Analýza důvodů a opatření pro překročení standardů pro různé ukazatele v čistírnách odpadních vod

(1) živiny

Obecně mohou živiny, jako je amoniak a fosfor v odpadních vodách, uspokojit potřeby mikroorganismů a jsou nadměrné. Když však průmyslová odpadní voda představuje velký podíl, měla by být věnována pozornost výpočtu, zda poměr uhlíku, dusíku a fosforu splňuje 100: 5: 1. Pokud v odpadních vodách není nedostatek dusíku, lze obvykle přidat amonné soli. Pokud je v odpadních vodách nedostatek fosforu, může být obvykle přidána kyselina fosforečná nebo fosfáty

(2) PH

Hodnota pH odpadních vod je neutrální, obvykle 6,5 ~ 7,5. Mírné snížení pH může být způsobeno anaerobním fermentací v potrubí odpadních vod. Velké pokles pH během období dešťů je často způsobeno deštěm městského kyseliny, který je zvláště výrazný v kombinovaných kanalizačních systémech. Náhlé a velké změny pH, ať už jde o zvýšení nebo snížení, jsou obvykle způsobeny výbojem velkého množství průmyslové odpadní vody. K úpravě pH hodnoty odpadních vod je obvykle přidána hydroxid sodný nebo kyselina sírová, ale to výrazně zvýší náklady na čištění odpadních vod.

(3) Olej a mastnota

Pokud je obsah oleje v odpadních vodách vysoký, bude snížena účinnost provzdušňování provzdušňovacích zařízení. Pokud se neobjem aerace nezvýší, účinnost léčby bude snížena, ale zvýšení objemu provzdušňování nevyhnutelně zvýší náklady na čištění odpadních vod. Kromě toho vysoký obsah oleje v odpadních vodách také sníží výkon urovnání aktivovaného kalu. V závažných případech to způsobí otoky kalu, což povede k nadměrnému SS v odtoku. Pro vliv s vysokým obsahem oleje je nutné přidat zařízení pro odstraňování oleje v sekci předúpravy.

(4) Teplota

Vliv teploty na proces aktivovaného kalu je velmi rozsáhlý. Za prvé, teplota ovlivňuje aktivitu mikroorganismů v aktivovaném kalu. V zimě, když je teplota nízká, pokud nebudou přijata žádná regulační opatření, sníží se účinek léčby. Za druhé, teplota ovlivní separační výkon sekundární sedimentační nádrže. Například změny teploty způsobí, že sedimentační nádrž způsobí tok hustoty, což má za následek krátký obvod -; Snížení teploty sníží sedimentační výkon aktivovaného kalu v důsledku zvýšené viskozity; Změny teploty ovlivní účinnost systému provzdušňování. Když teplota v létě stoupá, bude obtížné okysličit se kvůli snížení koncentrace rozpuštěného nasycení kyslíkem, což má za následek snížení účinnosti provzdušňování a snížení hustoty vzduchu. Má -li se objem přívodu vzduchu zůstat nezměněn, musí být zvýšen objem přívodu vzduchu.

Odstraňování dusíku amoniaku z odpadní vody primárně zahrnuje nitrifikaci na základě tradičního procesu aktivovaného kalu. To zahrnuje použití zpožděného provzdušňování ke snížení systémového zatížení.

Důvody nadměrného dusíku amoniaku v odtoku zahrnují mnoho aspektů, zejména:

(1) Zátěž kalu a věk kalu

Biologická nitrifikace je nízký proces zatížení - a F/M je obecně 0,05 ~ 0,15 kgbod/kgmlvss · d. Čím nižší je zátěž, tím úplnější je nitrifikace a čím vyšší je účinnost přeměny NH3-N na NO3-N. Odpovídající nízké zatížení je SRT systému biologické nitrifikace obecně delší, protože generační cyklus nitrifikačních bakterií je delší. Pokud je doba zadržování kalu biologického systému příliš krátká, to znamená, že SRT je příliš krátká, když je koncentrace kalu nízká, nitrifikační bakterie nelze kultivovat a nelze získat dobrý nitrifikační účinek. Kontrola SRT závisí na faktorech, jako je teplota. U biologických systémů s deammonifikací jako hlavním účelem lze SRT obvykle považovat za 11 ~ 23D.

