الإستفادة من الروبة الناتجة عن عمليات تنقية المياه في معالجة مياه الصرف الصناعي

بقلم / أحمد محمد هشام

ماجستير كيمياء تحليلية

كبير مراجعين لنظم إدارة الجودة والبيئة والسلامة والصحة المهنية

Ahmedhasham83@gmail.com

مقدمة:

في عصر التكنولوجيا والأقمار الصناعية لا تزال بعض المشكلات تشكل تحدياً كبيراً علي الصعيدين البيئي والإقتصادي , من هذه المشكلات مشكلة التخلص من مخلفات عمليات معالجة المياه. ويعد الترويب والتنديف أحد أكثر الطرق شيوعًا في عمليات معالجة المياه بسبب بساطتها في التطبيق ، وفعاليتها وغير مكلفة من الناحية الإقتصادية ولكن العيب الرئيسي في تطبيق تقنيات الترويب والتنديف هو التخلص من المواد الصلبة الناتجة عن هذه العملية والتي تعرف ب”الروبة”. ويعتبر التخلص من الروبة   الناتجة عن عمليات معالجة المياه المعضلة الكبيرة لما تحمله من معادن ثقيلة وممرضات وبقايا مواد الترويب1.

الجدير بالذكر أن هذه الروبة تحتوي علي 40-50% من الشبة الغير مستخدمة من الجرعات الأولية المستخدمة في عملية المعالجة مما يجعل التفكير في إعادة إستخدامها أمر حتمي 2.

علي صعيد أخر تشكل مياه الصرف الصناعي بما تحمله من أصباغ معضلة أخري حيث أنها تحتاج إلي عمليات معقدة ومكلفة لمعالجتها. الأصباغ هي مواد كيميائية ملونة ، تتكون غالبا من مركبات عضوية اروماتية (تحتوي في تركيبها علي حلقة بنزين) ملونة (كما يتضح في الرسم التوضيحي رقم 1 – مثال للتركيب الكيميائي لأحد الصبغات) . يتم استخدام الأصباغ الصناعية بشكل متزايد في صناعات النسيج والصباغة بسبب سهولة تطبيقها وفعاليتها من حيث التكلفة، وثبات عالٍ ضد تأثير الضوء ودرجة الحرارة والمنظفات. يتم تصنيع أكثر من 10000 صبغة مختلفة كيميائيا. يقدر الإنتاج العالمي للأصباغ  بحوالي  70 الف طن سنويًا3.

معظم الأصباغ مركبات ضارة للإنسان والحيوان بسبب سميتها وتأثيرها السلبي علي الخلايا  حيث يعتقد بأن بعضها قد يصل تاثيره الي ان يحدث طفرات جينية وغيرها من الخصائص التي تؤثر سلبًا على صحة الإنسان . تصنف لجنة التجارة الدولية الأمريكية الأصباغ إلى 12 نوعا. من بين هذه الأصباغ التفاعلية ، تستخدم الأصباغ الحمضية والأصباغ المباشرة بشكل شائع ، والتي تتواجد بشكل واضح في معظم مياه الصرف الصناعي الناشئة عن صناعات النسيج4.

العرض:

تتوفر العديد من الطرق الفيزيائية والكيميائية والبيولوجية لمعالجة المخلفات السائلة حيث قام غويندي وفريق عمله بإجراء دراسات لإزالة الأصباغ الحمضية الحمراء باستخدام مزيج من عمليات الترويب والامتزاز حيث  كشفت نتائجهم أن تطبيق عملية الترويب قبل الامتزاز كان فعالاً بشكل واضح لإزالة اللون. إذ استخدمت الشبة (كبريتات الألمونيوم )وكلوريد الحديديك كمخثرات للصبغة لترسيبها ، وتم استخدام الكربون المنشط الحبيبي (GAC) كعامل امتزاز لإزالة ما تبقي من لون 5.

ومن الدراسات الجيدة التي قام بها دانشفار وفريق عمله إجراء تجارب باستخدام الحفز الضوئيOptical catalysis  باستخدام أكسيد الزنك لتحلل صبغة الحمض الأحمر 14 (AR 14) في وجود الضوء الفوق بنفسجي UV. ولقد أشارت نتائج بحثهم  إلى أنه يمكن استخدام عملية UV / ZnO بكفاءة لتكسير صبغة (AR14). كما قاموا بدراسات حول التحلل الحيوي الهوائي لصبغة azo Acid Red 151 (AR 151) بواسطة استخدام مرشح بيولوجي ذو تدفق دفعي متسلسل. وتشير النتائج إلى إزالة لون تصل إلى 99 ٪ من تركيز أولي 50 ملغم / لتر من 6AR 151.

وأيضا ما قام به بهادير وفريق عمله لدراسة إمكانية إزالة صبغة النسيج وإزالة أيونات المعادن باستخدام مخاليط ثنائية من Acid Blue 29 و Reactive Red 2 و Acid Red 97 وتطبيق أنودات حديدية ومحلول الكتروليت من كبريتات الصوديوم في مفاعل كهروكيميائي. اعتمادًا على ظروف التفاعل الكهروكيميائي ، لوحظ أن النسب المئوية لإزالة الصبغة وإزالة أيون المعادن تتراوح ما بين 70.6 –   %96.7  لإزالة الأصباغ النسيجية و 64.9 – 100 ٪ لإزالة أيونات الحديد7.

بينما قام فورلان وفريق عمله بدراسة استخدام المخلفات الزراعية في إزالة الأصباغ التفاعلية مثل (Reactive Black 5 RB 5) و (Reactive Orange 16 RO 16) من خلال معالجة تجمع بين تقنيات الترويب والامتزاز. حيث تم استخدام الكربون المنشط المستخلص من قشر جوز الهند كعامل إمتزاز وكلوريد الألومنيوم كمادة ترويب. تم العثور على كفاءة إزالة ما يقرب من 90 ٪ ل RB 5 و و84 % 8 RO 16.

من الدراسات المذكورة أعلاه ، يمكن أن نستنتج أن تطبيق عمليات مثل الامتزاز ، والحفز الضوئي ، والترشيح الحيوي أثبتت نجاحها في علاج المخلفات السائلة الملونة ، وتبين أن الإزالة تصل إلى 100 ٪. ولكن قد لا يوفر تطبيق هذه الطرق حلاً مجديًا اقتصاديًا للصناعات الصغيرة والمتوسطة بسبب قيود مثل ارتفاع التكاليف والمشاكل في الحفاظ على المعايير التشغيلية للمعالجة. لذلك أجريت بعض الدراسات باستخدام تقنية الترويب مع روبة محطات معالجة المياه كمروب.  حيث تنتج محطات معالجة المياه كميات كبيرة من الروبة أثناء عمليات الترويب مما يشكل تحديًا في عملية التخلص من هذه الروبة. علي صعيد أخر يمكن استغلال هذه الروبة لتحقيق توفير كبير محتمل في جرعة المواد الكيماوية المروبة من خلال استرداد عوامل الترويب من الروبة  أو إعادة استخدام الروبة  نفسها في المعالجة2.

 

تركز الأبحاث الحالية على إعادة استخدام روبة محطات تنقية مياه الشرب لمعالجة مياه الصرف الصناعي المحمل بالصبغات. نظراً لأن مياه الصرف الصناعي من المصابغ تلوث المسطحات المائية القريبة.  وذلك هناك حاجة ماسة لتطوير طرق منخفضة التكلفة لمعالجة مياه الصرف الصناعي خاصة الناتج عن أنشطة المصابغ  حيث أن الطرق المتبعة عادةً مكلفة والتي لا يمكن أن توفر خيار معالجة اقتصادية لمثل هذه الصناعات الصغيرة والمتوسطة2.

لذلك يمكن أن يكون استخدام مواد منخفضة التكلفة مثل روبة محطات معالجة المياه للمعالجة المسبقة لمياه الصرف الصناعي خيارًا ممكنًا لتحقيق النتائج المرجوة للناتج النهائي من المياه المعالجة. ولقد استخدمت بعض الدراسات  هذه الروبة  لمعالجة صرف محمل بأصباغ  Acid Red 94, Acid Yellow 1, Direct Green 26, Reactive Blue 21 لأن هذه كانت تستخدم بشكل متكرر في وحدات الصباغة. تحققت أقصى إزالة لـ   Acid Red 94  (41.5 %) ، Acid Yellow 1 (27 %) ، Direct Green 26  (43.5 %) و Reactive Blue 21(26.2%)2.

رسم توضيحي 2شكل يوضح فعالية الروبة المعاد استخدامها مقارنة كمروبات أخري في إزالة ملوثات مياه الصرف

تم التوصل لطرق لاستعادة مواد الترويب من الروبة الناتجة عن عمليات معالجة المياه باستخدام طرق مثل المعاملة بالأحماض والقلويات وتبادل الأيونات ( ion exchange ) والفصل بالأغشية( membranes )مما يقلل من تكاليف تشغيل محطة معالجة المياه. أجريت دراسات لاستعادة مواد الترويب باستخدام حامض الكبريتيك وحمض الهيدروكلوريك. وتشير النتائج إلى أن الحفاظ على الرقم الهيدروجيني منخفض يمكننا من استعادة بين 70 و 90 ٪ من مواد الترويب. في حالة الاستعادة باستخدام عملية المعاملة بالقلويات ، أجريت الدراسات باستخدام هيدروكسيد الصوديوم وهيدروكسيد الكالسيوم وأظهرت النتائج أنه يمكن إستعادة ما يصل إلى 90 ٪ عند الرقم الهيدروجيني 12 باستخدام هيدروكسيد الصوديوم. ويمكن تعزيز فعالية هذه العمليات من خلال إستخدام الأغشية ، ولكن إنسداد الأغشية بسبب الجسيمات يفرض قيودا على إستخدام هذه التقنية. أكدت الدراسات أيضًا وجود مواد قابلة للذوبان إلى جانب مادة الترويب المستعادة التي تؤثر على نوعية المياه إذا تم استخدامها لتنقية مياه الشرب. وبالتالي  تم اقتراح تطبيق المواد المروبة المسترجعة في معالجة مياه الصرف الصحي والصناعي11-9.

ومن الجدير بالذكر في هذا الصدد الدراسة القيمة التي قام شوا بدراسة إزالة الصبغة على نطاق واسع من مياه الصرف في صناعة النسيج باستخدام  روبة  الشبة المعاد تدويرها. وتبين أن  روبة  الشبة المعاد تدويرها تعتبر مادة جيدة لإزالة الأصباغ من مياه الصرف، وكذلك تقلل جرعة الشبة الحديثة بمقدار الثلث12.

ومن الأمثلة الرائعة علي ذلك هي الدراسة التي قام بها إيشيكاوا وفريق عمله  حيث استخدموا  الشبة المسترجعة باستخدام حمض الكبريتيك لمعالجة مياه الصرف الصحي. وأظهرت النتائج أن إزالة الطلب على الأكسجين الكيميائي COD والنيتروجين الكلي والفوسفور الكلي مع المروبات المسترجعة كانت ذات قسمة اقتصادية وفعالة من الناحية العملية مقارنة بكبريتات الألومنيوم التجارية أو بولي كلوريد الالومينيوم10 كما يتضح من الرسم التوضيحي رقم 2. ولمعرفة نسب الإزالة التي تحققت بكل متغير في هذه هذه الدراسة يمكن الرجوع لجدول110.

 

جدول 1 نسب الإزالة التي تحققت لملوثات مياه الصرف  بإستخدام الروبة المعاد إستخدامها مقارنة بمروبات أخري

الخلاصة :

يمكن اعتبار الروبة الناتجة عن عمليات معالجة المياه كمادة فعالة وغير مكلفة لإزالة اللون من الصرف الصناعي بالصناعات النسيجية مما يقلل من تكلفة المعالجة، يمكن استخدام هذه الروبة   بالاقتران مع طريقة معالجة أخرى مناسبة لتقليل جرعة المروبات الكيميائية.

