Maîtrise des procédés naturels d'épuration de l'eau. Méthodes de traitement des boues d'épuration, installations appliquées

le plus grand problème écologique Pays de la CEI - contamination de leur territoire par des déchets. Les déchets générés dans le processus de traitement des eaux usées urbaines - les boues d'égout et les boues d'épuration (ci-après dénommées SS) sont particulièrement préoccupants.

La principale spécificité de ces déchets est leur bicomposant : le système est constitué de composants organiques et minéraux (respectivement 80 et 20 % dans les déchets frais et jusqu'à 20 et 80 % dans les déchets après stockage à long terme). La présence de métaux lourds dans la composition des déchets détermine leur classe de danger IV. Le plus souvent, ces types de déchets sont stockés à l'air libre et ne font l'objet d'aucun traitement ultérieur.

Par example,À ce jour, plus de 0,5 milliard de tonnes de WWS ont été accumulées en Ukraine, dont la superficie totale de stockage est d'environ 50 km 2 dans les zones suburbaines et urbaines.

L'absence dans la pratique mondiale de méthodes efficaces pour l'élimination de ce type de déchets et l'aggravation de la situation environnementale qui en résulte (pollution de l'atmosphère et de l'hydrosphère, rejet de terrains pour des décharges destinées au stockage des AEP) indiquent la pertinence de trouver de nouvelles approches et technologies pour impliquer les WWS dans la circulation économique.

Conformément à la directive 86/278/CEE du Conseil du 06/12/1986 "relative à la protection de l'environnement et en particulier des sols lors de l'utilisation des boues d'épuration en agriculture" dans les pays de l'Union européenne en 2005, les WWS ont été utilisés comme suit : 52% - dans l'agriculture, 38% - brûlés, 10% - stockés.

La tentative de la Russie de transférer l'expérience étrangère de la combustion WWS sur le sol domestique (construction d'usines d'incinération des déchets) s'est avérée inefficace: le volume de la phase solide n'a diminué que de 20% tout en libérant simultanément une grande quantité de substances toxiques gazeuses et de produits de combustion dans l'air atmosphérique. À cet égard, en Russie, comme dans tous les autres pays de la CEI, leur stockage reste le principal mode de gestion des WWS.

SOLUTIONS PERSPECTIVES

En cours de recherche des moyens alternatifs disposition des WWS en réalisant des travaux théoriques et études expérimentales et des essais pilotes, nous avons prouvé que la solution au problème environnemental - l'élimination des volumes de déchets accumulés - est possible grâce à leur participation active à la circulation économique dans les industries suivantes :

construction de route(production de poudre organo-minérale en lieu et place de poudre minérale pour béton bitumineux) ;
construction(production d'isolant en argile expansée et de briques céramiques efficaces);
secteur agricole(production d'humus riche fertilisant organique) .

La mise en œuvre expérimentale des résultats des travaux a été réalisée dans un certain nombre d'entreprises en Ukraine:

trottoir de la zone de stockage de matériel lourd MD PMK-34 (Lougansk, 2005), tronçon de la route de contournement autour de Lougansk (aux piquets PK220-PK221+50, 2009), trottoir de la rue. Malyutin dans Anthracite (2011) ;

D'AILLEURS

Les résultats des observations de l'état et de la qualité de la surface de la route indiquent ses bonnes performances, dépassant les analogues traditionnels dans un certain nombre d'indicateurs.

production d'un lot pilote de briques céramiques légères efficaces à la briqueterie n ° 33 de Lugansk (2005);
production de biohumus à base de WWS dans les installations de traitement de Luganskvoda LLC.

COMMENTAIRES SUR L'INNOVATION DE L'UTILISATION DE WWS DANS LA CONSTRUCTION DE ROUTES

En analysant notre expérience accumulée en matière d'élimination des déchets dans le domaine de la construction de routes, nous pouvons souligner ce qui suit : points positifs:

La méthode de recyclage proposée permet d'intégrer les déchets de gros tonnage dans la sphère des déchets de gros tonnage production industrielle;
le transfert des WWS de la catégorie des déchets à la catégorie des matières premières détermine leur valeur pour le consommateur - les déchets acquièrent une certaine valeur ;
sur le plan écologique, les déchets de classe de danger IV sont déposés dans la plate-forme dont la surface en béton bitumineux correspond à la classe de danger IV ;
pour la production de 1 m 3 de mélange de béton bitumineux, jusqu'à 200 kg de WWS sec peuvent être éliminés comme analogue de poudre minérale pour obtenir un matériau de qualité correspondant à exigences réglementaires au béton bitumineux ;
l'effet économique de la méthode d'élimination adoptée se produit à la fois dans le domaine de la construction de routes (réduction du coût du béton bitumineux) et pour les entreprises de Vodokanal (empêchant les paiements pour l'élimination des déchets, etc.) ;
dans le mode d'élimination des déchets envisagé, les aspects techniques, environnementaux et économiques sont cohérents.

Moments problématiques lié au besoin :

coopération et coordination de divers départements ;
large discussion et approbation par des spécialistes de la méthode d'élimination des déchets choisie;
développement et mise en œuvre normes nationales;
amendements à la loi ukrainienne du 05.03.1998 n° 187/98-ВР "Sur les déchets" ;
élaboration de spécifications techniques pour les produits et certification;
modifications aux codes et règlements du bâtiment;
préparation d'un appel au Cabinet des ministres et au ministère de la Protection de l'environnement avec une demande de développement de mécanismes efficaces pour la mise en œuvre de projets d'élimination des déchets.

Et enfin, un autre point problématique - ne peut pas résoudre ce problème seul.

COMMENT SIMPLIFIER LES POINTS D'ORGANISATION

Sur la voie de l'utilisation généralisée de la méthode d'élimination des déchets envisagée, des difficultés d'organisation surgissent : une coopération est nécessaire entre différents départements ayant des visions différentes de leurs tâches de production - les services publics (dans ce cas, Vodokanal - le propriétaire des déchets) et un organisation de la construction de routes. Dans le même temps, ils ont inévitablement un certain nombre de questions, incl. économiques et juridiques, tels que « En avons-nous besoin ? », « Est-ce un mécanisme coûteux ou rentable ? », « Qui doit assumer les risques et la responsabilité ? »

Malheureusement, il n'y a pas de consensus sur le fait que le problème environnemental général - l'élimination des WWS (essentiellement des déchets de la société accumulés par les services publics) - peut être résolu avec l'aide des services publics dans l'industrie de la construction routière en impliquant ces déchets dans la réparation et construction de voies publiques. C'est-à-dire que l'ensemble du processus peut être effectué au sein d'un département communal.

REMARQUE

Quel est l'intérêt de tous les participants au processus ?
1. L'industrie de la construction routière reçoit des sédiments sous la forme d'un analogue de poudre minérale (l'un des composants du béton bitumineux) à un prix bien inférieur au coût de la poudre minérale et produit une chaussée en béton bitumineux de haute qualité à moindre coût.
2. Les entreprises de traitement des eaux usées éliminent les déchets accumulés.
3. La société reçoit des revêtements routiers de haute qualité et moins chers tout en améliorant la situation environnementale sur le territoire de sa résidence.

Compte tenu du fait que l'élimination des WWS résout un important problème environnemental d'importance nationale, dans ce cas, l'État devrait être le participant le plus intéressé. Par conséquent, sous les auspices de l'État, il est nécessaire de développer un cadre juridique approprié qui répondrait aux intérêts de tous les participants au processus. Cependant, cela nécessitera un certain intervalle de temps, qui dans un système bureaucratique peut être assez long. Dans le même temps, comme mentionné ci-dessus, le problème de l'accumulation des précipitations et la possibilité de le résoudre sont directement liés à l'industrie des services publics, il doit donc être résolu ici, ce qui réduira considérablement le temps pour toutes les approbations, et la liste documentation nécessaire se limiter aux normes ministérielles.

VODOKANAL COMME PRODUCTEUR ET CONSOMMATEUR DE DÉCHETS

La coopération des entreprises est-elle toujours nécessaire ? Envisagez la possibilité d'éliminer les WWS accumulés directement par les entreprises de Vodokanal dans leurs activités de production.

