Fine bobleluftingsytelse i AAO-prosess: sesonganalyse (sommer vs. vinter)

Ytelsesmåling og evaluering av Fine Bubble Aeration System i AAO-prosessen om sommeren og vinteren

De fleste kommunale renseanlegg for avløpsvann (WWTP) i Kina bruker aerobe biologiske prosesser for å fjerne organisk materiale, nitrogen, fosfor og andre forurensninger fra avløpsvannet. Tilførsel av oppløst oksygen (DO) i vann er en forutsetning for å opprettholde mikrobiell livsbehov og behandlingseffektivitet i den aerobe biologiske prosessen. Følgeliglufteenheten er kjernen i den aerobe biologiske avløpsvannbehandlingen. Samtidig er luftesystemet ogsåhovedenergiforbrukende-enheti renseanlegg, regnskap for45 % til 75 % av anleggets totale energiforbruk. Foruten driftsforhold, påvirkes luftesystemets energiforbruk av faktorer som avløpsvannkvalitet og miljøforhold. De fleste regioner i Kina har forskjellige fire årstider, rikelig nedbør og betydelige sesongmessige temperaturvariasjoner. Sommernedbør fortynner konsentrasjonen av forurensende stoffer i renseanlegg, mens lave vintertemperaturer påvirker mikrobiell aktivitet, og dermed påvirker avløpskvaliteten. Svingninger i innflytende strømningshastighet og kvalitet utgjør også utfordringer for den nøyaktige kontrollen av luftesystemet i renseanlegg. Uten tilstrekkelig forståelse av endringene i oksygenoverføringsytelsen til finboblediffusorer og vedlikeholdet av dem under drift, kan ikke fordelen med høy oksygenoverføringseffektivitet (OTE) til finbobleluftesystemer utnyttes fullt ut, noe som fører til energisløsing.

Den mest brukte typen for tiden erfin boble diffuser, hvis ytelse er direkte relatert til det operasjonelle energiforbruket til luftesystemet. Metoder for å måle oksygenoverføringsytelsen til diffusorer med fine bobler inkluderer statiske tester (for eksempel rentvannstesten) og dynamiske tester (for eksempel av-gassanalysemetoden). Forskning på statiske tester fokuserer for det meste på simuleringer i laboratorie-skala, mens dynamiske testmetoder sjelden rapporteres på grunn av faktorer som krav til teststed og begrensninger for felttesting. Foreløpig har Kina bare etablert relevante standarder for testmetoden for rent vann. Under faktisk drift påvirkes oksygenoverføringsytelsen til diffusorer av faktorer som innflytende kvalitet, slamegenskaper, driftsforhold og diffusorbegroing. Den faktiske ytelsen avviker betydelig fra testresultatene for rent vann, noe som fører til betydelige avvik ved bruk av rentvannsdata for å forutsi det faktiske lufttilførselsbehovet. Mangelen på effektive overvåkingsmetoder for luftesystemets energieffektivitetsytelse i renseanlegg resulterer i energisløsing. Derfor er det nødvendig å måle og evaluere oksygenoverføringsytelsen til diffusorer under faktisk drift for å veilede rettidige justeringer av luftestrategier og bidra til å oppnå energibesparelser og forbruksreduksjon i luftesystemer. Denne studien taret kommunalt renseanlegg i Shanghai som et eksempel. Gjennom feltmålinger av forurensningskonsentrasjonen i den aerobe tanken og variasjonsmønstrene til OTE langs banen til luftesystemet med fine bobler om sommeren og vinteren, ble effektiviteten til fjerning av forurensninger og ytelsen til luftesystemet systematisk målt og evaluert. Målet er å utforske påvirkningen av sesongmessige endringer på oksygenoverføringsytelsen til luftesystemet, og gi veiledning for presis kontroll og-energisparende drift av luftesystemer i avløpsvannbehandling.

