Вимірювання продуктивності та оцінка системи дрібнопухирцевої аерації в процесі AAO влітку та взимку
Більшість муніципальних очисних споруд (WWTP) у Китаї використовують аеробні біологічні процеси для видалення органічних речовин, азоту, фосфору та інших забруднюючих речовин зі стічних вод. Постачання розчиненого кисню (РО) у воді є необхідною умовою для підтримки потреби в житті мікробів і ефективності очищення в аеробному біологічному процесі. Отже,блок аерації є ядром аеробної біологічної очистки стічних вод. Одночасно з цим працює і система аераціїосновний енергоспоживаючий-блокв ОСВ, обліквід 45% до 75% загального енергоспоживання заводу. Крім умов експлуатації, на енергоспоживання системи аерації впливають такі фактори, як якість стічних вод і умови навколишнього середовища. Більшість регіонів Китаю мають чіткі чотири пори року, рясні опади та значні сезонні коливання температури. Літні опади розбавляють концентрацію забруднюючих речовин, що надходять у очисні споруди, тоді як низькі зимові температури впливають на мікробну активність, тим самим впливаючи на якість стоків. Коливання швидкості потоку та якості також створюють проблеми для точного контролю системи аерації в очисних спорудах. Без достатнього розуміння змін у продуктивності переносу кисню дрібнопухирчастих дифузорів та їх обслуговування під час експлуатації перевага високої ефективності переносу кисню (OTE) систем дрібнопухирцевої аерації не може бути повністю використана, що призводить до втрати енергії.
Найпоширенішим типом в даний час єдифузор дрібних бульбашок, продуктивність яких безпосередньо пов'язана з експлуатаційним енергоспоживанням системи аерації. Методи вимірювання ефективності передачі кисню дифузорами з дрібними бульбашками включають статичні випробування (такі як випробування чистою водою) і динамічні випробування (такі як метод аналізу від-газів). Дослідження статичних випробувань здебільшого зосереджені на лабораторному-моделюванні, тоді як динамічні методи випробувань рідко повідомляються через такі фактори, як вимоги до випробувального майданчика та обмеження польових випробувань. В даний час Китай встановив відповідні стандарти лише для методу випробування чистої води. Під час фактичної роботи на ефективність передачі кисню дифузорів впливають такі фактори, як якість потоку, характеристики осаду, умови експлуатації та забруднення дифузора. Фактичні показники значно відрізняються від результатів випробування чистої води, що призводить до значних відхилень при використанні даних чистої води для прогнозування фактичної потреби в подачі повітря. Відсутність ефективних методів моніторингу показників енергоефективності системи аерації на очисних спорудах призводить до втрати енергії. Таким чином, необхідно виміряти та оцінити ефективність передачі кисню дифузорами під час фактичної роботи, щоб своєчасно коригувати стратегії аерації та допомогти досягти економії енергії та зменшення споживання в системах аерації. Це дослідження займаєнаприклад, муніципальна очисна станція в Шанхаї. За допомогою польових вимірювань концентрації забруднюючих речовин в аеробному резервуарі та моделей зміни OTE уздовж шляху системи дрібнопухирцевої аерації влітку та взимку ефективність видалення забруднюючих речовин і продуктивність системи аерації систематично вимірювалися та оцінювалися. Мета полягає в тому, щоб вивчити вплив сезонних змін на продуктивність передачі кисню в системі аерації, надавши вказівки для точного керування та-енергозберігаючої роботи систем аерації при очищенні стічних вод.
