1. Materia orgánica
(1) Nutrientes
En general, los nutrientes como el amoníaco y el fósforo en las aguas residuales pueden satisfacer las necesidades de los microorganismos y están en exceso. Sin embargo, cuando las aguas residuales industriales representan una gran proporción, se debe prestar atención a calcular si la relación entre el carbono, el nitrógeno y el fósforo se reúnen 100: 5: 1. Si hay una falta de nitrógeno en las aguas residuales, generalmente se pueden agregar sales de amonio. Si hay una falta de fósforo en las aguas residuales, generalmente se puede agregar ácido fosfórico o fosfatos
(2) PH
El valor de pH de las aguas residuales es neutral, generalmente 6.5 ~ 7.5. Una ligera disminución en el pH puede deberse a la fermentación anaeróbica en la tubería de aguas residuales. Una gran disminución en el pH durante la temporada de lluvias a menudo es causada por la lluvia ácida urbana, que es particularmente prominente en los sistemas combinados de alcantarillado. Los cambios repentinos y grandes en el pH, ya sea un aumento o disminución, generalmente son causados por la descarga de grandes cantidades de aguas residuales industriales. Para ajustar el valor de pH de las aguas residuales, generalmente se agrega hidróxido de sodio o ácido sulfúrico, pero esto aumentará en gran medida el costo del tratamiento de aguas residuales.
(3) Aceite y grasa
Cuando el contenido de aceite en aguas residuales es alto, la eficiencia de aireación del equipo de aireación se reducirá. Si el volumen de aireación no aumenta, la eficiencia del tratamiento se reducirá, pero aumentar el volumen de aireación inevitablemente aumentará el costo del tratamiento de aguas residuales. Además, un alto contenido de aceite en aguas residuales también reducirá el rendimiento de asentamiento del lodo activado. En casos severos, causará hinchazón de lodo, lo que dará como resultado un SS excesivo en el efluente. Para influyente con un alto contenido de aceite, es necesario agregar un dispositivo de eliminación de aceite en la sección de pretratamiento.
(4) Temperatura
La influencia de la temperatura en el proceso de lodo activado es muy extensa. Primero, la temperatura afecta la actividad de los microorganismos en el lodo activado. En invierno, cuando la temperatura es baja, si no se toman medidas regulatorias, el efecto del tratamiento disminuirá. En segundo lugar, la temperatura afectará el rendimiento de separación del tanque de sedimentación secundaria. Por ejemplo, los cambios de temperatura harán que el tanque de sedimentación produzca un flujo de densidad, lo que resulta en circuito corto -; La reducción de la temperatura reducirá el rendimiento de sedimentación del lodo activado debido al aumento de la viscosidad; Los cambios de temperatura afectarán la eficiencia del sistema de aireación. Cuando la temperatura aumenta en verano, será difícil oxigenarse debido a la disminución de la concentración de saturación de oxígeno disuelto, lo que resulta en una disminución en la eficiencia de aireación y una disminución de la densidad del aire. Si el volumen de suministro de aire permanece sin cambios, el volumen de suministro de aire debe aumentarse.
2. Nitrógeno de amoníaco excesivo
La eliminación de nitrógeno de amoníaco de las aguas residuales implica principalmente nitrificación, basada en el proceso tradicional de lodo activado. Esto implica el uso de la aireación tardía para reducir la carga del sistema.
Las razones del nitrógeno de amoníaco excesivo en efluentes implican muchos aspectos, principalmente que incluyen:
(1) Edad de carga de lodo y lodos
La nitrificación biológica es un proceso de carga - bajo, y F/M es generalmente 0.05 ~ 0.15kgbod/kgmlvss · d. Cuanto menor sea la carga, más completa es la nitrificación y mayor es la eficiencia de la conversión NH3-N a NO3-N. En correspondencia con la baja carga, la SRT del sistema de nitrificación biológica es generalmente más largo porque el ciclo de generación de bacterias nitrificantes es más largo. Si el tiempo de retención de lodo del sistema biológico es demasiado corto, es decir, el SRT es demasiado corto, cuando la concentración de lodo es baja, las bacterias nitrificantes no se pueden cultivar y no se puede obtener un buen efecto de nitrificación. El control de SRT depende de factores como la temperatura. Para los sistemas biológicos con desammonificación como propósito principal, el SRT generalmente se puede tomar como 11 ~ 23d.
