AAOプロセスにおけるファインバブル曝気装置の夏季・冬季性能測定と評価
中国のほとんどの都市下水処理場 (WWTP) は、好気性の生物学的プロセスを利用して有機物、窒素、リン、その他の汚染物質を廃水から除去します。水中の溶存酸素（DO）の供給は、好気性生物学的プロセスにおける微生物の生命需要と処理効率を維持するための前提条件です。その結果、曝気装置は好気性生物学的廃水処理の中核です。同時に、エアレーションシステムも主要なエネルギー消費単位-下水処理場における、主な原因工場の総エネルギー消費量の 45% ～ 75%。動作条件に加えて、曝気システムのエネルギー消費は廃水の水質や環境条件などの要因にも影響されます。中国のほとんどの地域には、明確な四季があり、降水量が豊富で、季節による気温の変動が顕著です。夏の降雨は下水処理場の流入汚染物質の濃度を薄めますが、冬の低い気温は微生物の活動に影響を与え、それによって排水の質に影響を与えます。流入水の流量と水質の変動も、下水処理場の曝気システムの正確な制御に課題をもたらします。ファインバブル散気装置の酸素輸送性能の変化や運転中のメンテナンスを十分に理解していないと、ファインバブル曝気装置の高い酸素輸送効率（OTE）の利点を最大限に活かすことができず、エネルギーの無駄につながります。
現在最も広く使用されているタイプは、ファインバブルディフューザー、そのパフォーマンスは曝気システムの動作エネルギー消費量に直接関係します。ファインバブルディフューザーの酸素移動性能を測定する方法には、静的試験（浄水試験など）と動的試験（オフガス分析法など）があります。-静的テストの研究は主に実験室規模のシミュレーションに焦点を当てていますが、動的テスト方法は、テストサイトの要件やフィールドテストの制約などの理由によりほとんど報告されません。{3}現在、中国は上水検査方法に関する関連基準のみを確立している。実際の運転中、ディフューザーの酸素移送性能は、流入水の質、スラッジの特性、運転条件、ディフューザーの汚れなどの要因によって影響を受けます。実際の性能は上水のテスト結果とは大きく異なるため、上水のデータを使用して実際の空気供給要件を予測すると、かなりの誤差が生じます。下水処理場における曝気システムのエネルギー効率性能を効果的に監視する方法がないため、エネルギーの無駄が生じます。したがって、曝気戦略のタイムリーな調整を導き、曝気システムのエネルギー節約と消費量削減の達成に役立てるためには、実際の動作中にディフューザーの酸素移動性能を測定および評価する必要があります。この研究には上海市の市営下水処理場の例。夏期と冬期の好気槽内の汚染物質濃度とファインバブル曝気システムの経路に沿ったOTEの変化パターンの現地測定を通じて、汚染物質の除去効率と曝気システムの性能を体系的に測定および評価しました。その目的は、曝気システムの酸素移動性能に対する季節変化の影響を調査し、廃水処理における曝気システムの正確な制御と省エネ運転のための指針を提供することです。-
1. 材料と方法
1.1 下水処理場の運用概要
上海市の下水処理場では、以下のプロセスの組み合わせを採用しています。前処理 + AAO プロセス + ディープベッドファイバーフィルター + UV 消毒。の処理能力は3.0×10⁵m3/日。下水処理場の主な処理フローを以下に示します。図1。影響力者は主に、家庭下水、そして排水は長江に排出される前に「都市下水処理場の汚染物質の排出基準」（GB 18918-2002）のグレード A 基準を満たしています。このプラントの生物タンクの嫌気性タンク、無酸素性タンク、好気性タンクの水力滞留時間（HRT）は、それぞれ 1.5 時間、2.7 時間、7.1 時間です。内部還流比、外部還流比はいずれも１００％である。汚泥の熟成期間は 10 ～ 15 日間に制御されます。工場には合計8つの好気性タンクがあります。好気性タンク 1 基のサイズは 116.8 m × 75.1 m × 7.0 m (長さ × 幅 × 高さ)、容積は 11,093 m3 です。混合液懸濁物質 (MLSS) 濃度は約 4 g/L に制御されます。底部に装備されているのは、ウクライナ製エコポリマーポリエチレン管状ファインバブルディフューザー、サイズは 120 mm × 1,000 mm (D × L) です。空気-と-の水の比率は 5.7:1 です。各好気性タンクは 3 つのチャネル (ゾーン 1、ゾーン 2、およびゾーン 3) で構成されます。チャネル内のガス流量計で測定された DO 濃度に基づいて、単段遠心送風機 (4 台が稼働、2 台が待機) のガイドベーンが調整され、好気性タンク内の DO 濃度が 2-5 mg/L の間に維持されます。各ブロワーの定格空気流量は 108 m3/min、圧力は 0.06 kPa、出力は 160 kW です。各チャンネルはガス流量計を使用して個別に制御されます。 DO 読み取り値のフィードバックと組み合わせて、好気性タンク内の平均 DO を 2 ～ 5 mg/L に維持するために、単段遠心ブロワーのガイド ベーンを調整することで実際の空気供給が制御されます。プラントの設計流入水/流出水質と 2019 年の流入水質を以下に示します。表1.