1. Матеріали та методи
1.1 Огляд роботи очисної станції
Шанхайська муніципальна очисна станція використовує комбінацію процесівпопередня обробка + процес AAO + волокнистий фільтр глибокого шару + УФ-дезінфекція. Theпропускна здатність 3,0×10⁵ м³/добу. Основний технологічний процес очисної станції показано намалюнок 1. Вплив - це перш за всепобутові стоки, а стічні води відповідають стандарту класу A «Стандарту скидання забруднюючих речовин для муніципальних очисних споруд» (GB 18918-2002) перед тим, як бути скинутими в річку Янцзи. Гідравлічний час утримування (HRT) для анаеробного резервуару, безкисневого резервуару та аеробного резервуару біологічного резервуару на цій установці становить 1,5 години, 2,7 години та 7,1 години відповідно. Як внутрішній, так і зовнішній рефлюксні коефіцієнти дорівнюють 100%. Вік осаду контролюють 10-15 днів. Всього на заводі 8 аеробних баків. Один аеробний резервуар має розміри 116,8 м × 75,1 м × 7,0 м (Д × Ш × В) і об’ємом 11 093 м³. Концентрація завислих речовин у змішаному розчині (MLSS) контролюється приблизно на рівні 4 г/л. Дно оснащенеУкраїнські трубчасті дрібнопухирчасті дифузори з поліетилену Ecopolemer, розміром 120 мм × 1000 мм (Д × Д). Співвідношення повітря-до-води становить 5,7:1. Кожен аеробний резервуар складається з 3 каналів (зона 1, зона 2 і зона 3). На основі концентрації DO, виміряної газовими витратомірами в каналах, направляючі лопатки одно-ступеневих відцентрових повітродувок (4 робочі, 2 резервні) налаштовані для підтримки концентрації DO в аеробному баку між 2-5 мг/л. Кожна повітродувка має номінальний потік повітря 108 м³/хв, тиск 0,06 кПа та потужність 160 кВт. Кожен канал контролюється окремо за допомогою лічильників газу. У поєднанні зі зворотним зв’язком із зчитуванням DO фактична подача повітря контролюється шляхом регулювання напрямних лопаток одноступінчастих відцентрових повітродувок для підтримки середнього DO в аеробній ємності між 2-5 мг/л. Проектна якість притоку/стоків і якість притоку заводу за 2019 рік показані вТаблиця 1.
1.2 Схема тестової точки
У липні (влітку) та грудні (взимку) було проведено два випробування ефективності передачі кисню дрібнопухирчастою аераційною системою за фактичних умов експлуатації. Уздовж напрямку потоку було встановлено 22 тестові точки відповідно до розташування оглядових отворів аеробного бака. Відстань між двома сусідніми тестовими точками становила близько 5 м із 7, 7 і 8 тестовими точками в зоні 1, зоні 2 і зоні 3 відповідно. Розподіл тестових балів показано намалюнок 2. Фактичний OTE дифузорів з дрібними бульбашками в кожній точці був розрахований шляхом вимірювання вмісту кисню у вихідному -газі, що виходить з поверхні води. Одночасно було виміряно концентрацію DO та температуру води в кожній точці за допомогою мульти-метра якості води (HQ 30d, Hach, США), а концентрацію забруднюючих речовин у кожній точці було виміряно та проаналізовано, щоб отримати картину її зміни вздовж шляху. Щоб запобігти ГПКкру зразках від руйнування під час транспортування, зразки, взяті вздовж аеробного бака, були відфільтровані на-місці перед вимірюванням.
1.3 Вимірювання ефективності переносу кисню дифузорів з дрібними бульбашками за фактичних умов
Для вимірювання ефективності передачі кисню дифузорами з дрібними бульбашками за реальних умов використовувався аналізатор від{0}}відхідних газів, незалежно розроблений Шанхайським університетом електроенергетики, який складається з системи збору газу, системи аналізу газу та системи перетворення сигналу. Від-газ збирали за допомогою газового насоса (KVP15-KM-2-C-S, Karier, Китай) і витяжки та доставляли на електрохімічний датчик кисню (A-01, ITG, Німеччина) для аналізу. Система перетворення сигналу перетворювала сигнал вихідної напруги датчика в парціальний тиск кисню в газі. Під час випробування вихідного газу спочатку виміряли парціальний тиск кисню в навколишньому повітрі. Потім кришку закріплювали на поверхні води аеробного бака для збору відпрацьованих газів і вимірювання парціального тиску кисню. Дані були записані після стабілізації вихідного сигналу протягом 5 хвилин. Параметри, отримані за допомогою аналізатора відхідних газів, включали парціальний тиск кисню в навколишньому повітрі та відхідних газах, з якого було розраховано відсоток кисню, що перейшов із газової фази в змішаний розчин, тобто OTE дифузора з дрібними бульбашками, як уРівняння (1).
