Pomiar wydajności i ocena systemu napowietrzania drobnopęcherzykowego w procesie AAO latem i zimą
Większość komunalnych oczyszczalni ścieków (OŚ) w Chinach wykorzystuje tlenowe procesy biologiczne w celu usunięcia materii organicznej, azotu, fosforu i innych substancji zanieczyszczających ze ścieków. Dostarczenie rozpuszczonego tlenu (DO) w wodzie jest warunkiem wstępnym utrzymania zapotrzebowania na życie drobnoustrojów i skuteczności oczyszczania w tlenowym procesie biologicznym. Więc,Jednostka napowietrzająca stanowi rdzeń aerobowego biologicznego oczyszczania ścieków. Jednocześnie system napowietrzania jest równieżgłówna jednostka-zużywająca energięw oczyszczalniach ścieków, rozliczanieOd 45% do 75% całkowitego zużycia energii przez zakład. Oprócz warunków operacyjnych na zużycie energii przez system napowietrzania wpływają takie czynniki, jak jakość ścieków i warunki środowiskowe. W większości regionów Chin występują cztery pory roku, obfite opady deszczu i znaczne sezonowe wahania temperatur. Letnie opady zmniejszają stężenie zanieczyszczeń wpływających do oczyszczalni ścieków, podczas gdy niskie temperatury w zimie wpływają na aktywność drobnoustrojów, wpływając w ten sposób na jakość ścieków. Wahania natężenia przepływu i jakości dopływu również stanowią wyzwanie dla precyzyjnej kontroli systemu napowietrzania w oczyszczalniach ścieków. Bez wystarczającego zrozumienia zmian w wydajności przenoszenia tlenu przez dyfuzory drobnopęcherzykowe i ich konserwacji podczas pracy, nie można w pełni wykorzystać zalety wysokiej wydajności transferu tlenu (OTE) systemów napowietrzania drobnopęcherzykowego, co prowadzi do marnowania energii.
Obecnie najpopularniejszym typem jest tzwdyfuzor z drobnymi bąbelkami, którego wydajność jest bezpośrednio powiązana z eksploatacyjnym zużyciem energii przez system napowietrzania. Metody pomiaru wydajności przenoszenia tlenu przez dyfuzory drobnopęcherzykowe obejmują testy statyczne (takie jak test czystej wody) i testy dynamiczne (takie jak metoda-analizy gazów odlotowych). Badania nad testami statycznymi skupiają się głównie na symulacjach-w skali laboratoryjnej, podczas gdy metody testów dynamicznych są rzadko zgłaszane ze względu na takie czynniki, jak wymagania miejsca testowego i ograniczenia podczas testów w terenie. Obecnie Chiny ustanowiły jedynie odpowiednie normy dotyczące metody badania czystej wody. Podczas rzeczywistej pracy na wydajność przenoszenia tlenu przez dyfuzory wpływają takie czynniki, jak jakość dopływu, charakterystyka osadu, warunki pracy i zanieczyszczenie dyfuzora. Rzeczywista wydajność znacznie różni się od wyników testów czystej wody, co prowadzi do znacznych odchyleń przy wykorzystywaniu danych dotyczących czystej wody do przewidywania rzeczywistego zapotrzebowania na dopływ powietrza. Brak skutecznych metod monitorowania efektywności energetycznej systemów napowietrzania w oczyszczalniach ścieków skutkuje marnotrawieniem energii. Dlatego konieczne jest mierzenie i ocena wydajności przenoszenia tlenu przez dyfuzory podczas rzeczywistej pracy, aby pomóc w odpowiednim czasie dostosować strategie napowietrzania i pomóc w osiągnięciu oszczędności energii i redukcji zużycia w systemach napowietrzania. To badanie trwaprzykładem jest miejska oczyszczalnia ścieków w Szanghaju. Poprzez pomiary terenowe stężenia substancji zanieczyszczających w zbiorniku tlenowym oraz wzorce zmienności OTE wzdłuż ścieżki systemu napowietrzania drobnopęcherzykowego latem i zimą, systematycznie mierzono i oceniano skuteczność usuwania zanieczyszczeń i wydajność systemu napowietrzania. Celem jest zbadanie wpływu zmian sezonowych na wydajność przenoszenia tlenu w systemie napowietrzania, dostarczając wskazówek dotyczących precyzyjnej kontroli i{{2}oszczędności energii działania systemów napowietrzania w oczyszczaniu ścieków.
