Ydeevnemåling og evaluering af Fine Bubble Aeration System i AAO-processen om sommeren og vinteren
De fleste kommunale spildevandsrensningsanlæg (WWTP'er) i Kina anvender aerobe biologiske processer til at fjerne organisk materiale, nitrogen, fosfor og andre forurenende stoffer fra spildevand. Tilførsel af opløst oxygen (DO) i vand er en forudsætning for at opretholde mikrobiel livsefterspørgsel og behandlingseffektivitet i den aerobe biologiske proces. Følgeligbeluftningsenheden er kernen i den aerobe biologiske spildevandsrensning. Samtidig er beluftningssystemet ogsåprimære-energiforbrugende enhedi spildevandsanlæg, der står for45% til 75% af det samlede energiforbrug i anlægget. Udover driftsbetingelserne er energiforbruget i beluftningssystemet påvirket af faktorer som spildevandskvalitet og miljøforhold. De fleste regioner i Kina har forskellige fire årstider, rigelig nedbør og betydelige sæsonbestemte temperaturvariationer. Sommerregn fortynder spildevandsanlæggenes koncentration af forurenende stoffer, mens lave vintertemperaturer påvirker mikrobiel aktivitet og derved påvirker spildevandskvaliteten. Udsving i indstrømmende flowhastighed og kvalitet udgør også udfordringer for den præcise kontrol af beluftningssystemet i spildevandsanlæg. Uden tilstrækkelig forståelse af ændringerne i iltoverførselsydelsen af fine boble diffusorer og deres vedligeholdelse under drift, kan fordelen ved høj oxygenoverførselseffektivitet (OTE) af fine boble beluftningssystemer ikke udnyttes fuldt ud, hvilket fører til energispild.
Den mest udbredte type i øjeblikket erfin boble diffuser, hvis ydeevne er direkte relateret til det operationelle energiforbrug af beluftningssystemet. Metoder til måling af iltoverførselsydelsen af fine boblediffusorer omfatter statiske tests (såsom rentvandstesten) og dynamiske tests (såsom off-gasanalysemetoden). Forskning i statiske test fokuserer for det meste på simuleringer i laboratorie-skala, mens dynamiske testmetoder sjældent rapporteres på grund af faktorer som krav til teststed og begrænsninger i felttest. I øjeblikket har Kina kun etableret relevante standarder for testmetoden for rent vand. Under den faktiske drift påvirkes diffusorernes iltoverførselsydelse af faktorer som f.eks. påvirkningskvalitet, slamegenskaber, driftsforhold og diffusortilsmudsning. Den faktiske ydeevne afviger væsentligt fra rentvandstestresultaterne, hvilket fører til betydelige afvigelser, når der bruges rentvandsdata til at forudsige det faktiske luftforsyningsbehov. Manglen på effektive overvågningsmetoder for beluftningssystemernes energieffektivitet i renseanlæg resulterer i energispild. Derfor er det nødvendigt at måle og evaluere diffusorernes iltoverførselsydelse under faktisk drift for at guide rettidige justeringer af beluftningsstrategier og hjælpe med at opnå energibesparelser og forbrugsreduktion i beluftningssystemer. Denne undersøgelse tageret kommunalt renseanlæg i Shanghai som eksempel. Gennem feltmålinger af koncentrationen af forurenende stoffer i den aerobe tank og variationsmønstrene for OTE langs vejen for beluftningssystemet med fine bobler om sommer og vinter, blev effektiviteten til fjernelse af forurenende stoffer og beluftningssystemets ydeevne systematisk målt og evalueret. Målet er at udforske indflydelsen af sæsonbestemte ændringer på iltoverførselsydelsen af beluftningssystemet, hvilket giver vejledning til præcis styring og-energibesparende drift af beluftningssystemer i spildevandsbehandling.