1.2 テストポイントのレイアウト
ファインバブル曝気システムの実稼働条件下での酸素移動性能試験を7月（夏）と12月（冬）の2回実施しました。好気槽の点検口の位置に合わせて、流れ方向に沿って22箇所の試験点を設置しました。 2 つの隣接するテスト ポイント間の距離は約 5 m で、ゾーン 1、ゾーン 2、およびゾーン 3 にはそれぞれ 7、7、および 8 つのテスト ポイントがありました。テストポイントの分布は次のようになります。図2。各ポイントにおけるファインバブルディフューザーの実際の OTE は、水面から逃げるオフガス中の酸素含有量を測定することによって計算されました。-同時に、各地点の DO 濃度と水温がマルチパラメータ水質計 (HQ 30d、Hach、USA) を使用して測定され、各地点の汚染物質濃度が測定および分析され、経路に沿った変動パターンが得られました。 CODを防ぐためにCr移送中のサンプルの劣化を防ぐため、好気性タンクに沿って採取されたサンプルは測定前に現場でろ過されました。{0}
1.3 ファインバブルディフューザーの実機における酸素輸送性能の測定
実際の条件下でのファインバブルディフューザーの酸素輸送性能の測定には、上海電力大学が独自に開発したガス収集システム、ガス分析システム、信号変換システムからなるオフガス分析装置を使用しました。{0}オフガスはガスポンプ (KVP15-KM-2-C-S、中国、キャリア) とフードを使用して収集され、分析のために電気化学酸素センサー (A-01、ITG、ドイツ) に送られました。信号変換システムは、センサーの出力電圧信号をガス中の酸素分圧に変換しました。オフガス試験では、まず周囲空気中の酸素分圧が測定されました。次に、好気槽の水面にフードを固定し、オフガスを捕集し酸素分圧を測定しました。出力が 5 分間安定した後にデータを記録しました。オフガス分析装置によって得られたパラメーターには、周囲空気およびオフガス中の酸素分圧が含まれており、そこから気相から混合液に移動した酸素の割合、つまりファインバブルディフューザーの OTE が次のように計算されました。式(1).
どこ：
Y(O₂,空気)- 空気中の酸素の割合。
Y(O₂,-ガスを止めてください)- オフガス中の酸素の割合。-
A大手- OTE の値。
オフガス分析装置で測定された OTE は、DO、温度、塩分で補正され、標準条件下での廃水中のファインバブルディフューザーの標準 OTE (SOTE) が得られました。次のとおりです。{0}式(2)。水中の飽和 DO の計算を以下に示します。式(3).
