Plan for igangsetting av biokjemisk kloakksystem (II)

Kapittel 3 Biologisk enhet idriftsettelse

⑴ Igangsettingstrinn

① Tilsett aktivert slam fra eksterne kilder til den aerobe tanken med et volum på 0,01-0,05 av tankkapasiteten.

② Tilsett avløpsvann til den aerobe tanken med et volum på 1/5-1/3 av tankens kapasitet, og fyll deretter på med vann fra springen. Kontroller pH til aerobe tankvann til 7 eller litt over. Siden forurensningskonsentrasjonen i tanken er høy på dette tidspunktet, er det ikke nødvendig å tilsette næringsstoffer eller en karbonkilde.

③ Start viften og luft (kontinuerlig lufting uten vann) i 8 timer. Stopp deretter luftingen og la tanken sette seg i 0,5 timer. Fortsett deretter luftingen. Etter hver 8. time, stopp luftingen og la tanken sette seg i 0,5 timer før luftingen gjenopptas. Etter en dag med lufting, tilsett en liten mengde avløpsvann fra reguleringstanken.

④ Under lufteprosessen, hold innholdet av oppløst oksygen i den aerobe tanken mellom 2 og 4 mg/L og test slamavsetningsforholdet. Hvis verdien gradvis synker, indikerer det at slammet har festet seg til fyllstoffet.

⑤ Daglig, tilsett passende sporelementer og skift ut omtrent en-tredjedel av tankens avløpsvannvolum. Etter flere dager med lufting, bunnfelling og etterfylling av avløpsvann, fortsett å vanne med 1/3 til 1/2 av den beregnede strømningshastigheten.

⑥ Akklimatisering og bakteriedyrking foregår samtidig. Generelt vil en tynn film være synlig på overflaten av pakningsmaterialet etter en uke.

⑦ Hvis biofilmen prolifererer normalt, etter ca. 7 dager, vil en del av avløpet fra den aerobe tanken strømme inn i sedimentasjonstanken, mens en del fortsatt vil strømme tilbake til utjevningstanken. Kontinuerlig vanninn- og utstrømning kan deretter gjenopptas.

⑧ Etter omtrent 20 dager vil det dannes et lag med oransje-svart biofilm på pakningsmaterialet, og vann kan tilsettes med den beregnede strømningshastigheten.

⑨ Under disse forholdene kan stabil drift opprettholdes i omtrent en måned. På dette tidspunktet er biofilmdannelse i hovedsak fullført, og mikrobiell spredning begynner. Overvåk nøye endringer i vannkvaliteten i denne perioden for å unngå plutselige endringer i belastningen som kan påvirke den biokjemiske tanken.

⑩ Over tid begynner biofilmen å metaboliseres, den gamle biofilmen begynner å løsne, og suspenderte faste stoffer vises i avløpet, noe som markerer slutten på biofilmdannelsesfasen og gjenopptakelsen av normal drift.

⑵Prosesskontrollbetingelser

①Oppløst oksygen

Under aktivslamprosessen må en viss konsentrasjon av oppløst oksygen opprettholdes. Utilstrekkelig oksygentilførsel (lave nivåer av oppløst oksygen) vil påvirke den normale metabolske aktiviteten til aktiverte slammikroorganismer, redusere rensekapasiteten og lette veksten av filamentøse bakterier, noe som fører til slambulking. Opprettholdelse av et passende nivå av oppløst oksygen i luftetanken er generelt kontrollert til 1-4 mg/l. Under normale forhold anbefales et DO-nivå på 2 mg/l ved luftetankens utløp.

② Temperatur

Det optimale temperaturområdet for aktiverte slammikroorganismer er 15-30 grader. Vanligvis kan vanntemperaturer under 10 grader påvirke funksjonen til aktivert slam negativt. Men hvis vanntemperaturen senkes sakte, slik at mikroorganismene gradvis kan tilpasse seg denne endringen-en prosess kjent som temperaturakklimatisering, kan effektive behandlingsresultater oppnås ved å implementere visse tekniske tiltak, som å redusere slambelastningen, øke konsentrasjonen av aktiv slam og oppløst oksygen og forlenge luftetiden.