1. Materialer og metoder
1.1 Driftsoversigt for spildevandsanlæg
Shanghai kommunale renseanlæg anvender en proceskombination afforbehandling + AAO-proces + dybt lejefiberfilter + UV-desinfektion. Debehandlingskapacitet er 3,0×10⁵ m³/d. Renseanlæggets hovedprocesflow er vist iFigur 1. Indflydelsen er primærthusholdningsspildevand, og spildevandet opfylder Grade A-standarden for "Decharge Standard of Pollutants for Municipal Wastewater Treatment Plants" (GB 18918-2002), før det udledes i Yangtze-floden. De hydrauliske retentionstider (HRT) for den anaerobe tank, den anoxiske tank og den aerobe tank i den biologiske tank i dette anlæg er henholdsvis 1,5 timer, 2,7 timer og 7,1 timer. Det indre tilbagesvalingsforhold og det eksterne tilbagesvalingsforhold er begge 100%. Slamalderen kontrolleres mellem 10-15 dage. Anlægget har i alt 8 aerobe tanke. En enkelt aerob tank måler 116,8 m × 75,1 m × 7,0 m (L × B × H), med et volumen på 11.093 m³. Koncentrationen af blandet væske suspenderede faste stoffer (MLSS) kontrolleres til omkring 4 g/l. Bunden er udstyret medUkrainske Ecopolemer polyethylen rørformede fine boble diffusere, dimensioneret til 120 mm × 1.000 mm (D × L). Forholdet mellem luft-til-vand er 5,7:1. Hver aerob tank består af 3 kanaler (Zone 1, Zone 2 og Zone 3). Baseret på DO-koncentrationen målt af gasflowmålere i kanalerne, justeres styreskovlene på enkelt- centrifugalblæsere (4 i drift, 2 standby) for at holde DO-koncentrationen i den aerobe tank mellem 2-5 mg/L. Hver blæser har en nominel luftstrøm på 108 m³/min, et tryk på 0,06 kPa og en effekt på 160 kW. Hver kanal styres separat ved hjælp af gasflowmålere. Kombineret med DO-aflæsningsfeedback styres den faktiske lufttilførsel ved at justere styreskovlene på enkelttrins centrifugalblæserne for at holde den gennemsnitlige DO i den aerobe tank mellem 2-5 mg/L. Den designede indløbs-/udløbskvalitet og 2019-indløbskvaliteten af anlægget er vist iTabel 1.
1.2 Testpunktslayout
I juli (sommer) og december (vinter) blev der udført to tests af iltoverførselsydelsen af det fine boblebeluftningssystem under faktiske driftsforhold. Langs strømningsretningen blev der opstillet 22 testpunkter i henhold til placeringen af inspektionsportene i den aerobe tank. Afstanden mellem to tilstødende testpunkter var omkring 5 m, med 7, 7 og 8 testpunkter i henholdsvis zone 1, zone 2 og zone 3. Fordelingen af testpunkter er vist iFigur 2. Den faktiske OTE for de fine boblediffusorer ved hvert punkt blev beregnet ved at måle iltindholdet i den af- gas, der undslipper vandoverfladen. Samtidig blev DO-koncentrationen og vandtemperaturen på hvert punkt målt ved hjælp af en vandkvalitetsmåler med flere -parametre (HQ 30d, Hach, USA), og forureningskoncentrationen i hvert punkt blev målt og analyseret for at opnå dets variationsmønster langs vejen. For at forhindre CODCri prøverne fra nedbrydning under overførsel, blev prøver taget langs den aerobe tank filtreret på -stedet før måling.
1.3 Måling af iltoverførselsydelse af fine boblespredere under faktiske forhold
Målingen af iltoverførselsydelsen af fine boblediffusorer under faktiske forhold brugte en slukket-gasanalysator, der er udviklet uafhængigt af Shanghai University of Electric Power, bestående af et gasopsamlingssystem, et gasanalysesystem og et signalkonverteringssystem. Off-gas blev opsamlet ved hjælp af en gaspumpe (KVP15-KM-2-C-S, Karier, Kina) og en hætte og leveret til en elektrokemisk oxygensensor (A-01, ITG, Tyskland) til analyse. Signalkonverteringssystemet konverterede sensorens udgangsspændingssignal til iltpartialtrykket i gassen. Under afgangsgastestning blev iltpartialtrykket i den omgivende luft målt først. Derefter blev emhætten fastgjort på vandoverfladen af den aerobe tank for at opsamle afgangsgas og måle dens iltpartialtryk. Data blev registreret efter at outputtet havde stabiliseret sig i 5 minutter. Parametre opnået via afgangsgasanalysatoren omfattede oxygenpartialtrykket i omgivende luft og afgangsgas, hvorfra den procentdel af oxygen, der blev overført fra gasfasen til den blandede væske, dvs. OTE for den fine boblediffusor, blev beregnet som iLigning (1).
