1. organisk stof
(1) Næringsstoffer
Generelt kan næringsstoffer, såsom ammoniak og fosfor i spildevand, imødekomme behovene for mikroorganismer og er i overskud. Når industrielt spildevand tegner sig for en stor andel, skal der imidlertid rettes opmærksomheden på, om forholdet mellem kulstof, nitrogen og fosfor opfylder 100: 5: 1. Hvis der mangler nitrogen i spildevandet, kan ammoniumsalte normalt tilsættes. Hvis der er mangel på fosfor i spildevand, kan fosforsyre eller fosfater normalt tilsættes
(2) ph
PH -værdien af spildevand er neutral, generelt 6,5 ~ 7,5. Et lille fald i pH kan skyldes anaerob gæring i spildevandsrørledningen. Et stort fald i pH i regntiden er ofte forårsaget af urban syre regn, som er især fremtrædende i kombinerede kloaksystemer. Pludselig og store ændringer i pH, uanset om det er en stigning eller fald, er normalt forårsaget af udledning af store mængder industrielt spildevand. For at justere pH -værdien af spildevand tilsættes natriumhydroxid eller svovlsyre normalt, men dette vil øge omkostningerne ved spildevandsbehandling i høj grad.
(3) Olie og fedt
Når olieindholdet i spildevand er højt, reduceres luftningsudstyrets luftningseffektivitet. Hvis luftningsvolumen ikke øges, reduceres behandlingseffektiviteten, men øget luftningsvolumen øger uundgåeligt spildevandsbehandlingsomkostningerne. Derudover vil et højt olieindhold i spildevand også reducere afviklingsydelsen af aktiveret slam. I alvorlige tilfælde vil det forårsage hævelse i slam, hvilket resulterer i overdreven SS i spildevandet. For indflydelse med et højt olieindhold er det nødvendigt at tilføje en oliefjerningsenhed i forbehandlingsafsnittet.
(4) temperatur
Indflydelsen af temperatur på den aktiverede slamproces er meget omfattende. For det første påvirker temperaturen aktiviteten af mikroorganismer i det aktiverede slam. Om vinteren, når temperaturen er lav, hvis der ikke træffes nogen lovgivningsmæssige foranstaltninger, vil behandlingseffekten falde. For det andet vil temperaturen påvirke separationsydelsen for den sekundære sedimentationstank. For eksempel vil temperaturændringer medføre, at sedimenteringstanken producerer densitetsstrømning, hvilket resulterer i korte - omslutning; Temperaturreduktion reducerer sedimentationsydelsen for aktiveret slam på grund af øget viskositet; Temperaturændringer vil påvirke effektiviteten af luftningssystemet. Når temperaturen stiger om sommeren, vil det være vanskeligt at iltes på grund af faldet i opløst iltmætningskoncentration, hvilket resulterer i et fald i luftningseffektivitet og et fald i lufttætheden. Hvis luftforsyningsvolumen skal forblive uændret, skal luftforsyningsvolumen øges.
2. Overdreven ammoniaknitrogen
Ammoniaknitrogenfjernelse fra spildevand involverer primært nitrifikation, baseret på den traditionelle aktiverede slamproces. Dette involverer anvendelse af forsinket luftning til at reducere systembelastningen.
Årsagerne til overdreven ammoniaknitrogen i spildevand involverer mange aspekter, hovedsageligt inklusive:
(1) Slambelastning og slamalder
Biologisk nitrifikation er en lav - belastningsproces, og f/m er generelt 0,05 ~ 0,15 kgbod/kgmlvss · d. Jo lavere belastning, jo mere komplet er nitrificeringen, og jo højere er effektiviteten af NH3-N til NO3-N-konvertering. Tilsvarende den lave belastning er SRT for det biologiske nitrifikationssystem generelt længere, fordi genereringscyklussen for nitrificerende bakterier er længere. Hvis slamretentionstiden for det biologiske system er for kort, det vil sige, er SRT for kort, når slamkoncentrationen er lav, kan nitrificerende bakterier ikke dyrkes, og en god nitrifikationseffekt kan ikke opnås. Kontrollen af SRT afhænger af faktorer såsom temperatur. For biologiske systemer med deammonificering som hovedformål kan SRT normalt tages som 11 ~ 23D.