③ Næringsstoffer

Nitrogen- og fosforbehovet til aktivslammikroorganismer kan beregnes ved å bruke BOD:N:P-forholdet på 100:5:1. Men i realiteten er de mikrobielle kravene også knyttet til mengden av overflødig slam, det vil si slamalderen og den mikrobielle veksthastigheten.

④ pH

Optimal pH for aktivslammikroorganismer er mellom 6,5 og 8,5. Hvis pH synker under 4,5, forsvinner protozoer og sopp blir dominerende, noe som lett fører til at slam bulker og påvirker effektiviteten av aktivert slambehandling alvorlig. Når pH overstiger 9,0, påvirkes den mikrobielle metabolske hastigheten.

⑤ Giftige stoffer (hemmere)

Det er mange stoffer som er giftige eller hemmende for mikroorganismer. Disse kan grovt deles inn i uorganiske stoffer som tungmetaller, cyanid, H₂S, halogenelementer og deres forbindelser, og organiske forbindelser som fenoler, alkoholer, aldehyder og brensel.

Giftvirkningene av giftige stoffer er også relatert til faktorer som pH, vanntemperatur, oppløst oksygen, tilstedeværelsen av andre giftige stoffer, og antall mikroorganismer.

⑥ Organisk lastehastighet

Organic Oxygen Depletion (BOD) slambelastning er en nøkkelfaktor som påvirker nedbrytningen av organiske forurensninger og veksten av aktivert slam. En høyere BOD-slambelastning vil akselerere nedbrytningen av organiske forurensninger og veksten av aktivert slam; en lavere BIR-slambelastning vil bremse begge hastighetene.

⑦ Returforhold for slam

Oppretthold en passende mengde slam i systemet og kontroller slamreturforholdet. Avhengig av driftsmodus bør avkastningsgraden være mellom 0-100 %, men generelt ikke mindre enn 30-50 %.

⑴ Igangsettingstrinn

① Sprøyt aktivert slam inn i den anaerobe tanken som frøslam. Mengden slam som injiseres skal nå 10 % av normal vannstand i den anaerobe tanken.

② Sprøyt inn kloakk i den anaerobe tanken til ca. 40 % av det normale driftsvannstanden, dvs. at kloakken pluss aktivert slam skal nå 50 % av normal vannstand i den anaerobe tanken.

③ Start viften for å holde avløpsvannet i tanken omrørt for å forhindre at slammet legger seg til bunnen. La de anaerobe bakteriene vokse og formere seg naturlig. Tilsett avløpsvann til den anaerobe tanken annenhver dag, fyll den til 5 % av tanknivået hver gang.

④ Under den anaerobe inkubasjonsfasen, analyser avløpsvannets CODcr, ammoniakknitrogen og totalt fosfor daglig. Hold CODcr over 300 mg/l, ammoniakknitrogen over 2,5 mg/l og total fosfor over 0,5 mg/l.

⑤ Etter at avløpsvannet i tanken når driftsnivået, hvis analyseresultatene viser at CODcr og ammoniakknitrogennivåer er minst 20 % lavere enn tilløpsvannet, noe som indikerer at anaerobe bakterier har dannet seg, vil slaminkubasjons- og akklimatiseringsfasen begynne.

⑥ Under slamtilvenningsfasen, tilsett og fjern vann fra tanken kontinuerlig. Hold innflytelsesraten på omtrent 10 % av den normale innflytelsesraten. Øk innflytelsesraten én gang om dagen med 10 % hver gang.

⑦ Under slamakklimatiseringsfasen, analyser CODcr og ammoniakknitrogeninnholdet i avløpsvannet daglig. Hvis CODcr og ammoniakknitrogen i avløpet er minst 30 % lavere enn i tilløpsvannet, har anaerobe bakterier etablert seg og normal drift kan gjenopptas.

