Prestazioni di aerazione a bolle fini nel processo AAO: analisi stagionale (estate vs. inverno)

Misurazione e valutazione delle prestazioni del sistema di aerazione a bolle fini nel processo AAO durante l'estate e l'inverno

La maggior parte degli impianti municipali di trattamento delle acque reflue (WWTP) in Cina utilizzano processi biologici aerobici per rimuovere la materia organica, l'azoto, il fosforo e altri inquinanti dalle acque reflue. La fornitura di ossigeno disciolto (DO) nell’acqua è un prerequisito per mantenere la domanda di vita microbica e l’efficienza del trattamento nel processo biologico aerobico. Di conseguenza,l'unità di aerazione è il cuore del trattamento biologico aerobico delle acque reflue. Allo stesso tempo, anche il sistema di aerazione è ilprincipale unità di consumo-di energianegli impianti di depurazione, contabilizzazioneDal 45% al ​​75% del consumo energetico totale dell'impianto. Oltre alle condizioni operative, il consumo energetico del sistema di aerazione è influenzato da fattori quali la qualità delle acque reflue e le condizioni ambientali. La maggior parte delle regioni della Cina ha quattro stagioni distinte, precipitazioni abbondanti e significative variazioni stagionali della temperatura. Le precipitazioni estive diluiscono la concentrazione degli inquinanti influenti degli impianti di depurazione, mentre le basse temperature invernali influenzano l’attività microbica, incidendo così sulla qualità degli effluenti. Anche le fluttuazioni nella portata e nella qualità del flusso influente pongono sfide per il controllo preciso del sistema di aerazione negli impianti di depurazione. Senza una comprensione sufficiente dei cambiamenti nelle prestazioni di trasferimento dell’ossigeno dei diffusori a bolle fini e della loro manutenzione durante il funzionamento, il vantaggio dell’elevata efficienza di trasferimento dell’ossigeno (OTE) dei sistemi di aerazione a bolle fini non può essere pienamente utilizzato, con conseguente spreco di energia.

Il tipo più utilizzato attualmente è ildiffusore a bolle fini, le cui prestazioni sono direttamente correlate al consumo energetico operativo del sistema di aerazione. I metodi per misurare le prestazioni di trasferimento dell'ossigeno dei diffusori a bolle fini includono test statici (come il test dell'acqua pulita) e test dinamici (come il metodo di analisi del gas di scarico). La ricerca sui test statici si concentra principalmente su simulazioni su scala di laboratorio-, mentre i metodi di test dinamici vengono raramente riportati a causa di fattori come i requisiti del sito di test e i vincoli dei test sul campo. Attualmente, la Cina ha stabilito solo standard pertinenti per il metodo di analisi dell’acqua pulita. Durante il funzionamento effettivo, le prestazioni di trasferimento dell'ossigeno dei diffusori sono influenzate da fattori quali la qualità dell'affluente, le caratteristiche dei fanghi, le condizioni operative e l'incrostazione del diffusore. Le prestazioni effettive differiscono in modo significativo dai risultati dei test sull'acqua pulita, portando a notevoli deviazioni quando si utilizzano i dati sull'acqua pulita per prevedere l'effettivo fabbisogno di fornitura d'aria. La mancanza di metodi di monitoraggio efficaci per le prestazioni di efficienza energetica dei sistemi di aerazione negli impianti di depurazione si traduce in sprechi energetici. Pertanto, è necessario misurare e valutare le prestazioni di trasferimento dell’ossigeno dei diffusori durante il funzionamento effettivo per guidare aggiustamenti tempestivi delle strategie di aerazione e contribuire a ottenere risparmi energetici e riduzione dei consumi nei sistemi di aerazione. Questo studio richiedeun impianto di depurazione municipale a Shanghai come esempio. Attraverso misurazioni sul campo della concentrazione di inquinanti nel serbatoio aerobico e dei modelli di variazione dell'OTE lungo il percorso del sistema di aerazione a bolle fini in estate e inverno, l'efficienza di rimozione degli inquinanti e le prestazioni del sistema di aerazione sono state misurate e valutate sistematicamente. L'obiettivo è esplorare l'influenza dei cambiamenti stagionali sulle prestazioni di trasferimento dell'ossigeno del sistema di aerazione, fornendo indicazioni per un controllo preciso e un funzionamento a risparmio energetico-dei sistemi di aerazione nel trattamento delle acque reflue.