(2) Reflow -forhold
Reflow -forholdet mellem det biologiske nitrifikationssystem er generelt større end for den traditionelle aktiverede slamproces. Dette skyldes hovedsageligt, at det aktiverede slamblandede spiritus af det biologiske nitrifikationssystem allerede indeholder en stor mængde nitrat. Hvis reflow -forholdet er for lille, forbliver det aktiverede slam i den sekundære sedimentationstank i lang tid, hvilket er let at forårsage denitrifikation og forårsage slam flydende. Reflow -forholdet styres normalt til 50 ~ 100%.
(3) Hydraulisk retentionstid
Den hydrauliske retentionstid for den biologiske nitrifikationsluftningstank er også længere end for den aktiverede slamproces og bør være mindst 8 timer. Dette skyldes hovedsageligt, at nitrifikationshastigheden er meget lavere end fjernelseshastigheden for organiske forurenende stoffer, så der kræves en længere reaktionstid.
(4) BOD5/TKN
TKN henviser til summen af organisk nitrogen og ammoniak i vand. BOD5/TKN i spildevand er en vigtig faktor, der påvirker nitrifikationseffekten. Jo større BOD5/TKN, jo mindre er andelen af nitrificerende bakterier i aktiveret slam, jo lavere er nitrificeringshastigheden og jo lavere nitrificeringseffektivitet under de samme driftsbetingelser; Omvendt, jo mindre BOD5/TKN, jo højere er nitrificeringseffektiviteten. Driftspraksis for mange spildevandsbehandlingsanlæg har fundet, at det optimale interval af BOD5/TKN -værdi er ca. 2 ~ 3.
(5) Nitrifikationshastighed
En speciel procesparameter for det biologiske nitrifikationssystem er nitrifikationshastigheden, der henviser til mængden af ammoniak, der er omdannet pr. Enhedsvægt af aktiveret slam pr. Dag. Størrelsen af nitrifikationshastigheden afhænger af mange faktorer, såsom andelen af nitrificerende bakterier i aktiveret slam og spildevandstemperatur. Den typiske værdi er 0,02GNH3-N/GMLVSS · D.
(6) Opløst iltnitrifiserende bakterier er obligatoriske aerobe bakterier. De stopper deres livsaktiviteter, når ilt er fraværende. Oxygenoptagelseshastigheden for nitrificerende bakterier er meget lavere end den for bakterier, der nedbryder organisk stof. Hvis der ikke opretholdes tilstrækkeligt ilt, vil nitrificerende bakterier ikke være i stand til at "konkurrere" om det ilt, de har brug for. Derfor skal det opløste ilt i den aerobe zone af den biologiske pool holdes over 2 mg/l. I særlige tilfælde skal det opløste iltindhold øges.
(7) Temperaturnitrificerende bakterier er også meget følsomme over for temperaturændringer. Når spildevandstemperaturen er under 15 grader, falder nitrifikationshastigheden markant. Når spildevandstemperaturen er under 5 grader, stopper deres fysiologiske aktiviteter fuldstændigt. Om vinteren er fænomenet overdreven ammoniaknitrogen i spildevandsbehandlingsanlægget, især i nordlige regioner, mere åbenlyst.
(8) pH -nitrificerende bakterier er meget følsomme over for pH. Deres biologiske aktivitet er stærkest i pH -området fra 8 til 9. Når pH er<6.0 or >9.6 vil den biologiske aktivitet af nitrifying bakterier blive hæmmet og har en tendens til at stoppe. Derfor bør pH af den blandede opløsning af det biologiske nitrifikationssystem kontrolleres for at være større end 7,0.
3. overdreven total nitrogen
Spildevandsdeammonificering er baseret på den biologiske nitrifikationsproces og tilføjer den biologiske denitrifikationsproces. Denitrificeringsprocessen henviser til den biokemiske reaktionsproces, hvor nitrater i spildevand reduceres til nitrogengas ved mikroorganismer under anoxiske forhold.
Årsagerne til det overdrevne samlede nitrogen i spildevand involverer mange aspekter, hovedsageligt inklusive:
(1) Slambelastning og slamalder
Da biologisk nitrifikation er forudsætningen for biologisk denitrifikation, kan kun god nitrifikation opnå effektiv og stabil denitrifikation. Derfor skal deammonificeringssystemet også vedtage lav belastning eller ultra - lav belastning og høj slamalder.
(2) internt og eksternt recirkulationsforhold
Den eksterne recirkulation af det biologiske denitrificeringssystem er mindre end for det enkle biologiske nitrifikationssystem. Dette skyldes hovedsageligt, at det meste af ammoniakken i spildevandet er blevet fjernet, og NO3-N-koncentrationen i den sekundære sedimentationstank er ikke høj. Relativt set er risikoen for slam, der flyder i den sekundære sedimentationstank på grund af denitrifikation, meget lille. På den anden side er slamafgørelseshastigheden i denitrificeringssystemet relativt hurtigt. Under forudsætningen for at sikre den krævede retur slamkoncentration kan returforholdet reduceres for at forlænge opholdstiden for spildevand i luftningstanken.