⑵Prosesskontrollbetingelser

① Temperatur

Basert på de tre forskjellige mesofile anaerobe bakteriene (termofile ved 5-20 grader, mesofile ved 20-42 grader, og mesofile ved 42-75 grader), er prosessen kategorisert i lavtemperatur anaerobe (15-20 grader), mesofile (500 grader) og mesofile (500 grader). anaerobe prosesser. Temperatur er spesielt viktig for anaerobe reaksjoner. Når temperaturen faller under den optimale nedre grensen, reduseres effektiviteten med 11 % for hvert fall på 1 grad. Innenfor området ovenfor har små temperatursvingninger på 1-3 grader liten innvirkning på den anaerobe reaksjonen. Imidlertid kan for store (raske) temperatursvingninger redusere slamaktiviteten og føre til syreakkumulering.

② pH-verdi

Den anaerobe hydrolyse- og forsuringsprosessen har et relativt løst pH-område, noe som betyr at pH-verdien til syre-produserende bakterier bør kontrolleres innen 4-7 grader. Den fullstendig anaerobe reaksjonen krever imidlertid streng pH-kontroll, med den metanogene reaksjonen kontrollert innenfor et område på 6,5-8,0, med et optimalt område på 6,8-7,2. En pH under 6,3 eller over 7,8 reduserer metanogenhastigheten.

③ Oksidasjon-Reduksjonspotensial

Oksydasjons-reduksjonspotensialet under hydrolysefasen varierer fra -100 til +100 mV, mens det optimale oksidasjons-reduksjonspotensialet under den metanogene fasen varierer fra -150 til -400 mV. Derfor bør oksygeninnholdet introdusert i innløpet kontrolleres for å forhindre at det påvirker den anaerobe reaktoren negativt.

④ Næringsstoffer

Næringsforholdet i den anaerobe reaktoren er C:N:P=(350-500):5:1.

⑤ Giftige og skadelige stoffer

Det er tre typer skadelige stoffer som hemmer og påvirker anaerobe reaksjoner:

1. Uorganiske stoffer: Disse inkluderer ammoniakk, uorganiske sulfider, salter og tungmetaller, med sulfater og sulfider som de mest hemmende.

2. Organiske forbindelser: Disse inkluderer ikke-polare organiske forbindelser, inkludert fem kategorier: flyktige fettsyrer (VFA), ikke-polare fenolforbindelser, tanniner, aromatiske aminosyrer og karamellforbindelser.

3. Xenobiotiske forbindelser: Disse inkluderer klorerte hydrokarboner, formaldehyd, cyanid, vaskemidler og antibiotika.

⑴ Inokulum

① Kilde til inokulum: Disse kommer primært fra forskjellige slam, for eksempel slam fra anaerobe, anoksiske eller aerobe reaktorer i eksisterende kloakkrenseanlegg, slam akkumulert i kloakk, septiktanker, elver eller kloakkdammer, og bunnslam fra landlige biogasskokere.

② Grunnleggende krav til inokulumet: Det må inneholde en mikrobiell populasjon tilpasset de spesifikke avløpsvannkvalitetsegenskapene; de inokulerte mikroorganismene (eller slammet) må ha tilstrekkelig metabolsk aktivitet; slammet bør inneholde et høyt antall mikroorganismer, og proporsjonene av ulike mikroorganismer bør balanseres.

③ Inokuleringsmetode: Beregnet etter volum er mengden tilsatt inokulumslam vanligvis 10 % til 30 %. Hvis det beregnes basert på VSS for blandingsvæsken etter inokulering, bør inokulumslammengden være 5 til 10 kg VSS/m³.

⑵ Oppstart

Når hydrolyse- og forsuringstanken er fullastet med inokulumslam, tilføres kloakk og avløpsvann i kontrollerte partier, og den innledende driften av den anoksiske hydrolysereaktoren startes ved bruk av en metode for intermitterende drift. Etter at hvert parti med avløpsvann kommer inn, gjennomgår reaktoren anoksisk metabolisme i statisk tilstand (eller, hvis det er hensiktsmessig, sirkulert og omrørt gjennom en tilbakeløpsanordning). Dette gjør at inokulumslammet eller proliferert slam midlertidig kan aggregere eller feste seg til fyllstoffoverflaten i stedet for å gå tapt med vannet. Etter flere dager med anoksisk reaksjon (tiden som kreves varierer med vannkvaliteten og konsentrasjonen av inokulumslam), brytes det meste av det organiske materialet ned, og deretter tilføres den andre satsen avløpsvann. Ved intermitterende drift med batchvanntilsig kan tilløpskonsentrasjonen eller andelen industriavløpsvann gradvis økes, og reaksjonstiden kan gradvis forkortes inntil systemet er fullt tilpasset kloakk- og avløpsvannkvaliteten og kan fungere kontinuerlig.