1. Materiali e metodi

1.1 Panoramica operativa dell'impianto di depurazione

L'impianto di depurazione municipale di Shanghai impiega una combinazione di processi dipretrattamento + processo AAO + filtro in fibra a letto profondo + disinfezione UV. ILla capacità di trattamento è di 3,0×10⁵ m³/d. Il flusso di processo principale dell'impianto di depurazione è mostrato inFigura 1. L'influente è principalmenteliquami domesticie l'effluente soddisfa lo standard di Grado A dello "Standard di scarico degli inquinanti per gli impianti municipali di trattamento delle acque reflue" (GB 18918-2002) prima di essere scaricato nel fiume Yangtze. I tempi di ritenzione idraulica (HRT) per il serbatoio anaerobico, il serbatoio anossico e il serbatoio aerobico del serbatoio biologico in questo impianto sono rispettivamente 1,5 ore, 2,7 ore e 7,1 ore. Il rapporto di riflusso interno e il rapporto di riflusso esterno sono entrambi al 100%. L'età del fango è controllata tra 10-15 giorni. L'impianto dispone di un totale di 8 vasche aerobiche. Un singolo serbatoio aerobico misura 116,8 m × 75,1 m × 7,0 m (L × P × A), con un volume di 11.093 m³. La concentrazione dei solidi sospesi del liquore misto (MLSS) è controllata a circa 4 g/L. Il fondo è dotato diDiffusori tubolari a bolle fini in polietilene Ecopolemer ucraino, dimensionato a 120 mm × 1.000 mm (P × L). Il rapporto aria-a-acqua è 5,7:1. Ciascun serbatoio aerobico è composto da 3 canali (Zona 1, Zona 2 e Zona 3). In base alla concentrazione di DO misurata dai misuratori di flusso di gas all'interno dei canali, le alette guida dei ventilatori centrifughi a stadio singolo (4 operativi, 2 in standby) vengono regolate per mantenere la concentrazione di DO nel serbatoio aerobico tra 2-5 mg/l. Ogni soffiante ha una portata d'aria nominale di 108 m³/min, una pressione di 0,06 kPa e una potenza di 160 kW. Ciascun canale è controllato separatamente utilizzando misuratori di portata del gas. In combinazione con il feedback sulla lettura del DO, l'effettiva fornitura d'aria viene controllata regolando le alette guida dei ventilatori centrifughi monostadio per mantenere il DO medio nel serbatoio aerobico tra 2 e 5 mg/l. Sono riportate la qualità dell'affluente/effluente progettata e la qualità dell'affluente 2019 dell'impiantoTabella 1.

1.2 Disposizione del punto di prova

A luglio (estate) e dicembre (inverno) sono stati condotti due test sulle prestazioni di trasferimento dell'ossigeno del sistema di aerazione a bolle fini in condizioni operative effettive. Lungo la direzione del flusso sono stati allestiti 22 punti di prova in base alla posizione delle porte di ispezione della vasca aerobica. La distanza tra due punti di test adiacenti era di circa 5 m, con 7, 7 e 8 punti di test rispettivamente nella Zona 1, Zona 2 e Zona 3. La distribuzione dei punti di prova è mostrata inFigura 2. L'OTE effettivo dei diffusori a bolle fini in ogni punto è stato calcolato misurando il contenuto di ossigeno nel gas di scarico-che fuoriesce dalla superficie dell'acqua. Contemporaneamente, la concentrazione di DO e la temperatura dell'acqua in ciascun punto sono state misurate utilizzando un misuratore della qualità dell'acqua multi-parametro (HQ 30d, Hach, USA) e la concentrazione di inquinanti in ciascun punto è stata misurata e analizzata per ottenere il suo modello di variazione lungo il percorso. Per prevenire il COD_Crnei campioni provenienti dalla degradazione durante il trasferimento, i campioni prelevati lungo il serbatoio aerobico sono stati filtrati in loco-prima della misurazione.