REMARQUE

Entreprises Vodokanal après la travaux de réparation sur les réseaux de canalisations obligé pour restaurer la plate-forme endommagée, ce qui n'est pas toujours fait. Ainsi, selon les résultats de notre évaluation annuelle moyenne approximative du volume de tels travaux dans la région de Lougansk, ces volumes varient de 100 à 1000 m 2 de la zone de couverture, selon la localité. Considérant que la structure grandes entreprises, comme Luganskvoda LLC, comprend des dizaines colonies, la superficie des revêtements restaurés peut atteindre des dizaines de milliers de mètres carrés, ce qui nécessite des centaines de mètres cubes de béton bitumineux.

La nécessité de se débarrasser des déchets, dont les propriétés permettent d'obtenir un béton bitumineux de haute qualité à la suite de son élimination, et, surtout, la possibilité de son utilisation dans la réparation des revêtements routiers perturbés sont les principales raisons pour l'utilisation éventuelle de la méthode d'élimination des déchets envisagée par les entreprises Vodokanal.

Il convient de noter que les WWS des installations de traitement dans divers établissements sont similaires dans leur impact positif sur le béton bitumineux, malgré quelques différences. composition chimique.

Par example, le béton bitumineux modifié par les sédiments à Lugansk (Luganskvoda LLC), Cherkassy (Azot Production Association) et Kievvodokanal répond aux exigences du DSTU B V.2.7-119-2003 « Mélanges de béton bitumineux et béton bitumineux pour route et aérodrome. Spécifications" (ci-après - DSTU B V.2.7-119-2003) (Tableau 1).

Discutons. 1 m 3 de béton bitumineux a un poids moyen de 2,2 tonnes Avec l'introduction de 6 à 8% de sédiments en remplacement de la poudre minérale dans 1 m 3 de béton bitumineux, 132 à 176 kg de déchets peuvent être éliminés. Prenons une valeur moyenne de 150 kg/m 3 . Ainsi, avec une épaisseur de couche de 3 à 5 cm, 1 m 3 de béton bitumineux vous permet de créer 20 à 30 m 2 de la surface de la route.

Comme vous le savez, le béton bitumineux est composé de pierre concassée, de sable, de poudre minérale et de bitume. Les vodokanals sont les propriétaires des trois premiers composants en tant que gisements technogéniques artificiels : pierre concassée - chargement remplaçable des biofiltres ; le sable et les sédiments déposés sont des déchets provenant des sites de sable et de limon (Fig. 1). Pour transformer ces déchets en béton bitumineux (élimination utile), un seul composant supplémentaire est nécessaire - le bitume routier, dont le contenu ne représente que 6 à 7% de la production prévue de béton bitumineux.

Les déchets existants (matières premières) et la nécessité d'effectuer des travaux de réparation et de restauration avec la possibilité d'utiliser ces déchets sont à la base de la création d'une entreprise ou d'un site spécialisé au sein de la structure de Vodokanal. Les fonctions de cette unité seront :

préparation de composants en béton bitumineux à partir de déchets existants (stationnaires);
production d'enrobés bitumineux (mobile);
pose du mélange dans la chaussée et son compactage (mobile).

L'essence de la technologie de préparation du composant de matière première du béton d'asphalte - poudre minérale (organo-minérale) à base de WWS - est illustrée à la Fig. 2.

Comme il ressort de la Fig. 2, la matière première (1) - les sédiments des décharges avec une teneur en humidité allant jusqu'à 50% - sont préalablement tamisés à travers un tamis d'un maillage de 5 mm (2) pour éliminer les débris étrangers, les plantes et détacher les grumeaux. La masse tamisée est séchée (au naturel ou conditions artificielles) (3) jusqu'à une teneur en humidité de 10 à 15 % et est introduit pour un criblage supplémentaire à travers un tamis à mailles de 1,25 mm (5). Si nécessaire, un broyage supplémentaire des morceaux de masse (4) peut être effectué. Le produit en poudre obtenu (la microcharge est un analogue de la poudre minérale) est emballé dans des sacs et stocké (6).

De même, la pierre concassée et le sable sont préparés (séchage et fractionnement). Le traitement peut être effectué sur un site spécialisé situé sur le territoire de la station d'épuration, à l'aide d'équipements improvisés ou spéciaux.

Considérez l'équipement qui peut être utilisé au stade de la préparation des matières premières.

cribles vibrants

Les cribles vibrants sont utilisés pour le criblage WWS divers fabricants. Ainsi, les cribles vibrants peuvent avoir les caractéristiques suivantes : "La vitesse de rotation réglable du moteur de vibration vous permet de modifier l'amplitude et la fréquence des vibrations. La conception hermétique permet l'utilisation de cribles vibrants sans système d'aspiration et avec l'utilisation de milieux inertes. Le système de distribution de matière à l'entrée des cribles vibrants permet d'utiliser 99% de la surface de criblage. Les cribles vibrants sont équipés d'un système de câblage de classe divisée. Fin du remplacement des surfaces criblantes. grande fiabilité, installation facile et ajustement. Remplacement rapide et facile du pont. Jusqu'à trois surfaces de criblage .

Voici les principales caractéristiques du crible vibrant VS-3 (Fig. 3) :

dimensions - 1200 × 800 × 985 mm;
puissance installée - 0,5 kW;
tension d'alimentation - 380 V;
poids - 165 kg;
productivité — jusqu'à 5 t/h ;
taille des mailles du tamis - n'importe laquelle sur demande ;
prix - à partir de 800 dollars.

Séchoirs

Pour le séchage un matériau en vrac- sol-sol (sédiment) et sable - en mode accéléré (contrairement séchage naturel) il est proposé d'utiliser des séchoirs à tambour SB-0.5 (Fig. 4), SB-1.7, etc. Considérez le principe de fonctionnement de ces séchoirs et leurs caractéristiques (tableau 2).

À travers la trémie de chargement, le matériau humide est introduit dans le tambour et pénètre dans la buse interne située sur toute la longueur du tambour. La buse assure une distribution uniforme et un bon mélange du matériau sur la section du tambour, ainsi qu'un contact étroit avec l'agent de séchage pendant le versement. En mélangeant en continu, le matériau se déplace vers la sortie du tambour. Le matériau séché est évacué par la chambre de décharge.

Ensemble de livraison : sèche-linge, ventilateur, panneau de commande. Dans les séchoirs SB-0.35 et SB-0.5, le chauffage électrique est intégré à la structure. Temps de production - 1,5-2,5 mois. Le coût de ces séchoirs est de 18,5 milliers de dollars.

Humidimètres

Pour contrôler la teneur en humidité du matériau, différents types d'humidimètres peuvent être utilisés, par exemple le VSKM-12U (Fig. 5).

Apportons Caractéristiques un tel humidimètre :

plage de mesure de l'humidité - de l'état sec à la pleine saturation en humidité (les plages réelles pour des matériaux spécifiques sont indiquées dans le passeport de l'appareil);
erreur relative mesures - ± 7% de la valeur mesurée ;
profondeur de la zone de contrôle à partir de la surface - jusqu'à 50 mm;
les dépendances d'étalonnage pour tous les matériaux contrôlés par l'appareil sont stockées dans une mémoire non volatile pour 30 matériaux ;
le type de matériau sélectionné et les résultats de mesure sont affichés sur un affichage à deux lignes directement en unités d'humidité avec une résolution de 0,1 % ;
la durée d'une seule mesure ne dépasse pas 2 s;
durée des indications de maintien - pas moins de 15 s;
alimentation universelle : autonome de la batterie intégrée et du secteur ~ 220 V, 50 Hz via un adaptateur réseau (c'est aussi un chargeur) ;
dimensions de l'unité électronique - 80 × 145 × 35 mm; capteur — Æ100×50 mm ;
poids total de l'appareil - pas plus de 500 g;
durée de vie complète - au moins 6 ans;
prix - à partir de 100 dollars.

REMARQUE

Selon nos calculs, l'organisation d'un point fixe pour la préparation d'agrégats de béton bitumineux nécessitera un équipement d'un montant de 20 à 25 000 dollars.

