Застосування процесу BIOLAK для модернізації очисних споруд до квазі-стандартів класу IV
Запроваджений у Китаї на початку 21 століття процес BIOLAK отримав широке застосування в очищенні міських стічних вод завдяки своїй простій структурі та низьким інвестиційним витратам. Останніми роками, із посиленням стандартів скидання та збільшенням автоматизації, більшість існуючих заводів BIOLAK стикаються з модернізацією. Удосконалення, такі як додавання підвішених носіїв, модернізація баків і перевизначення функціональних зон, реалізовано для покращення видалення азоту та фосфору. У той час як на новозбудованих заводах переважно використовуються процеси A²/O та процеси окислення, існує небагато звітів про фактичну продуктивність BIOLAK, особливо за суворих стандартів викидів. Процес BIOLAK використовує коливальні ланцюги аерації для створення тимчасових безкисневих і аеробних зон, по суті, функціонуючи як багато-ступеневий процес повітря/виведення. Завдяки оптимізації роботи якість стоків може стабільно відповідати квазі-стандарту поверхневих вод класу IV.
1 Історія проекту
Станція очищення стічних вод у провінції Хебей використовує процес BIOLAK як свою основну технологію. Приплив коливається від 18 000 до 22 000 м³/день, в середньому 19 000 м³/день, очищаючи головним чином міські побутові стічні води та невелику кількість сільськогосподарських стічних вод. Розраховані якості притоку та витоку показано наТаблиця 1. Початковий стандарт скиду був стандартом класу A *"Стандарт скиду забруднюючих речовин для муніципальних очисних споруд" (GB 18918-2002)*. Після модернізації, яка включала розділення анаеробної зони для посилення денітрифікації та дефосфоризації, станція тепер відповідає ключовим обмеженням контрольної зони *«Стандартів скидання забруднювачів води для басейну річки Дацин» (DB13/2795-2018)*. За винятком загального азоту, усі інші показники відповідають стандартам класу IV, зазначеним у *"Стандартах якості навколишнього середовища для поверхневих вод" (GB 3838-2002)*. Хід процесу показано намалюнок 1.
Для дезінфекції завод використовує гіпохлорит натрію. Шлам зневоднюється за допомогою плити високого{1}}напору та рамної фільтрації до вмісту вологи нижче 60 % перед транспортуванням для спільної -обробки в цементних печах.
Внесок кожної очисної установки у видалення забруднюючих речовин розраховувався на основі балансу маси з використанням конкретних методів, наведених у літературі.
2 Заходи з оптимізації оперативного контролю
Під час експлуатації було впроваджено численні заходи з оптимізації, щоб підвищити стабільність стоків і досягти економії енергії та витрат.
2.1 Покращений контроль розчиненого кисню (РО).
Існуючі проекти модернізації BIOLAK часто відзначають його слабке зонування як багато-ступінчастий варіант A/O, що призводить до низької ефективності денітрифікації. У цьому проекті, забезпечуючи відповідність вмісту аміачного азоту у витікаючих водах, максимальний РВ наприкінці зони аерації підтримувався на рівні 0,5–1,0 мг/л, що є нижчим, ніж стандартні вимоги щодо контролю РВ.
2.2 Розширений моніторинг даних процесу
Щоб керувати контролем DO та дозуванням зовнішнього джерела вуглецю, нітратний азот та аміачний азот контролювалися в кінці анаеробної зони та резервуара BIOLAK для визначення оптимальних діапазонів контролю. Під час роботи дозування зовнішнього джерела вуглецю було зменшено або припинено, коли нітратний азот у кінці анаеробної зони був<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 Встановлення цілей контролю внутрішніх стоків
Для забезпечення стабільної відповідності цілі внутрішнього контролю були встановлені на рівні 30%–80% лімітів викидів, виходячи з труднощів контролю кожного забруднювача. Перевищення цих внутрішніх обмежень викликало негайне коригування параметрів процесу, щоб повернути концентрацію стічних вод до прийнятного діапазону. Річні цілі внутрішнього контролю щодо ХПК, аміачного азоту, загального азоту та загального фосфору становили 15 мг/л, 0,5 мг/л, 12 мг/л та 0,12 мг/л відповідно.
2.4 Підтримка належної концентрації мулу
Витрати осаду були скориговані залежно від витрати, навантаження та сезону. Час утримування осаду (SRT) підтримувався на рівні 15–25 днів, а концентрація завислих речовин у змішаному розчині (MLSS) — 2500–4500 мг/л. Зокрема, MLSS контролювався на рівні 2500–3500 мг/л влітку та восени, з навантаженням мулу приблизно 0,06 кгCOD/(кгMLSS·d), і на рівні 3500–4500 мг/л взимку та навесні, з навантаженням мулу приблизно 0,04 кгCOD/(кгMLSS·d).