(2) poměr reflow

Poměr reflorů biologického nitrifikačního systému je obecně větší než poměr tradičního procesu aktivovaného kalu. Je to hlavně proto, že aktivovaný kalový smíšený likér systému biologické nitrifikace již obsahuje velké množství dusičnanu. Pokud je poměr Reflow příliš malý, aktivovaný kam zůstane po dlouhou dobu v sekundární sedimentační nádrži, což je snadné způsobit denitrifikaci a způsobí plovoucí kaly. Poměr reflow je obvykle kontrolován na 50 ~ 100%.

(3) Hydraulická retenční doba

Hydraulická retenční doba provzdušňovací nádrže biologické nitrifikace je také delší než doba procesu aktivovaného kalu a měla by být nejméně 8 hodin. Je to hlavně proto, že rychlost nitrifikace je mnohem nižší než rychlost odstranění organických znečišťujících látek, takže je zapotřebí delší reakční doba.

(4) BOD5/TKN

TKN odkazuje na součet organického dusíku a amoniaku ve vodě. BOD5/TKN v odpadních vodách je důležitým faktorem ovlivňujícím nitrifikační účinek. Čím větší je BOD5/TKN, tím menší je podíl nitrifikačních bakterií v aktivovaném kalu, tím nižší je rychlost nitrifikace a nižší je účinnost nitrifikace za stejných provozních podmínek; Naopak, čím menší je BOD5/TKN, tím vyšší je účinnost nitrifikace. Provozní praxe mnoha čistírny odpadních vod zjistila, že optimální rozsah hodnoty BOD5/TKN je asi 2 ~ 3.

(5) Rychlost nitrifikace

Zvláštním parametrem procesu biologického nitrifikačního systému je rychlost nitrifikace, která se týká množství převedeného amoniaku na jednotku hmotnosti aktivovaného kalu za den. Velikost rychlosti nitrifikace závisí na mnoha faktorech, jako je podíl nitrifikačních bakterií v aktivovaném kalu a teplotě odpadních vod. Typická hodnota je 0,02GNH3-N/GMLVSS · d.

(6) Bakterie nitrifikačních bakterií pro rozpuštění kyslíku jsou povinné aerobní bakterie. Zastaví své životní činnosti, když kyslík chybí. Rychlost vychytávání kyslíku nitrifikačních bakterií je mnohem nižší než u bakterií, které rozkládají organickou hmotu. Pokud není udržován dostatečný kyslík, nitrifikační bakterie nebudou schopny „soutěžit“ o kyslík, který potřebují. Proto musí být rozpuštěný kyslík v aerobní zóně biologického bazénu udržován nad 2 mg/l. Ve zvláštních případech je třeba zvýšit obsah rozpuštěného kyslíku.

(7) Bakterie nitrifikace teploty jsou také velmi citlivé na změny teploty. Když je teplota odpadních vod pod 15 stupňů, rychlost nitrifikace výrazně klesne. Když je teplota odpadních vod pod 5 stupňů, jejich fyziologické činnosti se zcela zastaví. Proto je v zimě fenomén nadměrného dusíku amoniaku v odpadním vodách čistírny odpadních vod, zejména v severních oblastech, zřejmě.

(8) Nitrifikační bakterie pH jsou velmi citlivé na pH. Jejich biologická aktivita je nejsilnější v rozmezí pH 8 až 9. Když je pH<6.0 or >9.6, biologická aktivita nitrifikačních bakterií bude inhibována a má tendenci se zastavit. Proto by pH smíšeného roztoku systému biologické nitrifikace mělo být kontrolováno tak, aby bylo větší než 7,0.

Deammonifikace odpadních vod je založena na procesu biologické nitrifikace a přidává proces biologické denitrifikace. Proces denitrifikace se týká procesu biochemické reakce, ve kterém jsou dusičnany v odpadních vodách redukovány na plyn dusíku mikroorganismy za anoxických podmínek.

Důvody nadměrného celkového dusíku v odtoku zahrnují mnoho aspektů, zejména:

(1) Zátěž kalu a věk kalu

Protože biologická nitrifikace je předpokladem pro biologickou denitrifikaci, může pouze dobrá nitrifikace dosáhnout účinné a stabilní denitrifikace. Systém deammonifikace proto musí také přijmout nízké zatížení nebo ultra - nízký zatížení a vysoký věk kalu.