Production de béton bitumineux avec filler OSV et sa pose

Considérez l'équipement qui peut être utilisé directement dans le processus de fabrication du béton bitumineux avec un filler OSV et sa pose.

Petite centrale d'asphalte

Pour la production de mélanges de béton bitumineux à partir des déchets de production de Vodokanal et leur utilisation dans trottoir la plus petite capacité des complexes possibles est proposée - une centrale à béton d'asphalte mobile (mini-APC) (Fig. 6). Les avantages d'un tel complexe sont bas prix, faibles coûts d'exploitation et d'amortissement. Les petites dimensions de l'usine permettent non seulement son stockage pratique, mais également un démarrage instantané et une production de béton bitumineux fini à haut rendement énergétique. Dans le même temps, la production de béton bitumineux est réalisée sur le lieu de pose, en contournant l'étape de transport, en utilisant un mélange à haute température, ce qui garantit un degré élevé de compactage du matériau et une excellente qualité de la chaussée en béton bitumineux. .

Le coût d'une mini-usine d'assemblage d'une capacité de 3 à 5 tonnes/heure est de 125 à 500 000 dollars et d'une capacité allant jusqu'à 10 tonnes/heure - jusqu'à 2 millions de dollars.

Voici les principales caractéristiques des mini-ABZ d'une capacité de 3-5 t/h :

température de sortie — jusqu'à 160 °С;
puissance du moteur - 10 kW;
puissance du générateur - 15 kW;
volume du réservoir de bitume - 700 kg;
volume du réservoir de carburant - 50 kg;
puissance de la pompe à carburant - 0,18 kW;
puissance de la pompe à bitume - 3 kW;
Puissance ventilateur d'extraction- 2,2kW ;
puissance du moteur du palan à benne - 0,75 kW;
dimensions - 4000 × 1800 × 2800 mm;
poids - 3800 kg.

De plus, pour effectuer un cycle complet de travaux de production et de pose de béton bitumineux, il est nécessaire d'acheter un conteneur pour le transport du bitume chaud et une mini-patinoire pour la pose de l'asphalte (Fig. 7).

Les rouleaux compresseurs tandem vibrants pesant jusqu'à 3,5 tonnes coûtent 11 à 16 000 dollars.

Ainsi, l'ensemble du complexe d'équipements requis pour la préparation des matériaux, la production et la mise en place du béton bitumineux peut coûter environ 1,5 à 2,5 millions de dollars.

RÉSULTATS

1. L'application du schéma technologique proposé résoudra le problème de l'élimination des déchets stations d'égout par leur implication dans la circulation économique au niveau local.

2. La mise en œuvre de la méthode d'élimination des déchets considérée dans l'article permettra de faire entrer les services d'eau dans la catégorie des entreprises à faible taux de déchets.

3. Grâce à l'utilisation de WWS dans la production de béton bitumineux, la liste des services fournis par Vodokanal peut être élargie (possibilité de réparer les routes et les allées intra-quartier).

Littérature

Drozd G.Ya. Valorisation des boues d'épuration minéralisées : problèmes et solutions // Manuel de l'écologiste. 2014. N° 4. S. 84-96.
Drozd G.Ya. Problèmes dans le domaine du traitement des boues d'épuration déposées et méthodes pour leur solution // Approvisionnement en eau et approvisionnement en eau. 2014. N° 2. S. 20-30.
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Drozd G.Ya., Breus R.V., Bizirka I.I. Dépôt de boues provenant des égouts urbains. Concept de recyclage // Lambert Academic Publishing. 2013. 153 p.
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Breus R.V., Drozd G.Ya., Gusentsova E.S. Sumish en béton bitumineux : Brevet pour le modèle coris n° 17974. Ukraine. CIB CO4B 26/26 - N° U200604831. Appl. 05/03/2006. Publié 16/10/2006. Taureau. N° 10.

Stations d'épuration : enjeux de fonctionnement, d'économie, de reconstruction

Décret du gouvernement de la Fédération de Russie du 01/05/2015 n° 3 "portant modification de certaines lois du gouvernement de la Fédération de Russie dans le domaine de l'évacuation de l'eau": quoi de neuf ?

Le manuel met en évidence les moyens de déterminer l'efficacité des installations de traitement et de traitement de l'eau, ainsi que des usines de traitement des boues. Les méthodes et technologies de contrôle de laboratoire et de production de la qualité des eaux naturelles, du robinet et des eaux usées sont prises en compte. La troisième édition du manuel sous le même nom a été publiée en 2004.
Destiné aux élèves des lycées techniques du bâtiment inscrits dans la spécialité 2912 "Approvisionnement en eau et assainissement".

ÉVALUATION DE LA QUALITÉ DES EAUX NATURELLES, POTABLES ET TECHNIQUES.
Les sources d'approvisionnement en eau dans la plupart des régions de la Fédération de Russie sont les eaux de surface rivières (réservoirs) et lacs, qui représentent 65 à 68 % de la consommation totale d'eau. Vous trouverez ci-dessous une évaluation de la qualité de l'eau qu'elles contiennent, en fonction de certains indicateurs caractéristiques de la composition: pH, salinité (teneur en sel), dureté, teneur en substances en suspension et organiques, ainsi que l'état de phase dispersée.

Comparer les indicateurs estimés et réels de la composition de l'eau dans les sources Fédération Russe, on peut noter la prédominance des eaux douces et très douces, ainsi que des eaux faiblement et moyennement minéralisées dans sa partie asiatique et ses régions septentrionales, c'est-à-dire sur la majeure partie du pays. Pollution généralisée plans d'eau des impuretés d'origine anthropique et technogène, observée ces dernières années, est due à l'afflux d'eaux usées non traitées et insuffisamment traitées, domestiques et industrielles, de fonte et d'orage des bassins versants.

TENEUR
INTRODUCTION
CHAPITRE 1. MAÎTRISE TECHNOLOGIQUE DES PROCÉDÉS NATURELS ET INDUSTRIELS DE TRAITEMENT DES EAUX.»
1.1. Évaluation de la qualité des ressources naturelles, potables et eau technique
1.2. Laboratoire et contrôle de production de la qualité de l'eau dans les systèmes d'approvisionnement en eau potable domestique et industrielle
1.3. Maîtrise des processus de prétraitement, coagulation, décantation, filtration de l'eau
1.4. Contrôle des processus de désinfection de l'eau
1.5. Contrôle des processus de fluoration, défluoration, déferrisation de l'eau, élimination du manganèse
1.6. Contrôle des processus de traitement des eaux de stabilisation. Élimination des gaz : oxygène, sulfure d'hydrogène
1.7. Contrôle des processus d'adoucissement, de dessalement et de dessalement de l'eau
1.8. Contrôle du mode de fonctionnement hydrochimique des systèmes d'alimentation en eau de refroidissement par circulation
1.9. Contrôle du processus de refroidissement par eau
1.10. Exercices et tâches
SECTION 2. MAÎTRISE TECHNOLOGIQUE DES PROCÉDÉS DE TRAITEMENT DES EAUX USÉES
2.1. Dispositions générales
2.2. Classement des eaux usées. Types de contaminants et méthodes pour leur élimination
2.3. Contrôle des procédés mécaniques de traitement des eaux usées
2.4. Surveillance du fonctionnement des installations de traitement biologique aérobie des eaux usées
2.5. Maîtrise des processus de post-traitement et de désinfection des eaux usées
2.6. Maîtrise des procédés de traitement des boues. Procédés de fermentation du méthane et contrôle du fonctionnement du digesteur
2.7. Suivi du fonctionnement des installations de déshydratation et de séchage des boues
2.8. Contrôle des processus de traitement des eaux usées industrielles et des méthodes pour en extraire les substances nocives
2.9. Contrôle des méthodes destructives Traitement des eaux usées industrielles
2.10. Exercices et tâches
CONCLUSION
LITTÉRATURE.

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Le traitement et l'élimination des boues d'épuration est un problème très aigu pour les grandes villes de tous les pays hautement développés. Au cours du processus d'épuration, les solides en suspension contenus dans les eaux usées précipitent dans les installations de traitement mécanique.