1.3 Misurazione delle prestazioni di trasferimento dell'ossigeno dei diffusori a bolle fini in condizioni reali

La misurazione delle prestazioni di trasferimento dell'ossigeno dei diffusori a bolle fini in condizioni reali ha utilizzato un-analizzatore di gas sviluppato indipendentemente dall'Università di Shanghai di Electric Power, costituito da un sistema di raccolta del gas, un sistema di analisi del gas e un sistema di conversione del segnale. Il gas di scarico è stato raccolto utilizzando una pompa di gas (KVP15-KM-2-C-S, Karier, Cina) e un cappuccio e inviato a un sensore elettrochimico di ossigeno (A-01, ITG, Germania) per l'analisi. Il sistema di conversione del segnale ha convertito il segnale di tensione di uscita del sensore nella pressione parziale dell'ossigeno nel gas. Durante il test dell'off-gas è stata misurata innanzitutto la pressione parziale dell'ossigeno nell'aria ambiente. Quindi la cappa è stata fissata sulla superficie dell'acqua del serbatoio aerobico per raccogliere i gas di scarico e misurarne la pressione parziale dell'ossigeno. I dati sono stati registrati dopo che l'uscita si è stabilizzata per 5 minuti. I parametri ottenuti tramite l'analizzatore del gas di scarico includevano la pressione parziale dell'ossigeno nell'aria ambiente e nel gas di scarico, da cui è stata calcolata la percentuale di ossigeno trasferita dalla fase gassosa al liquore misto, ovvero l'OTE del diffusore a bolle fini, come inEquazione (1).

Dove:

Y(O_₂,_aria)- Proporzione di ossigeno nell'aria;

Y(O_₂,_senza-gas)- Proporzione di ossigeno nel-gas di scarico;

A_OT- Valore dell'OTE.

L'OTE misurato dall'analizzatore di gas di scarico- è stato corretto per DO, temperatura e salinità per ottenere l'OTE standard (SOTE) del diffusore a bolle fini nelle acque reflue in condizioni standard, come inEquazione (2). Il calcolo del DO saturo nell'acqua è mostrato inEquazione (3).

Dove:

θ- Coefficiente di correzione della temperatura, preso come 1,024, adimensionale;

A_SOTE- Valore di SOTE;

- Coefficiente di salinità per il liquore misto (calcolato sulla base dei solidi totali disciolti nel liquore misto), adimensionale, solitamente considerato pari a 0,99;

- Rapporto tra l'efficienza di trasferimento dell'ossigeno del diffusore nelle acque reflue rispetto alle condizioni dell'acqua pulita, adimensionale;

Concentrazione di C - DO nell'acqua, mg/L;

C_S,_T- Concentrazione di DO satura nell'acqua alla temperatura T, mg/L;

C_S,₂₀- Concentrazione di DO satura in acqua a 20 gradi, mg/L;

T- Temperatura dell'acqua, gradi .

1.4 Metodo di calcolo del consumo energetico del sistema di aerazione

La richiesta teorica di ossigeno della vasca aerobica è stata calcolata secondo il modello a fanghi attivi (ASM). La richiesta di ossigeno è stata calcolata in base al COD_Cre i risultati della rimozione dell'azoto ammoniacale per determinare la domanda totale di ossigeno (TOD) del serbatoio aerobico, come inEquazione (4).

Dove:

M_TOD- Valore di TOD, kg O₂/h;

Q- Portata influente, m³/d;

ΔC_CODCr- Differenza tra la concentrazione di COD Cr in ingresso e in uscita, mg/L;

ΔC_{Azoto ammoniacale}- Differenza tra la concentrazione di azoto ammoniacale in entrata e in uscita, mg/L; 4,57 è il fattore di conversione dell'azoto ammoniacale in NO₃⁻-N.

