Etter sekundær behandling av avløpsvann (biologisk behandling), inneholder kloakk fremdeles en viss mengde miljøgifter, for eksempel recalcitrant organisk materiale, næringsstoffer som nitrogen og fosfor, spormengder av tungmetaller og patogener. Den avanserte prosesseringsenhetskoagulasjons- og sedimenteringsprosessen innebærer å legge koagulanter til avløpsvann for å tillate fine suspenderte partikler og kolloidale stoffer i vannet å samles med hverandre, og danne større flokker. Disse flokkene blir deretter fjernet gjennom sedimentering, og reduserer effektivt faststoff (SS) og noe organisk materiale i avløpsvannet.
1. Koagulasjonsreaksjon
Koagulasjonsreaksjonen krever tilsetning av kjemiske midler. Vanligvis, når uorganiske koagulanter og organiske koagulanter brukes samtidig, bør uorganiske koagulanter tilsettes først. Vanlige brukte aluminiumsalter og jernsalter (polyaluminiumklorid PAC, polyferric sulfat PFS). Disse koagulantene gjennomgår hydrolysereaksjoner i vann, og danner positivt ladede kolloider. For eksempel vil PAC hydrolysere i vann for å danne aluminiumhydroksydkolloider, hvis kolloidale partikler har en positiv ladning.
Suspenderte partikler og kolloidale urenheter i avløpsvann har vanligvis negative ladninger. Når positivt ladede kolloider dannet av koagulanter kommer inn i avløpsvann, vil de gjennomgå kostnadsnøytralisering med disse negativt ladede urenhetene. Akkurat som de positive og negative polene i en magnet tiltrekker hverandre, nøytraliserer ladningen av urenhetspartikler.
De kolloidale stoffene produsert ved hydrolyse av koagulanter kan også koble flere små suspenderte partikler eller kolloider sammen gjennom adsorpsjonsbro. Et koagulant kolloidalt molekyl kan samtidig adsorbere flere urenhetspartikler, og danne en større flokkstruktur, noe som er gunstig for påfølgende nedbørsseparasjon.
2. Operasjonskontroll av koagulasjonsreaksjon
For å sikre effektiv fremgang av koagulasjonsreaksjonen, er det nødvendig å strengt kontrollere de relevante parametrene. For det første bør doseringen av koagulant bestemmes basert på vannkvalitet, mengde og konsentrasjon av miljøgifter i avløpsvannet. Generelt utføres laboratorieforsøk for å simulere koagulasjonseffekten under forskjellige doser, for å bestemme den optimale dosen. I lærebøker skal molforholdet med å legge koagulant til total fosfor i avløpsvann være 1. 5-3, men det må fremdeles bestemmes basert på den faktiske testsituasjonen for småskala på stedet.
Fosforfjerning molforhold=(PAC -konsentrasjon * behandlet vannvolum * 2/102)/(forskjell i total fosforkonsentrasjon før og etter behandling * behandlet vannvolum/31)
Molforhold refererer til forholdet mellom mengden stoffer mellom to eller flere stoffer.
For det andre er pH -verdien av reaksjonen også avgjørende, ettersom forskjellige koagulanter har sine passende pH -områder. Når du tar PAC som eksempel, er den optimale pH -verdien av vann vanligvis mellom 6. 5-7. 5. Koagulasjonseffekten vil forverres hvis den er høyere eller lavere enn dette området. I tillegg må reaksjonstiden også kontrolleres. Generelt er koagulasjonsreaksjonstiden rundt ett til tre til fire minutter. Hvis det er for kort, kan det føre til utilstrekkelig reaksjon, mens hvis den er for lang, kan det føre til at de allerede dannede flokkene spres igjen.
3. Flokkuleringsreaksjon
På grunn av det faktum at størrelsen på flokkene etter koagulering ikke kan oppnå formålet med å synke med tyngdekraften, blir et koagulanthjelp vanligvis lagt til i koagulasjonsstadiet. Koagulanthjelpen i seg selv har generelt ikke en koagulasjonseffekt, men spiller hovedsakelig en rolle i å hjelpe koagulering. Anionisk polyakrylamid (PAM) tilsettes vanligvis. Det er en polymer med høy molekylvekt som når den blir tilsatt avløpsvann, kan adsorbere på overflaten av allerede dannede flokker, og gjennom den brokoblingseffekten av lange kjeder, forsterker og kompakte flokkene ytterligere.
For eksempel, i noen avløpsvann som inneholder en stor mengde fine kolloider, er flokkene dannet av individuelle koagulasjonsreaksjoner ikke sterke og store nok. Etter å ha tilsatt polyakrylamid, kan molekylkjedene koble flere flokker sammen som tau, som et stort nett som holder mange små partikler sammen, og danner synlige store alumblomster, noe som gjør strukturen til flokkene mer stabil og gunstig for nedbør.
Etter at medikamentet er tilsatt, blir de små flokkene som allerede har dannet seg blandet og kombinert med hverandre under hydrauliske forhold ved bruk av en langsom omrøringsapparat. Denne prosessen er som å røre mange små alumblomster i vann forsiktig, slik at de gradvis kan feste seg sammen og danne større alunblomster.
Hensikten med flokkuleringsreaksjon er å øke størrelsen på flokkene ytterligere. Den aktuelle blandingshastigheten og tiden er viktige faktorer. Hvis omrøringshastigheten er for rask, vil den skade de allerede dannede flokkene; Hvis omrøringshastigheten er for langsom eller tiden ikke er nok, vil veksten av flokker ikke være tilstrekkelig. Omrøringshastigheten i flokkuleringstrinnet er omtrent estimert til å være rundt 30-60 revolusjoner per minutt, og reaksjonstiden er omtrent 10-30 minutter, som må justeres i henhold til arten av avløpsvann og behandlingskrav .