Де:
Y(O₂,повітря)- Частка кисню в повітрі;
Y(O₂,від-газ)- Частка кисню у вихідному-газі;
AOTE- Значення OTE.
OTE, виміряне-аналізатором відхідних газів, було скориговано на DO, температуру та солоність, щоб отримати стандартний OTE (SOTE) дифузора дрібних бульбашок у стічній воді за стандартних умов, як уРівняння (2). Розрахунок насиченого DO у воді наведено вРівняння (3).
Де:
θ- Коефіцієнт температурної корекції, прийнятий як 1,024, безрозмірний;
ASOTE- Значення SOTE;
- Коефіцієнт мінералізації для змішаного розчину (розрахований на основі загальної кількості розчинених твердих речовин у змішаному розчині), безрозмірний, зазвичай приймається рівним 0,99;
- Співвідношення ефективності переносу кисню дифузора в стічній воді та чистій воді, безрозмірне;
C - Концентрація DO у воді, мг/л;
CS,T- Концентрація насиченого DO у воді при температурі T, мг/л;
CS,20- Концентрація насиченого DO у воді при 20 градусах, мг/л;
T- Температура води, град.
1.4 Методика розрахунку енергоспоживання системи аерації
Теоретична потреба в кисні для аеробного резервуару була розрахована відповідно до моделі активного мулу (ASM). Потреба в кисні була розрахована на основі CODкрі результати видалення аміачного азоту для визначення загальної потреби в кисні (TOD) аеробного бака, як уРівняння (4).
Де:
MTOD- Значення TOD, кг O₂/год;
Q- Витрата, м³/день;
ΔCCODCr- Різниця між концентрацією ХПК Cr у вхідному та витоку, мг/л;
ΔCАзот аміачний- Різниця між концентрацією аміачного азоту, що надходить, і виходить, мг/л; 4,57 – коефіцієнт перетворення аміачного азоту в NO₃⁻-N.
Швидкість подачі кисню в систему дрібнопухирцевої аерації розраховується як уРівняння (5).
Де:
MOTR- Значення фактичної швидкості подачі кисню, кг O₂/добу;
QAFR- Витрата повітря, м³/год;
ŷO₂- Масова частка кисню в повітрі 0,276.
Потужність повітродувки визначається фактичною швидкістю подачі повітря повітродувкою та тиском на виході, який, у свою чергу, визначається тиском на вході, втратою тиску повітря в трубопроводі, втратою тиску самого дифузора з дрібними бульбашками та статичним тиском води承受 на дні резервуара, як уРівняння (6).
Де:
ρповітря- Густина повітря, г/л, прийнята за 1,29 г/л;
N - Потужність повітродувки, кВт;
R- Універсальна газова стала, 8,314 Дж/(моль·К);
Tповітря- Атмосферна температура, град.;
B- Коефіцієнт перетворення нагнітача, прийнятий як 29,7;
- Питома теплоємність газу, прийнята за постійну величину 0,283;
η- Загальна ефективність двигуна та повітродувки, прийнята як постійна 0,8;
Pi- Тиск на вході нагнітача, Па;
Z- Тиск занурювальної води на дифузор, Па;
Pвтрата- Втрата тиску самого дрібнопухирчастого дифузора, Па;
hL- Втрати тиску повітря в трубопроводі, Па.