For et brønd - fungerende spildevandsrensningsanlæg kan det eksterne returforhold kontrolleres under 50%. Det interne returforhold styres generelt mellem 300 og 500%.
(3) denitrificeringshastighed
Denitrificeringshastigheden henviser til mængden af nitrat denitrificeret pr. Enhed med aktiveret slam pr. Dag. Denitrificeringshastigheden er relateret til faktorer såsom temperatur, og den typiske værdi er 0,06 ~ 0,07Gno3-N/GMLVSS · D.
(4) opløst ilt i den anoxiske zone
Til denitrifikation håber det, at DO er så lavt som muligt, fortrinsvis nul, så de denitrifying -bakterier "fuldt ud" udfører denitrificering og forbedrer denitrificeringseffektiviteten. Fra den faktiske drift af spildevandsrensningsanlægget er det dog stadig vanskeligt at kontrollere DO i den anoxiske zone under 0,5 mg/L, hvilket påvirker den biologiske denitrifikationsproces og påvirker således det samlede nitrogenindeks for spildevandet.
(5) BOD5/TKN
Fordi denitrificering af bakterier denitrificerer og fjerner ammoniak i processen med at nedbryde organisk stof, skal der være tilstrækkeligt organisk stof i spildevandet, der kommer ind i den anoxiske zone for at sikre den glatte fremgang ved denitrificering. På grund af forsinkelsen i konstruktionen af understøttende rørnetværk i mange spildevandsbehandlingsanlæg er BOD5, der kommer ind i anlægget, lavere end designværdien, mens indikatorer som nitrogen og fosfor er ækvivalent til eller højere end designværdierne, hvilket gør kulstofkilden for påvirkningen, der ikke kan imødekomme, at imødekomme kulstofkilden efter denitrifikation og også forårsage den samlede nitrogen i den effektive til at overskride standard.
(6) Ph
Denitrificering af bakterier er ikke så følsomme over for pH -ændringer som nitrificerende bakterier. De kan udføre normal fysiologisk metabolisme i pH-området 6-9, men det optimale pH-interval for biologisk denitrifikation er 6,5-8,0.
(7) Temperatur
Selvom denitrificering af bakterier ikke er så følsomme over for temperaturændringer som nitrificerende bakterier, vil denitrificeringseffekten også ændre sig med temperaturændringer. Jo højere temperatur, jo højere er denitrificeringshastigheden. Ved 30-35 grad når denitrifikationshastigheden sit maksimum. Når temperaturen er lavere end 15 grader, falder denitrificeringshastigheden markant, og når den når 5 grader, vil denitrificering have en tendens til at stoppe. For at sikre denitrificeringseffekten om vinteren er det derfor nødvendigt at øge SRT, øge slamkoncentrationen eller øge antallet af driftspuljer.
4. TP overstiger standarden
Ved fjernelse af biologisk fosfor frigøres fosfor af polyphosphatbakterier under anaerobe forhold og absorberes overdreven under aerobe forhold. Årsagerne til den overdrevne TP for spildevand forårsaget af fjernelse af fosfor ved at udlede phosphor - rig overskydende slam involverer mange aspekter, hovedsageligt inklusive:
(1) Temperatur
Effekten af temperatur på fjernelse af fosfor er ikke så åbenlyst som på den biologiske denitrifikationsproces. Inden for et bestemt temperaturområde kan biologisk fjernelse af fosfor fungere med succes, når temperaturændringen ikke er særlig stor. Eksperimenter viser, at temperaturen for biologisk fjernelse af fosfor skal være større end 10 grader, fordi vækstraten for polyphosphatbakterier vil bremse ved lave temperaturer.
(2) pH -værdi
Når pH er mellem 6,5-8,0, forbliver fosforindholdet og fosforabsorptionshastigheden for polyphosphatmikroorganismer stabile. Når pH -værdien er lavere end 6,5, falder fosforabsorptionshastigheden kraftigt. Når pH -værdien pludselig falder, stiger koncentrationen af fosfor i både de aerobe og anaerobe zoner kraftigt. Jo større pH -fald, jo større er frigivelsen. Dette indikerer, at frigivelsen af fosfor forårsaget af pH -faldet ikke er en fysiologisk og biokemisk reaktion af polyphosphatbakterierne på pH -ændringen, men en rent kemisk "syreopløsning" -effekt. Desuden, jo større den anaerobe frigivelse forårsaget af pH -faldet, jo lavere er den aerobe fosforabsorptionskapacitet. Dette indikerer, at frigivelsen forårsaget af pH -faldet er destruktivt og ineffektivt. Når pH stiger, er der en lille absorption af fosfor.