1. Materialer og metoder

1.1 Driftsoversikt for renseanlegg

Shanghai kommunale renseanlegg benytter en prosesskombinasjon avforbehandling + AAO-prosess + dyptliggende fiberfilter + UV-desinfeksjon. Debehandlingskapasitet er 3,0×10⁵ m³/d. Hovedprosessflyten til renseanlegget vises iFigur 1. Innflytelsen er først og fremstinnenlands kloakk, og avløpet oppfyller klasse A-standarden for "utslippsstandarden for forurensninger for kommunale avløpsrenseanlegg" (GB 18918-2002) før det slippes ut i Yangtze-elven. De hydrauliske retensjonstidene (HRT) for den anaerobe tanken, den anoksiske tanken og den aerobe tanken til den biologiske tanken i dette anlegget er henholdsvis 1,5 t, 2,7 t og 7,1 t. Det indre refluksforholdet og det eksterne refluksforholdet er begge 100%. Slamalderen kontrolleres mellom 10-15 dager. Anlegget har totalt 8 aerobe tanker. En enkelt aerob tank måler 116,8 m × 75,1 m × 7,0 m (L × B × H), med et volum på 11 093 m³. Konsentrasjonen av blandingsvæske suspenderte faste stoffer (MLSS) kontrolleres til rundt 4 g/l. Bunnen er utstyrt medUkrainske Ecopolemer polyetylen rørformede finboble diffusorer, dimensjonert til 120 mm × 1000 mm (D × L). Luft-til-forholdet er 5,7:1. Hver aerobictank består av 3 kanaler (sone 1, sone 2 og sone 3). Basert på DO-konsentrasjonen målt av gassstrømmålere i kanalene, justeres ledeskovlene til entrinns sentrifugalblåsere (4 i drift, 2 standby) for å opprettholde DO-konsentrasjonen i den aerobe tanken mellom 2-5 mg/L. Hver blåser har en nominell luftmengde på 108 m³/min, et trykk på 0,06 kPa og en effekt på 160 kW. Hver kanal styres separat ved hjelp av gassstrømmålere. Kombinert med DO-lese-tilbakemelding, kontrolleres den faktiske lufttilførselen ved å justere ledeskovlene til en-trinns sentrifugalblåsere for å opprettholde gjennomsnittlig DO i den aerobe tanken mellom 2-5 mg/L. Den utformede innflytnings-/avløpskvaliteten og 2019-innflytningskvaliteten til anlegget er vist iTabell 1.

1.2 Testpunktoppsett

To tester av oksygenoverføringsytelsen til luftesystemet med fine bobler under faktiske driftsforhold ble utført i juli (sommer) og desember (vinter). Langs strømningsretningen ble det satt opp 22 testpunkter i henhold til plasseringen av inspeksjonsportene til den aerobe tanken. Avstanden mellom to tilstøtende testpunkter var ca. 5 m, med henholdsvis 7, 7 og 8 testpunkter i sone 1, sone 2 og sone 3. Fordelingen av testpoeng vises iFigur 2. Den faktiske OTE for de fine boblediffusorene ved hvert punkt ble beregnet ved å måle oksygeninnholdet i avgassen- som rømte vannoverflaten. Samtidig ble DO-konsentrasjonen og vanntemperaturen ved hvert punkt målt ved hjelp av en vannkvalitetsmåler med flere -parametre (HQ 30d, Hach, USA), og forurensningskonsentrasjonen ved hvert punkt ble målt og analysert for å få variasjonsmønsteret langs veien. For å forhindre COD_Cri prøvene fra nedbrytning under overføring, ble prøver tatt langs den aerobe tanken filtrert på -stedet før måling.

1.3 Måling av oksygenoverføringsytelse for finboblespredere under faktiske forhold

Målingen av oksygenoverføringsytelsen til diffusorer med fine bobler under faktiske forhold brukte en av-gassanalysator uavhengig utviklet av Shanghai University of Electric Power, bestående av et gassoppsamlingssystem, gassanalysesystem og signalkonverteringssystem. Av-gass ble samlet opp ved hjelp av en gasspumpe (KVP15-KM-2-C-S, Karier, Kina) og en hette, og levert til en elektrokjemisk oksygensensor (A-01, ITG, Tyskland) for analyse. Signalkonverteringssystemet konverterte sensorens utgangsspenningssignal til oksygenpartialtrykket i gassen. Under avgasstesting ble oksygenpartialtrykket i omgivelsesluften målt først. Deretter ble panseret festet på vannoverflaten til den aerobe tanken for å samle opp gass og måle partialtrykket for oksygen. Data ble registrert etter at utgangen stabiliserte seg i 5 minutter. Parametre oppnådd via avgassanalysatoren inkluderte oksygenpartialtrykket i omgivelsesluft og avgass, hvorfra prosentandelen av oksygen som ble overført fra gassfasen til den blandede væsken, dvs. OTE for finboblediffusoren, ble beregnet som iLigning (1).

