Finom buborékos levegőztetési teljesítmény az AAO folyamatban: Szezonális elemzés (nyár vs. tél)

Finom buborékos levegőztető rendszer teljesítménymérése és értékelése az AAO folyamatban nyáron és télen

A legtöbb kínai települési szennyvíztisztító telep (WWTP) aerob biológiai folyamatokat alkalmaz a szerves anyagok, nitrogén, foszfor és egyéb szennyező anyagok szennyvízből való eltávolítására. Az oldott oxigén (DO) vízben való ellátása előfeltétele a mikrobiális életszükséglet és a kezelés hatékonyságának fenntartásának az aerob biológiai folyamatokban. Következésképpen,a levegőztető egység az aerob biológiai szennyvízkezelés magja. Ezzel egyidejűleg a levegőztető rendszer is afő energia{0}}fogyasztó egységszennyvíztisztító telepeken, számvitelia teljes üzemi energiafogyasztás 45-75%-a. A levegőztető rendszer energiafogyasztását az üzemi feltételek mellett olyan tényezők is befolyásolják, mint a szennyvíz minősége és a környezeti feltételek. Kína legtöbb régiójában négy évszak, bőséges csapadék és jelentős szezonális hőmérséklet-ingadozások jellemzik. A nyári csapadék hígítja a szennyvíztisztító telepek befolyó szennyezőanyag-koncentrációját, míg az alacsony téli hőmérséklet befolyásolja a mikrobiális aktivitást, ezáltal befolyásolja a szennyvíz minőségét. A befolyó áramlási sebesség és a minőség ingadozása is kihívást jelent a szennyvíztisztító telepek levegőztető rendszerének precíz szabályozásában. A finombuborékos diffúzorok oxigénszállítási teljesítményében bekövetkezett változások és üzem közbeni karbantartásuk kellő ismerete nélkül a finombuborékos levegőztető rendszerek magas oxigénszállítási hatékonyságának (OTE) előnyeit nem lehet teljes mértékben kihasználni, ami energiapazarláshoz vezet.

Jelenleg a legszélesebb körben használt típus afinom buborékos diffúzor, amelynek teljesítménye közvetlenül összefügg a levegőztető rendszer működési energiafogyasztásával. A finombuborékos diffúzorok oxigénátadási teljesítményének mérésére szolgáló módszerek közé tartoznak a statikus tesztek (például a tiszta víz tesztje) és a dinamikus tesztek (például a kif{1}}gáz elemzési módszer). A statikus tesztekkel kapcsolatos kutatások többnyire a laboratóriumi-léptékű szimulációkra összpontosítanak, míg dinamikus vizsgálati módszerekről ritkán számolnak be olyan tényezők miatt, mint a teszthelyi követelmények és a helyszíni tesztelési korlátok. Jelenleg Kína csak a tiszta víz vizsgálati módszerére hozott vonatkozó szabványokat. A tényleges működés során a diffúzorok oxigénszállítási teljesítményét olyan tényezők befolyásolják, mint a befolyó folyadék minősége, az iszap jellemzői, az üzemi feltételek és a diffúzor elszennyeződése. A tényleges teljesítmény jelentősen eltér a tiszta víz teszteredményeitől, ami jelentős eltérésekhez vezet a tiszta víz adatok felhasználásával a tényleges levegőellátási igény előrejelzésére. A szennyvíztisztító telepeken a levegőztető rendszerek energiahatékonysági teljesítményére vonatkozó hatékony monitoring módszerek hiánya energiapazarlást eredményez. Ezért szükség van a diffúzorok oxigénátviteli teljesítményének mérésére és értékelésére a tényleges működés során, hogy irányítani lehessen a levegőztetési stratégiák időben történő beállítását, és elősegítsük az energiamegtakarítást és a levegőztető rendszerek fogyasztáscsökkentését. Ez a tanulmány azt veszipéldaként egy települési szennyvíztisztító telep Sanghajban. Az aerob tartályban lévő szennyezőanyag-koncentráció terepi mérése és az OTE változási mintázata a finom buborékos levegőztető rendszer útvonala mentén nyáron és télen szisztematikusan mérték és értékelték a szennyezőanyag eltávolítási hatékonyságot és a levegőztető rendszer teljesítményét. A cél az évszakos változások hatásának feltárása a levegőztetőrendszer oxigénszállítási teljesítményére, útmutatást adva a szennyvíztisztításban a levegőztetőrendszerek pontos szabályozásához és energiatakarékos-működéséhez.