 

المراجع:

  1. Gastaldini, A.L.G., Hengen, M.F., Gastaldini, M.C.C., Amaral, F.D., Antolini, M.B., Coletto, T.: The use of water treatment plant sludge ash as a mineral addition. Constr. Build. Mater. 94, 513–520 (2015).
  2. Shankar, Y. S., Ankur, K., Bhushan, P., & Mohan, D. (2019). Utilization of Water Treatment Plant (WTP) Sludge for Pretreatment of Dye Wastewater Using Coagulation/Flocculation. In Advances in Waste Management (pp. 107-121). Springer, Singapore.‏
  3. Fatih, D., Sengul, K.: Removal of basic red 46 dye from aqueous solution by pine tree leaves. Chem. Eng. J. 170,67–74 (2011).
  4. Uygur, A.: An Overview of Oxidative and Photooxidative Decolorisation Treatments of Textile Waste Waters. J. Soc. Dyers Col. 113, 211–217 (1997).
  5. Guendy, H.R.: Treatment and reuse of wastewater in the textile industry by means of coagulation and adsorption techniques. J. Appl. Sci. Res. 6, 964–972 (2010).
  6. Daneshvar, N., Salari, D., Khataee, A.R.: Photocatalytic degradation of azo dye acid red 14 in water on Zno as an alternative catalyst to Tio. J. Photochem. Photobiol. A: Chem. 162, 317–322 (2004).
  7. Bahadir, K.K., Kahraman, A., Cihan, G., Ayla, O.: Electrochemical decolourization of textile dyes and removal of metal ions from textile dye and metal ion binary mixtures. Chem. Eng. 173, 677–688 (2011).
  8. Furlan, F.R., Silva, L.G.D.M.D., Morgado, A.F., de Souza, A.A.U., de Souza, S.M.A.G.U.:Removal of reactive dyes from aqueous solutions using combined coagulation/flocculation and adsorption on activated carbon. Resour. Conserv. Recycl. 54, 283–290 (2010).
  9. Evuti, A.M., Lawal, M.: Recovery of coagulants from water works sludge: a review. Adv. Appl. Sci. Res. 2(6), 410–417 (2011).
  10. Ishikawa, S., Ueda, N., Okumura, Y., Iida, Y., Baba, K.: Recovery of coagulant from water supply plant sludge and its effect on clarification. J. Mater. Cycles Waste Manag. 9(2), 167–172 (2007).
  11. Joshi, S., Shrivastava, K.: Recovery of alum coagulant from water treatment plant sludge: a greener approach for water purification. Int. J. Adv. Comput. Res. 1(2), 101–103 (2011).

المعالجة البيولوجية اللاهوائية في المفاعل ذي الجريان الصاعد عبر طبقة الحمأة المعلقة UASB (Upflow Anaerobic Sludge –Blanket Process)

الكاتب : الدكتور المهندس عبد الله صغير

مقدمة :

لقد أصبحت معالجة مياه الصرف الصحي والصناعي من أولويات الدول والحكومات وذلك لحماية البيئة من التلوث المتوقع حدوثه نتيجة صرف هذه المياه، بما قد تحتويه من سموم وجراثيم ومواد غير متحللة ذات تأثير تراكمي، وما قد يتخلف عنها من مخاطر صحية وبيئية، وتلويث مصادر المياه السطحية والجوفية والأوساط الأحيائية فيها.

وإن معالجة مياه الصرف الصحي والصناعي يؤدي توفير استخدام المياه النقية للاستهلاك العام، وحفظ موارد المياه النقية واستخدام المياه المعالجة في ري الأراضي الزراعية.

لقد تطورت في العقود الثلاث الأخيرة وبشكل ملحوظ تقنيات معالجة مياه الصرف الناتجة عن النشاطات الصناعية وبالأخص تقنيات معالجة مياه الصرف ذات الأحمال العضوية العالية والتي تنتج عادة عن الصناعات الغذائية كصناعة الخميرة وصناعة السكر و وصناعة النشاء وصناعة الألبان ….الخ وتتميز مياه الصرف عالية الحمل العضوي بقيم مرتفعة جداً لـ COD والتي قد تصل قيمتها إلى 25000 ملغ/ل وبارتفاع قيمة الـ BOD5 والتي قد تصل قيمتها إلى 10000 ملغ/ل.

تعتبر طرق المعالجة اللاهوائية وخصوصا طريقة المفاعل UASB من الطرق الحديثة في معالجة مياه الصرف الصحي والصناعي لما يمتاز به هذا المفاعل من سهولة في التصميم وقلة تكاليف الاستثمار والتشغيل وكذلك ينتج غاز المتان الذي يمكن أن يستخدم توليد الكهرباء والطاقة.

1- عملية المعالجة في المفاعل UASB:

في مفاعل UASB يدخل الماء المطلوب معالجته من قاع المفاعل ويجري باتجاه الأعلى عبر طبقة الحمأة المؤلفة من حبيبات أو جزيئات متشكلة بيولوجياً,حيث يمكن أن يوصف المفاعل UASBكنظام تمر فيه مياه الصرف أولاً عبر سرير حمأة متمدد يحتوي على تركيز كبير من الكتلة الحيوية,ويمكن أن توجد هذه الحمأة في المفاعل بشكل حبيبات وإن القسم الأعظم من المعالجة يحدث في سرير الحمأة هذا, وإن القسم المتبقي من الملوثات في الماء يمر بعد ذلك عبر ما يدعى بطبقة الحمأة المعلقة والتي هي أقل كثافة من سرير الحمأة كما في الشكل (1)

الشكل (1) :مقطع شاقولي لمفاعل UASB

2-تصميم نظام دخول المياه الخام إلى المفاعل UASB:

من الضروري في المفاعل UASB الحصول على تماس أمثل بين الحمأة الموجودة ضمن المفاعل والمياه الخام الداخلة إلى المفاعل كما هو مبين في الشكل (2) وكذلك أيضاً من الضروري تجنب تشكل أقنية تمر فيها المياه بدون معالجة عبر سرير الحمأة لذلك يجب تصميم نظام دخول وتوزيع المياه الخام ضمن المفاعل بشكل جيد.

وإن تصميم نظام دخول وتوزيع المياه الخام ضمن المفاعل يتعلق بالعوامل الطبوغرافية وبتصميم محطة الضخ واحتمال انسداد أنابيب دخول و توزيع المياه الخام إلى داخل المفاعل .

وبغض النظر عن عدد فتحات التغذية والتوزيع فإن السرعة الأصغرية و الأعظمية للتدفق الخارج من فوهات التوزيع يجب أن يؤخذ بعين الاعتبار في التصميم حيث أن السرعة الأعظمية لخروج المياه الخام من فوهات التوزيع يجب أن لا تزيد عن 4 م/ ثانية والسرعة الأصغرية يجب أن لا تقل عن 0.5 م/ ثانية .

3-تصميم نظام جمع المياه المعالجة في المفاعل UASB:

إن تدفق المياه المعالجة يجب أن يخرج من المفاعل عبر عدة أقنية موزعة في منطقة تفريغ المياه المعالجة,وإن تصميم أقنية جمع المياه المعالجة لا يختلف عن تصميم الهدارات بحيث يصمم بناء على معدل التحميل على هدارات المخرج ويجب أن لا يتجاوز القيمة 185م3/ م.يوم,إن عرض أقنية الجمع يجب أن لا يقل عن 20 سم وذلك من أجل تسهيل عمليات الصيانة.

4- إقلاع المفاعل UASB :

إن من إحدى مساوئ المعالجة البيولوجية اللاهوائية هي زمن الإقلاع الكبير بالمقارنة مع المفاعلات الهوائية,وذلك بسبب صغر معدل الاصطناع الحيوي (إنتاج الحماة), وبالتالي تحتاج المفاعلات اللاهوائية إلى زمن كبير من أجل تحقيق الحالة المستقرة وقد يستغرق زمن إقلاع المفاعلات اللاهوائية حتى 3 أشهر,وهذا يتعلق بشكل أساس بدرجة الحرارة والحمل الهيدروليكي فمثلاً عندما تكون درجة الحرارة أكبر من 20 درجة مئوية فمن المتوقع أن يتم إقلاع المفاعل خلال فترة لا تزيد عن 3- 4 أسابيع أما في حال انخفاض درجة الحرارة فقد يستغرق إقلاع المفاعل 3- 4 أشهر.

5- العوامل التصميمية والتشغيلية المؤثرة على كفاءة المعالجة في المفاعل :UASB

5-1- تأثير التحميل العضوي في واحدة الحجوم ((Organic Load Rate على كفاءة المعالجة في المفاعل UASB :                               

إن كلاً من التحميل الهيدروليكي والتحميل العضوي الملائم للمفاعل UASB يتعلق بخصائص مياه الصرف ونوعية وكمية الأحياء الدقيقة كما هو مبين في الجدول (1) و يوجد ارتباط كبير بين زمن المكوث الهيدروليكي ومعدل الحمولة العضوية في واحدة الحجوم.

وتجدر الإشارة إلى أن هناك علاقة مباشرة بين ثلاث متحولات وهي : درجة الحرارة ضمن المفاعل وزمن المكوث الهيدروليكي فيه ومعدل التحميل العضوي (Organic Load Rate ) والذي يرمز لهOLR فلكل زمن مكوث هيدروليكي في درجة حرارة ثابتة هناك معدل مثالي للتحميل العضوي.

5-2- تأثير زمن المكوث الهيدروليكي (Hydraulic Retention Time) والذي يرمز له بـ HRT على كفاءة المعالجة في المفاعل :UASB

يعتبر زمن المكوث الهيدروليكي من أهم العوامل التصميمية التي تحكم كفاءة المعالجة

فزمن المكوث الهيدروليكي يرتبط بالتدفق الهيدروليكي بالعلاقة:

زمن المكوث الهيدروليكي= التدفق/حجم المفاعل

التدفق = مساحة مقطع المفاعل x السرعة الشاقولية

وبالتالي فإنه من الضروري عند تصميم المفاعل UASB اختيار زمن المكوث الهيدروليكي المناسب الذي يحقق سرعة شاقولية مناسبة من أجل تأمين زمن ملائم للتماس بين المياه الخام وكريات الحمأة الموجودة ضمن المفاعل.

 

الجدول (1) : أسس تصميم المفاعل UASB

تصنيف مياه الصرف تركيز COD للمياه الخام

ملغ/ل

معدل التحميل العضوي

Kg COD / m3.day

زمن المكوث الهيدروليكي

(ساعة)

السرعة الشاقولية للجريان

م/ساعة

الكفاءة المتوقعة

%

منخفضة التلوث أقل أو يساوي 750 1-3 6-18 0.25-0.7 70-75
متوسطة التلوث 750-3000 2-5 6-24 0.25-0.7 80-90
شديدة التلوث 3000-10000 5-10 6-24 0.15-0.7 75-85
فائقة التلوث أكبر من 10000 5-15 أكبر من 24 —- 75-80

 

 

5-3- تأثير درجة حرارة المياه ضمن المفاعل على كفاءة المعالجة في المفاعل :UASB

 إن لدرجة الحرارة دوراً هاماً جداً في عملية المعالجة إذ أن تعداد ونوع البكتريا التي تنمو في المفاعل ومدى نشاطها يرتبطان بإذنه تعالى بشكل وثيق بدرجة الحرارة,وتقسم البكتريا حسب درجة الحرارة المثالية لنموها إلى محبات البرد Pcychrophilic ومحبات الدفء Mesophilic ومحبات الحرارة العالية Thermoohilic,وبشكل عام فإن العمليات الحيوية تتضاعف لكل ارتفاع 10 درجات مئوية في المجال (5-35) درجة مئوية.

5-4- تأثير قيمة الـ pH ضمن المفاعل على تشغيل و كفاءة المعالجة في المفاعل : :UASB

إن وجود نوعين من البكتريا ضمن المفاعل البكتريا المنتجة للحموض والبكتريا المنتجة للميتان يتطلب وجود قيمتين لـ pH ضمن المفاعل حتى يعمل كلا النوعين بشكل فعال فقيمة الـ pH المثالية لعمل البكتيريا المنتجة للحمض هي 5.5-6.5 وقيمة الـ pH المثالية لعمل البكتيريا المنتجة للميتان هي 7.8-8.2.

6- التوصيات:

  1. يعتبر مفاعل UASB من أهم المفاعلات الخاصة بمعالجة مياه الصرف الصحي والصناعي عالية الحمل العضوي .
  2. يمكن استخدام مفاعل UASB في لمعالجة مياه الصرف الصحي والصناعي عالية الحمل العضوي في أغلب بلدان الوطن العربي وخصوصاً دول الخليج العربي وذلك لأن درجة الحرارة في هذه الدول مناسبة لتشغيل هذا المفاعل.
  3. استخدام المعالجة البيولوجية اللاهوائية في معالجة مياه الصرف الصحي والصناعي عالية الحمل العضوي والاستفادة من الغاز الحيوي الناتج في توليد الكهرباء والطاقة الحرارية.

 أهم المراجع المستعملة:

  1. صغير عبد الله , معالجة مياه الصرف الصناعي في الوطن العربي ,2017 , الدار العربية ناشرون- بيروت- الطبعة الأولى.

2- Amin, M. M and Movahedian. H, 2005-“Performance evaluation of UASB system treating slaughterhouse wastewater“, Sharif University of Technology And Esfahan University of Medical Sciences.

3- Ghangrekar Makarand M .and Tom Keenan .2005- “Design of an UASB Reactor,Indian Institute of Technology Kharagpur,.at http:// www.waterandwastewater.com/AskTom! Column.htm.

3- Khanal, S. K. and Huang, J.-C. 2001- anaerobic treatment of industrial wastewater, Part-1 at www.public.iastate.edu

5-Lettinga, G and Tom Keenan. 2002- anaerobic treatment\Anaerobic Biodegradability وNational Environmental Services Agency (NESA)at http://www.uasb.org.