For kloakk med høy viskositet kan det for eksempel være nødvendig å redusere omrøringshastigheten på riktig måte for å forhindre at flokkene blir skadet. Samtidig er det nødvendig å strengt kontrollere flokkuleringsreaksjonstiden for å sikre at flokkene kan vokse fullt ut. I tillegg må doseringen av koagulanter også kontrolleres nøyaktig. Overdreven koagulanter kan øke viskositeten til vannlegemet, og påvirke sedimentasjonseffekten; Hvis den er for liten, kan ikke den ideelle flokkuleringseffekten oppnås.
4. Slamsedimentering
De store flokkene som er dannet etter flokkuleringsreaksjon, blir utfelt i sedimentasjonssonen til den høye effektivitetssedimenteringstanken ved tyngdekraft. Settingshastigheten til partikler i vann er proporsjonal med kvadratet av partikkeldiameteren og omvendt proporsjonal med vannviskositeten. På grunn av den store størrelsen på flokkpartikler, er deres fast hastighet relativt rask.
For å forbedre sedimentasjonseffektiviteten, vedtar den dype prosesseringssedimenteringsenheten vanligvis en skrå rørsedimenteringsenhet. Funksjonen til det skrå røret er å forkorte sedimentasjonsavstanden til partikler og øke sedimentasjonsområdet. Når kloakk strømmer i det skrå røret, vil flokkpartikler gli ned langs veggen av det skrå røret til bunnen. For eksempel, i en skrå sedimenteringstank, er hellingsvinkelen til det skrå røret generelt rundt 60 grader. Kloakk kommer inn fra den øvre delen av det skrå røret og danner laminær strømning inne i det skrå røret. FLOC -partiklene kan slå seg til ro med gjørmeinnsamlingsområdet i bunnen av det skrå røret på relativt kort tid.
Slammen som legger seg til bunnen av tanken vil bli samlet i slambeholderen av slamskrapen og tømmes regelmessig. Supernatanten etter sedimentering strømmer ut fra den øvre delen av sedimentasjonstanken og kommer inn i neste prosesseringsenhet eller blir direkte utladet, og oppnår dermed separasjonen av suspendert faste stoffer og vann.
Slamutladningskontroll bør utføres regelmessig og rimelig for å unngå akkumulering av slam i bunnen av tanken i lang tid, noe som kan føre til at slam flyter opp og påvirker avløpskvaliteten. Utslippsfrekvensen og mengden må bestemmes basert på mengden av slam som genereres og konsentrasjonen av slam. Ved å installere en slamkonsentrasjonsmåler, kan overvåkning av sanntid av slamkonsentrasjon oppnås. Når slamkonsentrasjonen når en viss terskel, kan rettidig slam av slam kan utføres. Når du slipper ut overflødig slam, bør slammet sakte slippes ut mens du observerer strømningshastigheten og konsentrasjonen av slamutladningen. Under utskrivningsprosessen bør nøye oppmerksomhet rettes mot vannstandendringene i sedimenteringstanken for å forhindre at vannstanden blir for lav på grunn av rask utslipp, noe som kan påvirke sedimentasjonseffekten.
Slamforholdsforholdet er en av de viktige parametrene som påvirker sedimentasjonseffektiviteten til høyeffektiv sedimenteringstanker. En del av slammet som slippes ut fra sedimentasjonstanken strømmer tilbake til front-end flokkuleringstanken, som kan bruke store partikler som flokkuleringsbærere og fortsette å frigjøre restmedisiner. Det aktuelle slamreturforholdet bør bestemmes gjennom eksperimenter, generelt kontrollert mellom 2% og 10%. Gjennomfør regelmessig konsentrasjonstesting på den returnerte slammet. Hvis konsentrasjonen er for lav, indikerer den at sedimentasjonseffekten av sedimentasjonstanken er dårlig og doseringen må justeres. Operasjon og vedlikehold av det skrå røret rengjør slammet og ruskene på overflaten av det skrå røret for å forhindre at slammet samler seg på overflaten av det skrå røret og påvirker sedimentasjonseffekten. Hvis akkumulering blir funnet, kan det skyldes forsinket utflod av slam eller dårlig slamoppgjørsytelse. Det er nødvendig å justere doseringskonsentrasjonen og det kjemiske forholdet, og sjekk om det er en stor mengde grønne algevekst som forårsaker blokkering i det skrå røret. Rengjøringsmetoden kan være hydraulisk spyling eller mekanisk rengjøring, og rengjøringsfrekvensen avhenger av slamakkumuleringen på overflaten av det skrå røret. Overvåker regelmessig akkumulering av slam i blinde flekker for å se om det er flytende eller akkumulering av slam. Hvis det er overdreven akkumulering, bør rettidige tiltak iverksettes for å håndtere det, for eksempel å bruke mekanisk omrøring, hydraulisk spyling, etc., for å spre det akkumulerte slammet og slippe den ut i sedimentasjonstanken.
Regelmessig inspeksjon og vedlikehold bør utføres på relevant utstyr i sedimenteringstanken, for eksempel slamskraper, skrå rør, etc. Hvis slamfraperfeil i slam sedimentasjonseffekt; Hvis det skrå røret er blokkert eller skadet, vil det redusere sedimentasjonsområdet og effektiviteten, og det må rengjøres og erstattes på en riktig måte.