1. Anyagok és módszerek

1.1 A szennyvíztisztító telep működési áttekintése

A sanghaji települési szennyvíztisztító telep a folyamatok kombinációját alkalmazzaelőkezelés + AAO eljárás + mélyágyas szálszűrő + UV fertőtlenítés. Akezelési kapacitása 3,0×10⁵ m³/d. A szennyvíztisztító fő folyamatfolyama a képen látható1. ábra. A befolyásoló elsősorbanháztartási szennyvíz, és a szennyvíz megfelel a "Szennyezőanyagok kibocsátási szabványa a települési szennyvíztisztító telepekre" (GB 18918-2002) A fokozatú szabványának, mielőtt a Jangce folyóba engedné. A hidraulikus retenciós idő (HRT) az anaerob tartály, az anoxikus tartály és a biológiai tartály aerob tartálya esetében 1,5 óra, 2,7 óra és 7,1 óra. A belső refluxarány és a külső refluxarány egyaránt 100%. Az iszap korát 10-15 nap között szabályozzuk. Az üzemben összesen 8 aerob tartály található. Egyetlen aerob tartály mérete 116,8 m × 75,1 m × 7,0 m (H × SZ × M), űrtartalma 11 093 m³. A kevert liquor szuszpendált szilárd anyagok (MLSS) koncentrációját körülbelül 4 g/l-re szabályozzuk. Az alja fel van szerelveUkrán Ecopolemer polietilén cső alakú finombuborékos diffúzorok, mérete 120 mm × 1000 mm (D × L). A levegő-víz aránya 5,7:1. Minden aerob tartály 3 csatornából áll (1. zóna, 2. zóna és 3. zóna). A csatornákon belüli gázáramlásmérőkkel mért DO-koncentráció alapján az egyfokozatú centrifugális fúvók (4 működő, 2 készenléti) vezetőlapátjait úgy állítják be, hogy a DO-koncentráció az aerob tartályban 2-5 mg/L között maradjon. Mindegyik ventilátor névleges légáramlási sebessége 108 m³/perc, nyomása 0,06 kPa, teljesítménye 160 kW. Minden csatorna külön szabályozható gázáramlásmérőkkel. A DO leolvasási visszajelzéssel kombinálva a tényleges levegőellátást az egyfokozatú centrifugális fúvók vezetőlapátjainak beállításával szabályozzák, hogy az átlagos DO az aerob tartályban 2-5 mg/L között maradjon. Az üzem tervezett befolyó/elfolyó minősége és 2019-es befolyó minősége a1. táblázat.

1.2 Tesztpont elrendezése

Júliusban (nyáron) és decemberben (télen) két alkalommal is tesztelték a finombuborékos levegőztető rendszer oxigénszállítási teljesítményét tényleges üzemi körülmények között. Az áramlási irány mentén 22 vizsgálati pont került kialakításra az aerob tartály ellenőrző nyílásainak elhelyezkedése szerint. A két szomszédos vizsgálati pont közötti távolság körülbelül 5 m volt, az 1. zónában 7, 7 és 8 vizsgálati pont volt az 1. zónában, a 2. zónában és a 3. zónában. A tesztpontok eloszlását a2. ábra. A finombuborékos diffúzorok tényleges OTE értékét minden ponton úgy számítottuk ki, hogy megmértük a vízfelszínről kilépő füstgáz oxigéntartalmát. Ezzel egyidejűleg a DO-koncentrációt és a vízhőmérsékletet minden ponton több -paraméteres vízminőség-mérővel (HQ 30d, Hach, USA) mértük, és minden ponton megmértük és elemeztük a szennyezőanyag-koncentrációt, hogy megkapjuk a változási mintázatot az útvonal mentén. A COD megelőzésére_Kraz átvitel során lebomló mintákban az aerob tartály mentén vett mintákat mérés előtt a helyszínen szűrtük-.