6-Lettinga, G and Tom Keenan of. 2002- “anaerobic treatment \Anaerobic Toxicity” ,National Environmental Services Agency (NESA) ,at http://www.uasb.org.

7- Lettinga, G., A. F. M. van Velsen, S. W. Hobma, W. De Zeeuw , A. Klapwijk 1980- “Use of upflow sludge blanket reactor concept for biological waste water treatment, especially for anaerobic treatment. Biotechnol. Bioengineer..

8-Warren Viessman ,Jr marks J Hammer 1993 “water supply and pollution control “ Fifth Edition Harper Collins collage publishers .

9- Nguyen Tuan Anh and Tom Keenan, 2004 “Methods for UASB Reactor Design,National Environmental Services Agency (NESA). at http:// www.uasb.org/discover/agsb.htm ,.

 

 

عمليات تداول ومعالجة حمأة الصرف الصحي

1.مقدمة

عمليات المعالجة داخل محطات المعالجة لمياه الصرف الصحي تهدف الي فصل السوائل (المياه)  عن المواد الصلبة العالقة، وبعد المعالجة يتم التخلص من السيب النهائى بأحد الطرق المناسبة لظروف البيئة المحيطة بمواقع محطات معالجة الصرف الصحى. أما معالجة الحمأة (الرواسب الصلبة) العالقة مع المحتوى المائى والتى تتجمع بعد رسوبها فى أحواض ترسيب منفصلة، أو مع المواد الطافية (الخبث) فيتم التخلص منها مباشرة (بدون معالجة) أو بعد معالجتها. وبالتالى فإن الحمأة السائلة عبارة عن المواد العضوية العالقة التى ترسبت بأحواض الترسيب المختلفة ممزوجة بكمية كبيرة من المياه تختلف نسبتها باختلاف نوعية الصرف الصحى الخام وخصائصه وكذلك نظم معالجته

  1. الغرض من معالجة الحمأة

الرواسب الصلبة الناتجة عن منظومة المعالجة يجب معالجتها والتخلص منها بعد المعالجة بطريقة امنة بيئيا وصحيا , وبصفة عامة يتم معالجة الحمأة للاغراض الأتية:

  • تثبيت المواد العضوية Stabilize Organics
  • إزالة الروائح Eliminate Odors
  • تدمير الممرضات Destroy Pathogens
  • خفض حجم المواد الصلبة Reduce Amount of Solids
  • تحفيز نزع الماء Enhance De-watering
  • امكانية الاستخدام الامن للحمأة Safe Use of Sludge

3.طرق معالجة الحمأة

تشمل عمليات معالجة الحمأة الخطوات التالية:

  • عمليات تكثيف وتغليظ الحمأة
  • عمليات تثبيت (تكييف) الحمأة
  • عمليات نزع الماء من الحمأة (التجفيف)
  • عمليات التخلص من الحمأة
  • عمليات تكثيف وتغليظ الحمأة

عمليات تكثيف الحمأة تهدف الي زيادة محتواها من المواد الصلبة وتؤدّي زيادة بسيطة في محتوى المواد الصلبة (من ٣ إلى  ٦) في المائة  إلى تقليص هام في حجم الحمأة (حتى ٥٠ في المائة)، وبالتالي تقليص الحجم المطلوب لوحدات المعالجة  اللاحقة .

ويجري تكثيف الحمأة عادة بطرق فيزيائية منها:

  • الترسيب بفعل الجاذبية في احواض التكثيف (المكثفات)
  • التكثيف باستخدام التعويم بالهواء المذاب
  • التكثيف باجهزة الطرد المركزي.

 

  • عمليات تثبيت (تكييف) الحمأة

تثبّت الحمأة تمهيدًا لتقليص محتواها من العوامل الممرضة وإزالة الروائح المزعجة وتخفيف أو إزالة  احتمال التعفن.  كما تهدف عمليات تثبيت الحمأة بيولوجيا الي اختزال جزء من المواد العضوية الموجودة بالحمأة عبر الانشطة البيولوجية للكائنات الحية الدقيقة. وغالبا ما تنقسم عمليات تثبيت الحمأة الي :

  • عمليات تثبيت الحمأة كيميائيا
  • عمليات تثبيت الحمأة بيولوجيا
  • عمليات تثبيت الحمأة حراريا

  • عمليات نزع الماء من الحمأة (التجفيف)

نزع الماء من الحمأة هي الخطوة النهائية قبل التخلص من الحمأة , والهدف منها ازالة اكبر قدر ممكن  من الماء من الحماة أو من الحمأة المهضومة قبل التخلص منها .

وهناك ستة طرق شائعة للتجفيف وهي كالاتي:

  • التجفيف علي اسطح من الرمال     Sand Sludge Drying Beds
  • التجفيف في برك الاكسدة Drying in Oxidation ponds
  • التجفيف بكبس الحمأة في قوالب Sludge Pressing in Cakes
  • التجفيف بخلخلة الهواء   Vacuum Filtration
  • التجفيف بالمرشحات المضغوطة ( المرشحات الحزامية) Belt press Filters
  • التجفيف بقوة الطرد المركزية  Centrifugal Sludge Drying
  • التجفيف بمرشحات الألواح المرصوصة المجوفة (Filter press)

 

  • عمليات التخلص من الحمأة

عمليات وطرق التخلص من الحمأة في العمليات الاتية:

  • الاختزال الحراري للحمأة
  • التخلص من الحمأة بالحرق
  • الدفن الصحي في الأرض
  • قذف الحمأة في البحر
  • إعادة إستخدام الحمأة في إستخدامات مفيدة

 

أحــمــد السـروي

إستشاري معالجة المياه والبيئة

 

المصادر والمراجع

  1. دليل المتدرب ,البرنامج التدريبي لمشغلي محطات معالجة مياه الصرف الصحي المستوي د , برنامج اعتماد مشغلى مرافق مياه الشرب والصرف الصحى , الوكالة الأمريكية للتنمية الدولية, 2012.
  2. احمد السروي , عمليات المعالجة البيولوجية لمياه الصرف الصحي , موسوعة معالجة الصرف الصحي, دار الكتب العلمية , 2017 .
  3. احمد السروي , عمليات معالجة حمأة الصرف الصحي , موسوعة معالجة الصرف الصحي, دار الكتب العلمية , 2018 .

 

Sludge Dewatering by Solid Bowl Centrifuges

Dewatering

             Dewatering is the physical operation of reducing the moisture content of sludge and biosolids to achieve a volume reduction greater than that achieved by thickening. Dewatering, because of the substantial volume reduction, decreases the capital and operating costs of subsequent handling of solids.

            Dewatering sludge and biosolids from a solids concentration of 4 to 20% reduces the volume to one-fifth and results in a nonfluid material.

The dewatering processes that are commonly used include mechanical processes such as centrifuges, belt filter presses, and pressure filter presses; and natural processes such as drying beds and drying lagoons. The main variables in any dewatering process are solids concentration and flow rate of the feed stream, chemical demand and solids concentration of dewatered sludge cake, and side stream. The selection of particular process is determined

by the type and volume of sludge to be dewatered, characteristics such as dryness required of the dewatered product, and space available. Table 1 presents a comparison of the most commonly used dewatering processes. [1]

  The solid-liquid separation could be classified into the following four categories: (1) pretreatment; (2) thickening; (3) filtration, and (4) post-treatment. Sludge dewatering reduces the sludge volume to facilitate the subsequent treatment/disposal processes. Inefficient sludge dewatering could significantly increase transportation, handling and final disposal costs. [2]  

Centrifugal Dewatering

          Dewatering of municipal sludge by centrifugation has been widely used in both the United States and Europe. Similar to its application in thickening, it is the process in which a centrifugal force of 500 to 3000 times the force of gravity is applied to sludge to accelerate the separation of the solids and the liquid.

          Two basic categories of centrifuges are used for municipal wastewater sludge dewatering: imperforate basket and solid bowl. A third type, the disk nozzle centrifuge, has been used for thickening sludge but has seldom been used for dewatering. Because of the improved design and efficiency of the solid bowl centrifuges in the past few years, imperforate basket centrifuges have fallen out of favor in the municipal market and are being  replaced by solid bowl machines.

         The main components of a solid bowl centrifuge (also known as continuous decanter scroll or helical screw conveyor centrifuge) are the base, cover, rotating bowl, rotating conveyor scroll, feed pipe, gear unit, backdrive, and main drive . The base provides a solid foundation to support the centrifuge. Vibration isolators below the base reduce the transmission of vibration from the centrifuge to its foundation. The cover that encloses the

rotating bowl assembly completely serves as a safety guard. It also helps contain odors and dampens the noise.

         The rotating bowl of the centrifuge consists of a cylindrical-conical design; the proportion of the cylindrical to conical shape varies depending on the manufacturer and the type of centrifuge. The conveyor scroll fits inside the bowl with a small clearance between its outer edge and the inner surface of the bowl. The conveyor rotates, but at a slightly lower or faster speed than the bowl. This difference in speed between the bowl and the conveyor scroll allows the solids to be conveyed from the zone of the stationary feed pipe where the sludge enters the bowl, to the dewatering beach, where the sludge cake is discharged. The dilute stream called centrate is discharged at the opposite end of the cake discharge port. The differential speed is controlled by the gear unit and the backdrive. Depending on the type of sludge, cake solids concentration varies from about 15 to 36%. Centrifuges are available with capacities as low as 40 L/min (10 gpm) to more than 3000 L/min (800 gpm).

        Solid bowl centrifuges are available in both countercurrent and concurrent bowl designs (see Figure 1). In the countercurrent design, the sludge feed enters through the small-diameter end of the bowl, and the dewatered sludge cake is conveyed toward the same end. In the concurrent fl ow design, the sludge feed enters through the large-diameter end of the bowl, and the sludge cake is conveyed toward the opposite end.

        Because of improvements in the design of the solid bowl centrifuges, cake solids concentrations in excess of 40% have been reported. These machines, known as high-solids (also called high-torque) centrifuges or centripresses, have a slightly longer bowl length, a reduced differential speed, higher torque, and a modified conveyor that presses the solids within the beach end of the centrifuge. These centrifuges may require higher polymer dosages to achieve higher cake solids concentrations.

.bowl centrifuge dewatering. [Parts (a) and (b) from Metcalf & Eddy, 2003

By

Ahmed Ahmed Elserwy

Water & Environmental Consultant

Technical Manager Louts for Water Treatment

  

References

[1]   Wastewater sludge processing / Izrail S. Turovskiy, P. K. Mathai, John Wiley & Sons, Inc., Hoboken, New Jersey,2006, p 106.

[2]   L. K. Wang, Y. T. Hung, and N. S. Shammas (eds.), Physicochemical Treatment Processes. Humana Press, Totowa, NJ (2005) ,p 684.

[3]   Metcalf & Eddy, Tchobanoglous, G., Burton, F. L., Stensel, H. D. “Wastewater engineering: treatment and reuse/Metcalf & Eddy, Inc.”, Tata McGraw-Hill, 2003.

Wastewater Treatment Plant

  1. Wastewater Characteristics

            Wastewater is another term for sewage; water that has been used in homes, industries, institutions, and businesses that is not for reuse and is generally collected in a sewage collection or drainage system .In general, raw wastewater is 99.9% water and 0.1% impurities.

             However, the impurities in wastewater can cause damage to our environment, create odors and pose significant risks to human health, if the wastewater is not treated properly.

           Organic matter comprises approximately 75% of the impurities in wastewater; it is predominantly human and food waste.

Nitrogen, phosphorus and trace levels of other nutrients are present in wastewater. Nutrients encourage plant growth that can generate excessive plant and algae growth in water and can be detrimental to the natural ecosystem. Therefore, it is essential that excessive nutrients be removed from the water source prior to disposal.

      Industrial wastewater may have toxic elements that must be removed prior to discharge. The main concerns are heavy metals, organic compounds, oils and fats.

Heavy metals including arsenic, cadmium, cobalt, chromium, copper, iron, lead,manganese, nickel and zinc can be found in wastewater .Most of the metals are removed in the treatment process and end up in the solids. Therefore, most heavy metal concerns deal with the disposal or reuse of the sludge.

         All wastewater contains microorganisms that are beneficial to wastewater processing and others that can be harmful.

Aerobic and anaerobic bacteria carry out decomposition of the organic matter into more stable forms that are more easily disposed of in the environment.

         Pathogens are microorganisms that can cause disease in plants, animals and humans. The processed water is disinfected prior to discharge to kill microorganisms that may be detrimental to the ecosystem.

 

  1. Wastewater Collection

          The wastewater treatment process begins with the collection of waste streams from homes, businesses and industrial complexes.

These streams feed into what is known as the “collection” or “drainage” system which transports the wastewater to the wastewater treatment plant for processing. The collection system is typically operated as a separate department within the municipality.