La velocità di fornitura di ossigeno del sistema di aerazione a bolle fini viene calcolata come inEquazione (5).

Dove:

M_OTR- Valore del tasso effettivo di fornitura di ossigeno, kg O₂/giorno;

Q_AFR- Portata d'aria, m³/h;

ŷ_O₂- Frazione di massa dell'ossigeno nell'aria, 0,276.

La potenza del ventilatore è determinata dall'effettiva portata d'aria del ventilatore e dalla pressione di uscita, che a sua volta è determinata dalla pressione di aspirazione, dalla perdita di pressione dell'aria nella tubazione, dalla perdita di pressione del diffusore a bolle fini stesso e dalla pressione statica dell'acqua sul fondo del serbatoio, come inEquazione (6).

Dove:

ρ_aria- Densità dell'aria, g/L, considerata pari a 1,29 g/L;

N - Potenza del ventilatore, kW;

R- Costante universale dei gas, 8,314 J/(mol·K);

T_aria- Temperatura atmosferica, gradi ;

B- Coefficiente di conversione del ventilatore, preso come 29,7;

- Rapporto termico specifico del gas, preso come costante 0,283;

η- Efficienza combinata di motore e ventola, considerata costante 0,8;

P_i- Pressione di aspirazione del ventilatore, Pa;

Z- Pressione dell'acqua di immersione sul diffusore, Pa;

P_perdita- Perdita di pressione del diffusore a bolle fini stesso, Pa;

h_L- Perdita di pressione dell'aria nella tubazione, Pa.

In condizioni di test, la quantità di ossigeno trasferita nell'acqua per unità di energia elettrica consumata dal diffusore [kg/(kW·h)] è l'efficienza di aerazione standard (SAE), come inEquazione (7). Il valore SAE può essere utilizzato per valutare l'effettiva efficienza di utilizzo del diffusore a bolle fini.

Dove:

A_SAE- Valore di SAE.

1.5 Metodi di misurazione degli indicatori convenzionali

I campioni di liquori misti sono stati filtrati attraverso carta da filtro qualitativa. COD solubile_Cr(SCOD_Cr), azoto ammoniacale, NO₃^--N e TP sono stati misurati utilizzando metodi standard nazionali.

2. Risultati e discussione

2.1 Efficienza di rimozione degli inquinanti

Viene mostrata la qualità degli influenti dei principali inquinanti in estate e in inverno all'impianto di depurazioneFigura 3. Le portate medie di trattamento in estate e in inverno sono state rispettivamente di 3,65×10⁵ m³/d e 3,13×10⁵ m³/d.L'influente estivo COD_Cre le concentrazioni di azoto ammoniacale erano (188,38 ± 52,53) mg/L e (16,93 ± 5,10) mg/L, rispettivamente.L'influente invernale COD_Cre le concentrazioni di azoto ammoniacale erano (187,94 ± 28,26) mg/L e (17,91 ± 3,42) mg/L, rispettivamente. Le maggiori precipitazioni estive portano l'impianto di depurazione a funzionare in una modalità "alto carico idraulico - basso carico inquinante". L'aumento del carico idraulico accorcia la HRT del sistema, riducendo il tempo di reazione nel serbatoio biologico e influenzando la rimozione degli inquinanti. Un basso carico di sostanze inquinanti negli impianti di depurazione può facilmente portare a un carico di fanghi eccessivamente basso, causando un'eccessiva-aerazione e la disintegrazione dei fanghi. Gli impianti di trattamento delle acque reflue dovrebbero adeguare tempestivamente il carico dei fanghi e le velocità di fornitura dell'aria per mitigare l'impatto del funzionamento a basso carico di sostanze inquinanti.La temperatura dell'acqua estiva era (27,32 ± 1,34) gradi, significativamente più alta della temperatura invernale di (17,39 ± 0,75) gradi. La temperatura è uno dei fattori importanti che influenzano la capacità di rimozione degli inquinanti da parte del sistema. La tolleranza dei batteri filamentosi è superiore a quella dei batteri floc{2}}formanti, il che li rende inclini a proliferare in ambienti a bassa-temperatura, causando la formazione di residui di fango. Temperature più basse riducono anche l'attività enzimatica dei microrganismi nei fanghi attivi, diminuendo il tasso di degradazione del substrato e il tasso di respirazione endogena, con conseguente riduzione dell'efficienza di rimozione degli inquinanti. Gli impianti di depurazione possono adottare misure come l’aumento dell’età dei fanghi e dell’MLSS nel serbatoio biologico per alleviare l’impatto negativo della bassa temperatura sulla rimozione degli inquinanti. Poiché il carico idraulico in inverno è inferiore rispetto a quello estivo, la HRT nel serbatoio aerobico viene leggermente prolungata con un'aerazione sufficiente, compensando l'impatto negativo della bassa temperatura sulla nitrificazione. Pertanto, la qualità degli effluenti sia in estate che in inverno soddisfaceva lo standard di Grado A di GB 18918-2002.