1.3 Finom buborékos diffúzorok oxigénátviteli teljesítményének mérése a tényleges körülmények között

A finombuborékos diffúzorok oxigénátviteli teljesítményének mérése tényleges körülmények között a Shanghai University of Electric Power által önállóan kifejlesztett gázelemzőt használt, amely gázgyűjtő rendszerből, gázelemző rendszerből és jelátalakító rendszerből állt. Az el-gázt gázszivattyúval (KVP15-KM-2-C-S, Karier, Kína) és védőburkolattal gyűjtötték össze, és egy elektrokémiai oxigénérzékelőhöz (A-01, ITG, Németország) szállították elemzés céljából. A jelátalakító rendszer az érzékelő kimeneti feszültségjelét a gáz oxigén parciális nyomásává alakította át. A kipufogógáz vizsgálata során először a környezeti levegő oxigén parciális nyomását mérték. Ezután a motorháztetőt az aerob tartály vízfelületére rögzítették, hogy összegyűjtsék a távozó gázokat és mérjék az oxigén parciális nyomását. Az adatokat azután vettük fel, hogy a kimenet 5 percig stabilizálódott. A kipufogógáz-analizátorral kapott paraméterek között szerepelt a környezeti levegőben és a kipufogógázban lévő oxigén parciális nyomása, amelyből a gázfázisból a kevert lúgba átvitt oxigén százalékos arányát, azaz a finombuborékos diffúzor OTE-jét számítottuk ki az alábbi módon.(1) egyenlet.

Ahol:

Y(O_₂,_levegő)- Az oxigén aránya a levegőben;

Y(O_₂,_{kikapcsolni-a gázt})- Az oxigén aránya a füstgázban-;

A_OTE- Az OTE értéke.

A kipufogógáz-analizátor által mért OTE-értéket a DO, a hőmérséklet és a sótartalom tekintetében korrigáltuk, hogy megkapjuk a finom buborékos diffúzor standard OTE-értékét (SOTE) a szennyvízben normál körülmények között, mint pl.(2) egyenlet. A telített DO számítása vízben az alábbi ábrán látható(3) egyenlet.

Ahol:

θ- Hőmérséklet-korrekciós együttható, 1,024, dimenzió nélküli;

A_SOTE- SOTE értéke;

- A kevert lúg sótartalmi együtthatója (a kevert lúgban oldott összes szilárd anyag alapján számítva), dimenzió nélküli, általában 0,99-nek veszik;

- A diffúzor oxigénátviteli hatékonyságának aránya a szennyvízben a tiszta vízhez viszonyítva, dimenzió nélkül;

C - DO koncentráció vízben, mg/L;

C_S,_T- Telített DO koncentráció a vízben T hőmérsékleten, mg/L;

C_S,₂₀- Telített DO koncentráció vízben 20 fokon, mg/L;

T- Vízhőmérséklet, fok .

1.4 A levegőztető rendszer energiafogyasztásának számítási módszere

Az aerob tartály elméleti oxigénigényét az Activated Sludge Model (ASM) szerint számítottuk ki. Az oxigénigényt KOI alapján számítottuk ki_Krés az ammónia-nitrogén eltávolítási eredmények az aerob tartály teljes oxigénigényének (TOD) meghatározásához, mint pl.(4) egyenlet.

Ahol:

M_BOZÓT- TOD értéke, kg O₂/h;

Q- Befolyó áramlási sebesség, m³/d;

ΔC_CODCr- Különbség a befolyó és a kifolyó KOI Cr-koncentrációja között, mg/L;

ΔC_{Ammónia nitrogén}- Különbség a befolyó és a kilépő ammónia nitrogén koncentrációja között, mg/L; 4,57 az ammónia-nitrogén NO₃⁻-N-vé történő konverziós tényezője.

