Zastosowanie procesu BIOLAK w modernizacji oczyszczalni ścieków do standardów quasi-klasy IV
Wprowadzony do Chin na początku XXI wieku proces BIOLAK zyskał szerokie zastosowanie w oczyszczaniu ścieków komunalnych ze względu na prostą konstrukcję i niskie koszty inwestycji. W ostatnich latach, wraz z zaostrzeniem standardów wyładunku i rosnącą automatyzacją, większość istniejących zakładów BIOLAK przechodzi modernizację. Wprowadzono ulepszenia, takie jak dodawanie podwieszanych nośników, modernizacja zbiorników i przedefiniowanie stref funkcjonalnych, aby usprawnić usuwanie azotu i fosforu. Chociaż w nowo budowanych zakładach stosuje się głównie procesy A²/O i rowowe utlenianie, istnieje niewiele raportów na temat rzeczywistej wydajności BIOLAK, szczególnie w przypadku rygorystycznych norm emisji. Proces BIOLAK wykorzystuje wahadłowe łańcuchy napowietrzania do tworzenia tymczasowych stref beztlenowych i tlenowych, zasadniczo funkcjonując jako wieloetapowy-proces A/O. Dzięki optymalizacji operacyjnej jakość ścieków może stabilnie spełniać quasi-standard wód powierzchniowych klasy IV.
1 Tło projektu
Oczyszczalnia ścieków w prowincji Hebei wykorzystuje proces BIOLAK jako podstawową technologię. Dopływ waha się od 18 000 do 22 000 m³/d, średnio 19 000 m³/d, oczyszczając głównie ścieki miejskie bytowe i niewielką ilość ścieków z przetwórstwa rolniczego. Zaprojektowane jakości dopływu i odpływu pokazano wTabela 1. Pierwotnym standardem odprowadzania był standard klasy A zawarty w *„Normach usuwania zanieczyszczeń dla komunalnych oczyszczalni ścieków” (GB 18918-2002)*. Po modernizacji obejmującej podział strefy beztlenowej w celu usprawnienia denitryfikacji i odfosforowania, zakład spełnia obecnie wymogi kluczowych obszarów kontrolnych określonych w *„Normach odprowadzania zanieczyszczeń do wody w dorzeczu rzeki Daqing” (DB13/2795-2018)*. Z wyjątkiem azotu całkowitego, wszystkie pozostałe wskaźniki spełniają normy klasy IV określone w *„Środowiskowe standardy jakości dla wód powierzchniowych” (GB 3838-2002)*. Przebieg procesu jest pokazany wRysunek 1.
Do dezynfekcji zakład wykorzystuje podchloryn sodu. Osad jest odwadniany za pomocą wysoko-płyty wysokociśnieniowej i filtracji ramowej do zawartości wilgoci poniżej 60% przed transportem do współ-przetwarzania w piecach cementowych.
Udział każdej jednostki oczyszczania w usuwaniu substancji zanieczyszczających obliczono na podstawie bilansu masowego, stosując szczegółowe metody powołane w literaturze.
2 Środki optymalizacji kontroli operacyjnej
Podczas eksploatacji wdrożono wiele środków optymalizacyjnych, aby poprawić stabilność ścieków oraz uzyskać oszczędności energii i kosztów.
2.1 Ulepszona kontrola rozpuszczonego tlenu (DO).
W istniejących projektach modernizacji BIOLAK często zauważa się jego słaby podział na strefy jako wieloetapowy-wariant A/O, co prowadzi do niskiej wydajności denitryfikacji. W tym projekcie, zapewniając zgodność ścieków z azotem amonowym, maksymalne stężenie DO na końcu strefy napowietrzania utrzymywano na poziomie 0,5–1,0 mg/l, czyli mniej niż w przypadku konwencjonalnych wymagań dotyczących kontroli DO.