2.2 Andamenti di variazione delle forme inquinanti lungo il serbatoio aerobico

Nei giorni di prova,l'influente SCOD_Crle concentrazioni in estate e inverno erano rispettivamente 186,76 mg/L e 248,42 mg/L e le concentrazioni di azoto ammoniacale erano 22,05 mg/L e 25,91 mg/L, rispettivamente. Probabilmente a causa dello straripamento combinato delle fognature e dell'infiltrazione delle acque sotterranee, la qualità dell'affluente era inferiore ai valori di progetto. È mostrata la variazione degli inquinanti lungo la vasca aerobicaFigura 4.

A causa del rilascio di fosforo nel serbatoio anaerobico, della denitrificazione nel serbatoio anossico e della diluizione mediante il ritorno dei fanghi, la concentrazione degli inquinanti è diminuita significativamente prima di entrare nel serbatoio aerobico. Lo SCOD_Crle concentrazioni all'ingresso del serbatoio aerobico in estate e inverno erano rispettivamente di 30,32 mg/L e 52,48 mg/L, e le concentrazioni di azoto ammoniacale erano rispettivamente di 3,90 mg/L e 4,62 mg/L. Le concentrazioni di TN all'ingresso del serbatoio aerobico in estate e inverno erano rispettivamente di 4,86 ​​mg/L e 6,16 mg/L, diminuendo leggermente a 4,46 mg/L e 5,70 mg/L nell'effluente, indicando una proporzione relativamente bassa di nitrificazione e denitrificazione simultanee che si verificano nel serbatoio aerobico. Lo SCOD_Crla concentrazione è diminuita significativamente nella Zona 1 a 19,36 mg/L e 30,20 mg/L rispettivamente in estate e inverno; la concentrazione di azoto ammoniacale è scesa a 1,75 mg/L e 2,80 mg/L. La tendenza decrescente della concentrazione di inquinanti è rallentata nella Zona 2, indicando che la piccola materia organica molecolare era stata completamente degradata e la nitrificazione era completa. La concentrazione di sostanze inquinanti alla fine della Zona 2 soddisfaceva già lo standard di scarico degli effluenti. La concentrazione degli inquinanti è rimasta pressoché invariata nella Zona 3, ma il valore DO nel liquido misto è aumentato, indicando che la maggior parte dell'ossigeno fornito in questa zona si è disciolto nel liquido misto dei fanghi e non è stato utilizzato per il COD_Crossidazione e ossidazione dell'ammoniaca. L'effluente SCOD_Crle concentrazioni dalla vasca aerobica in estate e inverno erano rispettivamente di 15,36 mg/L e 26,51 mg/L e le concentrazioni di azoto ammoniacale dell'effluente erano rispettivamente di 0,17 mg/L e 0,50 mg/L.Il tasso più elevato di rimozione dell'azoto ammoniacale in estate era dovuto alla temperatura dell'acqua più elevata che potenziava l'attività di nitrificazione-denitrificazione dei microrganismi. Zhang Tao et al. trovato quellole basse temperature invernali riducono l'abbondanza di batteri ossidanti l'ammoniaca-e di batteri ossidanti i nitriti-, diminuendo il tasso di rimozione dell'azoto ammoniacale negli impianti di depurazione.