A finombuborékos levegőztető rendszer oxigénellátási sebességét az alábbi módon számítjuk ki(5) egyenlet.

Ahol:

M_OTR- A tényleges oxigénellátási sebesség értéke, kg O₂/d;

Q_AFR- Légáramlási sebesség, m³/h;

ŷ_O₂- Az oxigén tömeghányada a levegőben, 0,276.

A fúvóteljesítményt a fúvó tényleges levegőellátási sebessége és a kilépő nyomás határozza meg, amit viszont a beszívott nyomás, a csővezetékben lévő levegő nyomásvesztesége, magának a finombuborékos diffúzor nyomásvesztesége és a tartály alján lévő statikus víznyomás, mint pl.(6) egyenlet.

Ahol:

ρ_levegő- A levegő sűrűsége, g/l, 1,29 g/L;

N - Légfúvó teljesítmény, kW;

R- Univerzális gázállandó, 8,314 J/(mol·K);

T_levegő- Légköri hőmérséklet, fok ;

B- Légfúvó konverziós együtthatója, 29,7;

- A gáz fajhőviszonya, állandónak tekintve 0,283;

η- A motor és a ventilátor kombinált hatásfoka, állandónak 0,8;

P_i- Ventilátor szívónyomás, Pa;

Z- Merülő víznyomás a diffúzoron, Pa;

P_veszteség- Maga a finombuborékos diffúzor nyomásvesztesége, Pa;

h_L- A levegő nyomásvesztesége a csővezetékben, Pa.

Vizsgálati körülmények között a vízbe átvitt oxigén mennyisége a diffúzor által elfogyasztott elektromos energia egységenként [kg/(kW·h)] a szabványos levegőztetési hatékonyság (SAE), mint a(7) egyenlet. A SAE érték felhasználható a finombuborékos diffúzor tényleges használati hatékonyságának értékelésére.

Ahol:

A_SAE- SAE értéke.

1.5 Hagyományos indikátormérési módszerek

A kevert folyadékmintákat kvalitatív szűrőpapíron szűrtük. Oldható KOI_Kr(SCOD_Kr), ammónia-nitrogén, NO3^--N és TP mérése nemzeti szabványos módszerekkel történt.

2. Eredmények és megbeszélés

2.1 Szennyezőanyag-eltávolítási hatékonyság

A fő szennyező anyagok befolyó minősége nyáron és télen a szennyvíztisztító telepen látható3. ábra. Az átlagos kezelési áramlási sebesség nyáron és télen 3,65×10⁵ m³/d, illetve 3,13×10⁵ m³/d volt.A nyári influenza COD_Krés az ammónia nitrogén koncentrációja (188,38 ± 52,53) mg/L és (16,93 ± 5,10) mg/L volt, ill.A téli influenza KOI_Krés az ammónia nitrogén koncentrációja (187,94 ± 28,26) mg/L és (17,91 ± 3,42) mg/L volt, ill. A nagyobb nyári csapadék miatt a szennyvíztisztító telep "nagy hidraulikus terhelésű - alacsony szennyezőanyag-terhelés" üzemmódban működik. A hidraulikus terhelés növekedése lerövidíti a rendszer HRT-jét, csökkenti a reakcióidőt a biológiai tartályban és befolyásolja a szennyező anyagok eltávolítását. A szennyvíztisztító telepekbe befolyó alacsony szennyezőanyag-terhelés könnyen túlzottan alacsony iszapterheléshez vezethet, ami túl-levegőztetést és az iszap szétesését okozza. A szennyvíztisztító telepeknek időben be kell állítaniuk az iszapterhelést és a levegőellátást, hogy csökkentsék az alacsony szennyezőanyag-terhelésű működés hatását.A nyári vízhőmérséklet (27,32 ± 1,34) fok volt, lényegesen magasabb, mint a téli (17,39 ± 0,75) fok. A hőmérséklet az egyik fontos tényező, amely befolyásolja a rendszer szennyezőanyag-eltávolító képességét. A fonalas baktériumok toleranciája magasabb, mint a pelyhesítő baktériumoké, ezért hajlamosak az alacsony hőmérsékletű környezetben elszaporodni, ami az iszap tömegének növekedését okozza. Az alacsonyabb hőmérséklet csökkenti a mikroorganizmusok enzimaktivitását is az eleveniszapban, csökkentve a szubsztrát lebomlási sebességét és az endogén légzés sebességét, ami csökkenti a szennyezőanyag-eltávolítási hatékonyságot. A szennyvíztisztító telepek olyan intézkedéseket hozhatnak, mint az iszap korának növelése és az MLSS a biológiai tartályban, hogy enyhítsék az alacsony hőmérséklet negatív hatását a szennyezőanyagok eltávolítására. Mivel a hidraulikus terhelés télen kisebb, mint nyáron, az aerob tartályban lévő HRT enyhén meghosszabbodik megfelelő levegőztetéssel, ellensúlyozva az alacsony hőmérséklet negatív hatását a nitrifikációra. Ezért a szennyvíz minősége mind nyáron, mind télen megfelelt az A fokozatú GB 18918-2002 szabványnak.