1. Materiały i metody
1.1 Przegląd operacyjny OŚ
Miejska oczyszczalnia ścieków w Szanghaju wykorzystuje kombinację procesówobróbka wstępna + proces AAO + filtr z włókna głębokiego + dezynfekcja UV. Thewydajność oczyszczania wynosi 3,0×10⁵ m³/d. Główny przebieg procesu w oczyszczalni ścieków pokazano naRysunek 1. Wpływ jest przede wszystkimścieki domowe, a ścieki spełniają normę klasy A „Norma zrzutu substancji zanieczyszczających dla komunalnych oczyszczalni ścieków” (GB 18918-2002) przed zrzutem do rzeki Jangcy. Hydrauliczne czasy retencji (HRT) zbiornika beztlenowego, zbiornika beztlenowego i zbiornika tlenowego zbiornika biologicznego w tej instalacji wynoszą odpowiednio 1,5 godziny, 2,7 godziny i 7,1 godziny. Zarówno współczynnik refluksu wewnętrznego, jak i współczynnik refluksu zewnętrznego wynoszą 100%. Wiek osadu kontroluje się w ciągu 10-15 dni. Zakład posiada łącznie 8 zbiorników aerobowych. Pojedynczy zbiornik aerobowy ma wymiary 116,8 m × 75,1 m × 7,0 m (dł. × szer. × wys.) i pojemność 11 093 m³. Stężenie zawiesiny w mieszaninie cieczy (MLSS) reguluje się na poziomie około 4 g/l. Dno wyposażone jest wDyfuzory rurowe drobnopęcherzykowe z ukraińskiego polietylenu ekopolemerowego, o wymiarach 120 mm × 1000 mm (gł. × dł.). Stosunek powietrza-do-wody wynosi 5,7:1. Każdy zbiornik aerobowy składa się z 3 kanałów (strefa 1, strefa 2 i strefa 3). Na podstawie stężenia DO zmierzonego przez przepływomierze gazu w kanałach, łopatki kierujące jednostopniowych dmuchaw odśrodkowych (4 pracujące, 2 rezerwowe) są regulowane tak, aby utrzymać stężenie DO w zbiorniku tlenowym na poziomie 2-5 mg/l. Każda dmuchawa ma znamionowy przepływ powietrza 108 m³/min, ciśnienie 0,06 kPa i moc 160 kW. Każdy kanał jest sterowany oddzielnie za pomocą przepływomierzy gazu. W połączeniu ze sprzężeniem zwrotnym odczytu DO, rzeczywisty dopływ powietrza jest kontrolowany poprzez regulację łopatek kierujących jednostopniowych dmuchaw odśrodkowych, aby utrzymać średni DO w zbiorniku aerobowym na poziomie 2-5 mg/l. Projektowana jakość dopływu/ścieku oraz jakość dopływu oczyszczalni w 2019 roku przedstawiono wTabela 1.
1.2 Układ punktu testowego
W lipcu (lato) i grudniu (zima) przeprowadzono dwa testy wydajności przenoszenia tlenu przez system napowietrzania drobnopęcherzykowego w rzeczywistych warunkach pracy. Wzdłuż kierunku przepływu ustawiono 22 punkty testowe, zgodnie z lokalizacją otworów inspekcyjnych zbiornika aerobowego. Odległość pomiędzy dwoma sąsiednimi punktami testowymi wynosiła około 5 m, przy czym 7, 7 i 8 punktów testowych znajdowało się odpowiednio w Strefie 1, Strefie 2 i Strefie 3. Rozkład punktów testowych pokazano wRysunek 2. Rzeczywistą wartość OTE dyfuzorów drobnopęcherzykowych w każdym punkcie obliczono, mierząc zawartość tlenu w-gazie odlotowym wydobywającym się z powierzchni wody. Jednocześnie zmierzono stężenie DO i temperaturę wody w każdym punkcie za pomocą wielo-parametrowego miernika jakości wody (HQ 30d, Hach, USA), a następnie zmierzono i przeanalizowano stężenie substancji zanieczyszczających w każdym punkcie w celu uzyskania wzorca zmienności wzdłuż ścieżki. Aby zapobiec CODKrw próbkach, które uległy degradacji podczas przenoszenia, próbki pobrane ze zbiornika tlenowego zostały przefiltrowane na miejscu-przed pomiarem.