(2) Poměr vnitřní a externí recirkulace

Externí recirkulace systému biologické denitrifikace je menší než recitace jednoduchého systému biologické nitrifikace. Je to hlavně proto, že většina amoniaku v odpadních vodách byla odstraněna a koncentrace NO3-N v sekundární sedimentační nádrži není vysoká. Relativně řečeno, riziko, že se kalu vznáší v sekundární sedimentační nádrži v důsledku denitrifikace, je velmi malé. Na druhé straně je míra usazování kalu v systému denitrifikace relativně rychlá. Pod předpokladem zajištění požadované koncentrace zpětného kalu může být poměr návratu zkrácen pro prodloužení doby pobytu odpadních vod v provzdušňovací nádrži.

U jamky - fungující čistírny odpadních vod lze vnější návratový poměr řídit pod 50%. Poměr vnitřního návratu je obecně kontrolován mezi 300 a 500%.

(3) Míra denitrifikace

Míra denitrifikace se týká množství dusičnanu denitrifikovaného na jednotku aktivovaného kalu za den. Rychlost denitrifikace souvisí s faktory, jako je teplota, a typická hodnota je 0,06 ~ 0,07GNO3-N/GMLVSS · D.

(4) Rozpuštěný kyslík v anoxické zóně

Pro denitrifikaci se doufá, že je to co nejnižší, nejlépe nulové, takže denitrifikační bakterie mohou „plně“ provádět denitrifikaci a zlepšit účinnost denitrifikace. Ze skutečného provozu čistírny odpadních vod je však stále obtížné kontrolovat DO v anoxické zóně pod 0,5 mg/l, což ovlivňuje proces biologického denitrifikace, a tak ovlivňuje celkový index dusíku odpadního proudu.

(5) BOD5/TKN

Vzhledem k tomu, že denitrifikace bakterií denitrifikují a odstraňují amoniak v procesu rozkladu organické hmoty, musí být v odpadních vodách vstupující do anoxické zóny dostatečná organická hmota, aby byla zajištěna hladký pokrok denitrifikace. Vzhledem k zpoždění při konstrukci podpůrných potrubních sítí v mnoha čistírnách odpadních vod je BOD5 vstupující do rostliny nižší než konstrukční hodnota, zatímco ukazatele, jako je dusík a fosfor, jsou ekvivalentní nebo vyšší než hodnoty konstrukce, což činí uhlíkový zdroj neschopného, ​​aby nesplnil požadavek na zdroj uhlíku, a to také v celkovém dusíku překročí standard.

(6) Ph

Denitrifikační bakterie nejsou tak citlivé na změny pH jako nitrifikační bakterie. Mohou provádět normální fyziologický metabolismus v rozmezí pH 6-9, ale optimální rozsah pH pro biologickou denitrifikaci je 6,5-8,0.

(7) Teplota

Ačkoli denitrifikační bakterie nejsou tak citlivé na změny teploty jako nitrifikační bakterie, efekt denitrifikace se také změní při změnách teploty. Čím vyšší je teplota, tím vyšší je míra denitrifikace. Při 30-35 stupních dosáhne míra denitrifikace maximum. Pokud je teplota nižší než 15 stupňů, rychlost denitrifikace se výrazně sníží a když dosáhne 5 stupňů, bude denitrifikace tendenci zastavit. Proto, aby se zajistilo účinek denitrifikace v zimě, je nutné zvýšit SRT, zvýšit koncentraci kalů nebo zvýšit počet operačních bazénů.

Při odstraňování biologického fosforu je fosfor uvolňován polyfosfátovými bakteriemi za anaerobních podmínek a nadměrně absorbován za aerobních podmínek. Důvody nadměrného TP odtoku způsobené odstraněním fosforu vypouštěním fosforu - bohatý nadbytek kalu zahrnují mnoho aspektů, zejména včetně:

(1) Teplota

Vliv teploty na odstranění fosforu není tak zřejmý jako účinek na proces biologické denitrifikace. V určitém teplotním rozsahu může biologické odstranění fosforu úspěšně fungovat, pokud není změna teploty příliš velká. Pokusy ukazují, že teplota pro odstranění biologického fosforu by měla být větší než 10 stupňů, protože rychlost růstu polyfosfátových bakterií se při nízkých teplotách zpomalí.

(2) Hodnota pH

Když je pH mezi 6,5-8,0, obsah fosforu a rychlost absorpce fosforu polyfosfátu mikroorganismů zůstává stabilní. Když je hodnota pH nižší než 6,5, rychlost absorpce fosforu prudce klesá. Když hodnota pH najednou klesne, koncentrace fosforu v aerobní i anaerobní zóně prudce stoupá. Čím větší pokles pH, tím větší je uvolnění. To ukazuje, že uvolňování fosforu způsobeného poklesem pH není fyziologickou a biochemickou reakcí polyfosfátových bakterií na změnu pH, ale čistě chemickým „rozpuštěním kyseliny“. Navíc, čím větší je anaerobní uvolňování způsobené poklesem pH, tím nižší je absorpční kapacita aerobního fosforu. To ukazuje, že uvolňování způsobené poklesem pH je destruktivní a neúčinné. Když pH stoupá, dochází k mírné absorpci fosforu.