(2) Relación de reflujo
La relación de reflujo del sistema de nitrificación biológica es generalmente más grande que la del proceso de lodo activado tradicional. Esto se debe principalmente a que el licor de lodo activado mixto del sistema de nitrificación biológica ya contiene una gran cantidad de nitrato. Si la relación de reflujo es demasiado pequeña, el lodo activado permanecerá en el tanque de sedimentación secundario durante mucho tiempo, lo cual es fácil de causar la desnitrificación y causar el flujo de lodo. La relación de reflujo generalmente se controla a 50 ~ 100%.
(3) Tiempo de retención hidráulica
El tiempo de retención hidráulico del tanque de aireación de nitrificación biológica también es más largo que el del proceso de lodo activado y debe ser al menos 8 h. Esto se debe principalmente a que la tasa de nitrificación es mucho más baja que la tasa de eliminación de los contaminantes orgánicos, por lo que se requiere un tiempo de reacción más largo.
(4) BOD5/TKN
TKN se refiere a la suma de nitrógeno orgánico y amoníaco en el agua. BOD5/TKN en aguas residuales es un factor importante que afecta el efecto de nitrificación. Cuanto mayor sea BOD5/TKN, menor es la proporción de bacterias nitrificantes en el lodo activado, menor es la tasa de nitrificación y menor es la eficiencia de nitrificación en las mismas condiciones de funcionamiento; Por el contrario, cuanto más pequeña sea BOD5/TKN, mayor será la eficiencia de nitrificación. La práctica operativa de muchas plantas de tratamiento de aguas residuales ha encontrado que el rango óptimo del valor BOD5/TKN es de aproximadamente 2 ~ 3.
(5) tasa de nitrificación
Un parámetro de proceso especial del sistema de nitrificación biológica es la tasa de nitrificación, que se refiere a la cantidad de amoníaco convertido por unidad de peso de lodo activado por día. El tamaño de la tasa de nitrificación depende de muchos factores, como la proporción de bacterias nitrificantes en el lodo activado y la temperatura de las aguas residuales. El valor típico es 0.02GNH3-N/GMLVSS · D.
(6) Las bacterias nitrificantes de oxígeno disueltas son bacterias aeróbicas obligadas. Detienen sus actividades de vida cuando el oxígeno está ausente. La tasa de absorción de oxígeno de las bacterias nitrificantes es mucho más baja que la de las bacterias que descomponen la materia orgánica. Si no se mantiene suficiente oxígeno, las bacterias nitrificantes no podrán "competir" por el oxígeno que necesitan. Por lo tanto, el oxígeno disuelto en la zona aeróbica de la piscina biológica debe mantenerse por encima de 2 mg/L. En casos especiales, el contenido de oxígeno disuelto debe aumentarse.
(7) Las bacterias nitrificantes de temperatura también son muy sensibles a los cambios de temperatura. Cuando la temperatura de las aguas residuales es inferior a 15 grados, la tasa de nitrificación disminuirá significativamente. Cuando la temperatura de las aguas residuales es inferior a 5 grados, sus actividades fisiológicas se detendrán por completo. Por lo tanto, en invierno, el fenómeno del nitrógeno de amoníaco excesivo en el efluente de las plantas de tratamiento de aguas residuales, especialmente en las regiones del norte, es más obvio.
(8) Las bacterias nitrificantes de pH son muy sensibles al pH. Su actividad biológica es más fuerte en el rango de pH de 8 a 9. Cuando el pH es<6.0 or >9.6, la actividad biológica de las bacterias nitrificantes se inhibirá y tenderá a detenerse. Por lo tanto, el pH de la solución mixta del sistema de nitrificación biológica debe controlarse para que sea mayor que 7.0.
3. Nitrógeno total excesivo
La modmonificación de aguas residuales se basa en el proceso de nitrificación biológica y agrega el proceso de desnitrificación biológica. El proceso de desnitrificación se refiere al proceso de reacción bioquímica en el que los nitratos en aguas residuales se reducen a gas nitrógeno por microorganismos en condiciones anóxicas.
Las razones del nitrógeno total excesivo en el efluente implican muchos aspectos, principalmente que incluyen:
(1) Edad de carga de lodo y lodos
Dado que la nitrificación biológica es el requisito previo para la desnitrificación biológica, solo una buena nitrificación puede lograr una desnitrificación eficiente y estable. Por lo tanto, el sistema de desammonificación también debe adoptar una carga baja o ultra - de baja carga y alta edad del lodo.