За умов випробувань кількість кисню, що передається у воду на одиницю електричної енергії, спожитої дифузором [кг/(кВт·год)], є стандартною ефективністю аерації (SAE), як уРівняння (7). Значення SAE можна використовувати для оцінки фактичної ефективності використання дифузора з дрібними бульбашками.
Де:
ASAE- Значення SAE.
1.5 Традиційні методи вимірювання показників
Змішані зразки лікеру фільтрували через якісний фільтрувальний папір. Розчинна ГПКкр(SCODкр), аміачний азот, NO₃--N і TP вимірювалися за допомогою національних стандартних методів.
2. Результати та їх обговорення
2.1 Ефективність видалення забруднюючих речовин
Якість впливу основних забруднюючих речовин влітку та взимку на очисні станції показано вмалюнок 3. Середні витрати очисного потоку влітку та взимку становили 3,65×10⁵ м³/день та 3,13×10⁵ м³/день відповідно.Літній вплив CODкра концентрації аміачного азоту становили (188,38 ± 52,53) мг/л та (16,93 ± 5,10) мг/л, відповідно.Зимовий вплив CODкра концентрації аміачного азоту становили (187,94 ± 28,26) мг/л та (17,91 ± 3,42) мг/л, відповідно. Більша літня кількість опадів змушує очисні станції працювати в режимі «високе гідравлічне навантаження - низьке навантаження забруднюючих речовин». Збільшення гідравлічного навантаження скорочує HRT системи, скорочуючи час реакції в біологічному резервуарі та впливаючи на видалення забруднюючих речовин. Низький вплив забруднюючих речовин у очисних спорудах може легко призвести до надмірно низького навантаження осаду, викликаючи надмірну-аерацію та розпад осаду. Очисні споруди повинні своєчасно регулювати завантаження осаду та швидкість подачі повітря, щоб пом’якшити вплив роботи з низьким навантаженням забруднюючих речовин.Літня температура води становила (27,32 ± 1,34) градуси, значно вище за зимову (17,39 ± 0,75) градуси.. Температура є одним із важливих факторів, що впливають на здатність системи видаляти забруднюючі речовини. Толерантність ниткоподібних бактерій вища, ніж бактерій, що утворюють флокули-, що робить їх схильними до розмноження в середовищі з низькою{3}}температурою, спричиняючи накопичення осаду. Більш низькі температури також знижують активність ферментів мікроорганізмів в активному мулі, зменшуючи швидкість деградації субстрату та швидкість ендогенного дихання, що призводить до зниження ефективності видалення забруднюючих речовин. Очисні споруди можуть вживати заходів, таких як збільшення віку мулу та MLSS у біологічному резервуарі, щоб пом’якшити негативний вплив низької температури на видалення забруднюючих речовин. Оскільки гідравлічне навантаження взимку нижче, ніж влітку, HRT в аеробній ємності трохи подовжується за умови достатньої аерації, компенсуючи негативний вплив низької температури на нітрифікацію. Таким чином, якість стоків як влітку, так і взимку відповідала стандарту класу A GB 18918-2002.
2.2 Змінні моделі форм забруднюючих речовин уздовж аеробного резервуару
У дні тестування,впливовий SCODкрконцентрації влітку та взимку становили 186,76 мг/л та 248,42 мг/л відповідно, а концентрації аміачного азоту становили 22,05 мг/л та 25,91 мг/л., відповідно. Можливо, внаслідок комбінованого переливу каналізації та інфільтрації ґрунтових вод якість притоку була нижчою за проектні значення. Зміна забруднюючих речовин уздовж аеробного бака показано намалюнок 4.
