest bardziej rozpuszczony tlen, aby ułatwić rozkład przechowywanych substancji PHB przez bakterie polifosforanu w celu uzyskania energii w celu wchłaniania rozpuszczonego fosforanu w ściekach w celu syntezy polifosforanu komórkowego. DO w strefie beztlenowej jest kontrolowana poniżej 0,3 mg/l, a DO w strefie aerobowej jest kontrolowana powyżej 2 mg/l, aby zapewnić płynny postęp beztlenowego uwalniania fosforu i wchłaniania fosforu tlenowego.
(4) azot azotu w zbiornikach beztlenowych
Obecność azotanu azotu w strefie beztlenowej zużywa substraty organiczne i hamuje uwalnianie fosforu przez PAO, wpływając w ten sposób na wchłanianie fosforu przez bakterie polifosforanu w warunkach tlenowych. Z drugiej strony obecność azotanu azotu będzie wykorzystywana przez Aeromonas jako akceptor elektronów do denitryfikacji, wpływając w ten sposób jego fermentację i produkcję kwasu przy użyciu fermentacji pośredników jako akceptorów elektronów, hamując w ten sposób uwalnianie fosforu i zdolność absorpcji fosforu PAO oraz zdolność syntezy PHB. Każdy miligram azotanu azotu może zużywać 2,86 mg biodegradowalnego CODCR, co powoduje zahamowanie beztlenowego uwalniania fosforu, które jest ogólnie kontrolowane poniżej 1,5 mg/l.
(5) Wiek osadu
Ponieważ biologiczny system usuwania fosforu usuwa głównie fosfor poprzez rozładowanie nadmiaru szlamu, ilość nadmiaru szlamu określa efekt usuwania fosforu w systemie, a długość wieku szlamu ma bezpośredni wpływ na wyładowanie nadmiaru szlamu i wykorzystywanie szlamu. Im krótszy wiek osadu, tym lepszy efekt usuwania fosforu. Wynika to z faktu, że zmniejszenie wieku osadu może zwiększyć rozładowanie nadmiaru osadu i ilość fosforu usuniętego w układzie, zmniejszając w ten sposób zawartość fosforu w ściekach wtórnego zbiornika sedymentacji. Jednak w przypadku procesów leczenia biologicznego, które jednocześnie usuwają fosfor i denitryfikację, wiek osadu jest często kontrolowany jako stosunkowo duży, aby spełnić wymagania wzrostu bakterii nitryfikacyjnych i denitryfikujących. Właśnie dlatego efekt usuwania fosforu jest trudny do zadowalający. Zasadniczo wiek szlamu biologicznych systemów obróbki fosforu jest kontrolowany przy 3,5 ~ 7d.
(6) CODCR/TP
W biologicznym procesie usuwania ścieków, rodzaj i zawartość macierzy organicznej w sekcji beztlenowej oraz stosunek składników odżywczych wymaganych przez mikroorganizmy do zawartości fosforu w ściekach są ważnymi czynnikami wpływającymi na efekt usuwania fosforu. Gdy jako matryca stosuje się różną materię organiczną, beztlenowe uwalnianie i aerobowe pobieranie fosforu są różne. Mniejsza, łatwo degradowalna materia organiczna (takie jak lotne kwasy tłuszczowe) jest łatwo wykorzystywane przez PAB, które rozkładają polifosforany przechowywane w ich ciałach w celu uwolnienia fosforu, co powoduje silniejszą zdolność indukowania uwalniania fosforu. Jednak wyższa masa cząsteczkowa, oporna materia organiczna jest mniej skuteczna w indukowaniu PAB w celu uwolnienia fosforu. Im bardziej kompletne uwalnianie fosforu podczas fazy beztlenowej, tym większe pobieranie fosforu podczas fazy aerobowej. Ponadto energia wytwarzana przez PAB podczas beztlenowego uwalniania fosforu jest wykorzystywana przede wszystkim do wchłaniania niskiego - podłoża organicznego masy molekularnej -, które służą jako podstawa ich przeżycia w warunkach beztlenowych. Dlatego obecność wystarczającej materii organicznej w wpływie jest kluczowym czynnikiem w udanym przeżyciu PAB w warunkach beztlenowych. Ogólnie uważa się, że współczynnik CODCR/TP w wpływie musi być większy niż 15, aby zapewnić wystarczający podłoże PAB, aby osiągnąć optymalne usunięcie fosforu.