(2) relación de recirculación interna y externa
La recirculación externa del sistema de desnitrificación biológica es más pequeña que la del sistema de nitrificación biológica simple. Esto se debe principalmente a que se ha eliminado la mayor parte del amoníaco en las aguas residuales y la concentración de NO3-N en el tanque de sedimentación secundaria no es alta. Hablando relativamente, el riesgo de que floten el lodo en el tanque de sedimentación secundario debido a la desnitrificación es muy pequeño. Por otro lado, la tasa de asentamiento de lodo en el sistema de desnitrificación es relativamente rápida. Bajo la premisa de garantizar la concentración de lodos de retorno requerida, la relación de retorno puede reducirse para extender el tiempo de residencia de las aguas residuales en el tanque de aireación.
Para una planta de tratamiento de aguas residual en funcionamiento de Well -, la relación de retorno externa se puede controlar por debajo del 50%. La relación de retorno interna generalmente se controla entre 300 y 500%.
(3) tasa de desnitrificación
La tasa de desnitrificación se refiere a la cantidad de nitrato denitrificado por unidad de lodo activado por día. La tasa de desnitrificación está relacionada con factores como la temperatura, y el valor típico es 0.06 ~ 0.07GNO3-N/GMLVSS · D.
(4) oxígeno disuelto en la zona anóxica
Para la desnitrificación, se espera que DO sea lo más bajo posible, preferiblemente cero, de modo que las bacterias desnitrificantes puedan "completamente" llevar a cabo la desnitrificación y mejorar la eficiencia de la desnitrificación. Sin embargo, desde la operación real de la planta de tratamiento de aguas residuales, todavía es difícil controlar el DO en la zona anóxica por debajo de 0.5 mg/L, lo que afecta el proceso de desnitrificación biológica y, por lo tanto, afecta el índice de nitrógeno total del efluente.
(5) BOD5/TKN
Debido a que las bacterias desnitrificantes denitrifican y eliminan el amoníaco en el proceso de descomposición de la materia orgánica, debe haber suficiente materia orgánica en las aguas residuales que ingresan a la zona anóxica para garantizar el progreso suave de la desnitrificación. Debido al retraso en la construcción de redes de tuberías de soporte en muchas plantas de tratamiento de aguas residuales, el BOD5 que ingresa a la planta es más bajo que el valor de diseño, mientras que los indicadores como el nitrógeno y el fósforo son equivalentes o superiores a los valores de diseño, lo que hace que la fuente de carbono del influyente no pueda satisfacer la demanda de la fuente de carbono de la denitrificación, y que también provocan el nitrógeno total en el efluente que exceda el estándar.
(6) PH
Las bacterias desnitrificantes no son tan sensibles a los cambios de pH como las bacterias nitrificantes. Pueden llevar a cabo un metabolismo fisiológico normal en el rango de pH de 6-9, pero el rango de pH óptimo para la desnitrificación biológica es 6.5-8.0.
(7) Temperatura
Aunque las bacterias desnitrificantes no son tan sensibles a los cambios de temperatura como las bacterias nitrificantes, el efecto de desnitrificación también cambiará con los cambios de temperatura. Cuanto mayor sea la temperatura, mayor es la tasa de desnitrificación. Con 30-35 grados, la tasa de desnitrificación alcanza su máximo. Cuando la temperatura es inferior a 15 grados, la tasa de desnitrificación disminuirá significativamente, y cuando alcance 5 grados, la desnitrificación tenderá a detenerse. Por lo tanto, para garantizar el efecto de desnitrificación en invierno, es necesario aumentar la SRT, aumentar la concentración de lodo o aumentar el número de grupos operativos.
4. TP excede el estándar
En la eliminación de fósforo biológico, el fosforus se libera por bacterias polifosfato en condiciones anaeróbicas y se absorbe excesivamente en condiciones aeróbicas. Las razones del TP excesivo del efluente causado por la eliminación del fósforo al descargar fósforo - El exceso de lodos rico implica muchos aspectos, principalmente incluyendo:
(1) Temperatura
El efecto de la temperatura sobre la eliminación de fósforo no es tan obvio como el del proceso de desnitrificación biológica. Dentro de un cierto rango de temperatura, la eliminación de fósforo biológico puede funcionar con éxito cuando el cambio de temperatura no es muy grande. Los experimentos muestran que la temperatura para la eliminación de fósforo biológico debe ser mayor de 10 grados, porque la tasa de crecimiento de las bacterias polifosfato se reducirá a bajas temperaturas.