2.3 Risultati del test-Gas lungo la vasca aerobica

Sono stati condotti test sul campo delle prestazioni di trasferimento dell'ossigeno del sistema di aerazione a bolle fini lungo il serbatoio aerobico in estate e in inverno utilizzando l'analizzatore di gas di scarico. I risultati sono mostrati inFigura 5. La concentrazione di DO nel serbatoio aerobico aumentava gradualmente lungo la direzione del flusso. La concentrazione di DO nel liquore misto dipende dalla quantità di ossigeno trasferito dalla fase gassosa alla fase liquida dai diffusori (ovvero, OTR) e dall'ossigeno consumato dai microrganismi (ovvero, OUR). Il substrato è abbondante nella parte anteriore della vasca aerobica e i microrganismi richiedono più ossigeno per degradare il substrato. Pertanto, la concentrazione di DO era più bassa nella Zona 1 sia in estate che in inverno, rispettivamente a (1,54 ± 0,22) mg/L e (1,85 ± 0,31) mg/L. La concentrazione di DO è aumentata rispettivamente a (2,27 ± 0,45) mg/L e (2,04 ± 0,13) mg/L nella Zona 2. Nella Zona 3, la concentrazione di DO era rispettivamente (4,48 ± 0,55) mg/L e (4,53 ± 1,68) mg/L. Il modello di variazione del DO lungo il percorso è coerente con quello della concentrazione degli inquinanti. La degradazione e la nitificazione della materia organica sono state sostanzialmente completate nella Zona 2. Il contenuto di materia organica nella Zona 3 è inferiore, riducendo la richiesta di ossigeno, portando l'ossigeno a non essere completamente utilizzato e ad essere immagazzinato nella fase acquosa come DO, causando un aumento della concentrazione di DO a livelli eccessivamente alti. Il DO medio nella Zona 3 era significativamente superiore a 2,0 mg/L, indicando un'eccessiva-aerazione alla fine del serbatoio aerobico. La respirazione endogena dei fanghi attivi riduce l'attività dei fanghi e può facilmente provocarne l'accumulo, sprecando anche energia. La concentrazione eccessivamente elevata di DO all'estremità del serbatoio aerobico si traduce anche in una maggiore concentrazione di DO nel liquor di ritorno, che non solo aumenta la concentrazione di DO che entra nel serbatoio anossico tramite riflusso esterno ma riduce anche la quantità di COD Cr disponibile, abbassando così l'efficienza di denitrificazione. Pertanto, si consiglia di ridurre l'apporto d'aria nella Zona 3, mantenendo solo l'intensità di miscelazione necessaria, per risparmiare il consumo energetico di aerazione.

Come mostrato inFigura 5, esistono differenze significative nelle prestazioni di trasferimento dell'ossigeno dei diffusori in diversi canali durante il funzionamento effettivo tra estate e inverno. L'OTE medio misurato in inverno è stato del 9,72%, inferiore al risultato misurato in estate (16,71%). Questo è perchéla diminuzione della temperatura dell'acqua riduce l'attività dei microrganismi nel serbatoio aerobico dell'impianto di depurazione, portando a un tasso di utilizzo dell'ossigeno inferiore. Dopo la correzione per temperatura, salinità e DO, i valori medi SOTE in estate e inverno erano rispettivamente del 17,69% e del 14,21%. Il SOTE estivo è stato leggermente più alto rispetto a quello invernale, forse perchéfunzionamento prolungato incrostazione esacerbata del diffusore, blocco dei pori e riduzione delle prestazioni di trasferimento dell'ossigeno del diffusore.