2.2 A szennyezőanyag-formák változási mintái az aerob tartály mentén

A tesztnapokon,a befolyásos SCOD_Kra nyári és téli koncentrációk 186,76 mg/l és 248,42 mg/l, az ammónia nitrogén koncentrációja pedig 22,05 mg/l és 25,91 mg/L volt., ill. Valószínűleg a csatorna túlfolyás és a talajvíz beszivárgás együttes hatása miatt a befolyó minőség a tervezési értékeknél alacsonyabb volt. A szennyező anyagok változása az aerob tartály mentén látható4. ábra.

Az anaerob tartályban történő foszfor felszabadulás, az anoxikus tartály denitrifikációja és az iszapvisszavezetéssel történő hígítás miatt a szennyezőanyag koncentrációja jelentősen csökkent az aerob tartályba kerülés előtt. A SCOD_KrAz aerob tartály bemeneti nyílásánál nyáron és télen 30,32 mg/L és 52,48 mg/L, az ammónia-nitrogén koncentrációja pedig 3,90 mg/L és 4,62 mg/L volt. A TN-koncentráció az aerob tartály bemeneténél nyáron és télen 4,86 ​​mg/l, illetve 6,16 mg/l volt, enyhén 4,46 mg/l-re és 5,70 mg/l-re csökkent a szennyvízben, ami azt jelzi, hogy az aerob tartályban egyidejűleg nitrifikáció és denitrifikáció viszonylag alacsony arányban fordul elő. A SCOD_Kra koncentráció szignifikánsan csökkent az 1. zónában 19,36 mg/L-re, illetve 30,20 mg/L-re nyáron és télen; az ammónia-nitrogén koncentrációja 1,75 mg/L-re és 2,80 mg/L-re csökkent. A szennyezőanyag-koncentráció csökkenő tendenciája a 2. zónában lelassult, ami azt jelzi, hogy a kis molekulájú szerves anyagok teljesen lebomlanak, és a nitrifikáció befejeződött. A 2. zóna végén a szennyezőanyag-koncentráció már megfelelt a szennyvízkibocsátási normának. A 3. zónában a szennyezőanyag-koncentráció szinte változatlan maradt, a kevert lúgban viszont nőtt a DO-érték, ami azt jelzi, hogy az ebben a zónában szállított oxigén nagy része az iszapos keveréklúgban oldódott, és nem használta fel KOI-ra._Kroxidáció és ammónia oxidáció. A szennyvíz SCOD_KrAz aerob tartályból származó koncentrációk nyáron és télen 15,36 mg/L és 26,51 mg/L, a kifolyó ammónia nitrogén koncentrációja pedig 0,17 mg/L és 0,50 mg/L volt.A nyári nagyobb ammónia-nitrogén eltávolítási sebesség a magasabb vízhőmérsékletnek köszönhető, amely fokozza a mikroorganizmusok nitrifikációs-denitrifikációs aktivitását. Zhang Tao et al. azt találtaaz alacsony téli hőmérséklet csökkenti az ammónia-oxidáló baktériumok és a nitrit-oxidáló baktériumok mennyiségét, csökkentve az ammónia-nitrogén eltávolítási sebességét a szennyvíztisztító telepeken.