Hvor:
Y(O₂,luft)- Andel ilt i luft;
Y(O₂,slukke for-gas)- Andel af oxygen i afgangsgas;
AOTE- Værdi af OTE.
OTE målt af-gasanalysatoren blev korrigeret for DO, temperatur og saltholdighed for at opnå standard OTE (SOTE) for den fine boble diffusor i spildevand under standardforhold, som iLigning (2). Beregningen af mættet DO i vand er vist iLigning (3).
Hvor:
θ- Temperaturkorrektionskoefficient, taget som 1,024, dimensionsløs;
ASOTE- Værdi af SOTE;
- Salinitetskoefficient for den blandede væske (beregnet ud fra det samlede antal opløste faste stoffer i den blandede væske), dimensionsløs, normalt taget som 0,99;
- Forholdet mellem diffusorens iltoverførselseffektivitet i spildevand i forhold til rent vandforhold, dimensionsløs;
C - DO-koncentration i vand, mg/L;
CS,T- Mættet DO-koncentration i vand ved temperatur T, mg/L;
CS,20- Mættet DO-koncentration i vand ved 20 grader , mg/L;
T- Vandtemperatur, grad .
1.4 Beregningsmetode for beluftningssystemets energiforbrug
Det teoretiske iltbehov for den aerobe tank blev beregnet i henhold til Activated Sludge Model (ASM). Iltbehovet blev beregnet ud fra CODCrog ammoniak nitrogenfjernelse resultater for at bestemme det totale iltbehov (TOD) i den aerobe tank, som iLigning (4).
Hvor:
MTOD- Værdi af TOD, kg O₂/h;
Q- Indstrømningshastighed, m³/d;
ΔCCODCr- Forskel mellem COD-Cr-koncentration i indløb og udløb, mg/L;
ΔCAmmoniak nitrogen- Forskel mellem koncentration af ammoniaknitrogen i indløbs- og afløbsvand, mg/L; 4,57 er omregningsfaktoren for ammoniaknitrogen til NO₃⁻-N.
Ilttilførselshastigheden for det fine boblebeluftningssystem beregnes som iLigning (5).
Hvor:
MOTR- Værdi af faktisk ilttilførselshastighed, kg O₂/d;
QAFR- Luftstrømshastighed, m³/h;
ŷO₂- Massefraktion af oxygen i luft, 0,276.
Blæsereffekt bestemmes af blæserens faktiske lufttilførselshastighed og udløbstrykket, som igen bestemmes af indsugningstrykket, tryktabet af luft i rørledningen, tryktabet af selve den fine boblediffusor og det statiske vandtryk承受 ved tankbunden, som iLigning (6).
Hvor:
ρluft- Luftdensitet, g/L, taget som 1,29 g/L;
N - Blæsereffekt, kW;
R- Universal gaskonstant, 8,314 J/(mol·K);
Tluft- Atmosfærisk temperatur, grad ;
B- Blower-konverteringskoefficient, taget som 29,7;
- Specifikt varmeforhold for gas, taget som konstant 0,283;
η- Kombineret effektivitet af motor og blæser, taget som konstant 0,8;
Pi- Blæserindtagstryk, Pa;
Z- Nedsænkningsvandtryk på diffusor, Pa;
Ptab- Tryktab af selve den fine boblediffusor, Pa;
hL- Tryktab af luft i rørledningen, Pa.
Under testbetingelser er mængden af ilt, der overføres til vandet pr. enhed elektrisk energi, der forbruges af diffusoren [kg/(kW·h)] standardbeluftningseffektiviteten (SAE), som iLigning (7). SAE-værdien kan bruges til at evaluere den faktiske brugseffektivitet af den fine boble diffusor.