2.4 Analisi del potenziale di ottimizzazione energetica per il sistema di aerazione del serbatoio aerobico

Secondo le equazioni (3) e (4), sono stati calcolati la domanda di ossigeno, il tasso di fornitura di ossigeno e la potenza del ventilatore per ciascun canale della vasca aerobica in estate e in inverno, come mostrato inTabella 2. La richiesta totale di ossigeno della vasca aerobica in inverno è stata superiore di circa il 34,91% rispetto all'estate, a causa del maggiore COD influente_Cre il carico inquinante dell'azoto ammoniacale in inverno rispetto all'estate. La richiesta di ossigeno in ciascuna zona della vasca aerobica diminuisce man mano che gli inquinanti influenti vengono degradati lungo il percorso. La zona 1 ha la più alta concentrazione di inquinanti e un substrato sufficiente, con conseguente maggiore attività microbica, quindi la sua richiesta di ossigeno è la più alta. Poiché gli inquinanti vengono continuamente degradati, la richiesta di ossigeno nella Zona 2 e nella Zona 3 diminuisce gradualmente. In estate, le proporzioni della domanda di ossigeno delle tre zone erano rispettivamente del 72,62%, 21,65% e 5,73% della domanda totale di ossigeno della vasca aerobica. In inverno le proporzioni erano rispettivamente del 72,84%, 24,53% e 2,63%. Nei reattori convenzionali a fanghi attivi, la richiesta di ossigeno per la sezione anteriore è del 45%-55%, per la sezione centrale del 25%-35% e per la sezione posteriore del 15%-25%. Il carico di trattamento alla fine di questa vasca aerobica è inferiore ai valori convenzionali. L'apporto d'aria all'avantreno potrebbe essere opportunamente ridotto, consentendo la degradazione di alcuni inquinanti nelle sezioni posteriori.

Rispetto all’estate,la richiesta di ossigeno del processo di trattamento biologico in inverno è maggiore e l'efficienza di trasferimento dell'ossigeno del sistema di aerazione a bolle fini è inferiore, determinando una maggiore fornitura d'aria richiesta. Secondo i dati operativi dell'impianto di depurazione, la portata totale dell'aria fornita dal ventilatore in estate e in inverno è stata rispettivamente di 76,23 m³/h e 116,70 m³/h. La fornitura d'aria era maggiore nella Zona 1, mentre nella Zona 2 e nella Zona 3 era simile ma inferiore a quella della Zona 1. La fornitura di ossigeno in estate era superiore del 38,99% rispetto alla domanda di ossigeno, indicando un significativo potenziale di risparmio energetico. La fornitura di ossigeno sia nella Zona 2 che nella Zona 3 ha superato la domanda effettiva di ossigeno. L'offerta di ossigeno in inverno è stata del 7,07% superiore alla domanda di ossigeno. La fornitura e la domanda di ossigeno nella Zona 1 e nella Zona 2 sono state abbinate, mentre si è verificata una sovra-aerazione nella Zona 3. La potenza del ventilatore è proporzionale alla velocità di fornitura dell'aria, come nell'equazione (6). Il consumo energetico dei ventilatori in estate e in inverno è stato rispettivamente di 85,21 kW e 130,44 kW. Henkel lo suggerisceun aumento della temperatura dell'aria riduce la potenza dei ventilatori nei sistemi di aerazione. In risposta alle differenze nella domanda di ossigeno tra i diversi canali, gli impianti di depurazione dovrebbero adottare misure corrispondenti di regolazione dell’aerazione, come l’aerazione rastremata. Ciò potrebbe comportare l'apertura completa dei tubi di derivazione dell'aria nella parte anteriore, l'apertura di quelli all'estremità centrale a metà e la regolazione dei tubi di derivazione all'estremità all'apertura minima perrisparmiare sulla fornitura d'aria e sul consumo energetico di aerazione.