1.3 Pomiar wydajności przenoszenia tlenu przez dyfuzory drobnopęcherzykowe w rzeczywistych warunkach
Do pomiaru wydajności przenoszenia tlenu przez dyfuzory drobnopęcherzykowe w rzeczywistych warunkach wykorzystano-analizator gazów odlotowych opracowany niezależnie przez Shanghai University of Electric Power, składający się z systemu zbierania gazu, systemu analizy gazu i systemu konwersji sygnału. Gaz odlotowy- zebrano za pomocą pompy gazu (KVP15-KM-2-C-S, Karier, Chiny) i kaptura, a następnie dostarczono do elektrochemicznego czujnika tlenu (A-01, ITG, Niemcy) w celu analizy. System konwersji sygnału przekształca sygnał napięcia wyjściowego czujnika na ciśnienie cząstkowe tlenu w gazie. Podczas badania gazów odlotowych najpierw mierzono ciśnienie parcjalne tlenu w otaczającym powietrzu. Następnie na powierzchni wody zbiornika aerobowego zamocowano kaptur, który zbierał gazy odlotowe i mierzono w nich ciśnienie parcjalne tlenu. Dane rejestrowano po stabilizacji sygnału wyjściowego przez 5 minut. Parametry uzyskane za pomocą analizatora gazów odlotowych obejmowały ciśnienie cząstkowe tlenu w otaczającym powietrzu i gazie odlotowym, z którego obliczono procent tlenu przeniesiony z fazy gazowej do mieszaniny cieczy, tj. OTE dyfuzora drobnopęcherzykowego, jak w przykładzie:Równanie (1).
Gdzie:
Y(O₂,powietrze)- Proporcja tlenu w powietrzu;
Y(O₂,wyłączyć-gaz)- Udział tlenu w-gazie odlotowym;
AUWAGA- Wartość OTE.
Wartość OTE zmierzona za pomocą analizatora-gazów odlotowych skorygowano pod kątem DO, temperatury i zasolenia, aby otrzymać standardową OTE (SOTE) dyfuzora drobnopęcherzykowego w ściekach w standardowych warunkach, jak wRównanie (2). Obliczenie nasyconego DO w wodzie pokazano wRównanie (3).
Gdzie:
θ- Współczynnik korekcji temperatury, przyjęty jako 1,024, bezwymiarowy;
ASOT- Wartość SOTE;
- Współczynnik zasolenia zmieszanej cieczy (obliczony na podstawie całkowitej zawartości substancji stałych rozpuszczonych w zmieszanej cieczy), bezwymiarowy, zwykle przyjmowany jako 0,99;
- Stosunek efektywności przenoszenia tlenu przez dyfuzor w ściekach do warunków czystej wody, bezwymiarowy;
Stężenie C - DO w wodzie, mg/L;
CS,T- Stężenie nasyconego DO w wodzie o temperaturze T, mg/L;
CS,20- Stężenie nasyconego DO w wodzie o temperaturze 20 stopni, mg/L;
T- Temperatura wody, stopnie .
1.4 Metoda obliczania zużycia energii przez system napowietrzania
Teoretyczne zapotrzebowanie tlenu w zbiorniku tlenowym obliczono zgodnie z modelem osadu czynnego (ASM). Zapotrzebowanie na tlen obliczono na podstawie ChZTKroraz wyniki usuwania azotu amonowego w celu określenia całkowitego zapotrzebowania tlenu (TOD) zbiornika tlenowego, jak wRównanie (4).
Gdzie:
MTOD- Wartość TOD, kg O₂/h;
Q- Natężenie przepływu napływu, m³/d;
ΔCCODCr- Różnica między stężeniem ChZT na dopływie i wylocie Cr, mg/L;
ΔCAzot amonowy- Różnica między stężeniem azotu amonowego na dopływie i wylocie, mg/l; 4,57 to współczynnik konwersji azotu amonowego na NO₃⁻-N.
