Den tradisjonelle aktiverte slamprosessen er den eldste brukte, svært effektive til å fjerne organisk materiale. I løpet av de siste 20 årene har trusselen om overgjødsling blitt stadig mer alvorlig, og fjerning av nitrogen og fosfor har blitt et sentralt mål for avløpsvannbehandling. Dette har ført til fremveksten av den forbedrede aktiverte slamprosessen, AO -prosessen og AAO -prosessen. Det er to typer AO -prosesser: den anaerobe - aerob -prosessen for fosforfjerning og den anoksiske - aerob prosess for fjerning av nitrogen. AAO -prosessen fjerner både nitrogen og fosfor.
1. AAO -prosessprinsipp og prosess
A - a - o biologisk nitrogen og fosforfjerningsprosess kombinerer den tradisjonelle aktiverte slamprosessen, biologisk nitrifisering og denitrifisering, og biologisk fosforfjerning. Innenfor denne prosessen fjernes BOD, SS og forskjellige former for nitrogen og fosfor samtidig. Det aktiverte slammet i dette systemet er primært sammensatt av nitrifiserende, denitrifiserende og fosfat - akkumulerende bakterier. Forpliktede anaerobe og generelle obligatoriske aerobe bakterier elimineres i stor grad av prosessen. I den aerobe seksjonen omdanner nitrifiserende bakterier ammoniakal nitrogen i det påvirkende og ammoniakale nitrogenet dannet av ammoniakk av organisk nitrogen til nitrater gjennom biologisk nitrifisering. I det anoksiske avsnittet konverterer denitrifiserende bakterier nitrater introdusert ved intern resirkulering til nitrogengass gjennom biologisk denitrifisering, som slipper ut i atmosfæren, og dermed oppnår nitrogenfjerning. I det anaerobe avsnittet frigjør fosfat - akkumulerende bakterier fosfor og absorberer lett nedbrytbart organisk stoff som lave - nivå fettsyrer. I det aerobe avsnittet absorberer fosfat - akkumulerende bakterier overflødig fosfor og fjerner det gjennom utslipp av overflødig slam.
Alle tre typer bakterier som er nevnt ovenfor har funksjonen å fjerne BOD, men denitrifiserende bakterier er faktisk det primære BOD -fjerningsmiddelet. Prosessen med å fjerne disse forskjellige stoffene kan intuitivt illustreres med prosessens karakteristiske kurve vist på figuren. Etter at avløpsvannet kommer inn i luftingstanken, reduseres BOD -konsentrasjonen gradvis når fosfat - akkumulerer bakterier absorberer det, denitrifiserende bakterien bruker den, og aerob biologisk nedbrytning skjer i den aerobe seksjonen. I det anaerobe seksjonen øker TP -konsentrasjonen gradvis på grunn av frigjøring av fosfor med fosfat - som akkumulerer bakterier, og når toppen i den anoksiske delen. I den anoksiske sonen antas det generelt at fosfat - akkumulerer bakterier verken absorberer eller frigjør fosfor, og fosforfosfatet (TP) forblir stabilt. I den aerobe sonen avtar TP raskt på grunn av fosfor - akkumulerende bakterieabsorpsjon. I de anaerobe og anoksiske sonene reduseres ammoniakk nitrogenkonsentrasjoner jevnlig, og i den aerobe sonen avtar ammoniakknitrogen gradvis etter hvert som nitrifisering skrider frem. I den anoksiske sonen stiger No₃ - n konsentrasjoner øyeblikkelig, først og fremst på grunn av introduksjonen av store mengder No₃ - n ved intern resirkulering. Når denitrifisering skrider frem, avtar imidlertid nitratkonsentrasjonen raskt. I den aerobe sonen øker No₃ - n konsentrasjoner gradvis etter hvert som nitrifisering skrider frem.