Hvor:

Y(O_₂,_luft)- Andel oksygen i luft;

Y(O_₂,_av-gass)- Andel oksygen i av-gass;

A_OTE- Verdi av OTE.

OTE målt med av-gassanalysatoren ble korrigert for DO, temperatur og saltholdighet for å oppnå standard OTE (SOTE) for finboblediffusoren i avløpsvann under standardforhold, som iLigning (2). Beregningen av mettet DO i vann er vist iLigning (3).

Hvor:

θ- Temperaturkorreksjonskoeffisient, tatt som 1,024, dimensjonsløs;

A_SOTE- Verdi av SOTE;

- Salinitetskoeffisient for den blandede væsken (beregnet basert på totalt oppløste faste stoffer i blandingsvæsken), dimensjonsløs, vanligvis tatt som 0,99;

- Forholdet mellom oksygenoverføringseffektiviteten til diffusoren i avløpsvann kontra rent vann, dimensjonsløs;

C - DO-konsentrasjon i vann, mg/L;

C_S,_T- Mettet DO-konsentrasjon i vann ved temperatur T, mg/L;

C_S,₂₀- Mettet DO-konsentrasjon i vann ved 20 grader , mg/L;

T- Vanntemperatur, grad .

1.4 Beregningsmetode for energiforbruk i luftesystemet

Det teoretiske oksygenbehovet til den aerobe tanken ble beregnet i henhold til Activated Sludge Model (ASM). Oksygenbehovet ble beregnet basert på COD_Crog resultater for fjerning av ammoniakknitrogen for å bestemme det totale oksygenbehovet (TOD) til den aerobe tanken, som iLigning (4).

Hvor:

M_TOD- Verdi av TOD, kg O₂/t;

Q- Innflytende strømningshastighet, m³/d;

ΔC_CODCr- Forskjellen mellom innløps- og avløps COD Cr-konsentrasjon, mg/L;

ΔC_{Ammoniakk nitrogen}- Forskjellen mellom innløps- og avløps ammoniakknitrogenkonsentrasjon, mg/L; 4,57 er konverteringsfaktoren for ammoniakknitrogen til NO₃⁻-N.

Oksygentilførselshastigheten til luftesystemet med fine bobler beregnes som iLigning (5).

Hvor:

M_OTR- Verdi av faktisk oksygentilførselshastighet, kg O₂/d;

Q_AFR- Luftstrøm, m³/t;

ŷ_O₂- Massefraksjon av oksygen i luft, 0,276.

Vifteeffekt bestemmes av den faktiske lufttilførselshastigheten til viften og utløpstrykket, som igjen bestemmes av inntakstrykket, trykktapet av luft i rørledningen, trykktapet til selve den fine boblediffusoren og det statiske vanntrykket ved tankbunnen, som iLigning (6).

Hvor:

ρ_luft- Lufttetthet, g/L, tatt som 1,29 g/L;

N - Vifteeffekt, kW;

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

T_luft- Atmosfærisk temperatur, grad ;

B- Blower-konverteringskoeffisient, tatt som 29,7;

- Spesifikt varmeforhold for gass, tatt som konstant 0,283;

η- Kombinert effektivitet for motor og vifte, tatt som konstant 0,8;

P_i- Vifteinntakstrykk, Pa;

Z- Nedsenkingsvanntrykk på diffusor, Pa;

P_tap- Trykktap for selve finboblediffuseren, Pa;

h_L- Trykktap av luft i rørledningen, Pa.

Under testforhold er mengden oksygen som overføres til vannet per enhet elektrisk energi forbrukt av diffusoren [kg/(kW·h)] standard luftingseffektivitet (SAE), som iLigning (7). SAE-verdien kan brukes til å evaluere den faktiske brukseffektiviteten til finboblediffusoren.