Szybkość dostarczania tlenu do systemu napowietrzania drobnopęcherzykowego oblicza się w sposób podany poniżejRównanie (5).
Gdzie:
MOTR- Wartość rzeczywistej szybkości dostarczania tlenu, kg O₂/d;
QAFR- Natężenie przepływu powietrza, m³/h;
ŷO₂- Ułamek masowy tlenu w powietrzu, 0,276.
Moc dmuchawy zależy od rzeczywistego natężenia przepływu powietrza przez dmuchawę i ciśnienia wylotowego, które z kolei zależy od ciśnienia wlotowego, spadku ciśnienia powietrza w rurociągu, spadku ciśnienia samego dyfuzora drobnopęcherzykowego oraz statycznego ciśnienia wody na dnie zbiornika, jak w przypadkuRównanie (6).
Gdzie:
ρpowietrze- Gęstość powietrza, g/l, przyjęta jako 1,29 g/l;
N - Moc dmuchawy, kW;
R- Uniwersalna stała gazowa, 8,314 J/(mol·K);
Tpowietrze- Temperatura atmosfery, stopnie;
B- Współczynnik konwersji dmuchawy, przyjęty jako 29,7;
- Stosunek ciepła właściwego gazu, przyjęty jako stały 0,283;
η- Łączna wydajność silnika i dmuchawy, przyjęta jako stała 0,8;
Pi- Ciśnienie wlotowe dmuchawy, Pa;
Z- Ciśnienie wody zanurzeniowej w dyfuzorze, Pa;
Pstrata- Strata ciśnienia samego dyfuzora drobnopęcherzykowego, Pa;
hL- Strata ciśnienia powietrza w rurociągu, Pa.
W warunkach testowych ilość tlenu przeniesiona do wody na jednostkę energii elektrycznej zużytej przez dyfuzor [kg/(kW·h)] jest standardową wydajnością napowietrzania (SAE), jak wRównanie (7). Wartość SAE można wykorzystać do oceny rzeczywistej efektywności użytkowania dyfuzora drobnopęcherzykowego.
Gdzie:
ASAE- Wartość SAE.
1.5 Konwencjonalne metody pomiaru wskaźnikowego
Próbki zmieszanych alkoholi przesączono przez jakościową bibułę filtracyjną. Rozpuszczalny ChZTKr(SCODKr), azot amonowy, NO₃--N i TP mierzono przy użyciu standardowych metod krajowych.
2. Wyniki i dyskusja
2.1 Skuteczność usuwania zanieczyszczeń
Jakość głównych substancji zanieczyszczających wpływających latem i zimą do oczyszczalni ścieków pokazano wRysunek 3. Średnie natężenie przepływu oczyszczania latem i zimą wynosiło odpowiednio 3,65×10⁵ m³/d i 3,13×10⁵ m³/d.Letni wpływowy ChZTKra stężenia azotu amonowego wynosiły (188,38 ± 52,53) mg/L i (16,93 ± 5,10) mg/Lodpowiednio.Zimowy wpływ ChZTKra stężenia azotu amonowego wynosiły (187,94 ± 28,26) mg/L i (17,91 ± 3,42) mg/Lodpowiednio. Wyższe opady w lecie powodują, że oczyszczalnia ścieków pracuje w trybie „wysokiego obciążenia hydraulicznego - niskiego ładunku substancji zanieczyszczających”. Wzrost obciążenia hydraulicznego skraca HRT układu, skracając czas reakcji w zbiorniku biologicznym i wpływając na usuwanie zanieczyszczeń. Niski ładunek zanieczyszczeń dopływających do oczyszczalni ścieków może łatwo prowadzić do zbyt niskiego ładunku osadu, powodując nadmierne-napowietrzenie i rozkład osadu. Oczyszczalnie ścieków powinny w odpowiednim czasie dostosować obciążenie osadem i natężenie dopływu powietrza, aby złagodzić wpływ działania przy niskim ładunku substancji zanieczyszczających.Letnia temperatura wody wynosiła (27,32 ± 1,34) stopnia, znacznie wyższa niż temperatura zimowa (17,39 ± 0,75) stopnia. Temperatura jest jednym z ważnych czynników wpływających na zdolność usuwania zanieczyszczeń przez system. Tolerancja bakterii nitkowatych jest wyższa niż bakterii kłaczkowatych,-co