Quantificando ulteriormente l'effettiva efficienza di utilizzo dei diffusori a bolle fini, l'efficienza di aerazione standard (SAE) nel serbatoio aerobico in estate era di 2,57 kg O₂/kW·h, ovvero del 32,29% in più rispetto all'inverno. Le differenze nella qualità, quantità e temperatura dell'acqua influente tra estate e inverno causano variazioni significative nel funzionamento e nel controllo del sistema di aerazione nell'impianto di depurazione. Lo spreco energetico era più grave in estate che in inverno e il sistema di aerazione ha raggiunto un migliore equilibrio tra domanda e offerta in inverno. Considerando la portata e la qualità del flusso influente,l'apporto d'aria potrebbe essere opportunamente ridotto in estategarantendo al tempo stesso la qualità dell'effluente e un'adeguata miscelazione nel serbatoio aerobico. In inverno, per mitigare l’impatto dell’elevato carico di sostanze inquinanti e delle basse temperature, dovrebbe essere garantita un’aerazione sufficiente. Tuttavia, è importante notare che durante il funzionamento a lungo-termine, gli inquinanti si accumulano sulla superficie e all'interno dei pori dei diffusori, ostruendo gradualmente i pori e l'efficienza del trasferimento di ossigeno diminuirà. Se la pulizia del diffusore non è tempestiva, può portare a un apporto insufficiente di ossigeno da parte del sistema di aerazione, compromettendo la qualità dell'effluente.

L'impianto di depurazione utilizza una strategia di controllo del flusso d'aria del ventilatore DO-. L'obiettivo del sistema di controllo dell'aerazione è fornire un ambiente DO stabile per i microrganismi nel serbatoio aerobico e garantire la conformità degli effluenti. Tuttavia, il meccanismo di feedback del DO da solo non può valutare il potenziale di risparmio energetico-del sistema di aerazione. Testare sul campo le prestazioni di trasferimento dell'ossigeno del sistema di aerazione consente un calcolo preciso dell'effettivo tasso di fornitura di ossigeno del sistema di aerazione e ne descrive il modello di variazione lungo il percorso. Combinato con i dati sulla domanda di ossigeno, ciò consente un controllo preciso del sistema di aerazione per raggiungere un equilibrio tra domanda e offerta e l'obiettivo di risparmio energetico e riduzione dei consumi.

3. Conclusione

• Le temperature estive dell’acqua più elevate migliorano l’attività di nitrificazione e denitrificazione microbica, con conseguente maggiore COD Cr e azoto ammoniacale dell’effluente in inverno rispetto all’estate. Tuttavia, a causa del carico idraulico inferiore in inverno rispetto all’estate, la prolungata HRT nel serbatoio aerobico e un’aerazione sufficiente compensano l’impatto negativo della bassa temperatura sulla nitrificazione. Pertanto, la qualità degli effluenti sia in estate che in inverno soddisfaceva lo standard di Grado A di GB 18918-2002.

• Rispetto all'estate, la richiesta di ossigeno del processo di trattamento biologico in inverno è maggiore, l'efficienza di trasferimento dell'ossigeno del sistema di aerazione a bolle fini è inferiore, portando a una maggiore quantità di aria richiesta e a una minore efficienza di aerazione.

• La fornitura di ossigeno in estate e in inverno è stata rispettivamente superiore del 38,99% e del 7,07% rispetto alla domanda di ossigeno, indicando un maggiore potenziale di risparmio energetico-in estate. La concentrazione degli inquinanti diminuisce gradualmente lungo la vasca aerobica, rimanendo pressoché costante alla fine, mentre la concentrazione di DO alla fine è molto più alta che nella parte anteriore. Ciò indica che la maggior parte dell'ossigeno fornito alla fine si dissolve nel liquido misto dei fanghi e non viene utilizzato per il COD_Crossidazione e ossidazione dell'ammoniaca, suggerendo un'eccessiva-aerazione. Pertanto, l'apporto d'aria all'estremità del serbatoio aerobico può essere opportunamente ridotto garantendo al tempo stesso la qualità dell'effluente e un'adeguata miscelazione.