2.3 Kikapcsolt-Gázteszt eredményei az aerob tartály mentén

A finombuborékos levegőztető rendszer oxigénátviteli teljesítményének helyszíni tesztjeit az aerob tartály mentén végezték el nyáron és télen a kipufogógáz-analizátor segítségével. Az eredmények a következőben jelennek meg5. ábra. A DO koncentráció az aerob tartályban fokozatosan nőtt az áramlási irány mentén. A kevert lúg DO koncentrációja a gázfázisból a diffúzorok által a folyadékfázisba átvitt oxigén mennyiségétől (azaz OTR) és a mikroorganizmusok által elfogyasztott oxigén mennyiségétől (azaz OUR) függ. A szubsztrátum bőségesen található az aerob tartály elején, és a mikroorganizmusoknak több oxigénre van szükségük a szubsztrát lebontásához. Ezért a DO-koncentráció az 1. zónában volt a legalacsonyabb nyáron és télen is, (1,54 ± 0,22) mg/l, illetve (1,85 ± 0,31) mg/l. A DO koncentráció (2,27 ± 0,45) mg/l-re, illetve (2,04 ± 0,13) mg/l-re nőtt a 2. zónában. A 3. zónában a DO koncentráció (4,48 ± 0,55) mg/l, illetve (4,53 ± 1,68) mg/l volt. A DO változási mintázata az útvonal mentén összhangban van a szennyezőanyag koncentrációjával. A szervesanyag-lebontás és a nitifikáció alapvetően a 2. zónában fejeződött be. A 3. zónában alacsonyabb a szervesanyag-tartalom, ami csökkenti az oxigénigényt, ami ahhoz vezet, hogy az oxigén nem hasznosul teljes mértékben, és DO-ként raktározódik a vízfázisban, ami miatt a DO koncentráció túlzottan magas szintre emelkedik. Az átlagos DO a 3. zónában szignifikánsan magasabb volt, mint 2,0 mg/l, ami az aerob tartály végének túlzott levegőztetésére utal. Az eleveniszap endogén légzése csökkenti az iszap aktivitását, és könnyen iszaptömeget okozhat, ugyanakkor energiapazarlást is okoz. A túlzottan magas DO-koncentráció az aerob tartály végén egyben magasabb DO-koncentrációt is eredményez a visszatérő folyadékban, ami nemcsak növeli az anoxikus tartályba külső refluxon keresztül belépő DO-koncentrációt, hanem csökkenti a rendelkezésre álló KOI Cr mennyiségét is, ezáltal csökkenti a denitrifikáció hatékonyságát. Ezért a levegőztetés energiafogyasztásának megtakarítása érdekében a 3. zónában javasolt a levegőellátás csökkentése, csak a szükséges keverési intenzitás fenntartásával.

Ahogy az ábrán látható5. ábra, jelentős különbségek vannak a diffúzorok oxigénátadási teljesítményében a különböző csatornákban a nyári és téli tényleges működés során. A télen mért átlagos OTE 9,72% volt, alacsonyabb a nyáron mért eredménynél (16,71%). Ez azért van, merta vízhőmérséklet csökkenése csökkenti a mikroorganizmusok aktivitását a szennyvíztisztító telep aerob tartályában, ami az oxigén felhasználási arány csökkenéséhez vezet.. A hőmérséklet, a sótartalom és a DO korrekciója után az átlagos SOTE értékek nyáron és télen 17,69%, illetve 14,21% voltak. A nyári SOTE valamivel magasabb volt a télinél, valószínűleg azértelhúzódó működés súlyosbítja a diffúzor elszennyeződését, elzárja a pórusokat és csökkenti a diffúzor oxigénátviteli teljesítményét.