2. Effektivitet av AAO -biologiske nitrogen- og fosforfjerningssystemer
A - a - o biologisk nitrogen og fosforfjerningsprosess kan kontrolleres for å prioritere fjerning av fosfor. I dette tilfellet kan effektiviteten av fosforfjerning overstige 90%, men effektiviteten av nitrogenfjerning vil være veldig lav. Hvis kontrollert for å prioritere fjerning av nitrogen, kan effektiviteten av nitrogenfjerning som overstiger 80% oppnås, mens fjerning av fosfor ofte er under 50%. Under optimal drift kan både nitrogen- og fosforfjerningseffektivitet over 60% oppnås samtidig, men å opprettholde høy nitrogenfjerningseffektivitet, samtidig som den oppnår høy fosforfjerningseffektivitet ikke er mulig. Under drift kan bare en av disse to metodene prioriteres; Balansering begge vil føre til lav effektivitet.
Denne prosessen har potensial til å redusere avløpsvann TP til mindre enn 2 mg/l og TN til mindre enn 9 mg/l, men den krever god design og grundig operativ styring. Mange renseanlegg i utlandet som bruker denne prosessen fokuserer først og fremst på fjerning av nitrogen, samtidig som de vurderer fjerning av fosfor. Hvis avløpsvann TP overstiger standarden, brukes kjemisk fosforfjerning som et supplement.
3. AAO Process Control -parametere
1. Hovedfaktorer som påvirker nitrifikasjonseffektiviteten
1.1 Faktorer som påvirker nitrifiserende bakterier
en. Temperatur: Den optimale temperaturen for nitrifiserende bakterier er 30 grader til 35 grader. Nedre temperaturer (12 grader til 14 grader) bremser nitrifiseringsreaksjonen og fører til nitrittakkumulering.
b. Oppløst oksygen: Toleransegrensen for nitrifiserende bakterier er 0,5 mg/l til 0,7 mg/l. Generelt bør oppløst oksygen i nitrifikasjonssonen opprettholdes ved rundt 2 mg/l.
c. PH: Nitrifiserende bakterier er veldig følsomme for pH -svingninger, og det optimale området er mellom 7,5 og 8,5. Høyere alkalinitet er å foretrekke under nitrifisering.
d. Toksiske stoffer: For store konsentrasjoner av NH3-N og tungmetaller kan forstyrre cellemetabolismen, svekke bakteriell oksidasjonskapasitet og hemme nitrifiseringsprosessen.
e. Slamalder: Dette bør bestemmes basert på generasjonsperioden med nitrittbakterier. Lengre slamalder kan øke nitrifiseringskapasiteten.
1.2 Faktorer som påvirker denitrifiserende bakterier
en. Temperatur: Den optimale temperaturen for denitrifiserende bakterier er 35 grader til 45 grader. Når temperaturen synker, kan den hydrauliske retensjonstiden økes på riktig måte.
b. Oppløst oksygen: Oppløst oksygen skal kontrolleres strengt under 0,5 mg/l.
c. PH: Det optimale området er mellom 6,5 og 7,5. Denitrifisering kan fylle på noe av alkaliniteten som er tapt under nitrifisering.
d. Karbonkilde: Når C/N -forholdet i kildevannet er for lavt, for eksempel når BOD/TKN -forholdet er<3-6, an external carbon source is required. Methanol or fecal water is generally used.
2. Faktorer som påvirker fjerning av fosfor
en. Temperatur: Fosforfjerning er normal innenfor et temperaturområde fra 5 til 30 grader.
b. Oppløst oksygen: Oppløst oksygen skal kontrolleres strengt under 0,2 mg/l i den anaerobe sonen og rundt 2,0 mg/l i den aerobe sonen.
c. PH: Fosforfjerningseffektivitet i det biologiske tjernet vil bli betydelig redusert når pH er<6.5.
d. Karbonkilde: BOD -belastningen i kildevannet må oppfylle et BOD/TP -forhold> 15.
e. Slamalder: Jo kortere slamalderen, jo høyere fosforinnhold i slammet, jo større mengde gjenværende slam som slippes ut, og desto bedre er fosforfjerningseffekten.