sprawia, że są one podatne na namnażanie się w środowiskach o niskiej-temperaturze, powodując pęcznienie osadu. Niższe temperatury zmniejszają również aktywność enzymatyczną mikroorganizmów w osadzie czynnym, zmniejszając szybkość degradacji substratu i szybkość oddychania endogennego, co prowadzi do zmniejszenia efektywności usuwania zanieczyszczeń. Oczyszczalnie ścieków mogą podejmować takie działania, jak zwiększanie wieku osadu i MLSS w zbiorniku biologicznym, aby złagodzić negatywny wpływ niskiej temperatury na usuwanie zanieczyszczeń. Ponieważ obciążenie hydrauliczne zimą jest mniejsze niż latem, HRT w zbiorniku aerobowym jest nieco wydłużony przy wystarczającym napowietrzeniu, co kompensuje negatywny wpływ niskiej temperatury na nitryfikację. Dlatego jakość ścieków zarówno latem, jak i zimą odpowiadała normie klasy A GB 18918-2002.
2.2 Wzorce zmienności form zanieczyszczeń wzdłuż zbiornika tlenowego
W dni testowe,wpływowy SCODKrstężenia latem i zimą wynosiły odpowiednio 186,76 mg/L i 248,42 mg/L, a azotu amonowego 22,05 mg/L i 25,91 mg/Lodpowiednio. Prawdopodobnie z powodu przelewu ścieków ogólnospławnych i infiltracji wód gruntowych jakość dopływających ścieków była niższa od wartości projektowych. Zmienność zanieczyszczeń w zbiorniku aerobowym pokazano na rysunkuRysunek 4.
W wyniku uwolnienia fosforu w zbiorniku beztlenowym, denitryfikacji w zbiorniku beztlenowym oraz rozcieńczenia przez powrót osadu, stężenie zanieczyszczeń znacznie spadło przed wejściem do zbiornika tlenowego. SCODKrstężenia na wlocie zbiornika tlenowego latem i zimą wynosiły odpowiednio 30,32 mg/L i 52,48 mg/L, a stężenia azotu amonowego odpowiednio 3,90 mg/L i 4,62 mg/L. Stężenia TN na wlocie zbiornika tlenowego latem i zimą wynosiły odpowiednio 4,86 mg/l i 6,16 mg/l, nieznacznie spadając do 4,46 mg/l i 5,70 mg/l w ściekach, co wskazuje na stosunkowo niski udział jednoczesnej nitryfikacji i denitryfikacji zachodzącej w zbiorniku aerobowym. SCODKrstężenie spadło znacząco w Strefie 1 do 19,36 mg/L i 30,20 mg/L odpowiednio latem i zimą; stężenie azotu amonowego spadło do 1,75 mg/L i 2,80 mg/L. W Strefie 2 wyhamował trend spadkowy stężeń zanieczyszczeń, co wskazuje na całkowity rozkład drobnocząsteczkowej materii organicznej i zakończenie nitryfikacji. Stężenie substancji zanieczyszczających na końcu Strefy 2 spełniało już normę odprowadzania ścieków. Stężenie zanieczyszczeń w Strefie 3 pozostało prawie niezmienione, natomiast wartość DO w mieszanym ługu wzrosła, co wskazuje, że większość tlenu dostarczonego w tej strefie rozpuściła się w mieszanym ługu osadowym i nie została wykorzystana do ChZTKrutlenianie i utlenianie amoniaku. Ścieki SCODKrstężenia ze zbiornika tlenowego latem i zimą wynosiły odpowiednio 15,36 mg/L i 26,51 mg/L, a stężenia azotu amonowego na wypływie odpowiednio 0,17 mg/L i 0,50 mg/L.Wyższy stopień usuwania azotu amonowego latem wynikał z wyższej temperatury wody, która zwiększała aktywność nitryfikacji-denitryfikacji mikroorganizmów. Zhang Tao i in. znalazłem toniskie temperatury zimą zmniejszają liczebność-bakterii utleniających amoniak i bakterii azotynowych-utleniających, zmniejszając stopień usuwania azotu amonowego w oczyszczalniach ścieków.