Hvor:
ASAE- Værdi af SAE.
1.5 Konventionelle indikatormålemetoder
Blandede væskeprøver blev filtreret gennem kvalitativt filterpapir. Opløselig CODCr(SCODCrammoniaknitrogen, NO3--N og TP blev målt ved hjælp af nationale standardmetoder.
2. Resultater og diskussion
2.1 Effektivitet ved fjernelse af forurenende stoffer
Påvirkningskvaliteten af hovedforurenende stoffer sommer og vinter på renseanlægget er vist iFigur 3. De gennemsnitlige behandlingsflowhastigheder om sommeren og vinteren var henholdsvis 3,65×10⁵ m³/d og 3,13×10⁵ m³/d.Sommerens indflydelse CODCrog ammoniak nitrogenkoncentrationer var (188,38 ± 52,53) mg/L og (16,93 ± 5,10) mg/Lhhv.Vinterens indflydelse CODCrog ammoniak nitrogenkoncentrationer var (187,94 ± 28,26) mg/L og (17,91 ± 3,42) mg/Lhhv. Højere nedbørsmængder om sommeren får renseanlægget til at fungere i tilstanden "høj hydraulisk belastning - lav forurenende belastning". Stigningen i hydraulisk belastning forkorter systemets HRT, hvilket reducerer reaktionstiden i den biologiske tank og påvirker fjernelse af forurenende stoffer. Lav belastning af forurenende stoffer i spildevandsanlæg kan nemt føre til for lav slambelastning, hvilket forårsager overluftning og slamnedbrydning. Rensningsanlæg bør rettidigt justere slambelastning og lufttilførselshastigheder for at afbøde virkningen af drift med lav forureningsbelastning.Sommervandtemperaturen var (27,32 ± 1,34) grader, væsentligt højere end vintertemperaturen på (17,39 ± 0,75) grader. Temperatur er en af de vigtige faktorer, der påvirker systemets kapacitet til at fjerne forurenende stoffer. Tolerancen for trådformede bakterier er højere end for flokdannende-bakterier, hvilket gør dem tilbøjelige til at formere sig i miljøer med lav-temperatur, hvilket forårsager slam. Lavere temperaturer reducerer også enzymaktiviteten af mikroorganismer i det aktiverede slam, hvilket reducerer substratets nedbrydningshastighed og endogene respirationshastighed, hvilket fører til reduceret effektivitet i fjernelse af forurenende stoffer. Rensningsanlæg kan træffe foranstaltninger såsom at øge slamalderen og MLSS i den biologiske tank for at afhjælpe den negative påvirkning af lav temperatur på forureningsfjernelse. Da den hydrauliske belastning om vinteren er lavere end om sommeren, forlænges HRT i den aerobe tank lidt med tilstrækkelig beluftning, hvilket opvejer den negative påvirkning af lav temperatur på nitrifikation. Derfor opfyldte spildevandskvaliteten både sommer og vinter Grade A standarden i GB 18918-2002.
2.2 Variationsmønstre af forurenende former langs den aerobe tank
På testdagene,den indflydelsesrige SCODCrkoncentrationerne om sommeren og vinteren var henholdsvis 186,76 mg/L og 248,42 mg/L, og ammoniak-nitrogenkoncentrationerne var 22,05 mg/L og 25,91 mg/Lhhv. Muligvis på grund af kombineret kloakoverløb og grundvandsnedsivning var tilløbskvaliteten lavere end de projekterende værdier. Variationen af forurenende stoffer langs den aerobe tank er vist iFigur 4.