(2) Valor de pH
Cuando el pH está entre 6.5-8.0, el contenido de fósforo y la tasa de absorción de fósforo de los microorganismos de polifosfato permanecen estables. Cuando el valor de pH es inferior a 6.5, la velocidad de absorción de fósforo cae bruscamente. Cuando el valor de pH cae repentinamente, la concentración de fósforo en las zonas aeróbicas y anaeróbicas aumenta bruscamente. Cuanto mayor sea la caída de pH, mayor será la liberación. Esto indica que la liberación de fósforo causado por la caída del pH no es una reacción fisiológica y bioquímica de las bacterias polifosfato al cambio de pH, sino un efecto de "disolución ácido" puramente químico. Además, cuanto mayor es la liberación anaeróbica causada por la caída del pH, menor es la capacidad de absorción de fósforo aeróbico. Esto indica que la liberación causada por la caída del pH es destructiva e ineficaz. Cuando el pH aumenta, hay una ligera absorción de fósforo.
(3) oxígeno disuelto
Cada miligramo de oxígeno molecular puede consumir 1,14 mg de CODCR biodegradable, lo que inhibe el crecimiento de los organismos polifosfatos y dificulta lograr el efecto esperado de eliminación de fósforo. La zona anaeróbica debe mantener un valor de oxígeno disuelto más bajo para facilitar la fermentación y la producción de ácido de bacterias anaerobias, lo que permite que las bacterias polifosfato liberen mejor fósforo. Además, el oxígeno menos disuelto es más propicio para reducir el consumo de materia orgánica fácilmente degradable, permitiendo así a las bacterias polifosfato para sintetizar más PHB.
En la zona aeróbica, se necesita un oxígeno más disuelto para facilitar la descomposición de sustancias PHB almacenadas por bacterias polifosfato para obtener energía para absorber fosfato disuelto en aguas residuales para sintetizar el polifosfato celular. El DO en la zona anaerobia se controla por debajo de 0.3 mg/L, y el DO en la zona aeróbica se controla por encima de 2 mg/L para garantizar el progreso suave de la liberación de fósforo anaerobio y la absorción de fósforo aeróbico.
(4) Nitrógeno de nitrato en tanques anaeróbicos
La presencia de nitrógeno de nitrato en la zona anaeróbica consume sustratos orgánicos e inhibe la liberación de fósforo por PAO, lo que afecta la absorción de fósforo por bacterias polifosfato en condiciones aeróbicas. Por otro lado, la presencia de nitrógeno de nitrato será utilizada por Aeromonas como un aceptador de electrones para la desnitrificación, afectando así su fermentación y producción de ácido utilizando intermedios de fermentación como aceptores de electrones, inhibiendo así la liberación de fósforo y la capacidad de absorción de fósforo de PAO y la capacidad de síntesis de la FB. Cada miligramo de nitrógeno de nitrato puede consumir 2.86 mg de CODCR biodegradable, lo que resulta en la inhibición de la liberación de fósforo anaeróbico, que generalmente se controla por debajo de 1.5 mg/L.
(5) Edad del lodo
Dado que el sistema de eliminación de fósforo biológico elimina principalmente el fósforo al descargar exceso de lodo, la cantidad de lodos excesivos determina el efecto de eliminación de fósforo del sistema, y la longitud de la edad del lodo tiene un impacto directo en la descarga de exceso de lodo y la actualización del fósforo del lodgio. Cuanto más corta sea la edad del lodo, mejor será el efecto de eliminación de fósforo. Esto se debe a que reducir la edad del lodo puede aumentar la descarga de lodo excesivo y la cantidad de fósforo eliminada en el sistema, reduciendo así el contenido de fósforo en el efluente del tanque de sedimentación secundario. Sin embargo, para los procesos de tratamiento biológico que eliminan simultáneamente el fósforo y denitrifican, la edad del lodo a menudo se controla para que sea relativamente grande para cumplir con los requisitos de crecimiento de las bacterias nitrificantes y desnitrificantes. Es por eso que el efecto de eliminación de fósforo es difícil de ser satisfactorio. En general, la edad del lodo de los sistemas de tratamiento biológico para la eliminación de fósforo se controla a 3.5 ~ 7d.
(6) CODCR/TP
En el proceso de eliminación de fósforo biológico de las aguas residuales, el tipo y el contenido de la matriz orgánica en la sección anaeróbica y la relación de los nutrientes requeridos por los microorganismos con el contenido de fósforo en las aguas residuales son factores importantes que afectan el efecto de eliminación del fósforo. Cuando se usa una materia orgánica diferente como matriz, la liberación anaeróbica y la absorción aeróbica de fósforo son diferentes. La materia orgánica más pequeña y fácilmente degradable (como los ácidos grasos volátiles) se utiliza fácilmente por PAB, que descomponen los polifosfatos almacenados en sus cuerpos para liberar fósforo, lo que resulta en una capacidad más fuerte para inducir la liberación del fósforo. Sin embargo, el mayor peso molecular, la materia orgánica recalcitrante es menos efectiva para inducir PAB a liberar fósforo. Cuanto más completa es la liberación de fósforo durante la fase anaeróbica, mayor es la absorción de fósforo durante la fase aeróbica. Además, la energía generada por las PAB durante la liberación de fósforo anaerobio se usa principalmente para absorber los sustratos orgánicos de peso - -} de peso, que sirven como base para su supervivencia en condiciones anaeróbicas. Por lo tanto, la presencia de suficiente materia orgánica en el influyente es un factor crucial en la supervivencia exitosa de PAB en condiciones anaeróbicas. En general, se cree que una relación CODCR/TP en el influyente debe ser mayor de 15 para garantizar un sustrato suficiente para que los PAB logren la eliminación óptima de fósforo.