(3) opløst ilt
Hvert milligram molekylært ilt kan forbruge 1,14 mg bionedbrydeligt CODCR, hvilket hæmmer væksten af polyphosphatorganismer og gør det vanskeligt at opnå den forventede fosforfjernelseseffekt. Den anaerobe zone skal opretholde en lavere opløst iltværdi for at lette fermenteringen og syreproduktionen af anaerobe bakterier og derved gøre det muligt for polyphosphatbakterier at frigive fosfor bedre. Derudover er mindre opløst ilt mere befordrende for at reducere forbruget af let nedbrydeligt organisk stof, hvilket gør det muligt for polyphosphatbakterier at syntetisere mere PHB.
I den aerobe zone er det nødvendigt med mere opløst ilt for at lette nedbrydningen af lagrede PHB -stoffer med polyphosphatbakterier for at opnå energi til at absorbere opløst phosphat i spildevand til at syntetisere cellulært polyphosphat. DO i den anaerobe zone styres under 0,3 mg/l, og DO i den aerobe zone kontrolleres over 2 mg/l for at sikre den glatte fremskridt med anaerob fosforfrigivelse og aerob fosforabsorption.
(4) Nitratnitrogen i anaerobe tanke
Tilstedeværelsen af nitratnitrogen i den anaerobe zone forbruger organiske underlag og hæmmer frigivelsen af fosfor ved PAO og påvirker derved absorptionen af fosfor ved polyphosphatbakterier under aerobe forhold. På den anden side vil tilstedeværelsen af nitratnitrogen blive brugt af Aeromonas som en elektronacceptor til denitrifikation og derved påvirker dens fermenterings- og syreproduktion ved hjælp af fermenteringsmellemprodukter som elektronacceptorer og hæmmer derved phosphorfrigørelsen og fosforabsorptionskapaciteten af PAO og syntesekapaciteten af PHB. Hvert milligram nitratnitrogen kan forbruge 2,86 mg bionedbrydeligt CODCR, hvilket resulterer i inhibering af anaerob phosphorfrigivelse, som generelt styres under 1,5 mg/l.
(5) Slamalder
Da det biologiske fosforfjernelsessystem hovedsageligt fjerner fosfor ved at udlede overskydende slam, bestemmer mængden af overskydende slam fosforfjernelseseffekten af systemet, og længden af slamalderen har en direkte indflydelse på udledningen af overskydende slam og slamets fosforoptagelse. Jo kortere slamalder, jo bedre er fosforfjernelseseffekten. Dette skyldes, at reduktion af slamalderen kan øge udledningen af overskydende slam og mængden af fosfor, der fjernes i systemet, og derved reducere fosforindholdet i spildevandet af den sekundære sedimentationstank. For biologiske behandlingsprocesser, der samtidig fjerner fosfor og denitrify, kontrolleres slamalderen imidlertid ofte til at være relativt stort for at imødekomme vækstkravene til nitrificerende og denitrificerende bakterier. Dette er grunden til, at fosforfjerningseffekten er vanskelig at være tilfredsstillende. Generelt styres slamalderen for biologiske behandlingssystemer til fjernelse af fosfor ved 3,5 ~ 7D.
(6) CODCR/TP
I den biologiske fosforfjernelsesproces for spildevand er typen og indholdet af den organiske matrix i det anaerobe afsnit og forholdet mellem de næringsstoffer, der kræves af mikroorganismer og fosforindholdet i spildevandet vigtige faktorer, der påvirker den fosforfjernelseseffekt. Når forskellige organiske stoffer bruges som matrix, er den anaerobe frigivelse og aerob optagelse af fosfor forskellige. Mindre, let nedbrydelige organiske stoffer (såsom flygtige fedtsyrer) anvendes let af PAB'er, som nedbryder polyphosphaterne, der er lagret i deres kroppe til at frigive fosfor, hvilket resulterer i en stærkere evne til at inducere phosphorfrigivelse. Imidlertid er højere molekylvægt, tilbagevendende organisk stof mindre effektiv til at inducere PAB'er til at frigive fosfor. Jo mere komplet phosphorfrigivelsen i den anaerobe fase, jo større er fosforoptagelsen i den aerobe fase. Endvidere bruges energien, der genereres af PAB'er under anaerob phosphorfrigivelse, primært til at absorbere lav - molekylær - vægt organiske underlag, der tjener som fundamentet for deres overlevelse under anaerobe forhold. Derfor er tilstedeværelsen af tilstrækkeligt organisk stof i påvirkningen en afgørende faktor i den vellykkede overlevelse af PAB'er under anaerobe forhold. Det antages generelt, at et CODCR/TP -forhold i påvirkningen skal være større end 15 for at sikre tilstrækkeligt underlag til PAB'er til at opnå optimal fosforfjernelse.