På grund af fosforfrigivelse i den anaerobe tank, denitrifikation i den anoxiske tank og fortynding ved slamretur faldt koncentrationen af forurenende stoffer betydeligt, før den kom ind i den aerobe tank. SCODCrkoncentrationer ved den aerobe tankindløb sommer og vinter var henholdsvis 30,32 mg/L og 52,48 mg/L, og ammoniak-nitrogenkoncentrationerne var henholdsvis 3,90 mg/L og 4,62 mg/L. TN-koncentrationerne ved den aerobe tankindløb sommer og vinter var henholdsvis 4,86 mg/L og 6,16 mg/L, faldende svagt til 4,46 mg/L og 5,70 mg/L i spildevandet, hvilket indikerer en relativt lav andel af samtidig nitrifikation og denitrifikation i en tank. SCODCrkoncentrationen faldt signifikant i zone 1 til 19,36 mg/L og 30,20 mg/L om henholdsvis sommer og vinter; ammoniak nitrogenkoncentrationen faldt til 1,75 mg/L og 2,80 mg/L. Den faldende tendens i koncentrationen af forurenende stoffer aftog i zone 2, hvilket indikerer, at små molekylære organiske stoffer var blevet fuldstændigt nedbrudt, og nitrifikationen var fuldstændig. Koncentrationen af forurenende stoffer i slutningen af zone 2 levede allerede op til standarden for udledning af spildevand. Koncentrationen af forurenende stoffer forblev næsten uændret i zone 3, men DO-værdien i blandingsvæsken steg, hvilket indikerer, at det meste af den tilførte ilt i denne zone opløstes i slamblandingsvæsken og ikke blev brugt til CODCroxidation og ammoniakoxidation. Spildevandet SCODCrkoncentrationer fra den aerobe tank om sommeren og vinteren var henholdsvis 15,36 mg/L og 26,51 mg/L, og koncentrationerne af ammoniak-kvælstof i udløbet var henholdsvis 0,17 mg/L og 0,50 mg/L.Den højere ammoniak-nitrogenfjernelseshastighed om sommeren skyldtes højere vandtemperatur, hvilket øgede nitrifikations-denitrifikationsaktiviteten af mikroorganismer. Zhang Tao et al. fandt detlave vintertemperaturer reducerer mængden af ammoniak-oxiderende bakterier og nitrit-oxiderende bakterier, hvilket reducerer ammoniaknitrogenfjernelseshastigheden i spildevandsanlæg.
2.3 Fra-Resultater af gastest langs den aerobe tank
Felttest af iltoverførselsydelsen af det fine boble-beluftningssystem blev udført langs den aerobe tank om sommeren og vinteren ved hjælp af off-gasanalysatoren. Resultaterne er vist iFigur 5. DO-koncentrationen i den aerobe tank steg gradvist langs strømningsretningen. DO-koncentrationen i den blandede væske afhænger af mængden af oxygen, der overføres fra gasfasen til væskefasen af diffusorerne (dvs. OTR) og den oxygen, der forbruges af mikroorganismer (dvs. OUR). Substratet er rigeligt i den forreste ende af den aerobe tank, og mikroorganismer kræver mere ilt for at nedbryde substratet. Derfor var DO-koncentrationen lavest i zone 1 både sommer og vinter med henholdsvis (1,54 ± 0,22) mg/L og (1,85 ± 0,31) mg/L. DO-koncentrationen steg til henholdsvis (2,27 ± 0,45) mg/L og (2,04 ± 0,13) mg/L i zone 2. I zone 3 var DO-koncentrationen henholdsvis (4,48 ± 0,55) mg/L og (4,53 ± 1,68) mg/L. Variationsmønstret for DO langs vejen er i overensstemmelse med forureningskoncentrationen. Nedbrydning af organisk stof og nitificering blev som udgangspunkt gennemført i zone 2. Indholdet af organisk stof i zone 3 er lavere, hvilket reducerer iltbehovet, hvilket fører til, at ilt ikke udnyttes fuldt ud og lagres i vandfasen som DO, hvilket får DO-koncentrationen til at stige til alt for høje niveauer. Den gennemsnitlige DO i zone 3 var signifikant højere end 2,0 mg/L, hvilket indikerer over-beluftning for enden af den aerobe tank. Endogen respiration af aktiveret slam reducerer slamaktiviteten og kan let forårsage slambulning, samtidig med at det spilder energi. Den alt for høje DO-koncentration for enden af den aerobe tank resulterer også i en højere DO-koncentration i returluden, hvilket ikke kun øger DO-koncentrationen, der kommer ind i den anoxiske tank via ekstern tilbagesvaling, men også reducerer mængden af tilgængelig COD Cr, og derved sænker denitrifikationseffektiviteten. Derfor anbefales det at reducere lufttilførslen i zone 3, idet man kun opretholder den nødvendige blandingsintensitet, for at spare beluftningsenergiforbrug.