       The collection system is comprised of pipes, junction boxes, lift stations and associated equipment that channel raw wastewater to the plant. In many cases, the collection system

will also serve to collect storm run off. Systems that convey storm run off and waste streams are known as combined sewer overflow (CSO) systems.

         Individual homes are connected to the collection system through a lateral sewer to the main sewer line. Sewer lines come together from different directions into a junction box.

Junction boxes combine the flow from main lines into a much larger flow heading towards the wastewater treatment plant.

         Wherever possible, the design of the collection system and the location of the facility will utilize gravity to move the wastewater to the wastewater treatment plant. However,

where this is not feasible, because of the municipality’s location, elevation changes and system design, lift stations will be used to pump the wastewater to the plant.

         The size and pumping capacity of each lift station will be dependent on the maximum estimated flow rates at each station. Where flow rates are relatively low, lift stations are quite small and will typically have two small submersible pumps to move the stream. As the collection system gets closer to the treatment plant, flow rates will increase. Lift stations closer to the plant can become quite large, requiring several large capacity pumps to provide adequate flow capacity.

         All lift station designs must consider flow rate changes due to demand variations, such as the time of day and storm surges.

People take showers in the early morning, which corresponds with the highest daily flow rates a treatment facility experiences.

     If the collection system is configured for CSO, there may be a series of large auxiliary storm pumps in these pumping stations.

From the collection system, the wastewater enters the  Wastewater Treatment Plant.

  1. Wastewater Processing

    A Wastewater Treatment Plant (WWTP) is a facility designed to receive the wastewater from primarily domestic, commercial, and industrial sources and to remove materials that damage water quality and threaten public health and safety when discharged into receiving streams or bodies of water.

     Most facilities employ a combination of mechanical removal steps and bacterial decomposition to achieve the desired results. Chlorine is often added to discharges from the plants to reduce the danger of spreading disease by the release of  pathogenic bacteria.

   Figure 2 illustrates the processes of a typical wastewater treatment plant. The top half illustrates the Water Processing flow chart. Raw wastewater is pumped to the wastewater treatment plant through lift or pumping stations.

Lift stations are required when a sewage system serves a community or area lower than the plant, where an uphill shortcut will significantly decrease the total length of pipe required to tie into the plant, or where existing structures or other constraints require an uphill route to the WWTP.

The wastewater enters the plant at the head works where processing starts.

The typical water processing steps include:

  • Preliminary Treatment
  • Primary Treatment
  • Secondary Treatment
  • Tertiary Treatment

Preliminary Treatment

       The head works include the influent channel, coarse and fine screens and aerated grit chambers where preliminary treatment occurs. Flow measurement, screening, pumping, and

grit removal are the typical steps in preliminary treatment.

Wastewater enters the influent channel into the coarse screens. The screens remove large debris that enters the sewage collection system such as rags, tramp metal, sticks, broken glass, rocks, sand and the vast variety of other materials.

Screens are utilized early in the wastewater treatment process to minimize pump and equipment damage within the facility. In many wastewater treatment plants, fine screens are utilized to remove smaller debris. All screened debris is removed and disposed as landfill.

 

     The wastewater is then pumped into grit removal chambers. Air is introduced into the chamber to scour the organic materials from the grit before the grit settles to the bottom of the chamber. The settled grit or sand is delivered by a screw conveyor to a pit at one end of the chamber. From there, it is pumped by a grit pump to a grit/water separator .This debris

is also disposed as landfill. Liquid separated from the grit is returned to the grit chamber. Wastewater from the grit chamber then flows to the primary clarifiers.

 

Primary Treatment

         The primary treatment process reduces the solids content of wastewater through sedimentation. Wastewater slowly flows into large tanks called primary clarifiers where heavier particles are allowed to settle at the bottom of the clarifier. Scrapers move the settled solids (primary sludge) to sumps at one end of the clarifier. From there, the primary sludge is pumped into a holding tank where solids processing commence.

Solids lighter than water float to the top and are skimmed from the top of the primary clarifier and pumped to a thickener for solids processing. The greases and fats skimmed from the top of the clarifier are called scum. Primary treatment removes approximately 30 – 50% of the suspended solids. The remaining clarified liquid, containing mostly dissolved materials, flows to the secondary treatment stage.

Secondary Treatment

         During secondary treatment, organic material is removed through biological treatment. The most widely used biological treatment method is the activated sludge process. The activated sludge process requires an aerated tank containing bacteria that break down the organic materials. The bacteria use the organic material in the liquid and clump together to

form a microbial floc, which is also known as activated sludge. This liquid flows into the secondary clarifiers where the activated sludge is allowed to settle. In some wastewater treatment plants, ferric chloride is added after biological treatment to cause precipitation of phosphate materials remaining in the liquid.

Flow enters the clarifiers from the bottom of the tank through a pipe located at the center of the tank. The clarifiers are designed to direct the flow from the center of the clarifier in a downward direction to encourage the solids to settle. The activated sludge settles at the bottom of the secondary clarifier.

           Some of the settled activated sludge is collected and is returned to the aeration tank to insure sufficient bacteria and organic waste supply to maintain the biological process. This material is called Return Activated Sludge (RAS).The activated sludge not needed for the biological process is called Waste Activated Sludge (WAS) and will be pumped to the sludge conditioning stage for further processing.

The clarified liquid, with over 95% of the organic materials removed, flows to the tertiary treatment stage. Scum, formed on the top of secondary clarifiers is sent to a thickener for solids processing.

Tertiary Treatment

          The tertiary treatment stage normally starts with the filtering of the clarified liquid that flows from the secondary clarifiers. The liquid is processed through a bed of sand or other filtering device that removes additional pollutants from the liquid.

The water then moves to the disinfection tank. Water enters the disinfection tank where chlorine gas or sodium hypochlorite is metered in the tank. The water slowly moves through the tank to enable the chlorine to kill the microorganisms remaining in the wastewater that may be harmful to fish life. The disinfected water is then passed on to a dechlorination stage to remove the chlorinated materials that also could be harmful to fish life. Sulfur dioxide or sodium metabisulfate are the most cost effective chemicals utilized to neutralize chlorine.

           Another disinfection method that eliminates a dechlorination stage is called ultraviolet disinfection. Ultraviolet light sources are submerged in a holding tank. The ultraviolet lamps emit radiation that penetrates the cell wall of the microorganism and is absorbed by cellular materials, which either prevents replication or causes death of the cell. As a result, pathogenic microorganisms are almost entirely inactivated or killed .The UV light disinfection technology is considered to have no adverse environmental impact.

The water or effluent can now be discharged into the ecosystem.

  1. Wastewater sludge

When wastewater is treated using various mechanical, biological, and physiochemical methods to remove organic and inorganic pollutants to levels required by the permitting authority, the sludge produced will also vary in quantity and characteristics from one treatment plant to another.

4.1Types of sludge

    Types of sludge and other solids, such as screenings, grit, and scum, in a wastewater treatment plant vary according to the type of plant and its method of operation. The sources and types of solids generated in a treatment plant with primary, biological, and chemical treatment facilities are illustrated in Figure 5.

        Wastewater sludge can be classified generally as primary, secondary (also called biological), and chemical. Sludge contains settleable solids such as (depending on the source) fecal material, fibers, silt, food wastes, biological flocs, organic chemical compounds, and inorganics, including heavy metals and trace minerals. The sludge is raw sludge when it is not treated biologically or chemically for volatile solids or pathogen reduction. When the sludge is treated, the resulting biosolids can be classified by the treatment, such as aerobically digested (mesophilic and thermophilic), anaerobically digested (mesophilic and thermophilic), alkaline stabilized, composted, and thermally dried. The treated sludge can be only primary, secondary, or chemical, or a mixture of any two or three of the sludge’s.

4.1.1 Primary Sludge

Most wastewater treatment plants use the physical process of primary settling to remove settleable solids from raw wastewater. In a typical plant with primary settling and a conventional activated sludge secondary treatment process, the dry weight of the primary sludge solids is about 50% of that for the total sludge solids. The total solids concentration in raw primary sludge can vary between 2 and 7%. Compared to biological and chemical sludges, primary sludge can be dewatered rapidly because it is comprised of discrete particles and debris and will produce a drier cake and give better solids capture with low conditioning requirements. However, primary sludge is highly putrescible and generates an unpleasant odor if it is stored without treatment.

4.1.2 Secondary Sludge

Secondary sludge, also known as biological sludge, is produced by biological treatment processes such as activated sludge, membrane bioreactors, trickling filters, and rotating biological contactors. Plants with primary settling normally produce a fairly pure biological sludge as a result of the bacteria consuming the soluble and insoluble organics in secondary treatment system. The sludge will also contain those solids that were not readily removed by primary clarification. Secondary sludge generated in plants that lack primary settling may contain debris such as grit and fibers. Activated sludge and trickling filter sludge generally contain solids concentrations of 0.4 to 1.5% and 1 to 4%, respectively, in dry solids weight. Biological sludge is more difficult to dewater than primary sludge because of the light biological flocs inherent in biological sludge.

4.1.3 Chemical Sludge

Chemicals are used widely in wastewater treatment, especially in industrial wastewater treatment, to precipitate and remove hard-to-remove substances, and in some instances, to improve suspended solids removal. In all such instances, chemical sludges are formed. A typical use in removing a substance from wastewater is the chemical precipitation of phosphorus. The chemicals used for phosphorus removal include lime, alum, and “pickle liquors” such as ferrous chloride, ferric chloride, ferrous sulfate, and ferric sulfate. Some treatment plants add the chemicals to the biological process; thus, chemical precipitates are mixed with the biological sludge. Most plants apply chemicals to secondary effluent and use tertiary clarifiers or tertiary filters to remove the chemical precipitates. Some chemicals can create unwanted side effects, such as depression of pH and alkalinity of the wastewater, which may require the addition of alkaline chemicals to adjust these parameters.

4.1.4 Other Wastewater Residuals

In addition to sludge, three other residuals are removed in wastewater treatment process: screenings, grit, and scum. Although their quantities are significantly less than those of sludge in volume and weight, their removal and disposal are very important.

Screenings include relatively large debris, such as rags, plastics, cans, leaves, and similar items that are typically removed by bar screens. Quantities of screenings vary from 4 to 40 mL/m3 (0.5 to 5 ft3/MG) of wastewater. The higher quantities are attributable to wastes from correctional institutions, restaurants, and some food-processing industries. Screenings are normally hauled to a landfill. Some treatment plants return the screenings to the liquid stream after marcerating or comminuting. This is not recommended because many of the downstream pieces of equipment, such as mixers, air diffusers, and electronic probes, are subject to fouling from reconstituted rags and strings.

Grit consists of heavy and coarse materials, such as sand, cinders, and similar inorganic matter. It also contains organic materials, such as corn, seeds, and coffee grinds. If not removed from wastewater, grit can wear out pump impellers and piping. Grit is typically removed in grit chambers. In some treatment plants, grit is settled in primary clarifiers along with primary sludge and then separated from the sludge in vortex-type grit separators. The volume of grit removed varies from 4 to 200 mL/m3 (0.5 to 27 ft3/MG) of wastewater. The higher quantities are typical of municipalities with combined sewer systems and sewers that contribute excessive infiltration and inflow.

Grit is almost always landfilled.

Scum is the product that is skimmed from clarifiers. Primary scum consists of fats, oils, grease, and floating debris such as plastic and rubber products.

It can build up in piping, thereby restricting flow and increasing pumping costs, and can foul probes, flow elements, and other instruments in the waste stream. Secondary scum tends to be mostly floating activated sludge or biofilm, depending on the type of secondary treatment used. The quantity and moisture content of scum typically are not measured. It may be disposed of by pumping to sludge digesters, concentrating, and then incinerating with other residuals, or drying and then landfilling.

  1. Sludge Processing

The purpose of primary and secondary treatment is to remove as much organic solids from the liquid as possible while concentrating solids in a much smaller volume for ease of handling and disposal. Primary sludge has a typical solids content of 4 – 6%. Sludge processing reduces the solids content of this sludge through biological processes and removes more of the liquid content of it prior to disposal.

The overall sludge processing investment cost at the typical wastewater treatment plant is about one-third of the total investment in the treatment plant. However, based on the individual wastewater treatment plant’s processing system, operating expenses in sludge processing typically amount to even a larger portion of the total plant operating costs. To reduce plant operating costs, it is essential to have a properly designed and efficiently operated sludge processing stage.

The design options for each process will be dependent on the type, size, and location of the wastewater treatment plant, and the solid disposal options available. The design must be able to handle the amount of sludge produced and converted economically to a product that is environmentally acceptable for disposal.

As with water processing, sludge process methods will be determined by the specific constraints and requirements of the individual wastewater treatment plant. Our schematic

covers the general processing steps found in a typical plant.

There will be many plant-to-plant variations that are not illustrated in our article highlights the processes of a typical wastewater treatment plant. The bottom half illustrates the Sludge Processing flowchart.