2.5 Налагодження роботи установок вдосконаленої терапії
Низькі температури взимку вплинули на флокуляцію та седиментацію. Несвоєчасне зворотне промивання фільтрів типу V- може призвести до підвищеного вмісту завислих твердих речовин у стічних водах і ХПК. Таким чином, під час зимової експлуатації частоту зворотного промивання було збільшено на основі показників коагуляції, а скидання осаду з коагуляційного-відстійника було інтенсифіковано, щоб зменшити концентрацію завислих твердих речовин у стоках.
3 Ефективність лікування
Річний рівень ГПК коливався від 109 до 248 мг/л, в середньому 176 мг/л. ГПК у стічних водах коливався від 9,5 до 20,1 мг/л, в середньому 12,1 мг/л. Коли ГПК стічних вод перевищувала ціль внутрішнього контролю (15 мг/л), частоту зворотного промивання фільтра збільшували, щоб зменшити кількість завислих твердих речовин. Рекомендовано оновити коагуляційний-відстійник до-високої{11}}щільності або магнітної коагуляції-відстійника для кращої ефективності коагуляції.
Річний вміст аміачного азоту коливався від 17,8 до 54,9 мг/л, в середньому 31,9 мг/л. Вміст аміачного азоту в стоках коливався від 0,12 до 1,30 мг/л, в середньому 0,5 мг/л. Коли він перевищував ціль внутрішнього контролю, аерація була скоригована відповідно до заходів оптимізації. Якість стоків стабільно відповідала ключовим обмеженням зони контролю *DB13/2795-2018* протягом року.
Через низьку впливову концентрацію джерела вуглецю, увага була зосереджена на оптимізації умов процесу для покращення видалення азоту та фосфору з метою економії енергії та витрат.
3.1 Оптимізація контролю DO та повне видалення азоту
Річний загальний азот (TN) коливався від 20,3 до 55,6 мг/л (див.малюнок 2), в середньому 42,1 мг/л. TN у стоках коливався від 2,5 до 14,2 мг/л, в середньому 8,8 мг/л, у межах цільового внутрішнього контролю (12 мг/л). Середній рівень видалення TN склав 79,1%. При коефіцієнті рециркуляції осаду 90% (без внутрішньої рециркуляції змішаного розчину) теоретична ефективність денітрифікації становила 47,4%, що вказує на те, що денітрифікація також відбувалася в інших технологічних зонах за межами анаеробного селектора. Зміни в азоті вздовж серії обробки в типовому циклі показано намалюнок 3.
У типовому циклі вхідний TN становив 42,0 мг/л, а сума аміачного та нітратного азоту становила 35,2 мг/л. Після анаеробного селектора TN становив 16,7 мг/л, що дало швидкість видалення 43,5% через баланс маси, що відповідає теоретичному значенню. Резервуар BIOLAK забезпечив видалення 24,0% TN. Потік TN у вторинному відстійнику було додатково зменшено, що призвело до додаткового видалення на 11,3%, головним чином завдяки тривалому гідравлічному часу утримування (8,6 години), що дозволило ендогенному джерелу вуглецю-денітрифікувати. Інші одиниці вилучили 1,9%. Остаточний рівень TN у стоках становив 8,1 мг/л із загальною швидкістю видалення 80,7%.
Досвід роботи показує, що контроль DO є вирішальним для видалення TN у процесі BIOLAK. У звичайних процесах РВ зазвичай вимірюється в кінці аеробної зони в структурі каналу, де РВ є відносно рівномірним у поперечному-перерізі. Однак у резервуарі БІОЛАК кінець зони аерації має ширину майже 70 метрів, при цьому DO збільшується від краю схилу до центру, відрізняючись на 0,5–1,0 мг/л. Тому розташування зондів DO вимагає особливої уваги.
Завдяки суворому контролю максимального DO в кінці зони аерації BIOLAK було ефективно забезпечено безкисневе середовище, необхідне для денітрифікації. Було досягнуто одночасної нітрифікації та денітрифікації (SND) з використанням ендогенних джерел вуглецю, що призвело до ефективного видалення TN.