Som vist iFigur 5, er der betydelige forskelle i diffusorernes iltoverførselsydelse i forskellige kanaler under faktisk drift mellem sommer og vinter. Den gennemsnitlige OTE målt om vinteren var 9,72%, lavere end resultatet målt om sommeren (16,71%). Dette er fordifaldet i vandtemperaturen reducerer aktiviteten af mikroorganismer i renseanlæggets aerobe tank, hvilket fører til lavere iltudnyttelseshastighed. Efter korrektion for temperatur, saltholdighed og DO var de gennemsnitlige SOTE-værdier om sommeren og vinteren henholdsvis 17,69 % og 14,21 %. Sommer SOTE var lidt højere end om vinteren, muligvis pgalængerevarende operation forværret diffusertilsmudsning, blokering af porer og reduktion af diffusorens iltoverførselsydelse.
2.4 Analyse af energioptimeringspotentiale for det aerobe tankbeluftningssystem
Ifølge ligning (3) og (4) blev iltbehovet, ilttilførselshastigheden og blæsereffekten for hver kanal i den aerobe tank om sommeren og vinteren beregnet, som vist iTabel 2. Det samlede iltbehov for den aerobe tank om vinteren var omkring 34,91 % højere end om sommeren, forårsaget af den højere indflydende CODCrog ammoniak nitrogen forurenende belastning om vinteren sammenlignet med sommeren. Iltbehovet i hver zone i den aerobe tank falder, efterhånden som de forurenende stoffer nedbrydes langs vejen. Zone 1 har den højeste forurenende koncentration og tilstrækkeligt med substrat, hvilket resulterer i højere mikrobiel aktivitet, og derfor er dens iltbehov det højeste. Da forurenende stoffer løbende nedbrydes, falder iltbehovet i Zone 2 og Zone 3 gradvist. Om sommeren var iltbehovsandelen i de tre zoner henholdsvis 72,62 %, 21,65 % og 5,73 % af det samlede iltbehov i aerobe tank. Om vinteren var andelene henholdsvis 72,84 %, 24,53 % og 2,63 %. I konventionelle aktiverede slamreaktorer er iltbehovet for den forreste sektion 45%-55%, den midterste sektion 25%-35% og den bagerste sektion 15%-25%. Behandlingsbelastningen for enden af denne aerobe tank er lavere end konventionelle værdier. Lufttilførslen ved den forreste ende kunne reduceres passende, hvilket tillader nogle forurenende stoffer at blive nedbrudt i de bageste sektioner.
Sammenlignet med sommeren,iltbehovet for den biologiske behandlingsproces om vinteren er højere, og iltoverførselseffektiviteten af det fine boblebeluftningssystem er lavere, hvilket fører til en højere nødvendig lufttilførsel. Ifølge renseanlæggets driftsdata var den samlede blæserluftforsyning sommer og vinter henholdsvis 76,23 m³/h og 116,70 m³/h. Lufttilførslen var højest i zone 1, mens lufttilførslen i zone 2 og zone 3 var ens, men lavere end i zone 1. Iltforsyningen om sommeren var 38,99 % højere end iltbehovet, hvilket indikerer et betydeligt energibesparelsespotentiale. Iltforsyningen i både zone 2 og zone 3 oversteg det faktiske iltbehov. Iltforsyningen om vinteren var 7,07 % højere end iltbehovet. Iltforsyningen og -behovet i zone 1 og zone 2 blev matchet, mens over{18}}beluftning fandt sted i zone 3. Blæsereffekten er proportional med lufttilførselshastigheden, som i ligning (6). Blæsernes strømforbrug sommer og vinter var henholdsvis 85,21 kW og 130,44 kW. Henkel foreslår deten stigning i lufttemperaturen reducerer blæsernes kraft i beluftningssystemer. Som reaktion på forskellene i iltbehovet mellem forskellige kanaler bør spildevandsanlæg træffe tilsvarende foranstaltninger til justering af beluftning, såsom tilspidset beluftning. Dette kunne indebære, at lufttilførselsrørene åbnes helt i forenden, åbnes halvvejs i midterenden og justeres til den mindste åbning for enden.spare luftforsyning og beluftningsenergiforbrug.