2.3 Wyłączone-Wyniki testu gazu w zbiorniku aerobowym
Latem i zimą przeprowadzono testy terenowe wydajności przenoszenia tlenu przez system napowietrzania drobnopęcherzykowego wzdłuż zbiornika aerobowego, korzystając-z analizatora gazów odlotowych. Wyniki są pokazane wRysunek 5. Stężenie DO w zbiorniku aerobowym stopniowo wzrastało wraz z kierunkiem przepływu. Stężenie DO w zmieszanej cieczy zależy od ilości tlenu przeniesionego z fazy gazowej do fazy ciekłej przez dyfuzory (tj. OTR) oraz tlenu zużywanego przez mikroorganizmy (tj. OUR). Podłoże jest obfite w przedniej części zbiornika tlenowego, a mikroorganizmy potrzebują więcej tlenu, aby go rozłożyć. Zatem stężenie DO było najniższe w Strefie 1 zarówno latem, jak i zimą i wynosiło odpowiednio (1,54 ± 0,22) mg/L i (1,85 ± 0,31) mg/L. Stężenie DO wzrosło odpowiednio do (2,27 ± 0,45) mg/L i (2,04 ± 0,13) mg/L w Strefie 2. W Strefie 3 stężenie DO wynosiło odpowiednio (4,48 ± 0,55) mg/L i (4,53 ± 1,68) mg/L. Schemat zmienności DO wzdłuż szlaku jest zgodny ze stężeniem substancji zanieczyszczających. Degradacja i nityfikacja materii organicznej zostały w zasadzie zakończone w Strefie 2. Zawartość materii organicznej w Strefie 3 jest niższa, co zmniejsza zapotrzebowanie na tlen, co prowadzi do tego, że tlen nie jest w pełni wykorzystywany i jest magazynowany w fazie wodnej w postaci DO, co powoduje wzrost stężenia DO do nadmiernie wysokiego poziomu. Średni poziom DO w strefie 3 był znacznie wyższy niż 2,0 mg/l, co wskazuje na nadmierne-napowietrzanie na końcu zbiornika tlenowego. Endogenne oddychanie osadu czynnego zmniejsza jego aktywność i może łatwo powodować pęcznienie osadu, jednocześnie marnując energię. Zbyt wysokie stężenie DO na końcu zbiornika tlenowego powoduje również wyższe stężenie DO w cieczy powrotnej, co nie tylko zwiększa stężenie DO wprowadzanego do zbiornika beztlenowego poprzez zewnętrzny refluks, ale także zmniejsza ilość dostępnego ChZT Cr, obniżając w ten sposób skuteczność denitryfikacji. Dlatego zaleca się zmniejszenie dopływu powietrza w Strefie 3, utrzymując jedynie niezbędną intensywność mieszania, aby zaoszczędzić zużycie energii na napowietrzanie.
Jak pokazano wRysunek 5istnieją znaczne różnice w wydajności przenoszenia tlenu przez dyfuzory w różnych kanałach podczas rzeczywistej pracy pomiędzy latem i zimą. Średni OTE zmierzony zimą wyniósł 9,72% i był niższy od wyniku zmierzonego latem (16,71%). To dlategospadek temperatury wody zmniejsza aktywność mikroorganizmów w zbiorniku tlenowym OŚ, co prowadzi do mniejszego wykorzystania tlenu. Po uwzględnieniu temperatury, zasolenia i DO średnie wartości SOTE latem i zimą wyniosły odpowiednio 17,69% i 14,21%. Latem SOTE było nieco wyższe niż zimą, być może dlategodługotrwałe działanie zwiększone zanieczyszczanie dyfuzora, blokowanie porów i zmniejszanie wydajności przenoszenia tlenu przez dyfuzor.