Hvor:

A_SAE- Verdi av SAE.

1.5 Konvensjonelle indikatormålemetoder

Blandede brennevinsprøver ble filtrert gjennom kvalitativt filterpapir. Løselig COD_Cr(SCOD_Cr), ammoniakknitrogen, NO3^--N og TP ble målt ved hjelp av nasjonale standardmetoder.

2. Resultater og diskusjon

2.1 Effektivitet for fjerning av forurensninger

Påvirkningskvaliteten til hovedforurensningene om sommeren og vinteren ved renseanlegget vises iFigur 3. Gjennomsnittlig behandlingsstrøm om sommeren og vinteren var henholdsvis 3,65×10⁵ m³/d og 3,13×10⁵ m³/d.Sommeren innflytende COD_Crog ammoniakknitrogenkonsentrasjoner var (188,38 ± 52,53) mg/L og (16,93 ± 5,10) mg/L, henholdsvis.Den vinterinnflytende COD_Crog ammoniakknitrogenkonsentrasjoner var (187,94 ± 28,26) mg/L og (17,91 ± 3,42) mg/L, henholdsvis. Høyere nedbør om sommeren fører til at renseanlegget opererer i en "høy hydraulisk belastning - lav forurensningsbelastning"-modus. Økningen i hydraulisk belastning forkorter systemets HRT, reduserer reaksjonstiden i den biologiske tanken og påvirker fjerning av forurensninger. Lav innflytende forurensningsbelastning i renseanlegg kan lett føre til for lav slambelastning, noe som forårsaker over-lufting og slamoppløsning. Rensevannsanlegg bør i tide justere slambelastning og lufttilførselshastigheter for å dempe virkningen av drift med lav forurensningsbelastning.Sommervanntemperaturen var (27,32 ± 1,34) grader, betydelig høyere enn vintertemperaturen på (17,39 ± 0,75) grader. Temperatur er en av de viktige faktorene som påvirker systemets evne til å fjerne forurensninger. Toleransen til filamentøse bakterier er høyere enn for flokkdannende bakterier, noe som gjør dem tilbøyelige til å spre seg i miljøer med lav-temperatur, noe som forårsaker slambulking. Lavere temperaturer reduserer også enzymaktiviteten til mikroorganismer i det aktiverte slammet, reduserer nedbrytningshastigheten for substratet og den endogene respirasjonshastigheten, noe som fører til redusert effektivitet i fjerning av forurensninger. Rensevannsanlegg kan iverksette tiltak som å øke slamalderen og MLSS i den biologiske tanken for å lindre den negative effekten av lav temperatur på fjerning av forurensninger. Siden den hydrauliske belastningen om vinteren er lavere enn om sommeren, utvides HRT i den aerobe tanken litt med tilstrekkelig lufting, noe som oppveier den negative effekten av lav temperatur på nitrifikasjon. Derfor oppfylte avløpskvaliteten både sommer og vinter klasse A-standarden GB 18918-2002.

2.2 Variasjonsmønstre av forurensningsformer langs aerobictanken

På testdagene,den innflytelsesrike SCOD_Crkonsentrasjonene sommer og vinter var henholdsvis 186,76 mg/L og 248,42 mg/L, og ammoniakknitrogenkonsentrasjonene var 22,05 mg/L og 25,91 mg/L, henholdsvis. Muligens på grunn av kombinert kloakkoverløp og grunnvannsinfiltrasjon, var tilløpskvaliteten lavere enn dimensjonerende verdier. Variasjonen av forurensninger langs den aerobe tanken er vist iFigur 4.