⑶ Prosesskontrollbetingelser

①pH 4-6. ②Oppløst oksygen 0,2-0,5 mg/l. ③ Temperatur 15-40 grader.

Kapittel 4 Igangkjøring av fysisk-kjemiske enheter

⑴Prinsipp

Under renseprosessen tilsettes kjemikalier til kloakken som blander kloakken og kjemikalier, og får dermed de kolloidale stoffene i vannet til å koagulere eller flokkulere. Denne kombinerte prosessen kalles koagulering.

Koagulasjons- og sedimenteringsbehandlingsprosessen inkluderer kjemisk tilsetning, blanding, reaksjon og sedimentasjonsseparasjon.

①Dosering

Koagulasjonsfremstillings- og tilsetningsmetoder kan deles inn i tørr og våt tilsetning.

1. Tørr tilsetning: Dette innebærer å tilsette kjemikaliet direkte til vannet som behandles. Tørr tilsetning er arbeidskrevende-, vanskelig å kontrollere doseringen og krever høye standarder for blandeutstyr. Foreløpig er denne metoden sjelden brukt i Kina.

2. Våtdosering: Dette innebærer først å forberede reagensen til en løsning med en viss konsentrasjon før den tilsettes til det behandlede avløpsvannet. Våtdosering er lett å kontrollere og gir god doseringsjevnhet. Det kan gjøres ved hjelp av utstyr som målepumper, vannutkastere og sifondosering.

② Blanding

Blanding refererer til prosessen der reagenset hydrolyseres etter å ha blitt tilsatt til avløpsvannet, og genererer motsatt ladede kolloider som kommer i kontakt med kolloidene og suspendert materiale i vannet, og danner fine flokker (ofte kjent som alunflokker).

Blandeprosessen er fullført på omtrent 10-30 sekunder. Blanding krever omrøring, som kan oppnås gjennom hydraulisk eller mekanisk blanding. Hydraulisk blanding oppnås vanligvis gjennom rør---type, perforert plate eller virvelblandingsmetoder. Mekanisk blanding kan bruke omrøring med variabel-hastighet og blandetanker av pumpetype.

③ Reaksjon

Etter at blandingen er fullført i blande- og reaksjonsutstyret, har det dannet seg fine flokker i vannet, men de har ennå ikke nådd en partikkelstørrelse som er egnet for naturlig bunnfelling. Oppgaven til reaksjonsutstyret er å gradvis aggregere de små flokkene til større for lettere sedimentering. Reaksjonsutstyret krever en viss oppholdstid og passende røreintensitet for å tillate små flokker å kollidere med hverandre og forhindre at store flokker setter seg. Imidlertid vil overdreven røreintensitet bryte opp de genererte flokkene, og jo større flokkene er, jo lettere er de å bryte. Derfor avtar røreintensiteten langs vannstrømmens retning i reaksjonsutstyret.

④ Sedimentering

Etter kjemisk tilsetning, blanding og reaksjon fullfører avløpsvannet flokkuleringsprosessen og går inn i sedimentasjonstanken for å separere slam-vann. Sedimentasjonstanker kan ta i bruk forskjellige strømningstyper, inkludert horisontal strømning, radiell strømning, vertikal strømning og skrå platestrøm.