3. Testing av den operative ytelsen til det aktiverte slambehandlingssystemet
Følgende er rutinemessige testelementer for det aktiverte slambehandlingssystemet.
1. Parametere som gjenspeiler behandlingseffektivitet: Total BOD5, CODCR og SS i påvirkning og avløpsvann.
2. Parametere som gjenspeiler slamtilstand: slaminnstillingsforhold (SV%), MLSS, MLVSS, SVI, oppløst oksygen (DO) og mikrobiell mikroskopi.
3. Parametere som gjenspeiler ernæringsmessige og miljøforhold: nitrogen, fosfor, pH, vanntemperatur, etc.
4. AAO -prosessavvik og mottiltak
1. Slambulking
Fenomen: slam vanskeligheter med å bosette seg, økt SVI, løs slamstruktur, volumutvidelse, økt vanninnhold, mindre supernatant og fargevariasjon er alle eksempler på slambulking.
Årsaker: slambulking kan være forårsaket av spredning av filamentøse bakterier eller en unormal økning i bundet vann i slammet; overdreven karbohydrater i vannet, mangel på næringsstoffer som N, P og Fe; utilstrekkelig oppløst oksygen; høy vanntemperatur eller lav pH, som lett kan føre til spredning av filamentøse bakterier; og overbelastning og overdreven slamalder, noe som kan føre til spredning av filamentøse bakterier. Tiltak: øke luftingen; rettidig slamfjerning; Øk mengden av returslam.
2. Oppløsning
Symptomer: Turgete vannkvalitet, fragmenterte slamflokker og forringende behandlingsytelse er tegn på slamoppløsning.
Årsak: Feil drift, for eksempel overdreven lufting, forstyrrer den biologiske (næringsstoff) balansen i aktivert slam, reduserer mikrobiell biomasse og inaktivering, senker adsorpsjonskapasiteten, krympende flokkstørrelse og økende tetthet. Tilstedeværelsen av giftige stoffer hemmer eller skader mikroorganismer, reduserer eller stopper rensingsevner og forårsaker inaktivering av slam.
Tiltak: Årsaken kan generelt bestemmes gjennom mikroskopisk observasjon. Hvis et operativt problem blir identifisert, bør avløpsvolumet, returslamvolum, luftvolum, slamutladningsstatus og flere indikatorer som SV, MLSS, DO og NS sjekkes og justeres deretter. Hvis giftige stoffer bekreftes å være forurenset med avløpsvann, bør det betraktes som resultatet av ny industrielt avløpsvann. Kilden skal identifiseres og behandles i samsvar med nasjonale utslippsstandarder.
3. Slam flytende
Fenomen: Slam flyter i den sekundære sedimentasjonstanken i klumper.
Årsak: Slam i luftingstanken er for gammel; Nitrifisering utvikler seg raskt, noe som forårsaker denitrifisering i bunnen av tanken, noe som resulterer i en reduksjon i slam relativ tetthet og flytende i klumper.
Tiltak: Øk slamavkastningsstrømmen eller omgående slammet slam; Reduser slamkonsentrasjonen i blandet brennevin, forkort slamalderen og reduser oppløst oksygen, og forhindrer nitrifisering.
4. Flytende slam i avløpet
Fenomen: Flytende slam i den sekundære sedimentasjonstanken forårsaker grumsete vannkvalitet og betydelig forhøyede SS -verdier.
Årsak: for høy aktivert slam SVI -verdier, noe som resulterer i dårlig avgjørende ytelse; overdreven vannstrøm til sedimenteringstanken, som overstiger designbelastningen, noe som resulterer i en forkortet hydraulisk retensjonstid; og forhøyet oppløst oksygen (DO) i avløpet fra den biologiske tanken.
Tiltak: Utløpslam omgående, øke slamreturstrømmen; Kontroller vannstrømmen til innløpsrommet og juster vannstrømmen til sedimentasjonstanken; og redusere lufting i den aerobe delen av den biologiske tanken.