どこ：
θ- 温度補正係数、1.024 として取得、無次元。
Aソテ- SOTE の値。
- 混合液の塩分係数 (混合液中の総溶解固形分に基づいて計算)、無次元、通常は 0.99 と見なされます。
- 廃水条件と浄水条件におけるディフューザーの酸素移動効率の比（無次元）。
C - 水中の DO 濃度、mg/L。
CS,T- 温度 T における水中の飽和 DO 濃度、mg/L。
CS,20- 20 度の水中の飽和 DO 濃度、mg/L;
T- 水温、度。
1.4 曝気装置のエネルギー消費量の計算方法
好気性タンクの理論上の酸素要求量は、活性汚泥モデル (ASM) に従って計算されました。酸素要求量はCODに基づいて計算されましたCrアンモニア態窒素の除去結果から好気性タンクの総酸素要求量 (TOD) を決定します。式(4).
どこ：
Mトッド- TOD の値、kg O₂/h;
Q- 流入流量、m3/日;
ΔCCODCr- 流入水と流出水の COD Cr 濃度の差、mg/L。
ΔCアンモニア態窒素- 流入水と流出水のアンモニア態窒素濃度の差、mg/L; 4.57 は、アンモニア態窒素の NO3⁻-N への変換係数です。
ファインバブル曝気装置の酸素供給量は次のように計算されます。式(5).
どこ：
MOTR- 実際の酸素供給速度の値、kg O₂/日。
Q空軍- 空気流量、m3/h;
ŷO₂- 空気中の酸素の質量分率、0.276。
ブロワ出力はブロワの実際の空気供給量と出口圧力で決まり、出口圧力は吸入圧力、配管内の空気の圧力損失、ファインバブルディフューザー自体の圧力損失、タンク底部の静水圧受受によって決まります。式(6).
どこ：
ρ空気- 空気密度、g/L、1.29 g/L として取得。
N - ブロワー出力、kW;
R- 普遍気体定数、8.314 J/(mol・K);
T空気- 大気温度、度 ;
B- ブロワー換算係数。29.7 とみなします。
- ガスの比熱比、定数 0.283 とみなします。
η- モーターとブロワーの総合効率、定数 0.8。
Pi- ブロワー吸入圧力、Pa;
Z- ディフューザーの浸漬水圧、Pa;
P損失- ファインバブルディフューザー自体の圧力損失、Pa;
hL- パイプライン内の空気の圧力損失、ペンシルベニア州
試験条件下で、ディフューザーによって消費される単位電気エネルギー当たりの水中に移送される酸素の量 [kg/(kW・h)] は、次のように標準曝気効率 (SAE) です。式(7)。 SAE値はファインバブルディフューザーの実際の使用効率を評価するために使用できます。
どこ：
Aサエ- SAE の値。
1.5 従来のインジケーターの測定方法
混合液サンプルを定性濾紙で濾過しました。可溶性CODCr(SCODCr)、アンモニア態窒素、NO₃--N と TP は国家標準の方法を使用して測定されました。
2. 結果と考察
2.1 汚染物質除去効率
夏と冬に下水処理場に流入する主な汚染物質の質を以下に示します。図3。夏と冬の平均処理流量はそれぞれ 3.65×105 m3/日と 3.13×105 m3/日であった。夏に影響を与えるCODCrアンモニア態窒素濃度は (188.38 ± 52.53) mg/L および (16.93 ± 5.10) mg/L でした。、 それぞれ。冬の影響によるCODCrアンモニア態窒素濃度は (187.94 ± 28.26) mg/L および (17.91 ± 3.42) mg/L でした。、 それぞれ。夏の降雨量が多いため、下水処理場は「高水圧負荷 - 低汚染負荷」モードで稼働します。