⑵ Vanlig brukte uorganiske koagulanter

① Aluminiumsulfat [Al2(SO4)3·18H2O]

Fast aluminiumsulfat forekommer i flak-, granulær- eller pulverform. Det uttrykkes vanligvis ved innholdet av aluminiumoksid, Al2O3, som er omtrent 17%. Den tilsynelatende tettheten til pulverisert aluminiumsulfat er omtrent 1000 kg/m3. Flytende aluminiumsulfat uttrykkes også i form av innholdet av aluminiumoksid (Al2O3). Konsentrasjonen er typisk 8%-8,5%, som er 48%-49% av dens pulverform, noe som betyr at hver liter vandig løsning inneholder 630-650 g Al2(SO4)3·18H2O.

Det optimale pH-området for koagulering er: for fargefjerning er pH-området 5-6; for fjerning av turbiditet er pH-området mellom 6-8. Det optimale pH-området for produksjon er generelt 6,5-7,5. På grunn av den lave relative tettheten til aluminium, er fnuggene som dannes av aluminiumssalter lette og løse, noe som gjør det mindre sannsynlig at de danner store, tunge og lett synkende partikler, spesielt om vinteren når vanntemperaturene er lave.

② Polyaluminiumklorid [Aln(OH)m·Cl₃n-m]

Også kjent som basisk aluminiumklorid, er dette en uorganisk polymerkoagulant med overlegen ytelse i forhold til aluminiumsulfat. Under samme vannkvalitet er doseringen lavere enn for aluminiumsulfat, og dens tilpasningsevne til et bredere pH-område er også akseptabelt, fra 5-9. Det er effektivt for behandling av høy-turbiditet og lavtemperaturvann, har lav korrosivitet, er lett å administrere og har en lav kostnad.

③ Jernklorid [FeCl3·6H2O]

Fast jern(III)klorid fremstår som et gulaktig-brunt, lett utflytende krystallinsk stoff. Den har et bredt pH-område (mellom 6 og 8,4) og danner større, tyngre og tettere flokker enn aluminiumssalter. Effektiviteten til å behandle vann med lav-temperatur eller lav-turbiditet er overlegen sulfater. Imidlertid er dens ulemper dens sterke korrosivitet og hygroskopiske deliquesce.

④ Jernholdig sulfat [FeSO4·7H2O]

Gjennomsiktige grønne krystaller, ofte kjent som grønn vitriol. Bruken er mindre påvirket av vanntemperaturen, og flokkene den danner er store, tunge og synker lett. Den egner seg best for råvann med høy turbiditet, høy alkalitet og pH på 8,5-9,5. Jernsulfat som brukes til koagulering kan farge det behandlede vannet, spesielt når Fe2+ reagerer med fargede kolloider i vannet, og produserer mørkere oppløste produkter som kan påvirke vannets brukbarhet. Derfor, når man bruker jern(II)sulfat som koagulant ved lav pH, brukes klor ofte for å oksidere det toverdige jernet (Fe2+) til treverdig jern (Fe3+).

⑶ Vanlige organiske polymerkoagulanter

① Tilsetning av polymerkoagulerende hjelpemidler

Vanlige koagulasjonshjelpemidler inkluderer aktivert kiselsyre, polyakrylamid, gelatin, natriumalginat, etc.

Tilsetningsrekkefølge: Tilsett først koaguleringsmidlet, deretter koaguleringsmiddelet, med et intervall på 30-60 sekunder mellom dem.

② Tilsetning av syrer og alkalier

Justerer hovedsakelig vannets pH for å oppnå optimal pH for koagulering.

③ Tilsetning av oksidanter

Hensikten er å oksidere hydrofile organiske urenheter og forbedre koagulasjonseffektiviteten. Oksidasjoner som brukes inkluderer klor, blekepulver og ozon.

④ Kontakt flokkuleringsmetode

Dette er utført i avklaringen. Høy-konsentrasjonsslam, aktivert slam eller antrasitt brukes som kontaktflokkuleringsmedium i klaringsapparatet for kontaktflokkulering. Dette forbedrer kjerneflokkuleringsfunksjonen, akselererer flokkuleringshastigheten av suspenderte faste stoffer og kolloider i vannet, og forbedrer adsorpsjonen av urenheter.

⑤ Delvis retur av bunnlagt slam

Sedimentert slam inneholder fortsatt en liten mengde flokkuleringsmiddel. Tilbakeføring av en del av det sedimenterte slammet utnytter koagulanten fullt ut og fungerer også som et koagulasjonshjelpemiddel, og forsterker flokkuleringseffekten.