3.2 Повне видалення фосфору та оптимізація роботи
Річний вміст загального фосфору (ТР) коливався від 1,47 до 4,80 мг/л (див.малюнок 4), в середньому 2,99 мг/л. TP стічних вод коливався від 0,04 до 0,17 мг/л. Дозування агента для видалення фосфору було скориговано на основі цільового внутрішнього контролю (0,12 мг/л). Середня концентрація TP у стічних водах становила 0,07 мг/л, стабільно відповідаючи стандарту скиду, із середнім рівнем видалення TP 98,3%.
Зміни фосфату в ході лікування в типовому циклі показано намалюнок 5.
Вхідний фосфат становив 2,70 мг/л, а фосфат у зворотному мулі становив 0,58 мг/л, що робить теоретичний фосфат, що надходить в анаеробний селектор, 1,70 мг/л. Після анаеробного виділення фосфору організмами, що накопичують поліфосфат- (PAO), концентрація фосфату досягла 3,2 мг/л. Співвідношення концентрації фосфату (максимум в анаеробній зоні / приплив) становив 1,9, що вказує на значне вивільнення. Основною причиною була ефективна денітрифікація за умов низького DO, що призвело до низької концентрації нітратів у зворотному мулі до анаеробної зони, підтримці хорошого анаеробного середовища (ОВП зазвичай нижче -200 мВ) і сприяння вивільненню фосфору.
Після зони аерації BIOLAK відбулося значне поглинання фосфору, що призвело до зниження концентрації фосфату в кінці до 0,3 мг/л, досягнувши ефективності біологічного видалення фосфору 88,9%. Після відстійників і стабілізаторів концентрація фосфату зросла до 0,64 мг/л. Аналіз показує, що це було пов’язано з тривалою HRT у відстійнику та суворо контрольованим DO в резервуарі BIOLAK, створюючи анаеробні умови в відстійнику та викликаючи вторинне вивільнення фосфору. Після дозування хімічної речовини в коагуляційній установці вміст фосфату, що витікає, було знижено до 0,06 мг/л. Тому, враховуючи економічні витрати та складність експлуатації, пожертвування деякою ефективністю біологічного видалення фосфору заради посилення денітрифікації є життєздатною стратегією оптимізації для подібних установок.
4 Операційні витрати
Прямі експлуатаційні витрати включають електроенергію, хімікати та утилізацію мулу. За даними річної статистики, питома витрата електроенергії становила 0,66 кВт/год/м³. При ціні на електроенергію 0,65 юанів/кВт-год (на основі сукупності ставок пік/поза-пік), вартість електроенергії становила 0,429 юанів/м³. Відповідно до «Стандарту оцінки експлуатаційної якості муніципальних очисних споруд» це споживання є вищим, головним чином через дещо нижчу ефективність використання кисню системою аерації. Витрати на хімікати, включаючи ацетат натрію, засіб для видалення фосфору, PAM, гіпохлорит натрію та хімікати для зневоднення, склали 0,151 CNY/м³. Конкретне використання та вартість показані вТаблиця 2.
Мул походить переважно з біологічних і хімічних (коагуляційний бак) джерел. Пластинчаста-фільтрація високого тиску та рамна фільтрація використовуються з вапном і хлорним залізом як кондиціонуючими агентами. Дозування вапна становить близько 25% від маси сухого осаду. Зневоднений макуха має вологість 60%. Добове виробництво зневодненого осаду становить близько 9 тонн, з питомим виходом сухого осаду близько 0,15%. Транспортування осаду коштує 250 юанів/тонна, що призводить до вартості утилізації осаду приблизно 0,118 юанів/м³. Таким чином, загальні прямі витрати на виробництво становлять 0,698 CNY/м³.
5 Висновки
① Станція очищення стічних вод у провінції Хебей, яка використовує процес BIOLAK для очищення муніципальних стічних вод, працювала безперервно протягом одного року, при цьому якість стоків стабільно відповідала ключовим обмеженням зони контролю *DB13/2795-2018* (стандарт поверхневих вод квазікласу IV).
② Як варіант багато-етапного процесу A/O, контроль максимального DO в кінці зони аерації BIOLAK на рівні 0,5–1,0 мг/л призвів до рівня видалення TN 24,0% у зоні BIOLAK і 11,3% у відстійнику. Це досягло одночасної нітрифікації-денітрифікації та денітрифікації ендогенного джерела вуглецю, демонструючи значну здатність видаляти азот.
③ Прямі експлуатаційні витрати для процесу BIOLAK становили 0,698 CNY/м³. Операційні заходи з оптимізації, включаючи моніторинг даних процесу та встановлення обґрунтованих цілей внутрішнього контролю, можуть надати посилання для оптимізації роботи та досягнення енергозбереження/збереження витрат на подібних очисних спорудах.