Завдяки виділенню фосфору в анаеробному резервуарі, денітрифікації в безкисневому резервуарі та розбавленні шляхом повернення осаду, концентрація забруднюючих речовин значно знизилася перед надходженням в аеробний резервуар. SCODкрконцентрації на вході в аеробний резервуар влітку та взимку становили 30,32 мг/л та 52,48 мг/л відповідно, а концентрації аміачного азоту становили 3,90 мг/л та 4,62 мг/л відповідно. Концентрації TN на вході в аеробний резервуар влітку та взимку становили 4,86 мг/л і 6,16 мг/л відповідно, дещо знизившись до 4,46 мг/л і 5,70 мг/л у стічних водах, що вказує на відносно низьку частку одночасної нітрифікації та денітрифікації, що відбуваються в аеробному резервуарі. SCODкрконцентрація значно знизилася в зоні 1 до 19,36 мг/л і 30,20 мг/л влітку та взимку відповідно; концентрація аміачного азоту знизилася до 1,75 мг/л та 2,80 мг/л. Тенденція до зниження концентрації забруднюючих речовин уповільнилася в зоні 2, що вказує на те, що мала молекулярна органічна речовина була повністю розкладена, а нітрифікація завершена. Концентрація забруднюючих речовин наприкінці зони 2 вже відповідала стандарту скиду стічних вод. Концентрація забруднюючих речовин залишилася майже незмінною в зоні 3, але значення DO в змішаному розчині зросло, що вказує на те, що більша частина кисню, що подається в цю зону, розчиняється в змішаному розчині з мулом і не використовується для ХПКкрокислення та окислення аміаку. Стоки SCODкрконцентрації з аеробного резервуару влітку та взимку становили 15,36 мг/л та 26,51 мг/л відповідно, а концентрації аміачного азоту у стічних водах становили 0,17 мг/л та 0,50 мг/л відповідно.Вищий рівень видалення аміачного азоту влітку був зумовлений вищою температурою води, що посилює нітрифікаційну-денітрифікаційну активність мікроорганізмів. Чжан Тао та ін. виявив, щонизькі зимові температури зменшують кількість аміаку-бактерій-окислювачів і нітритів-бактерій-окислювачів, зменшуючи швидкість видалення аміачного азоту в очисних спорудах.
2.3 Вимкнено-Результати тестування газу вздовж аеробного резервуару
Польові випробування продуктивності передачі кисню дрібнопухирчастою аераційною системою проводилися вздовж аеробного резервуара влітку та взимку за допомогою аналізатора вихідних{0}}газ. Результати показано вмалюнок 5. Концентрація DO в аеробній ємності поступово зростала вздовж напрямку потоку. Концентрація DO в змішаному розчині залежить від кількості кисню, що переноситься з газової фази в рідку фазу за допомогою дифузорів (тобто OTR), і кисню, який споживають мікроорганізми (тобто OUR). Субстрат у великій кількості знаходиться в передній частині аеробного бака, і мікроорганізмам потрібно більше кисню, щоб розкласти субстрат. Таким чином, концентрація DO була найнижчою в Зоні 1 як влітку, так і взимку, на рівні (1,54 ± 0,22) мг/л і (1,85 ± 0,31) мг/л відповідно. Концентрація DO зросла до (2,27 ± 0,45) мг/л та (2,04 ± 0,13) мг/л у зоні 2 відповідно. У зоні 3 концентрація DO становила (4,48 ± 0,55) мг/л та (4,53 ± 1,68) мг/л відповідно. Схема зміни DO вздовж шляху узгоджується зі зміною концентрації забруднювача. Деградація та нітифікація органічної речовини були в основному завершені в зоні 2. Вміст органічної речовини в зоні 3 нижчий, що знижує потребу в кисні, що призводить до того, що кисень не повністю використовується та зберігається у водній фазі як DO, що призводить до підвищення концентрації DO до надмірно високих рівнів. Середній DO в зоні 3 був значно вищим за 2,0 мг/л, що вказує на надмірну -аерацію в кінці аеробного бака. Ендогенне дихання активного мулу знижує активність мулу та може легко спричинити його накопичення, водночас витрачаючи енергію. Надмірно висока концентрація DO в кінці аеробного резервуару також призводить до більш високої концентрації DO у зворотному розчині, що не тільки збільшує концентрацію DO, що надходить у безкисневий резервуар через зовнішній рефлюкс, але також зменшує кількість доступного COD Cr, тим самим знижуючи ефективність денітрифікації. Тому рекомендується зменшити подачу повітря в зону 3, зберігаючи лише необхідну інтенсивність змішування, щоб заощадити споживання енергії на аерацію.