⑥ Endring av koagulantdoseringsmetoden

1. Tilsett koagulanten på en gang;

2. Legg til i partier;

3. Tilsett hele koaguleringsmidlet til en del av vannet, bland grundig og bland deretter med en annen porsjon vann uten koaguleringsmiddel.

⑷ Igangsettingstrinn

① Pilottest

1. Analyser vannkvaliteten basert på kloakkkarakteristikkene.

2. Utfør begertester regelmessig basert på vannkvaliteten for å velge passende parametere som koagulanttype, dosering, pH-verdi, vanntemperatur og blandehastighet.

②Prosessfeilsøking

1. Juster pH i det innstrømmende avløpsvannet for å møte koagulasjonsforholdene.

2. Observer tilstedeværelsen av alunflokker og juster doseringen av koaguleringsmiddel og koaguleringsmiddel.

3. Observer tilløps- og avløpsytelsen og juster doseringen av koagulanten.

⑸Hovedkontrollparametre

①pH

I hvilken grad pH i vannet påvirker koagulasjonen varierer avhengig av typen koagulant.

1. Når du bruker aluminiumsulfat for å fjerne turbiditet i vann, er det optimale pH-området mellom 6,5 og 7,5; når den brukes til fargefjerning, er pH-området mellom 4,5 og 5.

2. Ved bruk av jernsalter er det optimale pH-området mellom 6,0 og 8,4, som er bredere enn for aluminiumsulfat.

3. Ved bruk av jernsulfat kan Fe₃⁺ kun raskt danne Fe₃⁺ når pH er > 8,5 og det er tilstrekkelig med oppløst oksygen i vannet, noe som kompliserer utstyr og drift. Av denne grunn brukes ofte kloreringsoksidasjon.

4. Koagulasjonseffekten til polymerkoagulanter, spesielt organiske polymerkoagulanter, påvirkes mindre av pH.

② Vanntemperatur

Vanntemperatur har en betydelig innvirkning på koagulasjonseffektiviteten. Hydrolysen av uorganiske saltkoagulanter er en endoterm reaksjon som gjør hydrolyse vanskelig ved lave vanntemperaturer. Spesielt aluminiumsulfat hydrolyserer veldig sakte ved vanntemperaturer under 5 grader. Videre hindrer lavt vannvolum og høy viskositet flokkulering av destabiliserte kolloidpartikler, hindrer flokkulentdannelse og på sin side kompromitterer effektiviteten av påfølgende sedimentasjonsbehandling. Forbedringer inkluderer tilsetning av polymerkoagulanter eller bruk av flotasjon i stedet for sedimentering som en påfølgende behandling.

③ Koaguleringsmiddel og dosering

For eventuell koagulasjonsbehandling av avløpsvann må optimal koagulant og dosering bestemmes eksperimentelt. Typiske doseringsområder er: 10-30 mg/L for vanlige jern- og aluminiumsalter; 1/3-1/2 det for polysalter; og 1-5 mg/L for organiske polymerkoagulanter. For høy dosering kan lett føre til restabilisering av kolloider.

④ Agitasjonsintensitet og agitasjonstid

Omrøringsintensitet uttrykkes ofte i form av hastighetsgradient G. Under blandingsstadiet må koaguleringsmidlet og avløpsvannet blandes raskt og jevnt. Dette krever en G på 500-1000 s⁻¹ og en røretid på 10-30 s⁻¹. Under reaksjonsstadiet er det nødvendig å skape tilstrekkelige kollisjonsmuligheter og gunstige adsorpsjonsforhold for flokkvekst samtidig som man forhindrer oppløsning av små flokker. Derfor bør røreintensiteten reduseres gradvis, og reaksjonstiden bør forlenges. De tilsvarende G- og t-verdiene bør være henholdsvis mellom 20-70 s⁻¹ og 15-30 minutter. For å bestemme de optimale prosessforholdene anbefales generelt en koagulasjonssimuleringstest ved bruk av begerrøremetoden.