(3) Rozpuštěný kyslík

Každý miligram molekulárního kyslíku může konzumovat 1,14 mg biologicky rozložitelné CODCR, který inhibuje růst polyfosfátových organismů a ztěžuje dosažení očekávaného účinku na odstranění fosforu. Anaerobní zóna by měla udržovat nižší hodnotu rozpuštěného kyslíku, aby se usnadnila fermentaci a produkci kyseliny anaerobních bakterií, což umožnilo polyfosfátové bakterie lépe uvolňovat fosfor. Kromě toho méně rozpuštěný kyslík přispívá ke snižování spotřeby snadno degradovatelné organické hmoty, což umožňuje polyfosfátové bakterie syntetizovat více PHB.

V aerobní zóně je zapotřebí více rozpuštěného kyslíku k usnadnění rozkladu uložených látek PHB polyfosfátovými bakteriemi, aby se získala energie pro absorpci rozpuštěného fosfátu v odpadních vodách, aby se syntetizoval buněčný polyfosfát. DO v anaerobní zóně je řízeno pod 0,3 mg/l a DO v aerobní zóně je řízena nad 2 mg/l, aby se zajistil hladký pokrok uvolňování anaerobního fosforu a absorpce aerobního fosforu.

(4) dusičnanový dusík v anaerobních nádržích

Přítomnost dusičnanu dusíku v anaerobní zóně spotřebovává organické substráty a inhibuje uvolňování fosforu PAO, čímž ovlivňuje absorpci fosforu polyfosfátovými bakteriemi za aerobních podmínek. Na druhé straně bude Aeromonas používat přítomnost dusičnanu dusíku jako elektronový akceptor pro denitrifikaci, čímž ovlivňuje jeho fermentaci a produkci kyselin pomocí fermentačních meziproduktů jako elektronových akceptorů, čímž inhibuje uvolňování fosforu a phosforu a kapacitu PAO a syntézní kapacitu PHB. Každý miligram dusičnanu dusíku může konzumovat 2,86 mg biologicky rozložitelného CODCR, což vede k inhibici uvolňování anaerobního fosforu, které je obecně kontrolováno pod 1,5 mg/l.

(5) Věk kalu

Protože systém odstraňování biologického fosforu odstraňuje hlavně fosfor vypouštěním přebytečného kalu, množství přebytečného kalu určuje účinek odstraňování fosforu a délka věku kalu má přímý dopad na vypouštění nadměrného kalu a absorpci fosforu kalu. Čím kratší je věk kalu, tím lepší je efekt odstraňování fosforu. Je to proto, že snižování věku kalu může zvýšit vypouštění přebytečného kalu a množství fosforu odstraněného v systému, čímž se sníží obsah fosforu v odpadním vodáci sekundární sedimentační nádrže. U procesů biologické léčby, které současně odstraňují fosfor a denitrify, je však věk kalu často kontrolován tak, aby byl relativně velký, aby splňoval požadavky na růst nitrifikace a denitrifikace bakterií. Proto je obtížné uspokojivý účinek odstraňování fosforu. Obecně je věk kalu systémů biologické léčby pro odstraňování fosforu kontrolován při 3,5 ~ 7d.

(6) CODCR/TP

V procesu odstraňování biologického fosforu u odpadních vod je typ a obsah organické matrice v anaerobní části a poměru živin vyžadovaných mikroorganismy k obsahu fosforu v odpadních vodách důležitými faktory ovlivňujícími účinek na odstraňování fosforu. Když se jako matrice používá různá organická hmota, anaerobní uvolnění a aerobní absorpce fosforu se liší. Menší, snadno degradovatelná organická hmota (jako jsou těkavé mastné kyseliny), se snadno používá pomocí PAB, které rozkládají polyfosfáty uložené v jejich tělech k uvolnění fosforu, což má za následek silnější schopnost indukovat uvolňování fosforu. Vyšší molekulová hmotnost, vzpomínající organická hmota je však méně účinná při vyvolávání PAB pro uvolnění fosforu. Čím úplnější uvolňování fosforu během anaerobní fáze, tím větší je absorpce fosforu během aerobní fáze. Kromě toho se energie generovaná PAB během uvolňování anaerobního fosforu primárně používá k absorbující nízké - molekulární - Organické substráty, které slouží jako základ pro jejich přežití za anaerobních podmínek. Proto je přítomnost dostatečné organické hmoty u vlivu rozhodujícím faktorem úspěšného přežití PAB za anaerobních podmínek. Obecně se předpokládá, že poměr CODCR/TP v přívodě musí být větší než 15, aby byl zajištěn dostatečný substrát pro PAB k dosažení optimálního odstranění fosforu.