油圧負荷の増加によりシステムの HRT が短縮され、生物タンク内の反応時間が短縮され、汚染物質の除去に影響します。下水処理場への流入汚染物質の負荷が低いと、汚泥の負荷が過度に低くなりやすく、過剰曝気と汚泥の崩壊を引き起こす可能性があります。-下水処理場は、汚泥負荷量と空気供給量を適時に調整して、低汚染負荷運転の影響を軽減する必要があります。夏の水温は（27.32±1.34）度で、冬の水温（17.39±0.75）度よりも大幅に高かった。温度は、システムの汚染物質除去能力に影響を与える重要な要素の 1 つです。糸状細菌の耐性はフロック形成細菌よりも高いため、低温環境で増殖しやすく、汚泥の肥大化を引き起こします。{2}また、温度が低いと活性汚泥中の微生物の酵素活性が低下し、基質の分解速度と内因性呼吸速度が低下し、汚染物質除去効率の低下につながります。下水処理場は、汚染物質の除去に対する低温の悪影響を軽減するために、生物タンク内の汚泥年齢や MLSS を増加させるなどの措置を講じることができます。冬の水力負荷は夏よりも低いため、好気性タンク内の HRT は十分な曝気によってわずかに延長され、硝化に対する低温の悪影響が相殺されます。したがって、夏と冬の両方の排水水質は GB 18918-2002 のグレード A 基準を満たしていました。
2.2 好気性タンクに沿った汚染物質形態の変動パターン
試験当日には、影響力のあるSCODCr夏と冬の濃度はそれぞれ186.76 mg/Lと248.42 mg/Lで、アンモニア態窒素濃度は22.05 mg/Lと25.91 mg/Lでした。、 それぞれ。おそらく、下水道の越流と地下水の浸透が重なって、流入水の水質が設計値よりも低下したと考えられます。好気性タンクに沿った汚染物質の変化を次の図に示します。図4.
嫌気槽でのリン放出、無酸素槽での脱窒、返送汚泥による希釈により、好気槽に入る前に汚染物質濃度は大幅に低下しました。 SCODCr夏期と冬期の好気槽入口濃度はそれぞれ30.32mg/L、52.48mg/L、アンモニア態窒素濃度はそれぞれ3.90mg/L、4.62mg/Lであった。夏と冬における好気槽入口の TN 濃度は、それぞれ 4.86 mg/L と 6.16 mg/L で、排水中は 4.46 mg/L と 5.70 mg/L にわずかに減少し、好気槽内で同時に起こる硝化と脱窒の割合が比較的低いことを示しています。 SCODCrゾーン 1 の濃度は夏と冬にそれぞれ 19.36 mg/L と 30.20 mg/L に大幅に減少しました。アンモニア態窒素濃度は 1.75 mg/L および 2.80 mg/L に減少しました。ゾーン 2 では汚染物質濃度の減少傾向が鈍化しました。これは、小分子有機物が完全に分解され、硝化が完了したことを示しています。ゾーン 2 の端の汚染物質濃度はすでに排水基準を満たしています。ゾーン 3 では、汚染物質濃度はほとんど変化しませんでしたが、混合液中の DO 値が増加しており、このゾーンに供給された酸素のほとんどが汚泥混合液に溶解し、COD に利用されなかったことを示しています。Cr酸化とアンモニア酸化です。排水SCODCr夏期と冬期の好気槽からの濃度はそれぞれ 15.36 mg/L と 26.51 mg/L であり、流出アンモニア態窒素濃度はそれぞれ 0.17 mg/L と 0.50 mg/L でした。夏にアンモニア態窒素の除去率が高かったのは、水温が高く微生物の硝化{0}}脱窒活性が高まったためでした。。張濤ら。それを見つけた冬の気温が低いと、アンモニア-酸化細菌と亜硝酸塩-酸化細菌の量が減少し、下水処理場のアンモニア態窒素除去率が低下します。.