Як показано вмалюнок 5існують значні відмінності в продуктивності передачі кисню дифузорами в різних каналах під час фактичної роботи між літом і зимою. Середній ОТЕ, виміряний взимку, становив 9,72%, що нижче результату, виміряного влітку (16,71%). Це тому, щоЗниження температури води знижує активність мікроорганізмів в аеробній ємності СОС, що призводить до зниження коефіцієнта використання кисню. Після поправки на температуру, солоність та DO середні значення SOTE влітку та взимку становили 17,69% та 14,21% відповідно. Влітку SOTE був дещо вищим, ніж взимку, можливо томутривале функціонування посилення забруднення дифузора, блокування пор і зниження продуктивності дифузора для передачі кисню.
2.4 Аналіз потенціалу оптимізації енергії для аеробної системи аерації бака
Згідно з рівняннями (3) і (4) було розраховано потребу в кисні, швидкість подачі кисню та потужність повітродувки для кожного каналу аеробного бака влітку та взимку, як показано наТаблиця 2. Загальна потреба в кисні для аеробного резервуара взимку була приблизно на 34,91% вищою, ніж влітку, через вищий вплив ГПКкрі навантаження забруднюючих речовин аміачного азоту взимку порівняно з літом. Потреба в кисні в кожній зоні аеробного резервуара зменшується, оскільки забруднюючі речовини розкладаються на шляху. Зона 1 має найвищу концентрацію забруднюючих речовин і достатню кількість субстрату, що призводить до вищої мікробної активності, отже, її потреба в кисні найвища. Оскільки забруднюючі речовини постійно розкладаються, потреба в кисні в Зоні 2 і Зоні 3 поступово зменшується. Влітку частка потреби в кисні в трьох зонах становила 72,62%, 21,65% і 5,73% від загальної потреби в кисні аеробного бака відповідно. Взимку пропорції становили відповідно 72,84%, 24,53% і 2,63%. У звичайних реакторах з активним мулом потреба в кисні для передньої секції становить 45%-55%, середньої секції 25%-35%, а задньої секції 15%-25%. Лікувальне навантаження в кінці цього аеробного резервуара нижче за звичайні значення. Подачу повітря в передній частині можна відповідно зменшити, дозволяючи деяким забруднювачам деградувати в задніх секціях.
У порівнянні з літом,потреба в кисні процесу біологічної очистки взимку вища, а ефективність передачі кисню дрібнопухирцевою аераційною системою нижча, що призводить до більшої необхідної подачі повітря. За експлуатаційними даними КОС сумарна подача нагнітаючого повітря влітку та взимку становила 76,23 м³/год та 116,70 м³/год відповідно. Подача повітря була найвищою в зоні 1, тоді як подача повітря в зоні 2 і 3 була подібною, але нижчою, ніж у зоні 1. Подача кисню влітку була на 38,99% вищою, ніж потреба в кисні, що свідчить про значний-потенціал енергозбереження. Постачання кисню як у зоні 2, так і в зоні 3 перевищувало фактичну потребу в кисні. Забезпеченість киснем взимку була на 7,07% вищою за потребу в кисні. Подача кисню та потреба в кисні в Зоні 1 і Зоні 2 були узгоджені, тоді як у Зоні 3 відбулася надмірна{18}}аерація. Потужність повітродувки пропорційна швидкості подачі повітря, як у рівнянні (6). Споживана потужність повітродувок влітку та взимку становила 85,21 кВт та 130,44 кВт відповідно. Хенкель припускає цепідвищення температури повітря знижує потужність нагнітачів в системах аерації. У відповідь на відмінності у потребі в кисні між різними каналами, очисні споруди повинні вживати відповідних заходів з регулювання аерації, таких як конічна аерація. Це може включати повне відкриття патрубків подачі повітря на передньому кінці, відкриття патрубків у середньому кінці наполовину та регулювання патрубків на кінці до мінімального отвору, щобекономити подачу повітря та витрати енергії на аерацію.