2.2 Zwiększone monitorowanie danych procesowych
Aby zapewnić kontrolę DO i dawkowanie zewnętrznego źródła węgla, monitorowano azot azotanowy i azot amonowy na końcu strefy beztlenowej i w zbiorniku BIOLAK w celu określenia optymalnych zakresów kontroli. Podczas pracy dozowanie zewnętrznego źródła węgla zostało zmniejszone lub zatrzymane, gdy azot azotanowy na końcu strefy beztlenowej<2 mg/L, and increased when it was ≥2 mg/L. Similarly, blower output was reduced to lower DO to 0.5 mg/L when ammonia nitrogen at the end of the BIOLAK tank was ≤0.5 mg/L, and increased to raise DO to 1.0 mg/L when it was ≥0.5 mg/L. Adjustments to carbon source dosage and blower frequency were made every 8–16 hours, with each adjustment ranging from 5% to 15%.
2.3 Wyznaczanie celów wewnętrznej kontroli ścieków
Aby zapewnić stabilną zgodność, cele kontroli wewnętrznej ustalono na 30–80% limitów zrzutów, w oparciu o trudność kontrolowania każdej substancji zanieczyszczającej. Przekroczenie tych wewnętrznych limitów spowodowało natychmiastową korektę parametrów procesu w celu przywrócenia stężeń ścieków do akceptowalnego zakresu. Roczne cele kontroli wewnętrznej dla ChZT, azotu amonowego, azotu całkowitego i fosforu całkowitego wynosiły odpowiednio 15 mg/l, 0,5 mg/l, 12 mg/l i 0,12 mg/l.
2.4 Utrzymanie odpowiedniego stężenia osadu
Straty osadu dostosowywano w oparciu o przepływ, obciążenie i porę roku. Czas retencji osadu (SRT) utrzymywano na poziomie 15–25 dni, a stężenie zawiesiny mieszanej cieczy (MLSS) na poziomie 2500–4500 mg/l. W szczególności MLSS kontrolowano na poziomie 2500–3500 mg/l latem i jesienią, przy ładunku osadu około 0,06 kgChZT/(kgMLSS·d) oraz na poziomie 3500–4500 mg/l zimą i wiosną, przy ładunku osadu około 0,04 kgChZT/(kgMLSS·d).
2.5 Regulacja działania jednostek zaawansowanego leczenia
Niskie temperatury zimą wpływają na flokulację i sedymentację. Przedwczesne płukanie filtrów typu V-może prowadzić do podwyższonej zawartości zawiesin stałych i ChZT w ściekach. Dlatego podczas pracy w zimie zwiększono częstotliwość płukania wstecznego w zależności od wydajności koagulacji i zintensyfikowano odprowadzanie osadu z osadnika-koagulacyjnego, aby zmniejszyć stężenie zawiesin stałych w ściekach.
3 Skuteczność leczenia
Roczny napływ ChZT wahał się od 109 do 248 mg/L, średnio 176 mg/L. ChZT w ściekach wahał się od 9,5 do 20,1 mg/l, średnio 12,1 mg/l. Gdy ChZT w ściekach przekraczał docelowy poziom kontroli wewnętrznej (15 mg/l), zwiększano częstotliwość płukania wstecznego filtra, aby zredukować ilość zawieszonych cząstek stałych. Zaleca się modernizację osadnika-koagulacji na osadnik-o wysokiej gęstości lub osadnik z koagulacją magnetyczną-w celu uzyskania lepszej wydajności koagulacji.
Roczny dopływ azotu amonowego wahał się od 17,8 do 54,9 mg/l, średnio 31,9 mg/l. Stężenie azotu amonowego w ściekach wahało się od 0,12 do 1,30 mg/l, średnio 0,5 mg/l. W przypadku przekroczenia docelowej wartości kontroli wewnętrznej, napowietrzanie korygowano zgodnie ze środkami optymalizacyjnymi. Jakość ścieków stabilnie spełniała kluczowe limity obszaru kontrolnego *DB13/2795-2018* przez cały rok.
Ze względu na niskie stężenie wpływającego źródła węgla skupiono się na optymalizacji warunków procesu w celu poprawy usuwania azotu i fosforu, mając na celu oszczędności energii i kosztów.
