Aktivert slam

Den såkalte " aktiverte slam  " -prosessen bruker biologisk rensing ved behandling av avløpsvann . Det er en metode for rensing av frie kulturer. I en vannbehandlingssektor ( dvs. de forskjellige rensefasene for en gitt stasjon) er den aktiverte slamprosessen en del av sekundærbehandlingene.

Historisk

Denne prosessen kommer fra studien utført i Manchester av Arden og Lockett. De vil utvikle teknikken først i et enkelt basseng og deretter forbedre den ved å legge til andre bassenger og trinn.

Siden den gang har forskere jobbet med å forbedre aktiverte slambehandlingsanlegg, spesielt ved å lage modeller for reaksjonene som oppstår under behandlingen. Arbeidet deres (på internasjonal skala) har særlig gjort det mulig å publisere en brukerhåndbok for driftsmodellene for renseanlegg for aktivert slam, samt utvikling av nye innovasjoner.

Prinsipp

Prinsippet er å nedbryte organisk materiale (i suspensjon eller oppløst i avløpsvann) hovedsakelig av bakterier (inkludert filamentholdige bakterier ), som i seg selv blir spist av mikroorganismer ( protozoer , hovedsakelig ciliater , delvis ansvarlige for flokkulering og kilde til progressiv vannavklaring).

Den permanente omrøringen av mediet gir bedre tilgang til bakterier til partiklene og betydelig lufting som er nødvendig for bærekraften til det biologiske nedbrytningssystemet (bare biologisk nedbrytbar forurensning kan behandles på denne måten). Det blir fulgt av avsetning hvorfra det bakterierike slammet returneres til luftingsbassenget.

“Filamentøse bakterier binder flokkene sammen og øker overflate / volumforholdet, noe som fremmer flotasjon. Flokkens avsetningskapasitet er derfor lavere. Dette fenomenet, kalt "bulking", forårsaker også brune skum. " . Når disse skumene er tilstede i færre antall eller fraværende, er bakterieflokkene mindre og uklarheten høyere.

Den aktiverte slamprosessen har fire mål:

Søknadsdomenet

Aktivert slamteknikk er egnet for husholdningsavløp fra tettsteder fra rundt 400 ekvivalente innbyggere, opp til de største byene. Det eksisterer imidlertid for individuelle installasjoner, selv om prosessen ikke er tilstrekkelig testet. Industrielle eller agro-matavløp er svært varierende, og kan behandles ved denne prosessen avhengig av tilfelle, ofte med tilpasning til deres natur og egenskaper.

Elementer av et aktivert slamanlegg

En aktivert slamprosess som tar sikte på å eliminere organisk materiale (karbonforurensning, noen ganger nitrogen og / eller fosfat) består av følgende elementer:

Aktivert slam

Det slam , som produseres i den første bassenget, legger seg naturlig og returneres for det meste til luftebassenget (resirkulasjon), mens den overskytende del ledes til en dehydrering krets eller en spesiell lagring.

Virkning av mikroorganismer

Aktivert slam består hovedsakelig av heterotrofe mikroorganismer som har nedbrutt organiske materialer, og nedbrytningsprodukter, inkludert nitrogenholdige materialer, nedbrutt til nitrater. Innføring av oksygen ved lufting er derfor viktig for deres handling. Mikroorganismene holdes i en intim blanding med vannet som skal behandles og kommer dermed konstant i kontakt med de organiske forurensningene i avløpsvannet.

Den mulige nedbrytningen av nitrat (til dinitrogen ), kalt denitrifikasjon , kan være forårsaket av å plassere slammet under anoksiske forhold (nærvær av nitrat, fravær av oksygen) eller ved fase i luftingsbassenget (dette blir avbrutt) enten i et uventilert basseng , kalt et anoksibasseng. Denne nedbrytningen er laget av spesifikke bakterier.