For yderligere at kvantificere den faktiske brugseffektivitet af de fine boblediffusorer var Standard Aeration Efficiency (SAE) i den aerobe tank om sommeren 2,57 kg O₂/kW·h, hvilket er 32,29% højere end om vinteren. Forskelle i vandkvalitet, -mængde og -temperatur mellem sommer og vinter forårsager betydelige variationer i driften og styringen af beluftningssystemet i renseanlægget. Energispild var mere alvorligt om sommeren end om vinteren, og beluftningssystemet opnåede en bedre udbuds-efterspørgselsbalance om vinteren. I betragtning af den indflydelsesrige flowhastighed og kvalitet,lufttilførslen kunne passende reduceres om sommerensamtidig med at spildevandskvalitet og tilstrækkelig blanding sikres i den aerobe tank. Om vinteren bør der sikres tilstrækkelig beluftning for at afbøde påvirkningen af høj belastning af forurenende stoffer og lav temperatur. Det er dog vigtigt at bemærke, at under lang-drift ophobes forurenende stoffer på overfladen og inde i diffusorernes porer, hvilket gradvist blokerer porerne, og iltoverførselseffektiviteten vil falde. Hvis diffusorrengøring ikke er rettidig, kan det føre til utilstrækkelig ilttilførsel fra beluftningssystemet, hvilket påvirker spildevandskvaliteten.
Renseanlægget anvender en DO-blower-luftstrømskontrolstrategi. Målet med beluftningskontrolsystemet er at give et stabilt DO-miljø for mikroorganismer i den aerobe tank og sikre overholdelse af spildevand. Dog kan DO-feedbackmekanismen ikke alene vurdere energibesparelsespotentialet i beluftningssystemet. Felttestning af iltoverførselsydelsen af beluftningssystemet muliggør præcis beregning af den faktiske ilttilførselshastighed for beluftningssystemet og beskriver dets variationsmønster langs vejen. Kombineret med iltbehovsdata muliggør dette præcis kontrol af beluftningssystemet for at opnå en balance i udbuds-efterspørgslen og målet om energibesparelse og forbrugsreduktion.
3. Konklusion
- Højere sommervandtemperaturer øger mikrobiel nitrifikationsaktivitet og denitrifikation, hvilket resulterer i højere COD Cr og ammoniak nitrogen i udløbet om vinteren sammenlignet med sommeren. Men på grund af lavere hydraulisk belastning om vinteren end om sommeren, opvejede den udvidede HRT i den aerobe tank og tilstrækkelig beluftning den negative indvirkning af lav temperatur på nitrifikation. Derfor opfyldte spildevandskvaliteten både sommer og vinter Grade A-standarden GB 18918-2002.
- Sammenlignet med sommeren er iltbehovet for den biologiske behandlingsproces om vinteren højere, iltoverførselseffektiviteten af det fine boblebeluftningssystem er lavere, hvilket fører til en højere påkrævet lufttilførselshastighed og lavere beluftningseffektivitet.
- Iltforsyningen om sommeren og vinteren var henholdsvis 38,99 % og 7,07 % højere end iltbehovet, hvilket indikerer større energibesparelsespotentiale om sommeren. Forureningskoncentrationen falder gradvist langs den aerobe tank, forbliver næsten konstant i slutningen, mens DO-koncentrationen i slutningen er meget højere end ved fronten. Dette indikerer, at det meste af den ilt, der tilføres i enden, opløses i den blandede slamvæske og ikke bruges til CODCroxidation og ammoniakoxidation, hvilket tyder på over-beluftning. Derfor kan lufttilførslen for enden af den aerobe tank reduceres passende, samtidig med at spildevandskvalitet og passende blanding sikres.