The typical sludge processing steps include:

  • Sludge Thickening
  • Sludge Conditioning
  • Dewatering
  • Disposal

 

 

Sludge Thickening

To optimize the sludge conditioning stage, it is important to maximize the solids content of the materials decanted from the water processing stages. The waste activated sludge, scum, and primary sludge can be thickened to reduce the liquid content prior to sludge conditioning. Due to the varying physical nature and liquid content of these materials, facilities may use different thickening processes and equipment for these three materials. In some cases, the primary sludge may not even be thickened and will be pumped directly to

sludge conditioning.

The intent is to optimize the downstream processing capabilities.

The four most common thickening methods include gravity settling, gravity belt thickening, dissolved air flotation, and centrifuge thickening.

The recovered liquid or supernatant from thickening is pumped back into the aeration tank or to the beginning of the water processing stage and is reprocessed.

 

Sludge Conditioning

Sludge conditioning is a key stage in the reduction of solids prior to disposal. Based on the size and location of the facility five common methods are typically utilized; chemical

treatment, anaerobic digestion stabilization, aerobic digestion stabilization, lagoon storage, and heat treatment.

Many facilities will have some type of aerobic or anaerobic digestion stage prior to dewatering. The purpose of sludge digestion is to convert bulky odorous sludge into a relatively inert material that can be rapidly dewatered without obnoxious odors.

Thickened waste activated sludge, scum, and primary sludge are pumped into the digester. In anaerobic digestion, the digester uses the naturally occurring anaerobic microorganisms

to break down organic materials into methane and carbon dioxide gases.The sludge is heated to 37°C (100°F) and agitated continuously in the digester to improve the rate of digestion.

There are two different anaerobic processes, single stage and two-stage. Single stage digesters utilize one digester (tank) to digest the sludge, capture methane gas and store the sludge until it is transferred to the dewatering process

Two-stage anaerobic digestion uses a primary and secondary digester. The primary digester is heated and utilizes mixers to completely agitate the sludge, which maximizes sludge digestion. The secondary digester is not agitated and is utilized for gravity thickening and storage of the digested sludge. The secondary digester typically incorporates a floating

gas dome for methane gas collection and supernatant is pumped out to increase solids content.

Anaerobic digestion is a biological process that breaks down a significant amount of organic solids in the sludge and produces methane gas that is utilized as a fuel for the plant.

Consequently, the volume of final sludge is greatly reduced, which in turn reduces the cost for sludge disposal.

The process also reduces the level of pathogenic microorganisms enabling digested sludge to be classified as biosolids that can be utilized as a soil conditioner or fertilizer.

Sludge can also be stabilized by long-term aeration that biologically destroys volatile solids. An aerobic digester is normally operated by continuously feeding raw sludge with intermittent supernatant and digested sludge withdrawals.

The digested sludge is continuously aerated during filling and for the specified digestion period after the tank is full.

Aeration is then discontinued to allow the stabilized solids to settle by gravity. Supernatant is decanted and returned to the head of the treatment plant, and a portion of the gravity thickened sludge is removed for dewatering.

The next step for the stabilized sludge is dewatering.

 

Dewatering

Dewatering is the final stage prior to sludge disposal. The goal is to economically remove as much liquid as possible from the sludge or digested sludge prior to disposal. The most common method of dewatering utilizes a belt filter press. The belt filter press has two continuous porous belts that pass over a series of rollers to squeeze water out of the sludge that is compressed between the two belts. Polymers are typically added to the process to enhance dewatering capabilities. Centrifuges are also used for dewatering, typically, in larger wastewater treatment plants.

Any supernatant that is removed in the dewatering process is returned to the beginning of the treatment plant for reprocessing.

Disposal

Digested sludge that is processed into biosolids can be used to spread on farmland as a soil conditioner or can be further processed as fertilizer. It can also be disposed as landfill.

Sludge can also be incinerated and the remaining ash is disposed as landfill. Economics and environmental regulations will be the primary drivers in what disposal method an individual wastewater treatment plant uses.

 

By

Ahmed Ahmed Elserwy

Water & Environmental Consultant

Ain Shames University, Faculty of Science

 

References

METCALF & EDDY (1991). Wastewater engineering: treatment, disposal and reuse.

.

 

المخلفات الناتجة من عمليات تنقية المياه

 

1.مقدمة

انه  نظرًا للوعي البیئي الذي بدأ ینمو في نهاية القرن الماضي، وأصبح هناك اهتمام بطرق التخلص الآمن من المخلفات الناتجة بمحطات معالجة المیاه، وانصب الاهتمام على الاستفادة الاقتصادیة من تلك المواد العادمة، وقد عمل هذا على تطویر تكنولوجیا المعالجة وإعادة الاستخدام. ومن المعلوم أن هذه المخلفات كانت تلقي إما في النهر  أو في أماكن للتجفیف.

تعتمد نوعیة وخصائص مخلفات محطات معالجة المیاه على التقنیة المستخدمة في المعالجة. وقد تتأثر نوعیة المیاه المعالجة بطریقة التعامل مع المخلفات سواء بالتخزین أو إعادة التدویر. وانه لیس من المفضل تخزین المخلفات الصلبة أو الحمأة في وحدات منظومة معالجة المیاه.

إن مشكلة التخلص من الروبة أو الحمأة فى محطات تنقية مياه الشرب هى مشكلة هامة تواجه مشغلى محطات المياه. حيث أنه عادة يتركز اهتمامهم على إنتاج مياه آمنة تصلح للشرب والاستهلاك الآدمى دون الاهتمام بالتخلص الآمن من مخلفات عمليات تنقية المياه. وَتعتبِر الروبة الناتجة من محطات تنقية المياه مخلفات صناعية تتطلب عمليات مناسبة للتداول والتخلص منها.

2.انواع محطات تنقية المياه من حيث المخلفات

ويمكن تقسيم محطات تنقية المياه من حيث المخلفات الناتجة منها إلى ثلاثة أنواع هى:

١. المحطات التى يوجد بها إحدى العمليات التالية:

  • الترويب.
  • إزالة الحديد والمنجنيز بالأكسدة.
  • الترشيح المباشر.

٢. محطات تستخدم التيسير الكيميائى فقط.

٣. محطات تجمع بين الترويب والتيسير الكيميائى أو أكسدة الحديد والمنجنيز مع التيسير الكيميائى.

وفى الماضى كان يتم صرف مخلفات مياه الغسيل أو الروبة على البحيرات والأنهار والمجارى المائية والروافد وبصدور القوانين واللوائح التنظيمية لم يعد بإمكان محطات التنقية صرف مياه الغسيل أو الروبة المترسبة إلى المسطحات والمجارى المائية، حيث يجب أن يتم مراقبة وتحليل المياه المنصرفة وقياس مؤشرات نوعيتها مثل الرقم الهيدروجيني العكارة، كمية المواد الصلبة العالقة، الأملاح الذائبة الكلية. ولذلك يجب على جميع المحطات إيجاد وسيلة  للتخلص من نواتج المعالجة بطريقة قانونية.

3.المصادر المختلفة للمخلفات فى محطات التنقية

تمثل المواد الصلبة العالقة فى المياه العكرة المصدر الرئيسى للروبة الواجب التخلص منها كنتيجة لتنقية مياه الشرب. كما أن الكيماويات نفسها المستخدمة فى أعمال التنقية، وخصوصاً الشبة، تعتبر مصدراً ثانوياً للروبة.

وفى معظم محطات تنقية مياه الشرب، يتم إزالة أكثر من ٩٩ % من المواد الصلبة العالقة فى مياه المصدر بواسطة عمليات الترسيب والترشيح وهذه العمليات تقوم بتركيز المواد الصلبة الواردة فى مياه المصدر وكيماويات المعالجة، ثم تجميعها ومعالجتها لتقليل حجمها قبل التخلص النهائى منها.

ويمكن إيجاز المصادر المختلفة للمخلفات فى محطات التنقية فيما يلى:

١. مخلفات المصافى.

٢. روبة الشبة والبوليمرات فى أحواض الترسيب.

٣. مياه غسيل المرشحات.

٤. التيسير بالجير – الصودا.

4.مفهوم إدارة المخلفات

هو التخلص من المخلفات بطریقة اقتصادیة ومقبولة بیئیا. ومع وضع التشریعات البیئیة والإلزام بتنفیذها؛

أصبح هناك قیود على صرف المخلفات الى المیاه السطحیة أو الى خطوط الصرف الصحي.  نظرا لاحتواء هذه المخلفات علي بعض الكيماويات التي من الممكن ان تضر بالبيئة المائية

وفي وقتنا الحاضر؛ أصبح ضروریًا الاهتمام بكیفیة الاستفادة من المخلفات بدلا من أن یكون الهدف مجرد التخلص. ومن هنا فان المنهجية في التعامل مع المخلفات تحتم علینا الاتجاه نحو إعادة الاستخدام بغرض الانتفاع ببعض خصائصها.

یُطلق على المخلفات الصلبة “الحمأة أو الروبة  المصطلح یُعبر عن المواد الصلبة المترسبة ومعها ماء. وفي هذا الصدد یطلق مصطلح متبقیات لتعطي وصفاً لكل المخلفات الناتجة بمحطات معالجة المیاه سواء أكان المخلف سائلا أو صلبًا أو غازیّاً.

كما علمنا من قبل أن المروبات تضاف الى المیاه أثناء المعالجة، مثل: كبریتات الألومونیوم أو

كبریتات الحدیدیك أو كلورید الحدیدیك. والهدف من تلك المروبات هو تجمیع الشوائب العالقة غیر القابلة للترسیب وجعلها في صورة قابلة للترسیب والانفصال عن المیاه، ویتم التخلص من بعض المواد العضویة الذائبة ومسببات اللون الطعم والرائحة، وهذا یجعل الماء أكثر نقاءً وقابلًا للترشیح.

یتخلف عن المروب المضاف مادة صلبة تقوم باجتذاب الجسیمات العالقة بالماء وتجمعها وتترسب بها الى قاع حوض الترسیب كما يبين الشكل التالي شكل رقم 1.

إذا كان المروب المستخدم كبریتات الالومونیوم (الشَّبة) أصبح لدینا حمأة الومونیومية، وإذا كان المروب كبریتات الحدیدیك أو كلورید الحدیدیك صار لدینا حمأة حدیدية، وفي محطات إزالة الحدید والمنجنیز یتكون حمأة حدیدية ومنجنیزية.

قد تصل كمیة الحمأة الناتج عن المروب المضاف الى حوالي ٥٠ % أو یزید من إجمالي كمیة الرواسب المتخلفة عن المعالجة.

في بعض الأحوال التي یُستخدم فیها الفحم المنشط الناعم أو الكربون المنشط یتكون حمأة فحمي ةأو كربونية مختلط مع الرواسب الأخرى التي یقوم النظام بإزالتها  من الماء، وهذا بطبیعة الحال ینتج في أحواض الترسیب. وفي أحوال أخرى عندما یستخدم الفحم المنشط الحبیبي (الخشن) في الوسط ألترشیحي فقد یخرج جزء منه أثناء عملیة الغسیل العكسي.

وقد تكون المخلفات في صورة سائلة مثلما یحدث في محطات إزالة الأملاح باستخدام الأغشیة حیث ینتج ما یسمى بالماء المركز الأملاح. وقد یكون هناك مخلفات غازیة كما هو الحال عند إزالة غاز الأوزون من وحدات التلامس.

 

 

  1. نموذج لمعالجة المخلفات الناتجة عن معالجة المياه

يبين الشكل التالي نموذج متكامل لمحطة معالجة وتنقية للمياه الجوفية للحصول علي مياه منقاة معالجة صالحة للشرب .

ويتضح من الشكل عمليات معالجة مخلفات أو متبقيات معالجة المياه .

 

أحــمــد السـروي

إستشاري معالجة المياه والبيئة

 

المراجع العلمية

  • دليل المتدرب ,البرنامج التدريبي لمشغلي محطات تنقية مياه الشرب المستوي أ , برنامج اعتماد مشغلى مرافق مياه الشرب والصرف الصحى , الوكالة الأمريكية للتنمية الدولية, 2012.
  • د /نبيل أحمد عبد لله , تكنولوجيا معالجة مياه الشرب ( الترويب – التطهير), شركة الشبة المصرية ,2013
  • احمد السروي ,العمليات الاساسية لتنقية مياه الشرب , دار الكتب العلمية , 2012.
  • احمد السيد خليل ,عملية تنقية الماء للاستخدام المنزلي , 2008.

 

 

 

Sludge Processing in Wastewater Treatment Plant

  1. Wastewater sludge

When wastewater is treated using various mechanical, biological, and physiochemical methods to remove organic and inorganic pollutants to levels required by the permitting authority, the sludge produced will also vary in quantity and characteristics from one treatment plant to another.