3.1 Optymalizacja kontroli DO i całkowite usuwanie azotu
Roczny dopływ azotu całkowitego (TN) wahał się od 20,3 do 55,6 mg/l (patrzRysunek 2), średnio 42,1 mg/l. Stężenie TN w ściekach wahało się od 2,5 do 14,2 mg/l, średnio 8,8 mg/l, w ramach docelowej kontroli wewnętrznej (12 mg/l). Średni wskaźnik usuwania TN wyniósł 79,1%. Przy współczynniku recyklingu osadu wynoszącym 90% (bez wewnętrznego recyklingu mieszanego ługu) teoretyczna skuteczność denitryfikacji wyniosła 47,4%, co wskazuje, że denitryfikacja zachodzi również w innych strefach procesu poza selektorem beztlenowym. Zmiany azotu w ciągu oczyszczania w typowym cyklu pokazano na rysunkuRysunek 3.
W typowym cyklu dopływający TN wynosił 42,0 mg/l, a suma amoniaku i azotu azotanowego wynosiła 35,2 mg/l. Po selektorze beztlenowym TN wynosiła 16,7 mg/l, co dawało stopień usuwania 43,5% na podstawie bilansu masowego, zgodny z wartością teoretyczną. Zbiornik BIOLAK przyczynił się do usunięcia 24,0% TN. W osadniku wtórnym TN uległa dalszej redukcji, przyczyniając się do dodatkowego usunięcia 11,3%, głównie ze względu na długi hydrauliczny czas retencji (8,6 godziny), umożliwiający denitryfikację napędzaną endogennym źródłem węgla-. Inne jednostki przyczyniły się do usunięcia 1,9%. Końcowa wartość TN ścieków wynosiła 8,1 mg/l, a całkowity stopień usuwania wynosił 80,7%.
Doświadczenie operacyjne pokazuje, że kontrola DO jest kluczowa dla usuwania TN w procesie BIOLAK. W konwencjonalnych procesach DO jest zwykle mierzony na końcu strefy tlenowej w strukturze kanału, gdzie DO jest stosunkowo jednolity w- przekroju poprzecznym. Natomiast w zbiorniku BIOLAK koniec strefy napowietrzania ma prawie 70 metrów szerokości, przy czym DO rośnie od krawędzi zbocza do środka i różni się w granicach 0,5–1,0 mg/L. Dlatego lokalizacja sond DO wymaga szczególnej uwagi.
Dzięki ścisłej kontroli maksymalnego DO na końcu strefy napowietrzania BIOLAK skutecznie zapewniono środowisko beztlenowe niezbędne do denitryfikacji. Osiągnięto jednoczesną nitryfikację i denitryfikację (SND) z wykorzystaniem endogennych źródeł węgla, co pozwoliło na skuteczne usunięcie TN.
3.2 Całkowite usuwanie fosforu i optymalizacja operacyjna
Roczny dopływ fosforu całkowitego (TP) wahał się od 1,47 do 4,80 mg/L (patrzRysunek 4), średnio 2,99 mg/l. TP ścieków wahała się od 0,04 do 0,17 mg/l. Dawkę środka usuwającego fosfor dostosowano w oparciu o docelowy poziom kontroli wewnętrznej (0,12 mg/l). Średnie stężenie TP na ściekach wyniosło 0,07 mg/l, co stabilnie spełniało normę zrzutu, przy średnim współczynniku usuwania TP wynoszącym 98,3%.
Zmiany zawartości fosforanów w trakcie oczyszczania w typowym cyklu przedstawiono na rysunkuRysunek 5.
Dopływający fosforan wynosił 2,70 mg/l, a fosforan osadu powrotnego wynosił 0,58 mg/l, co oznacza, że teoretyczny poziom fosforanu wchodzącego do selektora beztlenowego wynosi 1,70 mg/l. Po beztlenowym uwolnieniu fosforu przez organizmy-akumulujące polifosforany (PAO), stężenie fosforanów osiągnęło 3,2 mg/l. Stosunek stężenia fosforanów (maksimum w strefie beztlenowej/dopływie) wynosił 1,9, co wskazuje na znaczne uwalnianie. Głównym powodem była efektywna denitryfikacja w warunkach niskiego poziomu DO, co skutkowało niskim stężeniem azotanów w osadzie powrotnym do strefy beztlenowej, utrzymaniem dobrego środowiska beztlenowego (ORP na ogół poniżej -200 mV) i sprzyjaniem uwalnianiu fosforu.