2.4 Az aerob tartálylevegőztető rendszer energiaoptimalizálási potenciáljának elemzése

A (3) és (4) egyenlet szerint kiszámították az aerob tartály egyes csatornáihoz tartozó oxigénigényt, oxigénellátási sebességet és fúvóteljesítményt nyáron és télen, amint az a2. táblázat. Az aerob tartály teljes oxigénigénye télen mintegy 34,91%-kal volt magasabb, mint nyáron, a magasabb beáramló KOI miatt._Krés ammónia nitrogén szennyezőanyag terhelés télen a nyárihoz képest. Az oxigénigény az aerob tartály minden zónájában csökken, ahogy a befolyó szennyező anyagok lebomlanak az útvonal mentén. Az 1. zóna a legmagasabb szennyezőanyag-koncentrációval és elegendő szubsztrátummal rendelkezik, ami magasabb mikrobiális aktivitást eredményez, ezért oxigénigénye a legmagasabb. A szennyező anyagok folyamatos lebomlásával a 2. és 3. zóna oxigénigénye fokozatosan csökken. Nyáron a három zóna oxigénigényi aránya a teljes aerob tartály oxigénigényének 72,62%-a, 21,65%-a, illetve 5,73%-a volt. Télen ez az arány 72,84%, 24,53%, illetve 2,63% volt. A hagyományos eleveniszapos reaktorokban az elülső rész oxigénigénye 45%-55%, a középső rész 25%-35%, a hátsó rész pedig 15%-25%. A kezelési terhelés ennek az aerob tartálynak a végén alacsonyabb, mint a hagyományos értékek. Az elülső rész levegőellátása megfelelően csökkenthető, lehetővé téve egyes szennyező anyagok lebomlását a hátsó részekben.

A nyárhoz képesta téli biológiai tisztítási folyamat oxigénigénye nagyobb, a finombuborékos levegőztető rendszer oxigénszállítási hatékonysága pedig alacsonyabb, ami nagyobb levegőellátást eredményez.. A szennyvíztisztító telep üzemi adatai szerint a teljes fúvólevegő-ellátás nyáron 76,23 m³/h, illetve 116,70 m³/h volt. A levegőellátás az 1. zónában volt a legmagasabb, míg a 2. és 3. zónában hasonló, de alacsonyabb volt a levegőellátás, mint az 1. zónában. A nyári oxigénellátás 38,99%-kal haladta meg az oxigénigényt, ami jelentős energiamegtakarítási potenciált jelez. Az oxigénellátás mind a 2., mind a 3. zónában meghaladta a tényleges oxigénigényt. A téli oxigénellátás 7,07%-kal haladta meg az oxigénigényt. Az 1. és 2. zónában az oxigénellátás és -igény megegyezett, míg a 3. zónában túl-levegőztetés történt. A fúvó teljesítménye arányos a levegőellátási sebességgel, mint a (6) egyenletben. A fúvók teljesítményfelvétele nyáron 85,21 kW, illetve 130,44 kW volt télen. A Henkel ezt javasoljaa levegő hőmérsékletének emelkedése csökkenti a levegőztető rendszerek fúvóinak teljesítményét. A különböző csatornák oxigénigényének különbségeire reagálva a szennyvíztisztító telepeknek megfelelő levegőztetés-szabályozási intézkedéseket kell tenniük, például kúpos levegőztetést. Ez magában foglalhatja a levegőellátó elágazó csövek teljes kinyitását az elülső végén, a középső végén lévőket félig, és a végén lévő elágazó csöveket a minimális nyílásra állítva.a levegőellátás és a levegőztetés energiafogyasztásának megtakarítása.