1.1Types of sludge

    Types of sludge and other solids, such as screenings, grit, and scum, in a wastewater treatment plant vary according to the type of plant and its method of operation. The sources and types of solids generated in a treatment plant with primary, biological, and chemical treatment facilities are illustrated in Figure 1.

        Wastewater sludge can be classified generally as primary, secondary (also called biological), and chemical. Sludge contains settleable solids such as (depending on the source) fecal material, fibers, silt, food wastes, biological flocs, organic chemical compounds, and inorganics, including heavy metals and trace minerals. The sludge is raw sludge when it is not treated biologically or chemically for volatile solids or pathogen reduction. When the sludge is treated, the resulting biosolids can be classified by the treatment, such as aerobically digested (mesophilic and thermophilic), anaerobically digested (mesophilic and thermophilic), alkaline stabilized, composted, and thermally dried. The treated sludge can be only primary, secondary, or chemical, or a mixture of any two or three of the sludge’s.

1.1.1 Primary Sludge

Most wastewater treatment plants use the physical process of primary settling to remove settleable solids from raw wastewater. In a typical plant with primary settling and a conventional activated sludge secondary treatment process, the dry weight of the primary sludge solids is about 50% of that for the total sludge solids. The total solids concentration in raw primary sludge can vary between 2 and 7%. Compared to biological and chemical sludges, primary sludge can be dewatered rapidly because it is comprised of discrete particles and debris and will produce a drier cake and give better solids capture with low conditioning requirements. However, primary sludge is highly putrescible and generates an unpleasant odor if it is stored without treatment.

1.1.2 Secondary Sludge

Secondary sludge, also known as biological sludge, is produced by biological treatment processes such as activated sludge, membrane bioreactors, trickling filters, and rotating biological contactors. Plants with primary settling normally produce a fairly pure biological sludge as a result of the bacteria consuming the soluble and insoluble organics in secondary treatment system. The sludge will also contain those solids that were not readily removed by primary clarification. Secondary sludge generated in plants that lack primary settling may contain debris such as grit and fibers. Activated sludge and trickling filter sludge generally contain solids concentrations of 0.4 to 1.5% and 1 to 4%, respectively, in dry solids weight. Biological sludge is more difficult to dewater than primary sludge because of the light biological flocs inherent in biological sludge.

1.1.3 Chemical Sludge

Chemicals are used widely in wastewater treatment, especially in industrial wastewater treatment, to precipitate and remove hard-to-remove substances, and in some instances, to improve suspended solids removal. In all such instances, chemical sludges are formed. A typical use in removing a substance from wastewater is the chemical precipitation of phosphorus. The chemicals used for phosphorus removal include lime, alum, and “pickle liquors” such as ferrous chloride, ferric chloride, ferrous sulfate, and ferric sulfate. Some treatment plants add the chemicals to the biological process; thus, chemical precipitates are mixed with the biological sludge. Most plants apply chemicals to secondary effluent and use tertiary clarifiers or tertiary filters to remove the chemical precipitates. Some chemicals can create unwanted side effects, such as depression of pH and alkalinity of the wastewater, which may require the addition of alkaline chemicals to adjust these parameters.

1.1.4 Other Wastewater Residuals

In addition to sludge, three other residuals are removed in wastewater treatment process: screenings, grit, and scum. Although their quantities are significantly less than those of sludge in volume and weight, their removal and disposal are very important.

Screenings include relatively large debris, such as rags, plastics, cans, leaves, and similar items that are typically removed by bar screens. Quantities of screenings vary from 4 to 40 mL/m3 (0.5 to 5 ft3/MG) of wastewater. The higher quantities are attributable to wastes from correctional institutions, restaurants, and some food-processing industries. Screenings are normally hauled to a landfill. Some treatment plants return the screenings to the liquid stream after marcerating or comminuting. This is not recommended because many of the downstream pieces of equipment, such as mixers, air diffusers, and electronic probes, are subject to fouling from reconstituted rags and strings.

Grit consists of heavy and coarse materials, such as sand, cinders, and similar inorganic matter. It also contains organic materials, such as corn, seeds, and coffee grinds. If not removed from wastewater, grit can wear out pump impellers and piping. Grit is typically removed in grit chambers. In some treatment plants, grit is settled in primary clarifiers along with primary sludge and then separated from the sludge in vortex-type grit separators. The volume of grit removed varies from 4 to 200 mL/m3 (0.5 to 27 ft3/MG) of wastewater. The higher quantities are typical of municipalities with combined sewer systems and sewers that contribute excessive infiltration and inflow.

Grit is almost always landfilled.

Scum is the product that is skimmed from clarifiers. Primary scum consists of fats, oils, grease, and floating debris such as plastic and rubber products.

It can build up in piping, thereby restricting flow and increasing pumping costs, and can foul probes, flow elements, and other instruments in the waste stream. Secondary scum tends to be mostly floating activated sludge or biofilm, depending on the type of secondary treatment used. The quantity and moisture content of scum typically are not measured. It may be disposed of by pumping to sludge digesters, concentrating, and then incinerating with other residuals, or drying and then landfilling.

  1. Sludge Processing

The purpose of primary and secondary treatment is to remove as much organic solids from the liquid as possible while concentrating solids in a much smaller volume for ease of handling and disposal. Primary sludge has a typical solids content of 4 – 6%. Sludge processing reduces the solids content of this sludge through biological processes and removes more of the liquid content of it prior to disposal.

The overall sludge processing investment cost at the typical wastewater treatment plant is about one-third of the total investment in the treatment plant. However, based on the individual wastewater treatment plant’s processing system, operating expenses in sludge processing typically amount to even a larger portion of the total plant operating costs. To reduce plant operating costs, it is essential to have a properly designed and efficiently operated sludge processing stage.

The design options for each process will be dependent on the type, size, and location of the wastewater treatment plant, and the solid disposal options available. The design must be able to handle the amount of sludge produced and converted economically to a product that is environmentally acceptable for disposal.

As with water processing, sludge process methods will be determined by the specific constraints and requirements of the individual wastewater treatment plant. Our schematic

covers the general processing steps found in a typical plant.

There will be many plant-to-plant variations that are not illustrated in our article highlights the processes of a typical wastewater treatment plant. The bottom half illustrates the Sludge Processing flowchart.

The typical sludge processing steps include:

  • Sludge Thickening
  • Sludge Conditioning
  • Dewatering
  • Disposal

 

Sludge Thickening

To optimize the sludge conditioning stage, it is important to maximize the solids content of the materials decanted from the water processing stages. The waste activated sludge, scum, and primary sludge can be thickened to reduce the liquid content prior to sludge conditioning. Due to the varying physical nature and liquid content of these materials, facilities may use different thickening processes and equipment for these three materials. In some cases, the primary sludge may not even be thickened and will be pumped directly to

sludge conditioning.

The intent is to optimize the downstream processing capabilities.

The four most common thickening methods include gravity settling, gravity belt thickening, dissolved air flotation, and centrifuge thickening.

The recovered liquid or supernatant from thickening is pumped back into the aeration tank or to the beginning of the water processing stage and is reprocessed.


Sludge Conditioning

Sludge conditioning is a key stage in the reduction of solids prior to disposal. Based on the size and location of the facility five common methods are typically utilized; chemical

treatment, anaerobic digestion stabilization, aerobic digestion stabilization, lagoon storage, and heat treatment.

Many facilities will have some type of aerobic or anaerobic digestion stage prior to dewatering. The purpose of sludge digestion is to convert bulky odorous sludge into a relatively inert material that can be rapidly dewatered without obnoxious odors.

Thickened waste activated sludge, scum, and primary sludge are pumped into the digester. In anaerobic digestion, the digester uses the naturally occurring anaerobic microorganisms

to break down organic materials into methane and carbon dioxide gases. The sludge is heated to 37°C (100°F) and agitated continuously in the digester to improve the rate of digestion.

There are two different anaerobic processes, single stage and two-stage. Single stage digesters utilize one digester (tank) to digest the sludge, capture methane gas and store the sludge until it is transferred to the dewatering process

Two-stage anaerobic digestion uses a primary and secondary digester. The primary digester is heated and utilizes mixers to completely agitate the sludge, which maximizes sludge digestion. The secondary digester is not agitated and is utilized for gravity thickening and storage of the digested sludge. The secondary digester typically incorporates a floating

gas dome for methane gas collection and supernatant is pumped out to increase solids content.

Anaerobic digestion is a biological process that breaks down a significant amount of organic solids in the sludge and produces methane gas that is utilized as a fuel for the plant.

Consequently, the volume of final sludge is greatly reduced, which in turn reduces the cost for sludge disposal.

The process also reduces the level of pathogenic microorganisms enabling digested sludge to be classified as biosolids that can be utilized as a soil conditioner or fertilizer.

Sludge can also be stabilized by long-term aeration that biologically destroys volatile solids. An aerobic digester is normally operated by continuously feeding raw sludge with intermittent supernatant and digested sludge withdrawals.

The digested sludge is continuously aerated during filling and for the specified digestion period after the tank is full.

Aeration is then discontinued to allow the stabilized solids to settle by gravity. Supernatant is decanted and returned to the head of the treatment plant, and a portion of the gravity thickened sludge is removed for dewatering.

The next step for the stabilized sludge is dewatering.

 

Dewatering

Dewatering is the final stage prior to sludge disposal. The goal is to economically remove as much liquid as possible from the sludge or digested sludge prior to disposal. The most common method of dewatering utilizes a belt filter press. The belt filter press has two continuous porous belts that pass over a series of rollers to squeeze water out of the sludge that is compressed between the two belts. Polymers are typically added to the process to enhance dewatering capabilities. Centrifuges are also used for dewatering, typically, in larger wastewater treatment plants.

Any supernatant that is removed in the dewatering process is returned to the beginning of the treatment plant for reprocessing.

Disposal

Digested sludge that is processed into biosolids can be used to spread on farmland as a soil conditioner or can be further processed as fertilizer. It can also be disposed as landfill.

Sludge can also be incinerated and the remaining ash is disposed as landfill. Economics and environmental regulations will be the primary drivers in what disposal method an individual wastewater treatment plant uses.

  

By

Ahmed Ahmed Elserwy

Water & Environmental Consultant

Ain Shames University, Faculty of Science

 

References

METCALF & EDDY (1991). Wastewater engineering: treatment, disposal and reuse.

.

 

الحمأة الابتدائية والثانوية والثالثية الناتجة عن معالجة الصرف الصحي

1.مقدمة

إن الهدف الرئيسى من عملية معالجة مياه الصرف الصحى هو التخلص من أى مسببات تلوث المياه سواء كانت موادعضوية أو غيرها عالقة كانت أم ذائبة، ويتم ذلك عن طريق حجزها وإزالتها أو تحليلها إلى مواد وغازات غير ضارة إضافة إلى التخلص من الكائنات الحية الدقيقة الضارة والمسببة للأمراض.

وداخل محطات المعالجة تهدف العمليات الي فصل السوائل (المياه)  عن المواد الصلبة العالقة، وبعد المعالجة يتم التخلص من السيب النهائى بأحد الطرق المناسبة لظروف البيئة المحيطة بمواقع محطات معالجة الصرف الصحى. أما معالجة الحمأة (الرواسب الصلبة) العالقة مع المحتوى المائى والتى تتجمع بعد رسوبها فى أحواض ترسيب منفصلة، أو مع المواد الطافية (الخبث) فيتم التخلص منها مباشرة (بدون معالجة) أو بعد معالجتها. وبالتالى فإن الحمأة السائلة عبارة عن المواد العضوية العالقة التى ترسبت بأحواض الترسيب المختلفة ممزوجة بكمية كبيرة من المياه تختلف نسبتها باختلاف نوعية الصرف الصحى الخام وخصائصه وكذلك نظم معالجته، ومثالاً لذلك نجد أن نسبة المياه بالحمأة المنشطة حوالى ٩٨ %  بينما نسبتها بالحمأة العادية الراسبة بأحواض الترسيب الابتدائية حوالى 95%.

ويتضح من ذلك أن أقل كمية حمأة سائلة نحصل عليها هى الناتجة من أحواض الترسيب النهائى، والتى تعقب نظم المعالجة بالنمو الملتصق (المرشحات الزلطية) إذ تبلغ 0.75 متر مكعب لكل ١٠٠٠ متر مكعب من مياه الصرف الصحى الخام، بينما تكون أكبر كمية لها هى الناتجة من أحواض الترسيب النهائى التى تعقب نظم المعالجة بالاستنبات المعلق(بالحمأة المنشطة) إذ تبلغ كميتها حوالى ٢٠ متر مكعب لكل ١٠٠٠ متر مكعب من الصرف الصحى الخام، أى حوالى ٢٦ ضعفاً. لذا يجب تكثيفها قبل معالجتها أو التخلص منها، أو إعادة الزائد منها (الحمأة المنشطة) إلى أحواض الترسيب الابتدائية.