Reproduksjonen av mikroorganismer foregår under gunstige forhold, når deres vekst er viktig og bakteriene begynner å dele seg. Eksopolymerene de utskiller tillater dem å agglomerere i sedimenterende flokker (dette er flokkulering ). De valgte driftsforholdene er de som favoriserer avregning av disse flokkene. For å opprettholde tilstrekkelig bakteriell biomasse resirkuleres slammet ved å pumpe inn i den sekundære sedimenteringstanken (det ekstraherte slammet resirkuleres til den aerobe behandlingstanken ). En del av styrings- og størrelsesarbeidet til et aktivert slamsystem består i å håndtere denne biomassen. Dette kan gjøres utilstrekkelig ved for lite resirkulering, forgiftning av bakterier ved massiv forurensning, for mye vanninntak (skyllingsfenomen), eller til og med når den tas i bruk eller tas i bruk igjen, som innebærer å sette den på. Progressiv ladning.

Luftingsbassenger

Lufting av avløpsvannet foregår i dammer som inneholder aktivert slam, som har en passende form avhengig av luftingssystemet, innføringsmåten for vannet og det aktiverte slammet. Vi kaller disse kummer, luftingstanker , aktiverte slamtanker eller kummer oksidasjon . Lufting kan tilveiebringes på overflaten av luftingsturbiner med langsom type, eller i bunnen ved hjelp av metoder for distribusjon av luftbobler som leveres av en booster eller av en luftkompressor . Fordelingsramper kompletteres med luftdiffusorer kjent som store bobler eller fine bobler, avhengig av ønsket effektivitet . Luftoverføringseffektiviteten i vannet kan forbedres ved å øke vannhøyden (bare for fordelingsramper).

Det daglige oksygenbehovet er relatert til den daglige organiske belastningen og nedbrytningsmåten, samt mengden nitrogen som skal nitrifiseres . Selv om nedbrytningen av karbonforurensning stopper under Krebs-syklusen , er det nødvendig å oksidere hydrogentransportmolekylene i denne syklusen via respirasjon (denne banen fanger elektronet ved å reoksidisere disse molekylene). Imidlertid krever respirasjon en elektronakseptor, dvs. et oksidert pustende substrat som oksygen. Til slutt brukes oksygenet som leveres i luftveiene for å produsere energi, en bane som vil fylle opp Krebs-syklusen, og dermed tillate en kontinuerlig nedbrytning av organisk materiale. Under denitrifikasjon brukes oksygen fra nitrater. Dermed beregnes oksygenbehovet fra kravene til de bakterielle respirasjonskjedene og kravene til nitrifikasjon. Mengden som skal tilføres oksygen tilsvarer deretter disse behovene minus besparelsene som oppnås under nitrater. Oksygenbehovet avviker derfor fra mengden som skal tilføres.

For å puste er det to typer:

a og b er koeffisienter som er en funksjon av massebelastningen.

Dermed er oksygenbehovet for respirasjon: a × strøm av BOD 5 + b × mengde biomasse.

Valget av luftingssystem er viktig fordi denne gjenstanden representerer mellom 60-80% av energiforbruket til et avløpsanlegg. Ventilasjonssystemer kan deles inn i to hovedklasser. Det er systemer som luftes på overflaten og systemer som lufter vannet ved å boble, derfor installert under vannstanden. I overflatesystemer er det langsomme mekaniske systemer og raske mekaniske systemer. Raske mekaniske systemer brukes sjelden i kommunale stasjoner fordi de ikke er veldig effektive når det gjelder energieffektivitet. Sakte systemer inkluderer vertikale akselbeluftere (også kalt langsomme turbiner) og horisontale akselluftere (kalt børste). For svært små bassenger har disse børstene fordelen av å drive vannbrønn, derimot er effektiviteten +/- 10% lavere enn langsomme turbiner med stor diameter.

Av alle overflateluftingssystemene er langsom vertikale akselluftere de mest brukte fordi de har best oksygeneringseffektivitet, høyest oksygeneringskapasitet per enhet og best blandekapasitet for store dammer.

De nedsenkede systemene inkluderer mange systemer, men de mest brukte er fine bobler. Det er interessant å merke seg at nye luftdiffusjonssystemer (i motsetning til konvensjonell bobling) lover utmerket energiutbytte.