La quantité de sédiments bruts dépend directement de la teneur en particules en suspension dans l'eau et de la qualité du nettoyage : plus la qualité du nettoyage est élevée, plus il se forme de sédiments.

Dans les stations d'épuration à traitement biologique, en plus des boues brutes, il se forme des boues activées dont la quantité en matière sèche peut atteindre 50 % du volume total des boues.

Les boues doivent être prétraitées avant d'être éliminées.

Finalité du traitement- réduction de l'humidité et du volume de sédiments, des odeurs désagréables, du nombre de micro-organismes pathogènes (virus, bactéries, etc.) et de substances nocives ; réduire les coûts de transport et assurer une utilisation finale respectueuse de l'environnement.

Pour le traitement des précipitations, des installations spéciales sont construites:

métatanks ;

stabilisateurs aérobies,

diverses installations de déshydratation et de séchage,

sites limoneux.

Metatenki - ce sont des réservoirs hermétiquement fermés, où des bactéries anaérobies dans des conditions thermophiles (à 30 - 43 o C) fermentent le résidu brut dans des clarificateurs primaires et secondaires. Lors de la fermentation, des gaz sont libérés : CH 4 , hydrogèneH 2 , gaz carboniqueCO 2 , ammoniacNH 3 etc., qui peuvent ensuite être utilisés à diverses fins.

Stabilisateurs aérobies - ce sont des réservoirs où la partie organique est minéralisée par des micro-organismes aérobies pendant longtemps avec une purge d'air constante. Les boues traitées sont stockées dans des lits de boues puis utilisées comme engrais.

Les sédiments stockés contenant des sels de métaux lourds, contaminés par une microflore pathogène, des œufs d'helminthes, des virus, présentent un danger pour l'environnement et nécessitent une approche extraordinaire du mode de placement et d'élimination.

Un certain danger est également représenté par la migration de substances nocives dans eau souterraine. Les lits de boues et les décharges elles-mêmes peuvent être des sources d'émissions nocives dans l'atmosphère. L'émission de gaz se produit également à partir des sols des anciennes décharges, des décharges et lors du transport des déchets.

Le volume et la nature de la pollution atmosphérique dépendent des paramètres du processus technologique de traitement des précipitations et du régime de température.

Pour les grands volumes de précipitations, deux catégories de méthodes sont utilisées : le séchage thermique et l'incinération. Le séchage thermique préserve la matière organique utilisée comme engrais. Lorsque les sédiments sont brûlés, les substances organiques sont converties en produits gazeux.

Dans la plupart des pays, on observe une tendance à la hausse de la quantité de boues brûlées. Le principal moteur est la hausse des prix des terrains, qui rend le développement de nouvelles technologies plus rentable et plus efficace sur le plan environnemental que l'expansion des zones d'enfouissement.

Précipitations brûlantes

Précipitations brûlantes s'applique s'ils ne font pas l'objet d'autres types de traitement et d'élimination. 25% les boues générées par les stations d'épuration sont utilisées dans l'agriculture, 50% placés dans des décharges et à proximité 25% est brûlé.

Actuellement, le traitement des eaux usées est effectué dans les stations d'épuration selon le schéma classique de traitement biologique complet, dans lequel un mélange de boues brutes provenant de clarificateurs primaires et de boues activées en excès est formé.

Précipitation- il s'agit d'une masse humide non désinfectée (jusqu'à 99,7%) contenant jusqu'à 70% de substances organiques.

La séquence des opérations pour le traitement des boues est la suivante :

prétraitement sur caillebotis ;

mélanger les boues des décanteurs primaires avec des boues activées et filtrer le mélange sur des grilles minces ;

traitement avec un réactif - floculant et déshydratation sur presses centrales;

transport des boues déshydratées vers les incinérateurs ;

combustion dans des fours "Pyrofluide" avec une couche de sable fluidisée.

Eaux usées

Station de traitement des eaux usées

sédiment

cendre

Les suspensions rejetées par les déchets et les eaux usées au cours de leur traitement mécanique, biologique et physico-chimique (réactif) sont des sédiments.

Il est conseillé de diviser les propriétés des sédiments en celles qui caractérisent leur nature et leur structure, ainsi qu'en celles qui déterminent leur comportement dans le processus de déshydratation.

Influence de la qualité initiale de l'eau sur l'effet désinfectant	La croissance de la turbidité, de la couleur et du pH s'aggrave	En présence de substances organiques dans l'eau, l'effet bactéricide ne change pas.	Lorsque la concentration de solides en suspension augmente, l'activité bactéricide diminue.	Avec une augmentation de la concentration des solides en suspension, de la température et de la composition du sel, la	La présence de solides en suspension réduit considérablement l'effet de désinfection.	N'affecte pas
Influence sur les propriétés organoleptiques de l'eau	Améliore : oxyde les phénols en produits qui n'ont pas d'odeurs chlorophénoliques	Aggrave : odeur d'iode, qui disparaît après 40-50 minutes	Améliore : Élimine les odeurs	N'affecte pas	N'affecte pas	Améliore : élimine les odeurs
Période après action	Un jour ou plus selon la dose			90-150 jours selon la dose		Ne fonctionne pas sur Escherichia coli
Temps de décontamination, min					Immédiatement
Méthode	Chloration	iodation	Ozonation	Traitement aux ions d'argent	Traitement UV	Rayonnement gamma

masse constante. Dans les sédiments liquides, elle est approximativement proche de la concentration de solides en suspension déterminée par filtration ou centrifugation.

Dans les sédiments organiques hydrophiles, cet indicateur est souvent proche de la teneur en substances organiques et caractérise la teneur en substances azotées.

La composition élémentaire est particulièrement importante pour les sédiments organiques, principalement en termes d'indicateurs tels que la teneur en : carbone et hydrogène pour déterminer le degré de stabilisation ou établir l'acidité totale ; l'azote et le phosphore pour évaluer la valeur fertilisante des sédiments ; métaux lourds, etc...

Pour les sédiments inorganiques, il est souvent utile de déterminer la teneur en sels de Fe, Mg, Al, Cr, Ca (carbonates et sulfates) et Si.

Toxicité. Les métaux contenus dans les boues d'épuration industrielles (cuivre, chrome, cadmium, nickel, zinc, étain) sont toxiques. Ils ont la capacité de provoquer divers types d'effets biologiques dans le corps humain - toxiques généraux, mutagènes et embryotoxiques. Le degré de toxicité et de danger des différents métaux n'est pas le même et peut être évalué par Doses létales moyennes pour les animaux de laboratoire. Les résultats expérimentaux montrent que le chrome et le cadmium sont les plus toxiques pour les animaux.

Selon les concentrations maximales admissibles actuellement acceptées, qui tiennent compte, avec la toxicité, des propriétés cumulatives des substances, le cadmium, le chrome et le nickel représentent le plus grand danger pour la santé publique ; moins dangereux sont le cuivre et le zinc.

Les sédiments provenant des stations d'épuration des industries galvaniques contenant des oxydes de métaux lourds appartiennent à la quatrième classe de danger, c'est-à-dire aux substances à faible danger.

La formation de boues aux propriétés souhaitées commence par le choix des méthodes de nettoyage qui offrent la possibilité de recycler ou de stocker en toute sécurité les boues, réduisant ainsi le coût de leur déshydratation et de leur séchage.

La possibilité d'un stockage sûr des boues d'épuration est déterminée par les caractéristiques et propriétés suivantes des boues : la viscosité apparente et la fluidité associée des boues, ainsi que la nature de l'eau contenue dans les boues.

La viscosité apparente et la fluidité associée des sédiments peuvent être considérées comme une mesure de l'intensité des forces de la relation entre les particules. Il permet également d'évaluer le caractère thixotrope du précipité (capacité du précipité à former un gel au repos et à retrouver sa fluidité même avec une légère agitation). Cette propriété est très importante pour évaluer la capacité des boues à collecter, transporter et pomper.