(7) RBCODCR (snadno degradovatelný CODCR)

Studie ukázaly, že když se jako substráty uvolňují fosfor, je použitelné snadno degradovatelné zdroje uhlíku, jako je kyselina octová, kyselina propionová a kyselina mravenčí, je rychlost uvolňování fosforu relativně vysoká. Rychlost uvolňování je nezávislá na koncentraci substrátu a souvisí pouze s koncentrací aktivovaného kalu a složením mikroorganismů. Uvolnění fosforu způsobeného tímto typem substrátu může být vyjádřeno nulovou - reakční rovnicí. Jiná organická hmota musí být přeměněna na takové malé molekuly snadno degradovatelných zdrojů uhlíku, aby mohly být použity polyfosfátovými bakteriemi. Polyfosfátové bakterie je pak mohou použít pro metabolismus.

(8) Glykogen

Glykogen je rozvětvený makromolekulární polysacharid složený z více molekul glukózy a je skladovací formou intracelulárního cukru. Glykogen se tvoří v polyfosfátových bakteriích za aerobních podmínek a ukládá energii. Za anaerobních podmínek je metabolizován vytvořit NADH, surovinu pro syntézu PHA a poskytuje energii pro metabolismus polyfosfátových bakterií. Proto bude při zpožděném provzdušňování nebo nadměrné oxidaci účinek odstraňování fosforu velmi špatný, protože nadměrné provzdušňování bude konzumovat část glykogenu v polyfosfátových bakteriích za aerobních podmínek, což povede k nedostatečnému NADH, surovinu pro tvorbu PHA za anaerobních podmínek.

(9) HRT

Pro studnu - fungující biologická denitrifikace a systém odstraňování fosforu pro městské odpadní vody, uvolňování fosforu a absorpci fosforu obecně trvá 1,5 až 2,5 hodiny a 2,0 až 3,0 hodiny. Celkově se zdá, že proces uvolňování fosforu je důležitější. Proto věnujeme více pozornosti retenční době odpadních vod v anaerobní části. Pokud je HRT v anaerobní části příliš krátký, nezaručuje efektivní uvolnění fosforu. Kromě toho nemohou bakterie fakultativní okyselit v kalu plně rozkládat makromolekulární organickou hmotu v odpadních vodách do nízkého - mastných kyselin, které mohou být absorbovány fosfátem - akumulující bakterie, což také ovlivní uvolňování fosforu. Pokud je HRT příliš dlouhý, není to nutné. Zvýší kapitálové investice a provozní náklady a může také mít některé vedlejší účinky. Stručně řečeno, uvolňování fosforu a absorpce fosforu jsou dva vzájemně související procesy. Teprve po dostatečném uvolňování anaerobního fosforu může fosfát - akumulovat bakterie lépe absorbovat fosfor v aerobní části. Pouze v případě, že fosfát - hromadí bakterie, mají dobrou absorpci fosforu, mohou uvolnit nadměrný fosfor v anaerobní části. Správná regulace bude tvořit ctnostný cyklus. Data získaná ze skutečné provoz určité rostliny jsou: HRT anaerobní sekce je 1 hodina a 15 minut až 1 hodinu a 45 minut a HRT aerobní části je 2 hodiny až 3 hodiny a 10 minut.

(10) poměr reflow (r)

Nejdůležitějším bodem pro proces A/O k zajištění účinku odstraňování fosforu je umožnit systémovému kalu „nést“ dostatečně rozpuštěný kyslík v provzdušňovací nádrži do sekundární sedimentační nádrže. Účelem je zabránit tomu, aby kaly uvolnily fosfor kvůli anaerobním podmínkám v sekundární sedimentační nádrži. Pokud však kalu nelze rychle propustit a bahenní vrstva v sedimentační nádrži je příliš silná, bez ohledu na to, jak vysoká je, nemůže zaručit, že kalem nebude uvolňovat fosfor anaerobně.