Sammenligning av de mest brukte systemene, nemlig langsomme og fine bobleturbiner, har vertikale akseloverflateluftere (langsomturbiner) langsom type flere fordeler. Vedlikeholdet deres er ubetydelig mens de fine bobleluftere må rengjøres. Levetiden til langsomme turbiner er mye lengre og påliteligheten deres er mye høyere. På den annen side gir ytelsen deres målt i henhold til standarden EN 12255-15 bedre resultater for fine bobler. Denne standarden gjør det mulig å måle og sammenligne effektiviteten til systemer under standardforhold, derfor ved 20 ° C, 1013 mbar og med klart (drikke) vann. For å få et godt bilde av energiregningen, må du integrere alfafaktoren. Denne faktoren er forholdet mellom Kla (oksygenoverføringskoeffisient) i avløpsvann og Kla i klart vann. Denne vannavhengige alfafaktoren er veldig forskjellig når du lufter på overflaten eller under vann. Det er tydelig gunstig for overflateluftere (i størrelsesorden 0,9 for overflateluftere), mens det bare er ± 0,6 for fine boblesystemer (verdi for byavløpsvann). I tillegg krever overflateluftere vanligvis ikke en mikser, mens energieffektiviteten til et luftingssystem må omfatte alt tilbehør som brukes til lufting. I løpet av gitte operasjonsperioder kan det sees at energiforbruket til overflateluftere av langsom type (stor diameter) ligner på fine bobler, alt annet er like. Dette er særlig demonstrert i Nederland der de to systemene systematisk installeres på energimålere. Andre kriterier er også viktige å ta i betraktning, for eksempel støy, aerosoler og viktig tilbehør til et ventilasjonssystem. Sakte overflateluftere kan dekkes helt for å eliminere eventuelle plager. For fine bobler må undertrykkeren tildekkes og plasseres i en bygning med muligens luftfiltre. Overflateventilasjon krever mindre bygging og betydelig mindre arbeid på stedet, noe som begrenser legemliggjort energi . Det skal også bemerkes at selskaper markedsfører solluftere uten tilkobling til strømnettet og uten batteri. Disse maskinene er ment for lagunene, og det er da lagunen som fungerer som en kortsiktig lagring av energi i form av oppløst oksygen.

Sammendrag størrelseselementer

Utløpsdata

Størrelse

Merknader og referanser

  1. (in) MR Beychok, vandig avfall fra petroleum og petrokjemiske planter. ,1967
  2. http://www.irstea.fr/lespace-jeunesse/approfondir/lepuration-des-eaux-usees-les-avancees/des-maths-pour-des-stations
  3. Tilgang til guiden: http://www.iwapublishing.com/template.cfm?name=isbn9781843391746
  4. Eksempler på tilgjengelige innovasjoner
  5. NICOLAU, A., Lima, N. Mota, M., MADONI, P. (1997) Os Protozoários Como Indicadores da Qualidade das Lamas Activadas , Boletim de Biotecnologia, 56
  6. CURDS, CR, COCKBURN, A., VANDIKE, JM (1968) En eksperimentell studie av rollen til den cilierte protozoa i prosessen med aktivert slam , Wat. Forurense. Kontroll, 67: 312-329
  7. DUCHENE, P., COTTEUX, E. (1998) Problematikken ved biologiske dysfunksjoner: bulking og biologisk skumdannelse i aktivert slam , Tribune de l 'Eau, 55: 59-66.
  8. M. Da Motta, MN Pons, N. Roche, L. Amara, E. Ferreira, M. Mota (1999) "Analysis of Bacterial flokker og mikrofaunaen av aktivert slam av Image Analysis" , i Proc. 3. praktikant. Forskning Conf. On Water Reuse, Toulouse (Vol. 321, s. 326).
  9. sezgin, M., JENKINS, D. (1978) en enhetlig teori for Filamentous aktivert slam bulking , J.-Water Pollut. Kontroll Fed., 50: 362-381
  10. Degrémont, Memento Technique de l'Eau , niende utgave, 1989 ( ISBN  2-9503984-0-5 )

3. Kinetikk av aktivert slam (Y. Heymann, 2010)

Se også

Eksterne linker

Bibliografi