 

 

  1. تعريفات عامة

الحمأة:

المقصود بالحمأة هو المخلف المترسب الناتج من محطات معالجة الصرف الصحى. ويمكن استخدام هذه الحمأة كمخصب للتربة الزراعية بشرط مطابقتها للمعايير المعنية بذلك.

3.خصائص الحمأة

الحمأة الاولية التي تنتج عن ترسيب مياه الصرف الخام تختلف في خصائصها ومواصفاتها عن الحمأة الثانوية التي ترسبت في احواض الترسيب الثانوية ,ويمكن تقسيم انواع الحمأة لمصدر تولدها والمكان التي ترسبت فيه الي الانواع التالية:

الحمأة الأبتدائية Primary Sludge

هي المخلفات المترسبة من المعالجة الابتدائية بأحواض الترسيب الأبتدائي  ذات لون رمادي غامق يميل للاسود وهي خفيفة القوام كريهة الرائحة وتحتوي علي مواد عضوية ذائبة وعالقة وعلي العديد من الكائنات الممرضة مثل البكتريا Pathogens والفيروسات والطفيليات.

الحمأة الثانوية Secondary Sludge

هي المخلفات المترسبة من المعالجة الثانوية بأحواض الترسيب الثانوي وهي ذات لون بني خفيفة القوام تحتوي علي كتل بيولوجية والعديد من الكائنات الممرضة مثل البكتريا والفيروسات والطفيليات وتسمي ايضا الحمأة البيولوجية حيث انها نتجت بعد مراحل معالجة بيولوجية  .

الحمأة الأمنة  

هي الحمأة التي يمكن تداولها وأستخدامها بحيث لا تضر بالصحة العامة ولا بالبيئة , وامنة تماما للانسان والحيوان , وحتي تكون الحمأة امنة يجب ان يكون تركيز المعادن الثقيلة بها في الحدود الأمنة  المسموح بها , وان يتم خفض محتوي الكائنات الممرضة بها للحدود الأمنة  وذلك بمعالجتها وتثبيتها قبل تداولها .

4.مصادر الحمأة

تحتوى مياه الصرف الصحى على مواد صلبة عالقة وذائبة، والمواد العالقة قد تكون مواد عضوية أو غير عضوية بعضها قابل للترسيب يجرى التخلص منها فى أحواض ترسيب الرمال والترسيب الإبتدائى أما المواد الغير قابلة للترسيب والمواد العضوية الذائبة فيجرى التخلص منها فى مرحلة العلاج البيولوجى حيث يتم توفير بيئة هوائية تنمو فيها البكتيريا الهوائية التى تقوم بالتغذية على بعضها لبناء خلايا جديدة كما تقوم بتحليل وتكسير وأكسدة الجزء الآخر من المواد

العالقة الغير قابلة للترسيب والمواد الذائبة إلى مواد ثابتة غير عضوية للحصول على الطاقة اللازمة لهذه البكتيريا.

ثم يجرى ترسيب الخلايا البكتيريا المتزايدة العدد لوفرة الغذاء والمواد العالقة التى لم يتم تمثيلها فى أحواض الترسيب الثانوى، يتم إعادة جزء من هذه البكتيريا النشطة والمترسبة فى أحواض الترسيب الثانوية إلى عملية العلاج البيولوجى للمساهمة فى مزيد من تمثيل المواد الغذائية العالقة والذائبة بمياه الصرف الصحى، أما الجزء الثانى فيجرى التخلص منه مع المواد الراسبة فى أحواض الترسيب الابتدائى وتسمى المواد العالقة التى يتم ترسيبها فى أحواض الترسيب الابتدائى بالحمأة الابتدائية، أما المواد العالقة التى يتم ترسيبها فى أحواض الترسيب الثانوي فتسمى بالحمأة الثانوية ويتم توجيه الحمأة الابتدائية وجزء من الحمأة الثانوية التى لا يتم إعادتها لأحواض تجفيف هوائية حيث يجرى نشر الحمأة لتجفيفها بواسطة الهواء الجوى وبعد تمام الجفاف يتم تشوين هذه الحمأة والتخلص منها بالبيع أو بالدفن فى مقالب معدة لذلك.

وكمية الحماة المنتجة بصورة مباشرة تعتمد علي كمية المواد العالقة في ماء الصرف ( والتي سيتم ترسيبها كرواسب صلبة ) , كما تعتمد علي كمية المواد الكيميائية المستخدمة. في المعالجة البيولوجية لمياه الصرف , فجزء كبير من المواد الذائبة يتم تمثيلها بواسطة المجتمعات الميكروبية وتستخدم في بناء المواد والمكونات الحية لللخلايا الجديدة كما ذكرنا.

وينتج عن معالجة مياه الصرف الصحي كميات من الرواسب الصلبة (الحمأة) تختلف بطبيعة العمليات وطريقة ترسيب الرواسب الصلبة .

5.الحمأة الابتدائية

تسمى المواد التى ترسب فى قاع أحواض الترسيب الابتدائية بالحماة الابتدائية، ويتم إزالتها دوريا بواسطة كاسحات الحمأة خارج أحواض الترسيب ثم ضخها بواسطة طلمبات إلى أحواض التركيز.

ونظراً لأن كفاءة المرحلة الابتدائية هى إزالة حوالى ٦٠-  ٧٠ % من المواد الغير عضوية , بالإضافة إلى ٣٠ – ٣٥ % من المواد العضوية، لذلك تتميز  الحمأة الابتدائية باحتوائها على مركبات خشنة غير عضوية أكثر من العضوية ويسهل نزع المياه منها عند تجفيفها.

وتختلف كمية وحجم الحمأة الابتدائية طبقا لإختلاف:

  • حجم المياه المعالجة.
  • تركيز المواد العالقة فى المياه الداخلة إلى أحواض الترسيب.
  • كفاءة تشغيل أحواض الترسيب.

ولعملية الترسيب الابتدائي أهمية كبرى حيث أن كفاءة مرحلة الترسيب الابتدائى فى إزالة نسبة كبيرة من المواد العالقة القابلة للترسيب تؤدى إلى نجاح المراحل التى تليها وهى عملية العلاج البيولوجى والترسيب الثانوى وذلك لتخفيف الحمل العضوي الذي تتلقاه هذه العملية.

ونظرا لطبيعة مياه الصرف الصحى والتى تتكون من مجموعة من المواد متفاوتة الصفات، فإن عملية الترسيب الإبتدائى تصبح هى الأخرى عملية معقدة وتتفاوت كفاءة الترسيب بإختلاف عوامل كثيرة متعددة مثل:

١. تصميم حوض الترسيب.

٢. مدة بقاء أو حجز المياه داخل هذا الحوض.

٣. الفرق فى الكثافة بين المواد العالقة الصلبة والسائل الحامل لهذه العوالق.

٤. زيادة حجم المادة العالقة أثناء عملية الترسيب.

5.التيارات الدوامية التى تخالف المسار الطبيعى لتيار المياه داخل الحوض.

6.سلوك بعض المواد العالقة مسار قصير (Short Circuiting) لعدم تساوى   مستوى منسوب الهدار.

٧. الاضطراب Turbulence للمياه وتأثير الرياح السائدة.

6.الحمأة الثانوية

تسمى المواد التى ترسب فى قاع أحواض الترسيب الثانوية بالحمأة المنشطة،  فى عمليات المعالجة (بالنمو المعلق)  ويتم إزالة الكمية الزائدة عن إحتياج الحمأة المعادة إلى خارج أحواض الترسيب الثانوية، وتتكون الحمأة المنشطة من الكائنات الحية الدقيقة التى استخدمت فى علمية المعالجة البيولوجية، ومعنى هذا أن أغلب مكوناتها هى مواد عضوية قابلة للتحلل وهى مواد أخف فى الوزن وأقل فى الخشونة عن الحمأة الابتدائية وتحتوى على كمية عالية من الرطوبة وليس من السهل تجفيفها بدون تركيزها ومعالجتها بيولوجيا.

وتختلف كمية الحمأة الثانوية الناتجة طبقاً ما يلى:

  • كمية المياه الداخلة إلى المرحلة الثانوية.
  • تركيز المواد العضوية فى المياه الداخلة لأحواض التهوية.
  • كفاءة عملية المعالجة فى المرحلة الثانوية.
  • درجة التركيز وأنواع الكائنات الحية الدقيقة التى تنمو فى أحواض التهوية.

وتختلف طريقة حساب حجم الحمأة المنشطة الناتجة عن طريقة حساب حجم الحمأة الابتدائية حيث يتوقف حجم الحمأة الثانوية على معدل نمو الكائنات الحية الذى يعتمد على عوامل كثيرة مختلفة مثل:

  • درجة الحرارة .
  • أنواع المواد التى تتغذى عليها الكائنات الحية.
  • كمية الأكسجين الذائبة ومدة المكوث فى أحواض التهوية.

ولكن يمكن تقدير هذه الكمية بطريقة سهلة إذا علمنا بأن الخبرة العلمية قد أظهرت أن كل كيلوجرام يزال من المواد العضوية الذائبة (الحيوية)  ينتج ما بين 0.3-0.7 كيلوجرام من الحمأة الثانوية.

  1. الحمأة الثالثية

تنتج الحمأة الثالثية من عمليات المعالجة الثلاثية لمياه الصرف , فعلي سبيل المثال اذا كانت محطة المعالجة تحتوي علي وحدة لمعالجة الفسفور كيميائيا كمعالجة ثلاثية بغد المعالجة الثانوية التقليدية بالحمأة المنشطة فان الرواسب الصلبة الناتجة عن ترسيب الفسفور كيميائيا تعد حمأة ثالثية تحتاج للمعالجة والتخلص الامن منها .

بقلم

أحــمــد السـروي

إستشاري معالجة المياه والبيئة

 

 

المصادر والمراجع

  1. دليل المتدرب ,البرنامج التدريبي لمشغلي محطات معالجة مياه الصرف الصحي المستوي د , برنامج اعتماد مشغلى مرافق مياه الشرب والصرف الصحى , الوكالة الأمريكية للتنمية الدولية, 2012.
  2. احمد السروي , عمليات المعالجة البيولوجية لمياه الصرف الصحي , موسوعة معالجة الصرف الصحي, دار الكتب العلمية , 2017 .
  3. احمد السروي , عمليات معالجة حمأة الصرف الصحي , موسوعة معالجة الصرف الصحي, دار الكتب العلمية , 2018 .

أسس التحكم فى المعالجات البيولوجية بالحمأة النشطة لمياه  الصرف

 

1.مقدمة

تعتمد المعالجة البيولوجية لمياه الصرف الصحي علي التحكم في العوامل المؤثرة علي تلك المعالجة وتوفير افضل الظروف للكائنات الحية الدقيقة للقيام بعملها في تكسير الملوثات العضوية القابلة للتحلل البيولوجي , فمثلا المعالجة بالحمأة المنشطة وهي احدي طرق المعالجة البيولوجية الهوائية لمياه الصرف بالنمو العالق تعتمد علي البكتيريا الهوائية في تكسير الاكسجين الحيوي المطلوب BOD ( المواد العضوية القابلة للتحلل البيولوجي ) ومن ثم فتوفير بيئة مناسبة لهذه البكتيريا والتحكم في التقاعلات الكيماحيوية داخل حوض التهوية هي من اسس التحكم في المنظومة البيولوجية للمعالجة ككل للحصول علي افضل كفاءة لازالة الملوثات في مياه الصرف.

  1. التحكم فى كفاءة العملية البيولوجية

للتحكم فى كفاءة العملية البيولوجية نظام المعالجة بالحمأة المنشطة الراجعة ، يجب مراعاة الأسس الآتية:

– كمية الأكسجين المذاب وكفاءة عمملية تقليب السائل المخلوط.

-نسبة المواد العضوية (F) إلى كمية الكائنات الحية (M) .

-عمر الحمأة.

-معدل الترسيب ومعامل حجم الحمأة

أ-  كمية الأكسجين الذائب وكفاءة عملية تقليب السائل المخلوط

تعتمد عملية المعالجة بالحمأة المنشطة على البكتريا والكائنات الحية الهوائية  التى يلزم لحياتها توفر الأكسجين المذاب. ولكى تضمن استمرار العملية بكفاءة يجب الاحتفاظ بمقدار 2.5 مليجرام  /لتر أكسجين ذائب فى محتويات حوض التهوية وحوالى ثلث مليجرام  /لتر  فى الحمأة  المعادة من المروق الثانوى إلى أحواض التهوية. كما يجب قراءة الاكسجين الذائب في الاماكن الصحيحة المناسبة في حوض التهوية قراءة صحيحى دقيقة.

هذا بالإضافة إلى ضرورة مراعاة  أن التهوية تعمل على التقليب الكامل لمحتويات أحواض التهوية فانسداد ناشرات الهواء فى بعض الأماكن أو تعطُل المحركات الميكانيكية تقلل من عمملية الخلط وبذلك تنخفض قدرة الحمأة المنشطة على استهلاك المواد العضوية والتجمع مع بعضها.