Po strefie napowietrzania BIOLAK nastąpił znaczny pobór fosforu, zmniejszając końcowe stężenie fosforanów do 0,3 mg/L, uzyskując skuteczność biologicznego usuwania fosforu na poziomie 88,9%. Po zastosowaniu zbiorników sedymentacyjnych i stabilizacyjnych stężenie fosforanów wzrosło do 0,64 mg/l. Analiza sugeruje, że było to spowodowane długim HRT w osadniku i ściśle kontrolowanym DO w zbiorniku BIOLAK, tworzącymi warunki beztlenowe w osadniku i powodującymi wtórne uwolnienie fosforu. Po dozowaniu środka chemicznego w jednostce koagulacyjnej zawartość fosforanów na odpływie została zmniejszona do 0,06 mg/l. Dlatego też, biorąc pod uwagę koszty ekonomiczne i złożoność operacyjną, poświęcenie pewnej wydajności biologicznego usuwania fosforu na rzecz poprawy denitryfikacji jest realną strategią optymalizacji dla podobnych zakładów.
4 Koszty operacyjne
Bezpośrednie koszty operacyjne obejmują energię elektryczną, chemikalia i usuwanie osadów. Na podstawie rocznych statystyk jednostkowe zużycie energii wyniosło 0,66 kWh/m3. Przy cenie energii elektrycznej wynoszącej 0,65 CNY/kWh (na podstawie stawek szczytowych i pozaszczytowych-), koszt energii elektrycznej wyniósł 0,429 CNY/m3. Zużycie to jest wyższe według „Standardów oceny jakości funkcjonowania oczyszczalni ścieków komunalnych”, głównie ze względu na nieco niższą efektywność wykorzystania tlenu w systemie napowietrzania. Koszty środków chemicznych, obejmujących octan sodu, środek do usuwania fosforu, PAM, podchloryn sodu i chemikalia odwadniające, wyniosły łącznie 0,151 CNY/m3. Konkretne wykorzystanie i koszty są pokazane wTabela 2.
Osad pochodzi głównie ze źródeł biologicznych i chemicznych (zbiornik koagulacyjny). Wysoko-filtracja płytowa i ramowa jest stosowana z wapnem i chlorkiem żelaza jako środkami kondycjonującymi. Dawka wapna wynosi około 25% masy suchego osadu. Odwodniony placek ma wilgotność 60%. Dzienna produkcja osadu odwodnionego wynosi około 9 ton, a wydajność osadu suchego wynosi około 0,15%. Transport osadu kosztuje 250 CNY/tonę, co daje koszt utylizacji osadu na poziomie około 0,118 CNY/m3. Zatem całkowity bezpośredni koszt produkcji wynosi 0,698 CNY/m3.
5 Wnioski
① Oczyszczalnia ścieków w prowincji Hebei, stosująca proces BIOLAK do oczyszczania ścieków komunalnych, działała nieprzerwanie przez rok, a jakość ścieków stabilnie spełniała kluczowe limity obszaru kontrolnego z *DB13/2795-2018* (norma dla wód powierzchniowych quasi-klasy IV).
② Jako wariant wielo-etapowego procesu A/O, kontrolowanie maksymalnego DO na końcu strefy napowietrzania BIOLAK na poziomie 0,5–1,0 mg/l skutkowało szybkością usuwania TN wynoszącą 24,0% w strefie BIOLAK i 11,3% w osadniku. Udało się w ten sposób osiągnąć jednoczesną nitryfikację-denitryfikację i denitryfikację endogennego źródła węgla, co wykazało znaczną zdolność usuwania azotu.
③ Bezpośredni koszt operacyjny procesu BIOLAK wyniósł 0,698 CNY/m3. Operacyjne środki optymalizacji, w tym monitorowanie danych procesowych i ustalanie rozsądnych celów kontroli wewnętrznej, mogą zapewnić odniesienia do optymalizacji działania i osiągania oszczędności energii/kosztów w podobnych oczyszczalniach ścieków.