2.4 Analiza potencjału optymalizacji energii dla tlenowego systemu napowietrzania zbiornika
Zgodnie z równaniami (3) i (4) obliczono zapotrzebowanie tlenu, szybkość dostarczania tlenu i moc dmuchawy dla każdego kanału zbiornika aerobowego latem i zimą, jak pokazano na rysunkuTabela 2. Całkowite zapotrzebowanie tlenu w zbiorniku aerobowym w zimie było o 34,91% wyższe niż w lecie, co było spowodowane większym dopływem ChZTKri obciążenie azotem amoniakalnym zimą w porównaniu z latem. Zapotrzebowanie na tlen w każdej strefie zbiornika aerobowego maleje w miarę rozkładu napływających substancji zanieczyszczających wzdłuż ścieżki. Strefa 1 charakteryzuje się najwyższym stężeniem substancji zanieczyszczających i wystarczającą ilością substratu, co skutkuje większą aktywnością drobnoustrojów, stąd też jej zapotrzebowanie na tlen jest największe. Ponieważ zanieczyszczenia ulegają ciągłej degradacji, zapotrzebowanie na tlen w Strefie 2 i Strefie 3 stopniowo maleje. Latem zapotrzebowanie tlenu w trzech strefach wynosiło odpowiednio 72,62%, 21,65% i 5,73% całkowitego zapotrzebowania tlenu w butli tlenowej. Zimą proporcje te wynosiły odpowiednio 72,84%, 24,53% i 2,63%. W konwencjonalnych reaktorach z osadem czynnym zapotrzebowanie tlenu w części przedniej wynosi 45%-55%, części środkowej 25%-35%, a części tylnej 15%-25%. Obciążenie lecznicze na końcu zbiornika aerobowego jest niższe niż wartości konwencjonalne. Dopływ powietrza z przodu można odpowiednio zmniejszyć, co umożliwi rozkład niektórych substancji zanieczyszczających w tylnej części pojazdu.
W porównaniu do lata,zapotrzebowanie tlenu w procesie oczyszczania biologicznego w zimie jest wyższe, a wydajność przenoszenia tlenu przez system napowietrzania drobnopęcherzykowego jest niższa, co prowadzi do większego zapotrzebowania na powietrze. Według danych eksploatacyjnych OŚ łączne natężenie nawiewu powietrza z dmuchaw w okresie letnim i zimowym wyniosło odpowiednio 76,23 m³/h i 116,70 m³/h. Dopływ powietrza był najwyższy w Strefie 1, natomiast w Strefie 2 i Strefie 3 był podobny, ale niższy niż w Strefie 1. Dopływ tlenu w lecie był o 38,99% wyższy niż zapotrzebowanie na tlen, co wskazuje na znaczny-potencjał w zakresie oszczędności energii. Zapas tlenu w Strefie 2 i Strefie 3 przekraczał rzeczywiste zapotrzebowanie na tlen. Zapas tlenu w okresie zimowym był o 7,07% większy od zapotrzebowania na tlen. Dostawy i zapotrzebowanie na tlen w Strefie 1 i Strefie 2 były dopasowane, natomiast w Strefie 3-wystąpiło nadmierne napowietrzenie. Moc dmuchawy jest proporcjonalna do szybkości dostarczania powietrza, jak w równaniu (6). Pobór mocy dmuchaw latem i zimą wynosił odpowiednio 85,21 kW i 130,44 kW. Henkel to sugerujewzrost temperatury powietrza powoduje zmniejszenie mocy dmuchaw w instalacjach napowietrzających. W odpowiedzi na różnice w zapotrzebowaniu na tlen pomiędzy różnymi kanałami OŚ powinny podjąć odpowiednie środki regulujące napowietrzanie, takie jak napowietrzanie stożkowe. Może to obejmować całkowite otwarcie odgałęzień doprowadzających powietrze na przednim końcu, otwarcie do połowy tych na środkowym końcu i wyregulowanie odgałęzień na końcu do minimalnego otworu, abyOszczędzaj zużycie energii na dopływie powietrza i napowietrzaniu.