(7) RBCODCR (CODCR fácilmente degradable)
Los estudios han demostrado que cuando las fuentes de carbono fácilmente degradables, como el ácido acético, el ácido propiónico y el ácido fórmico, se usan como sustratos de liberación de fósforo, la tasa de liberación de fósforo es relativamente alta. La tasa de liberación es independiente de la concentración del sustrato y solo está relacionada con la concentración de lodo activado y la composición de microorganismos. La liberación de fósforo causada por este tipo de sustrato puede expresarse mediante una ecuación de reacción de orden cero -. Otra materia orgánica debe convertirse en moléculas tan pequeñas de fuentes de carbono fácilmente degradables para ser utilizadas por bacterias polifosfato. Las bacterias polifosfato pueden usarlas para el metabolismo.
(8) glucógeno
El glucógeno es un polisacárido macromolecular ramificado compuesto por múltiples moléculas de glucosa y es una forma de almacenamiento de azúcar intracelular. El glucógeno se forma en bacterias polifosfato en condiciones aeróbicas y almacena energía. En condiciones anaeróbicas, se metaboliza para formar NADH, la materia prima para la síntesis de PHA y proporciona energía para el metabolismo de las bacterias polifosfato. Por lo tanto, bajo una aireación retardada o sobreoxidación, el efecto de eliminación de fósforo será muy pobre porque la aireación excesiva consumirá parte del glucógeno en las bacterias polifosfato en condiciones aeróbicas, lo que resulta en NADH insuficiente, la materia prima para la formación de PHA en condiciones anaeróbicas.
(9) TRH
Para un sistema de desnitrificación biológica y eliminación de fósforo en funcionamiento de Well - para las aguas residuales urbanas, la liberación de fósforo y la absorción de fósforo generalmente llevan 1.5 a 2.5 horas y 2.0 a 3.0 horas, respectivamente. En general, parece que el proceso de liberación de fósforo es más importante. Por lo tanto, prestamos más atención al tiempo de retención de las aguas residuales en la sección anaeróbica. Si la TRH en la sección anaeróbica es demasiado corta, no garantizará la liberación efectiva de fósforo. Además, las bacterias acidificadoras facultativas en el lodo no pueden descomponer completamente la materia orgánica macromolecular en las aguas residuales en ácidos grasos de nivel bajo -} que pueden ser absorbidos por el fosfato - bacterias acumulantes, que también afectarán la liberación del fósforo. Si el HRT es demasiado largo, no es necesario. Aumentará la inversión de capital y los costos operativos y también puede producir algunos efectos secundarios. En resumen, la liberación de fósforo y la absorción de fósforo son dos procesos interrelacionados. Solo después de suficiente liberación de fósforo anaeróbico, las bacterias acumulantes de fosfato - acumulan mejor absorber fósforo en la sección aeróbica. Solo cuando las bacterias acumulantes de fosfato - tienen una buena absorción de fósforo pueden liberar fósforo excesivo en la sección anaeróbica. La regulación adecuada formará un ciclo virtuoso. Los datos obtenidos de la operación real de una determinada planta son: la TRH de la sección anaeróbica es de 1 hora y 15 minutos a 1 hora y 45 minutos, y la TRH de la sección aeróbica es de 2 horas a 3 horas y 10 minutos.
(10) Relación de reflujo (R)
El punto más importante para el proceso de E/O para garantizar el efecto de eliminación de fósforo es permitir que el lodo del sistema "transporte" suficiente oxígeno disuelto en el tanque de aireación en el tanque de sedimentación secundaria. El propósito es evitar que el lodo libere el fósforo debido a las condiciones anaeróbicas en el tanque de sedimentación secundaria. Sin embargo, si el lodo no se puede descargar rápidamente y la capa de lodo en el tanque de sedimentación es demasiado gruesa, sin importar cuán alto sea, no puede garantizar que el lodo no libere el fósforo anaeróbicamente.