På grunn av fosforfrigjøring i den anaerobe tanken, denitrifikasjon i den anoksiske tanken og fortynning ved slamretur, ble forurensningskonsentrasjonen betydelig redusert før den kom inn i den aerobe tanken. SCOD_Crkonsentrasjoner ved den aerobe tankinnløpet sommer og vinter var henholdsvis 30,32 mg/L og 52,48 mg/L, og ammoniakknitrogenkonsentrasjonene var henholdsvis 3,90 mg/L og 4,62 mg/L. TN-konsentrasjonene ved den aerobe tankinnløpet sommer og vinter var henholdsvis 4,86 ​​mg/L og 6,16 mg/L, noe som gikk litt ned til 4,46 mg/L og 5,70 mg/L i avløpsvannet, noe som indikerer en relativt lav andel av samtidig nitrifikasjon og denitrifikasjon som forekommer i en tank. SCOD_Crkonsentrasjonen sank betydelig i sone 1 til 19,36 mg/L og 30,20 mg/L om henholdsvis sommer og vinter; ammoniakknitrogenkonsentrasjonen sank til 1,75 mg/L og 2,80 mg/L. Den synkende trenden for forurensningskonsentrasjon avtok i sone 2, noe som indikerer at lite molekylært organisk materiale hadde blitt fullstendig nedbrutt og nitrifiseringen var fullført. Forurensningskonsentrasjonen i slutten av sone 2 oppfylte allerede standarden for utslipp av avløpsvann. Forurensningskonsentrasjonen holdt seg nesten uendret i sone 3, men DO-verdien i blandingsvæsken økte, noe som indikerer at mesteparten av oksygenet som ble tilført i denne sonen løste seg opp i slamblandingsvæsken og ikke ble brukt til COD_Croksidasjon og ammoniakkoksidasjon. Avløpsvannet SCOD_Crkonsentrasjoner fra aerobe tanken sommer og vinter var henholdsvis 15,36 mg/L og 26,51 mg/L, og konsentrasjonene av ammoniakknitrogen i avløpet var henholdsvis 0,17 mg/L og 0,50 mg/L.Den høyere fjerningshastigheten for ammoniakknitrogen om sommeren skyldtes høyere vanntemperatur som økte nitrifikasjons-denitrifikasjonsaktiviteten til mikroorganismer. Zhang Tao et al. fant detlave vintertemperaturer reduserer mengden av ammoniakk-oksiderende bakterier og nitritt-oksiderende bakterier, noe som reduserer fjerningshastigheten for ammoniakknitrogen i renseanlegg.

2.3 Av-Gasstestresultater langs aerobictanken

Feltetester av oksygenoverføringsytelsen til luftesystemet med fine bobler ble utført langs den aerobe tanken om sommeren og vinteren ved å bruke av-gassanalysatoren. Resultatene vises iFigur 5. DO-konsentrasjonen i den aerobe tanken økte gradvis langs strømningsretningen. DO-konsentrasjonen i den blandede væsken avhenger av mengden oksygen som overføres fra gassfasen til væskefasen av diffusorene (dvs. OTR) og oksygen som forbrukes av mikroorganismer (dvs. OUR). Substratet er rikelig i frontenden av den aerobe tanken, og mikroorganismer krever mer oksygen for å bryte ned substratet. Derfor var DO-konsentrasjonen lavest i sone 1 både sommer og vinter, med henholdsvis (1,54 ± 0,22) mg/L og (1,85 ± 0,31) mg/L. DO-konsentrasjonen økte til henholdsvis (2,27 ± 0,45) mg/L og (2,04 ± 0,13) mg/L i sone 2. I sone 3 var DO-konsentrasjonen henholdsvis (4,48 ± 0,55) mg/L og (4,53 ± 1,68) mg/L. Variasjonsmønsteret til DO langs veien er i samsvar med forurensningskonsentrasjonen. Nedbrytning av organisk materiale og nitifisering ble i utgangspunktet fullført i sone 2. Innholdet av organisk stoff i sone 3 er lavere, noe som reduserer oksygenbehovet, noe som fører til at oksygen ikke utnyttes fullt ut og lagres i vannfasen som DO, noe som fører til at DO-konsentrasjonen stiger til for høye nivåer. Gjennomsnittlig DO i sone 3 var betydelig høyere enn 2,0 mg/L, noe som indikerer over-lufting ved slutten av den aerobe tanken. Endogen respirasjon av aktivert slam reduserer slamaktiviteten og kan lett forårsake slambulking, samtidig som det sløser med energi. Den for høye DO-konsentrasjonen ved enden av den aerobe tanken resulterer også i en høyere DO-konsentrasjon i returvæsken, som ikke bare øker DO-konsentrasjonen som kommer inn i den anoksiske tanken via ekstern refluks, men også reduserer mengden av tilgjengelig COD Cr, og reduserer dermed denitrifikasjonseffektiviteten. Derfor anbefales det å redusere lufttilførselen i sone 3, bare opprettholde den nødvendige blandingsintensiteten, for å spare luftingsenergiforbruk.