2.3 好気性タンクに沿ったオフ-ガステストの結果
ファインバブル曝気システムの酸素移動性能のフィールドテストは、オフガス分析装置を使用して、夏と冬に好気性タンクに沿って実施されました。{0}}結果は次のとおりです。図5。好気槽内の DO 濃度は流れ方向に沿って徐々に増加した。混合液中の DO 濃度は、ディフューザーによって気相から液相に移送される酸素の量 (すなわち、OTR) と微生物によって消費される酸素の量 (すなわち、OUR) に依存します。基質は好気性タンクのフロントエンドに豊富にあり、微生物は基質を分解するためにより多くの酸素を必要とします。したがって、DO 濃度は夏と冬両方でゾーン 1 で最も低く、それぞれ (1.54 ± 0.22) mg/L と (1.85 ± 0.31) mg/L でした。 DO 濃度は、ゾーン 2 でそれぞれ (2.27 ± 0.45) mg/L および (2.04 ± 0.13) mg/L に増加しました。ゾーン 3 では、DO 濃度はそれぞれ (4.48 ± 0.55) mg/L および (4.53 ± 1.68) mg/L でした。経路に沿った DO の変動パターンは、汚染物質濃度の変動パターンと一致しています。有機物の分解と硝化はゾーン 2 で基本的に完了しました。ゾーン 3 では有機物の含有量が低いため、酸素要求量が減少し、酸素が十分に利用されずに DO として水相に貯蔵され、DO 濃度が過度に上昇します。ゾーン 3 の平均 DO は 2.0 mg/L より大幅に高く、好気性タンクの終わりでの過剰曝気を示しています。{32}}活性汚泥の内因性呼吸は汚泥の活性を低下させ、汚泥の肥大化を容易に引き起こすだけでなく、エネルギーも浪費します。好気槽の終端での DO 濃度が高すぎると、戻り液中の DO 濃度も高くなり、外部還流により無酸素槽に流入する DO 濃度が増加するだけでなく、利用可能な COD Cr の量が減少し、脱窒効率が低下します。したがって、曝気エネルギー消費を節約するために、ゾーン 3 の空気供給を減らし、必要な混合強度のみを維持することをお勧めします。
に示すように、図5夏と冬では、実際の動作中にさまざまなチャネルのディフューザーの酸素移動性能に大きな違いが存在します。冬に測定された平均 OTE は 9.72% で、夏に測定された結果 (16.71%) よりも低かった。これは、水温の低下により下水処理場の好気性槽内の微生物の活動が低下し、酸素利用率の低下につながる。気温、塩分、DO を補正した後、夏と冬の平均 SOTE 値はそれぞれ 17.69% と 14.21% でした。夏の SOTE は冬よりわずかに高かった。長時間の運用 ディフューザーの汚れが悪化して細孔が詰まり、ディフューザーの酸素移動性能が低下します。.
2.4 好気性タンク曝気システムのエネルギー最適化の可能性の分析
式(3)と式(4)により、夏期と冬期の好気槽の各チャンネルの酸素要求量、酸素供給量、送風機出力を計算すると次のようになります。表2。冬の好気性タンクの総酸素要求量は、流入するCODの増加により、夏よりも約34.91%高かった。Cr夏と比較した冬のアンモニア態窒素汚染負荷量。好気性タンクの各ゾーンの酸素要求量は、流入汚染物質が経路に沿って分解されるにつれて減少します。ゾーン 1 は汚染物質の濃度が最も高く、基質が十分にあるため、微生物の活動が高まり、酸素要求量が最も高くなります。汚染物質が継続的に分解されるにつれて、ゾーン 2 とゾーン 3 の酸素要求量は徐々に減少します。夏には、3 つのゾーンの酸素要求量の割合は、好気性タンクの総酸素要求量のそれぞれ 72.62%、21.65%、および 5.73% でした。冬では、その割合はそれぞれ72.84%、24.53%、2.63%でした。従来の活性汚泥反応器では、前部セクションの酸素要求量は 45% ～ 55%、中間セクションは 25% ～ 35%、後部セクションは 15% ～ 25% です。好気槽の末端処理負荷が従来よりも低くなりました。フロントエンドでの空気供給を適切に減らすことで、一部の汚染物質をリアセクションで分解できるようにすることができます。
夏に比べると、冬季の生物処理プロセスの酸素要求量が高く、ファインバブル曝気システムの酸素移動効率が低下するため、必要な空気供給量が増加します。。下水処理場の運用データによると、夏期と冬期の送風機の総空気供給量はそれぞれ 76.23 m3/h と 116.70 m3/h でした。空気供給量はゾーン 1 で最も高く、ゾーン 2 とゾーン 3 の空気供給量は同様ですが、ゾーン 1 よりも低かったです。夏の酸素供給量は酸素需要より 38.99% 高く、大幅なエネルギー節約の可能性を示しています。-ゾーン 2 とゾーン 3 の両方の酸素供給量が実際の酸素需要量を上回りました。冬場の酸素供給量は酸素需要量より 7.07% 多かった。ゾーン 1 とゾーン 2 の酸素の供給と需要は一致していましたが、ゾーン 3 では過剰エアレーションが発生しました。式 (6) にあるように、ブロワーの出力は空気供給量に比例します。送風機の夏期消費電力は85.21kW、冬期送風機消費電力は130.44kWであった。ヘンケルは次のように提案しています。気温の上昇により、曝気システムのブロワーの出力が低下します。。異なる水路間の酸素要求量の違いに対応して、下水処理場は段階的な曝気など、対応する曝気調整措置を講じる必要があります。給気枝管の先端は全開、中端は途中まで開き、末端の分岐管は最小開度に調整することで対応可能です。空気供給と曝気エネルギー消費を節約.