(7) RBCODCR (let nedbrydelig CODCR)
Undersøgelser har vist, at når let nedbrydelige kulstofkilder, såsom eddikesyre, propionsyre og myresyre, anvendes som fosfor frigørelsessubstrater, er phosphorfrigørelseshastigheden relativt høj. Frigørelseshastigheden er uafhængig af substratkoncentrationen og er kun relateret til koncentrationen af aktiveret slam og sammensætningen af mikroorganismer. Phosphorfrigivelsen forårsaget af denne type substrat kan udtrykkes ved en nul - ordrereaktionsligning. Andre organiske stoffer skal omdannes til så små molekyler af let nedbrydelige kulstofkilder for at blive brugt af polyphosphatbakterier. Polyphosphatbakterier kan derefter bruge dem til stofskifte.
(8) Glykogen
Glykogen er en forgrenet makromolekylær polysaccharid sammensat af flere glukosemolekyler og er en opbevaringsform af intracellulært sukker. Glykogen dannes i polyphosphatbakterier under aerobe forhold og opbevarer energi. Under anaerobe forhold metaboliseres det til dannelse af NADH, råmaterialet til syntese af PHA'er og giver energi til metabolismen af polyphosphatbakterier. Derfor, under forsinket luftning eller overoxidation, vil fosforfjernelseseffekten være meget dårlig, fordi overdreven luftning vil forbruge en del af glycogenet i polyphosphatbakterierne under aerobe forhold, hvilket resulterer i utilstrækkelig NADH, råmaterialet til dannelse af PHA'er under anaerobe forhold.
(9) Hrt
For et brønd - fungerer biologisk denitrificering og fosforfjernelsessystem til byspil, phosphorfrigivelse og fosforabsorption generelt tager generelt 1,5 til 2,5 timer og 2,0 til 3,0 timer. Generelt ser det ud til, at phosphorfrigivelsesprocessen er vigtigere. Derfor er vi mere opmærksomme på opbevaringstiden for spildevand i det anaerobe afsnit. Hvis HRT i det anaerobe afsnit er for kort, garanterer den ikke effektiv frigivelse af fosfor. Derudover kan de fakultative forsurende bakterier i slammet ikke fuldt ud dekomponere det makromolekylære organiske stof i spildevandet til lav - niveau fedtsyrer, der kan absorberes af phosphatet - akkumulerende bakterier, som også vil påvirke frigivelsen af phosphorus. Hvis HRT er for lang, er det ikke nødvendigt. Det vil øge kapitalinvesteringerne og driftsomkostningerne og kan også producere nogle bivirkninger. Kort sagt er phosphorfrigivelse og fosforabsorption to indbyrdes forbundne processer. Først efter tilstrækkelig anaerob frigivelse af fosfor kan phosphatet - akkumulere bakterier bedre absorbere fosfor i det aerobe afsnit. Først når phosphatet - akkumulerer bakterier har god fosforabsorption, kan de frigive overdreven fosfor i det anaerobe afsnit. Korrekt regulering vil danne en dydig cyklus. De data, der er opnået fra den faktiske drift af en bestemt plante, er: HRT for det anaerobe afsnit er 1 time og 15 minutter til 1 time og 45 minutter, og HRT for det aerobe afsnit er 2 timer til 3 timer og 10 minutter.
(10) Reflow Ratio (R)
Det vigtigste punkt for A/O -processen for at sikre, at fosforfjernelseseffekten er at lade systemets slam "bære" nok opløst ilt i luftningstanken ind i den sekundære sedimentationstank. Formålet er at forhindre, at slammet frigiver fosfor på grund af anaerobe tilstande i den sekundære sedimentationstank. Men hvis slammet ikke kan udledes hurtigt, og mudderlaget i sedimentationstanken er for tyk, uanset hvor højt gøren er, kan det ikke garantere, at slammet ikke frigiver fosforanaerobt.