Som vist iFigur 5, eksisterer det betydelige forskjeller i oksygenoverføringsytelsen til diffusorer i forskjellige kanaler under faktisk drift mellom sommer og vinter. Gjennomsnittlig OTE målt om vinteren var 9,72 %, lavere enn resultatet målt om sommeren (16,71 %). Dette er fordireduksjonen i vanntemperaturen reduserer aktiviteten til mikroorganismer i den aerobe tanken til renseanlegget, noe som fører til lavere oksygenutnyttelsesgrad. Etter korreksjon for temperatur, saltholdighet og DO var gjennomsnittlige SOTE-verdier sommer og vinter henholdsvis 17,69 % og 14,21 %. Sommer SOTE var litt høyere enn om vinteren, muligens pgalangvarig operasjon forverret diffusorbegroing, blokkering av porer og redusert oksygenoverføringsytelse til diffusoren.

2.4 Analyse av energioptimaliseringspotensialet for det aerobiske tankluftesystemet

I henhold til ligning (3) og (4) ble oksygenbehovet, oksygentilførselshastigheten og vifteeffekten for hver kanal i den aerobe tanken om sommeren og vinteren beregnet, som vist iTabell 2. Det totale oksygenbehovet til den aerobe tanken om vinteren var omtrent 34,91 % høyere enn om sommeren, forårsaket av den høyere innflytende COD_Crog ammoniakknitrogenbelastning om vinteren sammenlignet med sommeren. Oksygenbehovet i hver sone i den aerobe tanken avtar ettersom innflytende forurensninger brytes ned langs banen. Sone 1 har den høyeste forurensningskonsentrasjonen og tilstrekkelig substrat, noe som resulterer i høyere mikrobiell aktivitet, og derfor er oksygenbehovet det høyeste. Ettersom forurensninger kontinuerlig brytes ned, reduseres oksygenbehovet i sone 2 og sone 3 gradvis. Om sommeren var oksygenbehovet i de tre sonene henholdsvis 72,62 %, 21,65 % og 5,73 % av det totale oksygenbehovet i aerobe tanken. Om vinteren var andelene henholdsvis 72,84 %, 24,53 % og 2,63 %. I konvensjonelle aktivert slamreaktorer er oksygenbehovet for den fremre delen 45%-55%, den midtre delen 25%-35% og den bakre delen 15%-25%. Behandlingsbelastningen ved enden av denne aerobe tanken er lavere enn konvensjonelle verdier. Lufttilførselen i fronten kan reduseres på passende måte, slik at noen forurensninger kan bli forringet i de bakre delene.

Sammenlignet med sommeren,oksygenbehovet til den biologiske behandlingsprosessen om vinteren er høyere, og oksygenoverføringseffektiviteten til luftesystemet med fine bobler er lavere, noe som fører til høyere nødvendig lufttilførsel. I følge driftsdataene til renseanlegget var den totale tilførselen av vifteluft om sommeren og vinteren henholdsvis 76,23 m³/t og 116,70 m³/t. Lufttilførselen var høyest i sone 1, mens lufttilførselen i sone 2 og sone 3 var lik, men lavere enn i sone 1. Oksygentilførselen om sommeren var 38,99 % høyere enn oksygenbehovet, noe som indikerer et betydelig-energisparepotensial. Oksygentilførselen i både sone 2 og sone 3 oversteg det faktiske oksygenbehovet. Oksygentilførselen om vinteren var 7,07 % høyere enn oksygenbehovet. Oksygentilførselen og -behovet i sone 1 og sone 2 ble matchet, mens over{18}}lufting skjedde i sone 3. Vifteeffekten er proporsjonal med lufttilførselshastigheten, som i ligning (6). Strømforbruket til blåserne sommer og vinter var henholdsvis 85,21 kW og 130,44 kW. Henkel foreslår deten økning i lufttemperatur reduserer kraften til blåsere i luftesystemer. Som svar på forskjellene i oksygenbehovet mellom ulike kanaler, bør renseanlegg iverksette tilsvarende tiltak for justering av lufting, for eksempel avsmalnende lufting. Dette kan innebære å åpne grenrørene for lufttilførselen helt i frontenden, åpne de i midtenden halvveis og justere grenrørene i enden til minimumsåpningen for åspare lufttilførsel og lufting energiforbruk.