(7) RBCODCR (łatwo degradowalny CODCR)
Badania wykazały, że gdy można łatwo degradowalne źródła węgla, takie jak kwas octowy, kwas propionowy i kwas mrówkowy, stosuje się jako substraty uwalniania fosforów, szybkość uwalniania fosforu jest stosunkowo wysoka. Szybkość uwalniania jest niezależna od stężenia substratu i jest związana jedynie ze stężeniem osadu aktywowanego i składem mikroorganizmów. Uwalnianie fosforu spowodowane tego typem podłoża można wyrazić równaniem reakcji Zero -. Inną materię organiczną należy przekształcić w takie małe cząsteczki łatwo degradowalnych źródeł węgla, aby były stosowane przez bakterie polifosforanu. Bakterie polifosforanowe mogą następnie wykorzystać je do metabolizmu.
(8) Glikogen
Glikogen jest rozgałęzionym makrocząsteczkowym polisacharydem złożonym z wielu cząsteczek glukozy i jest formą magazynowania cukru wewnątrzkomórkowego. Glikogen powstaje w bakteriach polifosforanu w warunkach tlenowych i przechowuje energię. W warunkach beztlenowych metabolizuje się tworzenie NADH, surowca do syntezy PHA i zapewnia energię do metabolizmu bakterii polifosforanu. Dlatego, pod opóźnionym napowietrzaniem lub nadmiernym utlenieniem, efekt usuwania fosforu będzie bardzo słaby, ponieważ nadmierne napowietrzanie będzie pochłonąć część glikogenu w bakteriach polifosforanowych w warunkach tlenowych, co spowoduje niewystarczającą NADH, surowca do tworzenia PHA w warunkach beztlenowych.
(9) HRT
Dla studni - funkcjonującego biologicznego denitryfikacji i systemu usuwania fosforu dla ścieków miejskich, uwalniania fosforu i absorpcji fosforu zwykle zajmują odpowiednio od 1,5 do 2,5 godziny i 2,0 do 3,0 godzin. Ogólnie wydaje się, że proces uwalniania fosforu jest ważniejszy. Dlatego zwracamy większą uwagę na czas przechowywania ścieków w sekcji beztlenowej. Jeśli HRT w sekcji beztlenowej jest zbyt krótki, nie zagwarantuje skutecznego uwalniania fosforu. Ponadto fakultatywne bakterie zakwaszające w szlamie nie mogą w pełni rozłożyć makrocząsteczkową materię organiczną w ściekach na niskie - kwasów tłuszczowych poziomów, które mogą być pochłaniane przez fosforan - bakterii gromadzących się bakterii, które będą również wpływać na uwolnienie fosforu. Jeśli HRT jest zbyt długi, nie jest to konieczne. Zwiększy to inwestycje kapitałowe i koszty operacyjne, a także może powodować pewne skutki uboczne. Krótko mówiąc, uwalnianie fosforu i absorpcja fosforu to dwa powiązane procesy. Dopiero po wystarczającym uwolnieniu fosforu beztlenowego fosforan - gromadzi bakterie, lepiej pochłaniać fosfor w sekcji tlenowej. Dopiero gdy fosforan - bakterie mają dobre wchłanianie fosforu, mogą uwolnić nadmierny fosfor w sekcji beztlenowej. Właściwe regulacja utworzy cnotliwy cykl. Dane uzyskane z faktycznego działania określonej rośliny to: HRT sekcji beztlenowej wynosi 1 godzinę i 15 minut do 1 godziny i 45 minut, a HRT sekcji tlenowej wynosi od 2 godziny do 3 godzin i 10 minut.
(10) Współczynnik rozdzielania (R)
Najważniejszym punktem procesu klimatyzacji w celu zapewnienia efektu usuwania fosforu jest umożliwienie układu systemu „przenoszenia” wystarczającej ilości rozpuszczonego tlenu w zbiorniku napowietrzającym do wtórnego zbiornika sedymentacji. Celem jest zapobieganie uwalnianiu szlamu fosforu z powodu warunków beztlenowych w wtórnym zbiorniku sedymentacyjnym. Jeśli jednak osadu nie można szybko zwolnić, a warstwa błotna w zbiorniku sedymentacyjnym jest zbyt gęsta, bez względu na to, jak wysoko jest, nie może zagwarantować, że szlam nie uwolni fosforu beztlenowo.