La boue de boue n'est pas un fluide newtonien car la viscosité trouvée est très relative et dépend de la contrainte de cisaillement appliquée.

La nature de l'eau contenue dans le sédiment. Cette eau est la somme de l'eau libre, qui peut être facilement éliminée, et de l'eau liée, y compris l'eau colloïdale d'hydratation, l'eau capillaire, l'eau cellulaire et l'eau chimiquement liée. L'isolement de l'eau liée nécessite des efforts considérables. Par exemple, l'eau cellulaire n'est séparée que par traitement thermique (séchage ou brûlage).

La valeur approximative de ce rapport peut être obtenue par thermogravimétrie, c'est-à-dire en traçant la courbe de perte de masse d'un échantillon de sédiment compacté à température constante et traité dans conditions pertinentes. Le point auquel le thermogramme présente une rupture peut être déterminé en construisant la dépendance K = f (5"), où V- vitesse de séchage, g/min ; S - La teneur en matière sèche de l'échantillon,% (Fig. 2.6).

Le rapport entre l'eau libre et l'eau liée est un facteur déterminant dans l'évaluation de la déshydratation d'une boue.

De la fig. 2.6 on peut voir que le premier courant critique détermine la quantité d'eau qui peut être éliminée des boues à vitesse de séchage constante (phase 1), et représente la teneur en matière sèche des boues après la perte d'eau libre. Ensuite, l'eau liée est éliminée : d'abord, au point S2 avec une relation linéaire entre une diminution de la vitesse de séchage et une augmentation de la teneur en matière sèche (phase 2), puis avec une diminution plus forte du taux de diminution de la vitesse de séchage (phase 3).

Ces facteurs comprennent : la capacité à sceller ; résistivité; caractéristiques numériques de la compressibilité des boues sous l'effet d'une pression croissante (compressibilité des boues) ; détermination du pourcentage maximal de matière sèche dans les boues à une pression donnée.

La capacité de compactage est déterminée à partir de l'analyse de la courbe de sédimentation des sédiments. Cette courbe est tracée à partir de recherche en laboratoire dans un récipient équipé d'un agitateur lent. La courbe caractérise le degré de séparation de la masse sédimentaire dans la cuve en fonction du temps de séjour dans celle-ci.

L'indicateur le plus important de la capacité des boues d'épuration à produire de l'humidité est la résistivité. La valeur de la résistivité (g) est un paramètre de généralisation et est déterminée par la formule

Où P est la pression (vide) à laquelle le sédiment est filtré ; F- surface filtrante ; ri est la viscosité du filtrat ; AVEC - la masse de la phase solide du précipité déposée sur le filtre lors de la réception d'une unité de volume du filtrat ;

Ici t est la durée de filtration ; V- la quantité de précipité.

Humidité. Ce paramètre prend en compte l'évolution de la composition et des propriétés des boues lors de leur traitement et de leur stockage.

Compressibilité des sédiments. Lorsque la perte de charge augmente, les pores du gâteau disparaissent et la résistance à la filtration augmente. Facteur de compressibilité des boues (S) déterminé par la formule

g2 -gr{

Lgp2-lgi?" (2-5)

Où r et r2 sont la résistivité du sédiment, calculée par la formule (2.3), respectivement, à une pression />, et P2.

Le taux de filtration de l'eau augmentera, restera constant ou diminuera à mesure que P augmente, selon que la valeur de S est inférieure, égale ou supérieure à un.

Les substances cristallines insolubles sont généralement difficiles à comprimer (5 proches de 0 ou< 0,3). Суспензии с гидрофильными частицами имеют высокую сжимаемость (5>0,5, atteignant et dépassant parfois 1,0).

Pour de nombreux types de boues organiques, il existe même une "pression critique" au-dessus de laquelle les pores du gâteau se referment à tel point que le drainage devient impossible. Par exemple, pour les boues d'épuration urbaines, une filtration sous pression supérieure à 1,5 MPa est quasiment inefficace. C'est pourquoi on pense qu'une augmentation progressive de la pression présente un certain avantage en retardant le compactage du gâteau.

Teneur maximale en matière sèche des boues à une pression donnée. L'humidité dans les précipitations peut être sous forme de liaisons chimiques, physico-chimiques et physico-mécaniques avec des particules solides, ainsi que sous forme d'humidité libre. Plus il y a d'humidité liée dans les sédiments, plus il faut dépenser d'énergie pour l'enlever. Une augmentation du rendement en eau des précipitations est obtenue en redistribuant les formes de liaison de l'humidité avec les particules solides vers une augmentation de l'humidité libre et une diminution de l'humidité liée par diverses méthodes de traitement.

Des études de la dépendance du coefficient de filtration des précipitations sur leur humidité ont montré qu'avec une diminution de l'humidité des précipitations, les valeurs du coefficient de filtration diminuent également. Parallèlement, on peut noter certaines valeurs d'humidité des précipitations, en dessous desquelles le coefficient de filtration dépend peu de l'humidité. Pour les boues d'hydroxyde des eaux usées des usines de galvanoplastie, il
se situe dans la région de 67-70%, et pour les sédiments après traitement de coagulation galvanique des eaux usées - dans la région de 50-55%.

Force. L'utilisation d'un seul critère d'humidité pour prédire la capacité de stockage des boues d'épuration n'est pas suffisante. Par conséquent, pour évaluer la possibilité de stocker des sédiments, leurs caractéristiques de résistance sont utilisées - résistance au cisaillement et Capacité de chargement, toxicité, lessivage, humidité, stabilité (résistance) et filtrabilité.

Lavabilité. Les métaux lourds sont contenus dans les sédiments sous forme d'hydroxydes ou de sels peu solubles, tels que les carbonates, les phosphates, les chromates, les sulfures, etc. L'utilisation des données de la littérature sur la solubilité des composés métalliques dans l'eau ne permet pas de déterminer la classe de danger des précipitations. avec une précision suffisante, puisque des processus chimiques complexes se produisent lors du stockage des sédiments. Des données plus fiables peuvent être obtenues en testant les boues d'épuration pour la lixiviation.

La quantité de pollution emportée dépend de nombreux facteurs. En termes de composition de phase, les boues d'épuration peuvent être caractérisées comme cellule de cristal avec des constituants solubles et semi-solubles et des pores remplis de liquide. La phase liquide des sédiments contient des quantités sédimentaires de métaux lourds et de sels dissous sous forme d'anions SO4, SG, CO2 ", etc. Lors du stockage des sédiments, un vieillissement physique et chimique des hydroxydes métalliques se produit, à la suite de quoi les cations désorbés et les anions passent dans la phase liquide, la valeur du pH diminue et la teneur en sel augmente, contribuant à la réduction des produits de solubilité des hydroxydes. Lorsqu'ils sont exposés au sédiment du liquide de lixiviation, des composés semi-solubles, tels que le gypse, sont dissous, qui également conduit à une augmentation de la salinité de la phase liquide. Si le liquide de lixiviation contient des anhydrides d'acides (sulfurique, carbonique, nitrique), la valeur du pH diminue également.

La détermination expérimentale du lessivage des sédiments est effectuée dans des conditions statiques et dynamiques. L'essence de l'étude statique est le trempage des échantillons de sédiments dans de l'eau distillée sans mélanger ni changer l'eau, suivi de la surveillance du contenu du composant lixiviable dans l'eau pendant 6 à 12 mois. Une expérience dynamique prévoit le stockage des échantillons en conditions naturelles sur des sites spécialement équipés, où ils sont exposés à tous types d'influences atmosphériques extérieures (pluie, gel, etc.). Le lessivage de l'élément est contrôlé à la fois dans les échantillons d'eau prélevés sur le site et par sa perte dans le sédiment au cours de l'expérience (6-12 mois ou plus).

L'apport en eau des sédiments dépend largement de la taille de leur phase solide. Plus les particules sont petites, plus le rendement en eau des précipitations est mauvais. La partie organique des sédiments pourrit rapidement, tandis que le nombre de particules colloïdales et fines augmente, entraînant une diminution des pertes en eau.

Sur la fig. La figure 2.7 montre un flux de processus typique utilisé pour traiter les boues d'épuration.