ファインバブルディフューザーの実際の使用効率をさらに定量化すると、夏季の好気性タンクの標準曝気効率（SAE）は 2.57 kg O₂/kW・h となり、冬季に比べて 32.29% 高くなりました。夏と冬では流入水の質、量、温度が異なるため、下水処理場の曝気システムの動作と制御に大きな変動が生じます。夏は冬よりもエネルギーの浪費が激しく、曝気システムは冬に優れた需給バランスを実現しました。{4}}流入流量と水質を考慮し、夏には空気供給を適切に減らすことができます同時に、排水の品質と好気性タンク内での適切な混合を確保します。冬には、高い流入汚濁負荷と低温の影響を軽減するために、十分な曝気を確保する必要があります。ただし、長期間の運転中、汚染物質がディフューザーの表面と細孔の内部に蓄積し、徐々に細孔が詰まり、酸素移動効率が低下することに注意することが重要です。-ディフューザーの清掃が適時に行われないと、曝気システムによる酸素供給が不十分になり、排水の品質に影響を与える可能性があります。
下水処理施設では、DO ブロワーの空気流制御戦略が採用されています。{0}曝気制御システムの目標は、好気性タンク内の微生物に安定した DO 環境を提供し、排水のコンプライアンスを確保することです。ただし、DO フィードバック メカニズムだけでは、エアレーション システムの省エネの可能性を評価することはできません。-曝気システムの酸素移動性能を現場でテストすることにより、曝気システムの実際の酸素供給速度を正確に計算し、経路に沿ったその変化パターンを説明することができます。これを酸素需要データと組み合わせることで、曝気システムの正確な制御が可能になり、需要の供給バランスとエネルギーの節約と消費量の削減という目標を達成できます。{6}}
3. 結論
- 夏の水温が高いと微生物の硝化活動と脱窒が促進され、その結果、夏に比べて冬には排水の COD Cr とアンモニア態窒素が増加します。しかし、冬は夏よりも油圧負荷が低いため、好気性タンク内の HRT を延長し、十分な曝気を行うことで、硝化に対する低温の悪影響が相殺されました。したがって、夏と冬の両方の排水水質は GB 18918-2002 のグレード A 基準を満たしていました。
- 冬は夏に比べて生物処理工程の酸素要求量が高く、ファインバブル曝気システムの酸素移動効率が低下するため、必要な空気供給量が増加し、曝気効率が低下します。
- 夏と冬の酸素供給量は酸素需要量よりそれぞれ 38.99% と 7.07% 高く、夏の方がエネルギー節約の可能性が高いことを示しています。-汚染物質の濃度は好気性タンクに沿って徐々に減少し、最後部ではほぼ一定のままですが、最後部の DO 濃度は前部よりもはるかに高くなります。これは、最後に供給された酸素の多くは汚泥混合液に溶解し、CODには利用されないことを示しています。Cr酸化とアンモニア酸化、エアレーションの過剰を示唆しています。-したがって、排水の品質と適切な混合を確保しながら、好気性タンクの端での空気の供給を適切に減らすことができます。