Подальше кількісне визначення фактичної ефективності використання дифузорів з дрібними бульбашками показало, що стандартна ефективність аерації (SAE) в аеробній ємності влітку становила 2,57 кг O₂/кВт·год, що на 32,29% вище, ніж взимку. Різниця в якості, кількості та температурі води, що надходить, між літом і зимою спричиняє значні зміни в роботі та контролі системи аерації в очисних спорудах. Втрата енергії була більшою влітку, ніж взимку, і система аерації досягла кращого балансу постачання-попиту взимку. Враховуючи швидкість потоку та якість,влітку подачу повітря можна відповідно зменшитизабезпечуючи при цьому якість стоків і відповідне змішування в аеробному резервуарі. Взимку, щоб пом’якшити вплив високого навантаження забруднюючих речовин і низької температури, слід забезпечити достатню аерацію. Однак важливо зауважити, що під час тривалої-експлуатації забруднюючі речовини накопичуються на поверхні та всередині пор дифузорів, поступово блокуючи пори, і ефективність передачі кисню зменшується. Несвоєчасне очищення дифузора може призвести до недостатнього надходження кисню системою аерації, що вплине на якість стоків.
У WWTP використовується стратегія керування повітряним потоком DO-повітродувки. Метою системи контролю аерації є забезпечення стабільного середовища DO для мікроорганізмів в аеробній ємності та забезпечення відповідності стічних вод. Однак сам по собі механізм зворотного зв’язку DO не може оцінити-потенціал енергозбереження системи аерації. Випробування продуктивності передачі кисню в системі аерації в польових умовах дозволяє точно розрахувати фактичну швидкість подачі кисню в систему аерації та описує його зміну вздовж шляху. У поєднанні з даними про потребу в кисні це дає змогу точно контролювати систему аерації для досягнення балансу-попиту та цілі економії та зменшення споживання енергії.
3. Висновок
- Вищі температури води влітку підвищують активність мікробної нітрифікації та денітрифікації, що призводить до вищого ХПК Cr і аміачного азоту взимку порівняно з літом. Однак через нижче гідравлічне навантаження взимку, ніж улітку, подовжена ЗГТ в аеробному резервуарі та достатня аерація компенсують негативний вплив низької температури на нітрифікацію. Таким чином, якість стоків як влітку, так і взимку відповідала стандарту класу A GB 18918-2002.
- Порівняно з літом потреба в кисні для процесу біологічної очистки взимку вища, ефективність передачі кисню дрібнопухирцевою аераційною системою нижча, що призводить до більшої необхідної швидкості подачі повітря та нижчої ефективності аерації.
- Постачання кисню влітку та взимку було на 38,99% та 7,07% вище, ніж потреба в кисні відповідно, що свідчить про більший-потенціал енергозбереження влітку. Концентрація забруднюючих речовин поступово зменшується вздовж аеробного бака, залишаючись майже незмінною в кінці, тоді як концентрація DO в кінці набагато вища, ніж у передній частині. Це вказує на те, що більша частина кисню, що подається в кінці, розчиняється в змішаному розчині та не використовується для ГПК.крокислення та окислення аміаку, що свідчить про надмірну{0}}аерацію. Таким чином, подачу повітря в кінці аеробної ємності можна належним чином зменшити, забезпечуючи при цьому якість стоків і відповідне змішування.