Moderne moyens techniques n'importe quel degré de réduction de l'humidité peut être atteint.

Actuellement, quatre méthodes de compactage et d'épaississement des sédiments sont utilisées (voir Fig. 2.7) : la gravité, la flottation, l'épaississement dans un champ centrifuge et la filtration.

Le compactage par gravité est la méthode la plus courante de compactage des sédiments. Il est facile à utiliser et relativement peu coûteux. Le temps de compactage est défini expérimentalement et peut être très différent - de 2 à 24 heures ou plus.

Afin de réduire la durée de compactage, d'obtenir un sédiment moins humide et de réduire l'évacuation des matières en suspension du compacteur, différentes méthodes sont utilisées : malaxage lors du compactage, épaississement cyclique, coagulation, compactage en joint diverses sortes précipitation et méthode thermogravitationnelle.

Lorsque les boues sont agitées pendant le compactage, une destruction partielle de la structure spatiale continue des boues se produit. Les pales de l'agitateur, en écartant les parties de la boue structurée arrachées les unes aux autres, créent les conditions d'une libération sans entrave de l'humidité libre précédemment captée et retenue par la structure spatiale de la boue. Le mélange lent contribue à la convergence des particules sédimentaires individuelles, ce qui conduit à leur coagulation avec la formation de gros agrégats, qui sont compactés plus intensément sous l'action de leur propre masse.

Sur la fig. 2.8 montre la dépendance du degré d'épaississement des sédiments sur la durée et la vitesse de mélange dans un mélangeur à barres.

L'effet de compactage maximal a été atteint à des vitesses de mélange de l'extrémité des pales du mélangeur de 0,04 m/s, la teneur en solides en suspension dans l'eau clarifiée n'a pas dépassé 50 mg/dm3.

L'épaississement cyclique est réalisé en accumulant successivement les boues épaissies de plusieurs cycles d'épaississement sous agitation lente avec un agitateur à barre et en pompant l'eau clarifiée après chaque cycle d'épaississement. L'efficacité du processus d'épaississement cyclique peut s'expliquer par le fait qu'avec une augmentation de la pression hydrostatique, déterminée par le nombre de cycles successifs d'épaississement des boues, et un mélange mécanique lent plus intensif qu'avec un seul remplissage, une floculation secondaire est observée dans le boues coagulées, ce qui entraîne un alourdissement des flocons et une accélération du tirage de compactage.

Une augmentation de la pression hydrostatique des couches sus-jacentes du sédiment épaissi aux couches sous-jacentes entraîne une déformation de la structure du sédiment, accompagnée de la transition d'une partie de l'eau liée dans les structures floculantes du sédiment en eau libre, qui est éliminée par filtration à travers l'espace poreux de la couche sédimentaire épaissie.

Divers composés minéraux et organiques sont utilisés comme coagulants. Dans le système de gestion des réactifs, la qualité des solutions de réactifs (chlorure ferrique et chaux) est contrôlée par la concentration de l'agent actif qu'elles contiennent. Un contrôle minutieux des solutions de réactifs est nécessaire, car leur excès n'améliore pas la filtrabilité des sédiments, tandis que dans le même temps, une consommation excessive de substances rares entraîne une augmentation déraisonnable du coût de fonctionnement.

Dans la méthode de compactage thermographique, le précipité est soumis à un chauffage. Pendant le chauffage, la coquille d'hydratation autour de la particule de sédiment est détruite, une partie de l'eau liée passe dans l'eau libre et, par conséquent, le processus de compactage s'améliore. La température optimale pour chauffer les boues activées des eaux usées des usines d'hydrolyse est de 80-90°C. Après chauffage pendant 20-30 minutes, suivi d'un maintien et d'un compactage des boues, leur teneur en humidité passe de 99,5 à 96-95 %. Le temps de traitement total est de 50 à 80 minutes.

Flottation. L'avantage de cette méthode est qu'elle peut être contrôlée en modifiant les paramètres à la volée. Les inconvénients de la méthode comprennent des coûts d'exploitation plus élevés et l'impossibilité d'accumuler une grande quantité de sédiments dans le compacteur.

En règle générale, la flottaison à turbine, électrique et sous pression est utilisée. Ce dernier est le plus répandu.

Lors de la conception d'un compacteur à flottation, une charge spécifique de matière sèche de 5 à 13 kg / (m2 x h) et une charge hydraulique inférieure à 5 m3 / (m2 x h) sont prescrites ; la concentration du sédiment compacté est prise: sans polyélectrolytes 3-4,5% en matière sèche, avec l'utilisation de polyélectrolytes 3,5-6% en fonction de la dose de polyélectrolyte et de la charge.

Le volume de l'accumulateur de boues doit être calculé pendant plusieurs heures, car après ce temps, les bulles d'air quittent les boues et elles retrouvent leur densité normale.

Joint filtrant. La filtration est le plus souvent utilisée comme méthode de déshydratation mécanique des boues, et est rarement utilisée pour les épaissir. Les types suivants de filtres étanches modernes sont courants : filtre à tambour, filtre à tambour passoire et récipient de filtre.

Pour la digestion anaérobie, deux régimes de température sont généralement utilisés : mésophile à une température de 30-35°C et thermophile à une température de 52-55°C.

Le contrôle des procédés de fermentation méthanique comprend un système de mesures et d'analyses des phases solide, liquide et gazeuse. La mesure de la quantité de précipitations entrantes et de boues activées en volume permet de calculer la dose journalière de chargement du digesteur en volume D en %. Le volume total du digesteur est pris égal à 100 %. Le volume de précipitations entrantes par jour, exprimé en pourcentage du volume total du digesteur, est la dose volumétrique de chargement de la structure. Cette valeur peut être exprimée soit en pourcentage du volume total du digesteur, soit en fractions d'unité de son volume, c'est-à-dire en m3 de sédiments pour 1 m3 de volume par jour. Par exemple, si la dose D \u003d 8%, alors la deuxième version de l'expression pour cette valeur est 0,08 m3 / (m3 x jour).

On suppose que pendant le processus de fermentation, le volume de sédiments et la quantité totale d'eau entrant dans le digesteur ne changent pas. Ainsi, en comptabilité, la quantité d'humidité qui entre avec la vapeur surchauffée (utilisée pour chauffer la masse fermentée) et qui est également perdue avec les gaz de fermentation éliminés est négligée.

Au moins 1 à 2 fois par semaine pour les boues entrantes et digérées, des analyses sont effectuées pour déterminer leur teneur en humidité et en cendres. Connaissant l'humidité et la teneur en cendres des sédiments initiaux, ainsi que D, il n'est pas difficile de calculer la dose de chargement du digesteur à l'aide de la substance sans cendres Dbz. Cette valeur, mesurée en kilogrammes de substance sans cendres pour 1 m3 de volume de structure par jour, est similaire à la charge par unité de volume déterminée pour les aérotanks. Selon le type de sédiments chargés et leurs caractéristiques en termes d'humidité et de teneur en cendres, la valeur de D63 varie fortement : pour le mode de fermentation mésophile de 1,5 à 6 kg/(m3 x jour), et pour le mode thermophile - de 2,5 à 12 kg / (m3 x jour).

Pendant le fonctionnement des digesteurs, l'analyse chimique des sédiments pour la teneur en composants gazogènes, ainsi que les phosphates, les tensioactifs et l'azote total est généralement effectuée une fois par trimestre (moins d'une fois par mois). L'analyse est faite à partir d'échantillons moyens prélevés sur la période d'étude. Les précipités séchés restant après la détermination de la teneur en humidité sont utilisés.

La comptabilisation de la quantité de gaz de fermentation est effectuée en continu à l'aide de dispositifs d'enregistrement automatique. L'analyse chimique de la composition des gaz est effectuée une fois par décennie ou par mois. CH4, H2, CO2, N2 et 02 sont déterminés. Si le processus est stable, la teneur en H2 - le produit de la première phase de fermentation - ne doit pas dépasser 2 %, la teneur en CO2 ne doit pas dépasser 30-35 % . Dans ce cas, l'oxygène doit être absent, car ce processus est strictement anaérobie. La présence d'oxygène n'est détectée qu'en raison du non-respect de l'isolement complet de l'air atmosphérique des instruments utilisés pour l'analyse. La quantité de méthane est généralement de 60 à 65%, celle d'azote - pas plus de 1 à 2%. Si les rapports habituels dans la composition des gaz changent, alors les raisons doivent être recherchées en violation du régime de fermentation.