Dalsze ilościowe określenie rzeczywistej efektywności wykorzystania dyfuzorów drobnopęcherzykowych wykazało, że standardowa wydajność napowietrzania (SAE) w zbiorniku tlenowym latem wyniosła 2,57 kg O₂/kW·h, czyli o 32,29% więcej niż zimą. Różnice w jakości, ilości i temperaturze dopływającej wody pomiędzy latem a zimą powodują znaczne różnice w działaniu i sterowaniu systemem napowietrzania w oczyszczalni ścieków. Straty energii były bardziej dotkliwe latem niż zimą, a system napowietrzania zapewniał zimą lepszą równowagę dostaw-zapotrzebowania. Biorąc pod uwagę natężenie przepływu i jakość,latem można odpowiednio zmniejszyć dopływ powietrzazapewniając jednocześnie jakość ścieków i odpowiednie wymieszanie w zbiorniku aerobowym. Zimą, aby złagodzić wpływ dużego ładunku zanieczyszczeń i niskiej temperatury, należy zapewnić wystarczające napowietrzenie. Należy jednak pamiętać, że podczas długotrwałej-pracy zanieczyszczenia gromadzą się na powierzchni i wewnątrz porów dyfuzorów, stopniowo blokując pory, a skuteczność przenoszenia tlenu spada. Jeśli czyszczenie dyfuzora nie zostanie przeprowadzone na czas, może to prowadzić do niedostatecznego dostarczania tlenu przez system napowietrzania, co wpłynie na jakość ścieków.
Oczyszczalnia wykorzystuje strategię kontroli przepływu powietrza za pomocą dmuchawy DO-. Celem systemu kontroli napowietrzania jest zapewnienie stabilnego środowiska DO dla mikroorganizmów w zbiorniku tlenowym i zapewnienie zgodności ścieków. Jednakże sam mechanizm sprzężenia zwrotnego DO nie jest w stanie ocenić-potencjału systemu napowietrzania w zakresie oszczędzania energii. Testowanie w terenie wydajności transferu tlenu przez system napowietrzania umożliwia dokładne obliczenie rzeczywistej szybkości dostarczania tlenu przez system napowietrzania i opisuje wzór jego zmienności wzdłuż ścieżki. W połączeniu z danymi dotyczącymi zapotrzebowania na tlen umożliwia to precyzyjną kontrolę systemu napowietrzania w celu osiągnięcia równowagi-zapotrzebowań oraz celu, jakim jest oszczędność energii i redukcja zużycia.
3. Wniosek
- Wyższe temperatury wody w lecie zwiększają aktywność nitryfikacji i denitryfikacji drobnoustrojów, co skutkuje wyższą zawartością ChZT w ściekach i azotu amonowego zimą w porównaniu z latem. Jednakże, ze względu na mniejsze obciążenie hydrauliczne zimą niż latem, wydłużony HRT w zbiorniku aerobowym i wystarczające napowietrzenie kompensują negatywny wpływ niskiej temperatury na nitryfikację. Dlatego jakość ścieków zarówno latem, jak i zimą odpowiadała normie klasy A GB 18918-2002.
- W porównaniu z latem, zapotrzebowanie tlenu w procesie biologicznego oczyszczania w zimie jest wyższe, a wydajność przenoszenia tlenu w systemie napowietrzania drobnopęcherzykowego jest niższa, co prowadzi do wyższego wymaganego natężenia dopływu powietrza i niższej wydajności napowietrzania.
- Zapas tlenu latem i zimą był odpowiednio o 38,99% i 7,07% wyższy niż zapotrzebowanie na tlen, co wskazuje na większy potencjał-oszczędności energii w lecie. Stężenie substancji zanieczyszczających stopniowo maleje wzdłuż zbiornika tlenowego, pozostając na końcu prawie stałe, natomiast stężenie DO na końcu jest znacznie wyższe niż z przodu. Oznacza to, że większość tlenu dostarczonego na końcu rozpuszcza się w mieszanym roztworze osadu i nie jest wykorzystywana do ChZTKrutlenianie i utlenianie amoniaku, co sugeruje nadmierne-napowietrzanie. Dzięki temu można odpowiednio zmniejszyć dopływ powietrza na końcu zbiornika aerobowego, zapewniając jednocześnie jakość ścieków i odpowiednie wymieszanie.