ب- نسبة المواد العضوية (F) إلى كمية الكائنات الحية (M) .

تتغذى الكائنات الحية على المواد العضوية فإذا توفرت كمية المواد العضوية يزداد تكاثر ونمو وحركة الكائنات الحية، وبالتالى تزداد الحاجة إلى الأكسجين اللازم لحياتها، وبالعكس إذا انخفضت كمية المواد العضوية يموت كثير من الكائنات الحية.

ونظرا  لأن معدل نمو البكتريا الحية يتوقف على كمية المواد العضوية المتوفرة فلذلك يلزم الاحتفاظ بكمية من المواد العضوية متناسبة مع كمية الكائنات الحية اللازمة لاستهلاكها، ويتم حساب هذه النسبة من المعادلة التالية:

المواد العضوية (F) / الكائنات الحية (M)= وزن المواد العضوية بالكيلوجرام   / وزن الكائنات الحية بالكيلوجرام  .

ونظراً لأن هذه النسبة هى التى تتحكم فى معدل النمو المطلوب فلذلك يجب حفظها فى الحدود التى تضمن كفاءة التشغيل وهى حوالى 0.15 إلى 0.45 وذلك فى المحطات التى تعمل بطريقة الحمأة المنشطة التقليدية.

 

ولذلك يجب على العاملين الانتظام فى حساب هذه النسبة، واذا كانت هذه النسبة عالية فهذا يدل على أن كمية التغذية متوفرة وبالتالى يرتفع استهلاك الأكسجين المذاب، وتكون هذه النسبة فى انخفاض لأن ذلك يدل على نقص فى كمية المواد العضوية، ثم يبدأ الجوع الذى يقتل كمية من  الكائنات الحية وينخفض معدل استهلاك الأكسجين وتقل حركة ونشاط الكائنات الحية الموجودة.

ج- عمر الحمأة

عمندما تكون الكائنات الحية حديثة التكوين فهى بذلك تكون كالأطفال صغار السن تأكل جيداً وتتميز بخفة الوزن وكثرة الحركة، لذلك يصعب ترسيبها.

بعكس ما إذا كانت الكائنات الحية باقية لمدة طويلة فى أحواض التهوية وتصبح فى حالة الكهولة فيقل استهلاكها للغذاء وتقل حركتها فلا تقدر على تكوين مجمومات وترسب بسرعة زائدة عن المطلوب.

والمطلوب لاستمرار كفاءة عملية التنقية الاحتفاظ بأكبر عدد من الكائنات الحية فى طور الشباب )عمر من 3 إلى 5 أيام(  فى حالة محطات الحمأة  المنشطة بالطريقة التقليدية. أما فى حالة استخدام طريقة التهوية الممتدة فيكون عمر الكائنات الحية من 20 إلى 30 يوم، حيث تتوافر فى هذا العمر جميع الشروط من حيث الاستهلاك الجيد للمواد العضوية كتغذية وزيادة فى الوزن والحركة البسيطة عند الترسيب، والتى تسمح باستخدامها كمرشح فى المروق الثانوى، فعندما تكون درجة الرسوب إلى القاع بطيئة يمكن لهذه المجموعات أن تلتقط معها ما يتبقى من المواد العالقة وهذا ما يجعل كفاءة التنقية تصل إلى أكثر من90 %

ولحساب عممر الحمأة نستخدم المعادلة التالية:

عمر الحمأة = وزن المواد العالقة فى حوض التهوية )كجم( / وزن المواد العالقة الخارجة من المروقات الابتدائية )كجم/ يوم(.

 

 

 

د. معامل حجم الحمأة

إذا أخذنا عمينة من السائل المخلوط من أحواض التهوية ووضعناها فى مخبار مدرج إلى علامة اللتر، تبدأ الرواسب فى النزول إلى أسفل وبعد 30 دقيقة من الزمن نلاحظ أن حجم ما ترسب فى قاع المخبار يختلف باختلاف العينات.

فمنها مثلا ما يصل حجمه إلى 500 مللى لتر وأخرى 250 مللى لتر، وغيرها تصل إلى 100 مللى لتر مثلا، ويدل ذلك على أن معدل الترسيب فى مدة 30  دقيقة يختلف باختلاف تكوين الحمأة.

ولشرح نتائج هذه التجربة نجد أن معدل الترسيب البطىء ) 500 مللى لتر مثلا ( بعد 30 دقيقة يدل على أن الحمأة أخف وزناً مما أعطى ترسيب 350 مللى لتر، والتجربة التى أعطت 100مللى لتر بعد 30 دقيقة تعتبر أثقلهم فى الوزن. بمعنى أن الحمأة الخفيفة تدل على أنها حديثة التكوين )صغيرة السن( والثقيلة التى ترسب بسرعة تكون كبيرة السن. ولكى نتمكن من التحكم فى معدل الترسيب يجب أن نحسب معدل حجم الحمأة الذى يمكن حسابه من المعادلة التالية وتسمى (SVI) :

معدل حجم الحمأة (SVI)= حجم الحمأة المترسبة بعد 30 دقيقة بالمللى لتر / تركيز المواد العالقة فى نفس العينة )مجم/لتر(

 

 

 

 

 

 

ويبين الشكل التالي بعض العوامل المؤثرة والمتحكمة في كفاءة المعالجة البيولوجية لمياه الصرف بالحمأة المنشطة.

أحمد أحمد السروي

إستشاري معالجة المياه والدراسات البيئية

المراجع العلمية

  • احمد السروي, المراقبة والتحكم في عمليات المعالجة البيولوجية , دار الكتب العلمية 2106.
  • أسس التحكم فى المعالجات البيولوجية باستخدام نتائج التحاليل الكيميائية, الدورة التدريبية عمن: خطوات العمل القياسية للتحاليل المعملية لمياه الصرف الصحى, كوفى – كيمونكس مصر, 2008.

Operational Variables affect Sludge Thickening by Centrifugation

Thickening [1]

                 Thickening of sludge is a process to increase its solids concentration and to decrease its volume by removing some of the free water. The resulting material is still fluid. Thickening is employed prior to subsequent sludge-processing steps, such as digestion and dewatering, to reduce the volumetric loading and increase the efficiency of subsequent processes.

                 The most commonly used thickening processes are gravity thickening, dissolved air floatation thickening, gravity belt thickening, and rotary drum thickening. Table 1 presents a comparison of these thickening processes.

              Selection of a particular thickening process sometimes depends on the size of the wastewater treatment plant and the downstream train chosen. The main design variables of any thickening process are:

  • Solids concentration and flow rate of the feed stream
  • Chemical demand and cost if chemicals are used for conditioning
  • Suspended and dissolved solids concentrations and flow rate of the clarified stream
  • Solids concentration and flow rate of the thickened sludge.

Table 1 Comparison of Thickening Methods [1]

Method Advantages Disadvantages
Gravity thickening

 

Least operation skill required Large space required
Low operating costs Odor potential
Minimum power consumption Erratic and poor solids concentration (2 to 3%) for WAS
Ideal for small treatment plants Floating solids
Good for rapidly settling sludge such as WAS and chemical  
Conditioning chemicals typically not required
Dissolved air flotation thickening Provides better solids concentration (3.5 to 5%) for WAS than that of gravity thickening Operating costs higher than for a gravity thickener
Require less space than a gravity  thickener Relatively high power consump
Will work without chemicals or with low dosages of chemicals Moderate operator attention requir
Relatively simple equipment components Odor potential
  Larger space requirements compared to other mechanical methods
  Has very little storage capacity compared to a gravity thickener
  Not very efficient for primary sludge
  Requires polymer conditioning for higher solids capture or increased loading
Centrifugal

thickening

Effective for thickening WAS to 4 to 6% solids concentration High capital cost
Control capability for process performance High power consumption
Least odor potential and housekeeping requirements because of contained process Requires moderate operator attention
Less space required Sophisticated maintenance requirements
  Requires polymer conditioning for higher solids capture
Gravity belt thickening Effective for thickening WAS to 0.4 to 6% solids concentration Polymer dependent
Control capability for process performance Housekeeping requirements
High solids capture efficiency Odor potential
Relatively low capital cost Moderate operator attention required
Relatively low power consumption Building commonly required
Rotary drum thickening Effective for thickening WAS to 0.4 to 6% solids concentration Polymer dependent and sensitive to polymer type
Less space required Housekeeping requirements
Low power consumption Odor potential
  Moderate operator attention required
  Building commonly required

Centrifugal Thickening

             Centrifugal thickening is the acceleration of sedimentation through the use of centrifugal force. In a gravity thickener, solids settle by gravity. In a centrifuge, force 500 to 3000 times of gravity is applied; therefore, a centrifuge acts as a highly effective gravity thickener. [2]  

              Centrifuges are commonly used for thickening WAS. Primary sludge is seldom thickened by centrifuges because it commonly contains abrasive material that is detrimental to a centrifuge. In addition to being very effective for thickening WAS, centrifuges have the additional advantages of less space requirement and the least odor potential and housekeeping requirements because of the contained process. However, capital cost and maintenance and power costs can be substantial. Therefore, the process is usually limited to

large treatment plants.

                There are basically three types of centrifuges: disk nozzle, imperforate basket, and solid bowl. Figure 1 shows schematics of all three types of centrifuges. Disk nozzle centrifuges require extensive prescreening and degritting of feed sludge. They can be used on sludges with particle sizes of 400 m or less. Imperforate basket centrifuges can be used for batch operation only and not continuous feed and discharge. They suffer from high bearing wear and require significant maintenance. For these reasons, disk nozzles and imperforate basket centrifuges are being replaced by solid bowl centrifuges.

Solid bowl centrifuges (often referred to as continuous decanter scroll or helical screw conveyor centrifuges) are made in two basic configurations:

  Countercurrent and concurrent. The primary differences between the two are the configuration of the conveyor (scroll) toward the liquid discharge end of the machine, and the location and confi guration of the solids discharge port.

Sludge feed enters the bowl through a concentric tube at one end of the centrifuge.

The liquid depth in the centrifuge is determined by the discharge weir elevation relative to the bowl wall. The weir is typically adjustable. As the sludge particles are exposed to the gravitational field, they start to settle out on the inner surface of the rotating bowl. The lighter liquid (centrate) pools above the sludge layer and flows toward the centrate outlet ports located at the larger end of the machine. The settled sludge particles on the inner surface of the bowl are transported by the rotating conveyor (scroll) toward the opposite end (conical section) of the bowl. The main difference between a thickening and a dewatering centrifuge is in the construction of the conveyor and the conical part of the bowl. The slope of the conical part is less in a thickening centrifuge.

                Performance of a centrifuge is measured by the thickened sludge concentration (sludge cake concentration for a dewatering centrifuge) and the solids recovery (often called solids capture). [3]  

 

Operational variables [4]  

Operational variables that affect thickening include:

  • Feed flow rate
  • Feed sludge characteristics, such as particle size and shape, particle density, temperature, and sludge volume index
  • Rotational speed of the bowl
  • Differential speed of the conveyor relative to the bowl
  • Depth of the liquid pool in the bowl
  • Polymer conditioning, needed to improve performance

One of most important operational parameters of centrifuges is the factor of separation F, which demonstrates how centrifugal forces are stronger than sedimentation forces by the following equation:

F=a/g  , a=wr   or  F=r (n/g)

Where:

F =separation factor

a  =speed of centrifugal force, m/s2

g = speed of sedimentation force, m/ s2

w = angle speed of bowl (rotor), min−1

r = inside radius of bowl, m

n = speed of bowl (rotor) rotation, min−1

 

         Increasing the speed of bowl (rotor) rotation allows an increase in the factor of separation. However, the high bowl rotation speed can decrease the sludge particle sizes, increase the polymer demand, and decrease the effectiveness of flocculation. Therefore, centrifuges typically operate at speeds between 1500 and 2500 rpm, with the factor of separation between 600 and 1600. At the lower values of factor of separation, thickened sludge concentration and solids recovery values are lower.

By

Ahmed Ahmed Elserwy

Water & Environmental Consultant

Technical Manager Louts for Water Treatment

 

References

[1]   Wastewater sludge processing / Izrail S. Turovskiy, P. K. Mathai, John Wiley & Sons, Inc., Hoboken, New Jersey,2006, p 81.

[2]     L. K. Wang, Y. T. Hung, and N. S. Shammas (eds.), Physicochemical Treatment Processes. Humana Press, Totowa, NJ (2005) ,p 684.

[3]   Metcalf & Eddy, Tchobanoglous, G., Burton, F. L., Stensel, H. D. “Wastewater engineering: treatment and reuse/Metcalf & Eddy, Inc.”, Tata McGraw-Hill, 2003.

[4]   Wastewater sludge processing / Izrail S. Turovskiy, P. K. Mathai, John Wiley & Sons, Inc., Hoboken, New Jersey,2006, p 96.