Des modifications profondes et à long terme de la composition des gaz, se traduisant par une diminution du pourcentage de méthane et une augmentation de la teneur en dioxyde de carbone, peuvent témoigner de l'acidification du digesteur, qui affectera nécessairement la composition chimique du eau interstitielle. Les produits de la phase acide, en particulier les acides gras inférieurs (LFA), y apparaîtront en grande quantité, avec une diminution simultanée de l'alcalinité de l'eau interstitielle, qui est déterminée, en plus des NFA, par la teneur en composés carbonatés et hydrocarbonés.

Dans ce cas, il y a une forte baisse du rendement en gaz par unité de volume du sédiment chargé et une diminution de la valeur du pH à 5,0. Le sulfure d'hydrogène H2S apparaît dans les gaz de fermentation acide, le méthane CH4 diminue et la concentration de dioxyde de carbone CO2 augmente fortement. Tout cela s'accompagne de la formation de mousse et de l'accumulation d'une croûte dense à l'intérieur du digesteur.

Sous un régime de fermentation stable, la teneur en AGS dans l'eau interstitielle est au niveau de 5-15 mg-eq/dm3, et l'alcalinité est de 70-90 mg-eq/dm3. La somme de tous les acides organiques est déterminée par l'équivalent de l'acide acétique et l'alcalinité est déterminée par l'équivalent de l'ion bicarbonate.

La composition chimique de l'eau interstitielle est déterminée 1 à 3 fois par semaine (selon le calendrier de détermination de la teneur en humidité des sédiments). Dans l'eau interstitielle, en outre, déterminez la teneur en azote des sels d'ammonium, qui apparaît à la suite de la dégradation des composants protéiques. Lors du fonctionnement normal du digesteur, la concentration en azote des sels d'ammonium dans l'eau interstitielle est de 500 à 800 mg/dm3.

Selon l'analyse et les mesures, un certain nombre de calculs sont effectués, à la suite desquels D et D63 sont déterminés, le pourcentage de décomposition de la substance sans cendres des précipitations P63 (expliqué par les changements d'humidité et de teneur en cendres) , ainsi que la production de gaz Рg, la production de gaz de 1 kg de matière sèche chargée et de 1 kg de substance fermentée sans cendres et la consommation de vapeur pour 1 m3 de sédiments.

Les raisons des violations de la fermentation normale peuvent être: une forte dose de chargement du digesteur avec des boues fraîches, une forte fluctuation de température et le chargement dans le digesteur d'impuretés qui ne peuvent pas être digérées. Sous l'effet de ces causes, l'activité des micro-organismes producteurs de méthane est inhibée et l'intensité du processus de fermentation des boues diminue.

La comptabilisation du fonctionnement du digesteur est effectuée sous la forme indiquée dans le tableau. 2.17.

Lors de la mise en service, on vérifie tout d'abord l'étanchéité des digesteurs, la présence de soupapes de sécurité, ainsi que la présence et les performances des dispositifs mélangeurs ; L'attention est attirée sur la possibilité d'étincelles dues au frottement éventuel des pièces rotatives en acier sur les parties fixes des structures.

Tableau 2.17

Relevé de décompte mensuel des travaux des digesteurs

Les appareils suivants sont utilisés pour le contrôle automatisé des paramètres technologiques des digesteurs en fonctionnement.

1. Dispositifs de surveillance de la contamination gazeuse des locaux et de signalisation de la teneur en gaz antidéflagrant (jusqu'à 2%) dans l'air. Le capteur du dispositif de signalisation est installé sur le mur de la salle d'injection et le dispositif indicateur est installé sur le panneau de commande, qui peut être retiré du capteur à une distance maximale de 500 m. Lorsque la concentration d'urgence de méthane dans l'air est atteint, le ventilateur d'urgence et le signal sonore (lumineux) de l'urgence sont automatiquement activés.

2. Dispositif de contrôle de la température des boues. Il comprend un dispositif principal - une résistance thermique en cuivre ou en platine dans un manchon intégré dans le réservoir du digesteur et un dispositif secondaire sur le panneau de commande.

3. Pour mesurer le débit de gaz des digesteurs, un manomètre différentiel à membrane ou à cloche est utilisé comme convertisseur primaire, et un enregistreur est utilisé comme convertisseur secondaire. La quantité de gaz rejetée est enregistrée quotidiennement.

De plus, les conceptions typiques des digesteurs prévoient de mesurer la température du gaz dans les conduites de gaz à partir de chaque digesteur et de mesurer la pression du gaz.

Le contrôle des procédés de fermentation méthanique est réalisé pour atteindre les objectifs suivants :

Réduire la durée de la digestion lorsqu'un degré de dégradation donné est atteint pour réduire le volume des structures, et, par conséquent, les coûts d'investissement ;

Augmenter la quantité de biogaz libéré pendant le processus de fermentation afin de l'utiliser pour réduire le coût de chauffage des digesteurs eux-mêmes et obtenir en plus d'autres types d'énergie ;

Augmenter la teneur en méthane du biogaz pour augmenter sa valeur calorifique et son efficacité d'utilisation ;

Atteindre de bonnes propriétés de compactage et de libération d'eau des boues digérées pour réduire le coût des installations pour leur déshydratation.

La tâche principale du traitement des boues d'épuration est d'obtenir le produit final dont les propriétés permettent de l'utiliser dans l'intérêt de économie nationale ou minimiser les dommages causés par environnement. Les schémas technologiques utilisés pour mettre en œuvre cette tâche sont très divers.

Les procédés technologiques de traitement des boues d'épuration dans toutes les stations d'épuration pour le traitement mécanique, physique, chimique et biologique peuvent être divisés en les étapes principales suivantes : compactage (épaississement), stabilisation de la partie organique, conditionnement, déshydratation, traitement thermique, recyclage des produits valorisables ou élimination des sédiments (schéma 2) .

Figure 5 - Etapes et modalités de traitement des boues d'épuration

Compactage des précipitations

Le compactage des boues est associé à l'élimination de l'humidité libre et constitue une étape nécessaire dans tous les schémas technologiques de traitement des boues. Lors du compactage, en moyenne, 60 % de l'humidité est éliminée et la masse sédimentaire est réduite de 2,5 fois.

Pour le compactage, la gravité, la filtration, les méthodes centrifuges et vibratoires sont utilisées. Le compactage par gravité est le plus courant. Elle est basée sur la décantation des particules de la phase dispersée. Des décanteurs verticaux ou radiaux sont utilisés comme épaississeurs de boues.

Le compactage des boues activées, contrairement au compactage des boues brutes, s'accompagne d'une modification des propriétés des boues. Les boues activées en tant que système colloïdal ont une grande capacité de formation de structure, à la suite de quoi leur compactage conduit à la transformation d'une partie de l'eau libre en état lié, et une augmentation de la teneur en eau liée dans les boues conduit à une dégradation des pertes en eau.

En appliquant des méthodes de traitement spéciales, par exemple un traitement avec des réactifs chimiques, il est possible d'obtenir le transfert d'une partie de l'eau liée à un état libre. Cependant, une partie importante de l'eau liée ne peut être éliminée que par évaporation.

Stabilisation des boues

Stabilisation anaérobie

La digestion anaérobie est la principale méthode d'élimination des boues d'épuration urbaines. La fermentation est appelée fermentation méthanique, car à la suite de la décomposition de la matière organique dans les sédiments, le méthane est l'un des principaux produits.

Le processus biochimique de la fermentation méthanique est basé sur la capacité des communautés de micro-organismes à oxyder les substances organiques des boues d'épuration au cours de leur activité vitale.