A finombuborékos diffúzorok tényleges használati hatékonyságát tovább mérve, a Standard Aeration Efficiency (SAE) az aerob tartályban nyáron 2,57 kg O₂/kW·h volt, ami 32,29%-kal magasabb, mint télen. A befolyó víz minőségében, mennyiségében és hőmérsékletében a nyári és téli időszakban tapasztalható különbségek jelentős eltéréseket okoznak a szennyvíztisztító telep levegőztető rendszerének működésében és szabályozásában. Az energiapazarlás nyáron súlyosabb volt, mint télen, és a levegőztető rendszer jobb kínálati-keresleti egyensúlyt ért el télen. Figyelembe véve a befolyó áramlási sebességet és minőséget,a levegőellátás nyáron megfelelően csökkenthetőmiközben biztosítja a szennyvíz minőségét és a megfelelő keveredést az aerob tartályban. Télen a nagy befolyó szennyezőanyag-terhelés és az alacsony hőmérséklet hatásának mérséklése érdekében megfelelő levegőztetést kell biztosítani. Fontos azonban megjegyezni, hogy a hosszú távú működés során a szennyező anyagok felhalmozódnak a diffúzorok felületén és pórusaiban, fokozatosan elzárva a pórusokat, és csökken az oxigénszállítás hatékonysága. Ha a diffúzor tisztítása nem történik meg időben, az a levegőztető rendszer elégtelen oxigénellátásához vezethet, ami befolyásolja a szennyvíz minőségét.

A szennyvíztisztító DO{0}}légáramlás szabályozási stratégiát alkalmaz. A levegőztetés-szabályozó rendszer célja, hogy stabil DO környezetet biztosítson az aerob tartályban lévő mikroorganizmusok számára és biztosítsa a szennyvíz megfelelőségét. A DO visszacsatolási mechanizmus azonban önmagában nem képes felmérni a levegőztető rendszer energiamegtakarítási potenciálját. A levegőztető rendszer oxigénátadási teljesítményének helyszíni tesztelése lehetővé teszi a levegőztető rendszer tényleges oxigénellátási sebességének pontos kiszámítását, és leírja annak változási mintáját az útvonal mentén. Az oxigénigényi adatokkal kombinálva ez lehetővé teszi a levegőztető rendszer pontos vezérlését a kínálati-kereslet egyensúlyának, valamint az energiamegtakarítás és a fogyasztáscsökkentés céljának elérése érdekében.

3. Következtetés

• A magasabb nyári vízhőmérséklet fokozza a mikrobiális nitrifikációs aktivitást és a denitrifikációt, ami télen a nyárihoz képest magasabb kibocsátott KOI Cr és ammónia nitrogént eredményez. A télinél alacsonyabb hidraulikus terhelés miatt azonban az aerob tartály meghosszabbított HRT-je és a megfelelő levegőztetés ellensúlyozza az alacsony hőmérséklet nitrifikációra gyakorolt ​​negatív hatását. Ezért a szennyvíz minősége nyáron és télen egyaránt megfelelt a GB 18918-2002 A fokozatú szabványnak.

• A nyárihoz képest a biológiai tisztítási folyamat oxigénigénye télen nagyobb, a finombuborékos levegőztető rendszer oxigénszállítási hatékonysága alacsonyabb, ami magasabb szükséges levegőellátást és alacsonyabb levegőztetési hatékonyságot eredményez.

• Az oxigénellátás nyáron 38,99%-kal, télen 7,07%-kal haladta meg az oxigénigényt, ami nagyobb energiamegtakarítási potenciált jelez nyáron. A szennyezőanyag koncentrációja az aerob tartály mentén fokozatosan csökken, a végén szinte állandó marad, míg a végén a DO koncentráció sokkal magasabb, mint az elején. Ez azt jelzi, hogy a végén betáplált oxigén nagy része feloldódik az iszapos kevert lúgban, és nem használják KOI-ra._Kroxidáció és ammónia oxidációja, ami túlzott levegőztetésre utal. Emiatt az aerob tartály végének levegőellátása megfelelően csökkenthető, miközben biztosítható a kifolyó víz minősége és a megfelelő keveredés.