For ytterligere å kvantifisere den faktiske brukseffektiviteten til de fine boblediffusorene, var Standard Aeration Efficiency (SAE) i den aerobe tanken om sommeren 2,57 kg O₂/kW·h, som er 32,29 % høyere enn om vinteren. Forskjeller i innflytende vannkvalitet, mengde og temperatur mellom sommer og vinter forårsaker betydelige variasjoner i driften og kontrollen av luftesystemet i renseanlegget. Energisvinnet var mer alvorlig om sommeren enn om vinteren, og luftesystemet oppnådde en bedre balanse mellom tilbud-etterspørsel om vinteren. Med tanke på den innflytende strømningshastigheten og kvaliteten,lufttilførselen kan reduseres passende om sommerensamtidig som det sikres avløpskvalitet og tilstrekkelig blanding i den aerobe tanken. Om vinteren, for å dempe virkningen av høy innflytende forurensningsbelastning og lav temperatur, bør tilstrekkelig lufting sikres. Det er imidlertid viktig å merke seg at under lang-drift samler forurensninger seg på overflaten og inne i porene til diffusorene, og blokkerer gradvis porene, og oksygenoverføringseffektiviteten vil reduseres. Hvis diffusorrengjøring ikke er tidsriktig, kan det føre til utilstrekkelig oksygentilførsel fra luftesystemet, noe som påvirker avløpskvaliteten.

Rensevannsanlegget bruker en DO-blower-luftstrømkontrollstrategi. Målet med luftekontrollsystemet er å gi et stabilt DO-miljø for mikroorganismer i den aerobe tanken og sikre etterlevelse av avløpsvann. DO-tilbakemeldingsmekanismen alene kan imidlertid ikke vurdere energisparepotensialet til luftesystemet. Felttesting av oksygenoverføringsytelsen til luftesystemet tillater nøyaktig beregning av den faktiske oksygentilførselshastigheten til luftesystemet og beskriver dets variasjonsmønster langs veien. Kombinert med oksygenbehovsdata, muliggjør dette presis kontroll av luftesystemet for å oppnå en balanse mellom tilbud-etterspørsel og målet om energisparing og forbruksreduksjon.

3. Konklusjon

• Høyere sommervanntemperaturer øker mikrobiell nitrifikasjonsaktivitet og denitrifikasjon, noe som resulterer i høyere COD Cr og ammoniakknitrogen i avløpet om vinteren sammenlignet med sommeren. På grunn av lavere hydraulisk belastning om vinteren enn om sommeren, oppveide imidlertid den utvidede HRT i den aerobe tanken og tilstrekkelig lufting den negative effekten av lav temperatur på nitrifikasjon. Derfor oppfylte avløpskvaliteten både sommer og vinter klasse A-standarden GB 18918-2002.

• Sammenlignet med sommeren er oksygenbehovet til den biologiske behandlingsprosessen om vinteren høyere, oksygenoverføringseffektiviteten til luftesystemet med fine bobler er lavere, noe som fører til en høyere nødvendig lufttilførselshastighet og lavere luftingseffektivitet.

• Oksygentilførselen om sommeren og vinteren var henholdsvis 38,99 % og 7,07 % høyere enn oksygenbehovet, noe som indikerer større-energisparepotensial om sommeren. Forurensningskonsentrasjonen avtar gradvis langs den aerobe tanken, forblir nesten konstant på slutten, mens DO-konsentrasjonen på slutten er mye høyere enn foran. Dette indikerer at mesteparten av oksygenet som tilføres på slutten løses opp i slamblandingsvæsken og ikke brukes til COD_Croksidasjon og ammoniakkoksidasjon, noe som tyder på over{0}}lufting. Derfor kan lufttilførselen ved enden av den aerobe tanken reduseres på passende måte, samtidig som avløpskvalitet og tilstrekkelig blanding sikres.