La fermentation méthanique industrielle est réalisée par un large éventail de cultures bactériennes. Théoriquement, la fermentation des sédiments est considérée, composée de deux phases: acide et alcaline.

Dans la première phase de la fermentation acide ou hydrogénée, les substances organiques complexes des sédiments et des boues sont d'abord hydrolysées en substances plus simples sous l'action d'enzymes bactériennes extracellulaires : protéines en peptides et acides aminés, graisses en glycérol et Les acides gras, glucides - aux sucres simples. D'autres transformations de ces substances dans les cellules bactériennes conduisent à la formation de produits finaux de la première phase, principalement des acides organiques. Plus de 90% des acides formés sont des acides butyrique, propionique et acétique. D'autres substances organiques relativement simples (aldéhydes, alcools) et inorganiques (ammoniac, sulfure d'hydrogène, dioxyde de carbone, hydrogène) se forment également.

La phase acide de la fermentation est réalisée par des saprophytes ordinaires : anaérobies facultatifs tels que l'acide lactique, les bactéries propioniques et les anaérobies stricts (obligatoires) tels que les bactéries butyriques, acétonobutyliques, cellulosiques. La plupart des espèces bactériennes responsables de la première phase de fermentation sont sporulées. Dans la deuxième phase de la fermentation alcaline ou méthanique, du méthane et de l'acide carbonique sont formés à partir des produits finaux de la première phase en raison de l'activité vitale des bactéries formant du méthane - anaérobies obligatoires non sporulés, très sensibles aux conditions environnementales .

Le méthane se forme à la suite de la réduction du CO 2 ou du groupe méthyle de l'acide acétique :

où AH 2 est une substance organique qui sert de donneur d'hydrogène pour les bactéries formant du méthane; il s'agit généralement d'acides gras (sauf acétique) et d'alcools (sauf méthyle).

De nombreux types de bactéries formant du méthane oxydent l'hydrogène moléculaire formé dans la phase acide.La réaction de formation de méthane a alors la forme :

Les micro-organismes utilisant de l'acide acétique et de l'alcool méthylique effectuent les réactions suivantes :

Toutes ces réactions sont des sources d'énergie pour les bactéries productrices de méthane, et chacune d'elles est une succession de transformations enzymatiques successives de la matière première. Il est maintenant établi que la vitamine B 12 participe au processus de formation du méthane auquel on attribue le rôle principal dans le transfert d'hydrogène dans les réactions d'oxydo-réduction d'énergie chez les bactéries méthanogènes.

On pense que les taux de transformation des substances dans les phases acide et méthane sont les mêmes, par conséquent, avec un processus de fermentation stable, il n'y a pas d'accumulation d'acides - produits de la première phase.

Le processus de fermentation est caractérisé par la composition et le volume des gaz dégagés, la qualité de l'eau interstitielle et la composition chimique des boues digérées.

Le gaz résultant se compose principalement de méthane et de dioxyde de carbone. Pendant la fermentation normale (alcaline), l'hydrogène en tant que produit de la première phase peut rester dans le gaz dans un volume ne dépassant pas 1 à 2%, car il est utilisé par les bactéries formant du méthane dans les réactions redox du métabolisme énergétique.

Le sulfure d'hydrogène H 2 S libéré lors de la dégradation de la protéine n'entre pratiquement pas dans le gaz, car en présence d'ammoniac, il se lie facilement avec les ions de fer disponibles en sulfure de fer colloïdal.

Le produit final de l'ammonification des substances protéiques, l'ammoniac, se lie à l'acide carbonique pour former des carbonates et des bicarbonates, qui provoquent une alcalinité élevée de l'eau interstitielle.

Selon la composition chimique des sédiments pendant la fermentation, de 5 à 15 m 3 de gaz sont libérés pour 1 m 3 de sédiment.

La vitesse du processus de fermentation dépend de la température. Ainsi, à une température de sédiment de 25 à 27 ° C, le processus dure 25 à 30 jours; à 10°C, sa durée passe à 4 mois ou plus. Pour accélérer la fermentation et réduire le volume des installations nécessaires à cela, un chauffage artificiel des boues à une température de 30 -35°C ou 50 - 55°C est utilisé.

Un processus normal de fermentation méthanique se caractérise par une réaction légèrement alcaline du milieu (pH ? 7.b), une alcalinité élevée de l'eau interstitielle (65–90 mg-eq/l) et une faible teneur en acides gras (jusqu'à 5–12 mg-eq/l). La concentration d'azote ammoniacal dans l'eau interstitielle atteint 500 - 800 mg/l.

L'interruption des processus peut résulter d'une surcharge d'une installation, d'un changement régime de température, apport de substances toxiques avec les sédiments, etc. La perturbation se manifeste par une accumulation d'acides gras, une diminution de l'alcalinité de l'eau interstitielle et une baisse du pH. Le volume du gaz résultant diminue fortement, la teneur en acide carbonique et en hydrogène, produits de la phase acide de la fermentation, augmente dans le gaz.

Les bactéries acidogènes responsables de la première phase de fermentation sont plus résistantes à tout type de conditions adverses, y compris la surcharge. Les sédiments entrant pour la fermentation en sont en grande partie ensemencés. Les bactéries acidogènes à multiplication rapide augmentent la capacité d'assimilation de la masse bactérienne et s'adaptent ainsi à des charges accrues. Dans ce cas, le taux de la première phase augmente, et une grande quantité d'acides gras apparaît dans le milieu.

Les bactéries du méthane se multiplient très lentement. Le temps de génération de certaines espèces est de plusieurs jours, elles ne sont donc pas en mesure d'augmenter rapidement le nombre de cultures et leur contenu dans le sédiment brut est insignifiant. Dès que la capacité neutralisante de la masse fermentante (réserve d'alcalinité) est épuisée, le pH baisse fortement, ce qui entraîne la mort des bactéries méthanogènes.

La composition des eaux usées est d'une grande importance pour la fermentation normale des boues, en particulier la présence de telles substances qui inhibent ou paralysent l'activité vitale des micro-organismes qui effectuent le processus de fermentation des boues. Par conséquent, la question de la possibilité d'un traitement conjoint des eaux usées industrielles et domestiques doit être résolue au cas par cas, en fonction de leur nature et de leur composition physico-chimique.

Lors du mélange d'eaux usées domestiques avec des eaux usées industrielles, il est nécessaire que le mélange d'eaux usées ait un pH = 7 - 8 et une température non inférieure à 6 ° C et non supérieure

30°C. La teneur en substances toxiques ou nocives ne doit pas dépasser la limite concentration admissible pour les micro-organismes se développant dans des conditions anaérobies. Par exemple, lorsque la teneur en cuivre des sédiments est supérieure à 0,5 % de la matière sèche des boues, les réactions biochimiques de la seconde phase du processus de fermentation ralentissent et les réactions de la phase acide s'accélèrent. À une dose d'hydroarsénite de sodium de 0,037% en poids de la substance sans cendres du sédiment frais, le processus de décomposition de la matière organique ralentit.

Trois types d'ouvrages sont utilisés pour le traitement et la fermentation des boues brutes : 1) les fosses septiques (fosses septiques) ; 2) bassins de décantation à deux niveaux ; 3) digesteurs.

Dans les fosses septiques, l'eau est clarifiée et les sédiments qui en sont tombés pourrissent en même temps. Les fosses septiques sont actuellement utilisées dans les stations à faible débit.

Dans les bassins de décantation à deux niveaux, la partie décantation est séparée de la chambre putréfactive (septique) située dans la partie inférieure. Le développement de la conception d'un décanteur à deux niveaux est un clarificateur-décomposeur.

Pour le traitement des boues, les digesteurs sont actuellement les plus utilisés, servant uniquement à la fermentation des boues avec chauffage et brassage artificiels.

La boue digérée a humidité élevée(95 - 98%), ce qui rend difficile son utilisation en agriculture comme engrais (en raison de la difficulté de se déplacer avec des Véhicules sans réseaux de distribution de pression). L'humidité est le principal facteur qui détermine la quantité de sédiments. Par conséquent, la tâche principale du traitement des boues est de réduire leur volume en séparant l'eau et en obtenant un produit transportable.