Introduction aux méthodes de traitement des eaux usées industrielles

La variété des produits chimiques et des matériaux produits dans les usines industrielles du monde entier crée divers problèmes de traitement des eaux usées. Les flux de déchets peuvent contenir un certain nombre de composés problématiques et/ou toxiques qui doivent être éliminés avant le rejet. Certaines des méthodes de traitement potentielles sont semblables à celles que nous avons examinées pour le traitement de l’eau d’appoint, par exemple, la clarification/la filtration du média, tandis que d’autres technologies ont récemment émergé en remplacement des méthodes plus anciennes et moins efficaces. 

Certains flux d’eaux usées, comme la purge de la tour de refroidissement, peuvent être déversés directement dans un plan d’eau de réception, à condition que la décharge respecte les réglementations environnementales fondamentales. Inversement, les propriétés physiques et la chimie de la source d’eau de réception peuvent grandement influencer les exigences de rejet, ce qui peut à son tour nécessiter un niveau élevé de traitement dans une usine d’eaux usées sur place. Ce chapitre examine les problèmes émergents liés aux eaux usées et décrit les techniques modernes pour le traitement des eaux usées industrielles.  

Table des matières

Introduction
Un aperçu des principales impuretés des eaux usées
Traitement primaire des eaux usées
Deuxième phase du traitement primaire
Méthodes de traitement des métaux lourds
Élimination du sélénium
Traitement secondaire des eaux usées
Traitement des eaux usées tertiaires
Zéro décharge liquide
Conclusion
Annexe 8-1

Un aperçu des principales impuretés des eaux usées

Cette section passe brièvement en revue les principales impuretés qui peuvent être présentes dans les flux d’eaux usées. La discussion sert de précurseur pour l’examen suivant des techniques de traitement. 

Lorsque les lignes directrices sur les rejets ont commencé à émerger avec l’adoption de la Clean Water Act (1972) et l’élaboration de la réglementation du National Pollutant Discharge Elimination System (NPDES), l’une des premières cibles réglementaires était l’effluent d’eau de refroidissement des centrales électriques. Les quatre paramètres principaux étaient les solides en suspension, l’huile et la graisse, le pH et le biocide oxydant résiduel. De nombreux autres contaminants ont fait l’objet d’un examen réglementaire depuis, et ces données peuvent être trouvées dans la référence 1. Les sections suivantes fournissent un aperçu général des impuretés des eaux usées comme base pour la discussion sur la méthode de traitement. 

Matières solides en suspension

Les matières particulaires entraînées dans l’eau sont connues sous le nom de solides en suspension; le terme de rapport analytique est le total des solides en suspension (STS). Le contrôle des matières solides en suspension est important pour minimiser les accumulations de boues à la décharge de l’usine et pour empêcher les matières toxiques entraînées d’être déchargées avec les matières solides. Le TSS peut être une exigence de déclaration et il s’agit d’une méthode pour évaluer la performance des systèmes de coagulation chimique/floculation, des systèmes de filtration et des systèmes de traitement des boues activées.

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Huile et graisse

L’huile et la graisse font référence aux graisses, huiles, cires et autres matériaux connexes présents dans les eaux usées. L’analyse de l’huile et de la graisse (O&G) identifie ces encrassements qui peuvent être présents dans les rejets d’eaux usées. La réduction de l’huile et de la graisse est souvent nécessaire en amont des systèmes de traitement des eaux usées biologiques, car un O&G excessif peut encrasser l’équipement et réduire l’efficacité d’absorption d’oxygène des micro-organismes de boue activés.  

Plus loin, les sections de ce chapitre abordent les techniques d’écrémage de l’huile et de flottation à l’air dissous (FAD) pour l’élimination de l’huile et du gaz naturel.

pH

De nombreux flux d’eaux usées contiennent des composés acides ou alcalins (de base). Celles-ci peuvent sérieusement nuire aux organismes aquatiques. Une plage de pH de décharge NPDES commune est de 6,0 à 9,0. (Certaines lignes directrices locales ou régionales peuvent avoir une fourchette légèrement différente.)

Biocides résiduels

Le chapitre 7 a fourni des détails sur l’alimentation en biocide oxydant et non oxydant pour le contrôle de l’encrassement microbiologique du système de refroidissement. La réduction des concentrations résiduelles de biocide à la décharge de l’usine peut être nécessaire pour certains systèmes d’eaux usées.

Carbone organique

Dans les raffineries, les usines pétrochimiques et les installations connexes, les produits chimiques organiques apparaissent souvent dans les flux d’eaux usées. Ces composés peuvent aller de petites molécules à de grandes chaînes, et certains peuvent être directement toxiques pour les créatures aquatiques, les animaux et les humains. De plus, les matières organiques et les O&G (et les nutriments tels que l’azote et le phosphore) influencent directement la demande biochimique en oxygène (DBO) et la demande chimique en oxygène (DCO) des eaux de réception.

Le test BOD₅ mesure les charges de polluants organiques dans les eaux usées. Selon la référence 2, la DBO « est généralement mesurée en déterminant la quantité d’oxygène utilisée par les organismes aquatiques appropriés pendant une période de cinq jours tout en décomposant les polluants organiques ». Les essais BOD sont généralement requis pour les effluents d’eaux usées industrielles et municipales. De nombreuses usines industrielles n’ont pas le personnel ou l’équipement formé pour effectuer des analyses BOD₅ et doivent soumettre des échantillons à un laboratoire certifié.

Le test COD utilise un puissant oxydant chimique, le dichromate de potassium, pour oxyder la matière organique de tous types. En général, les analyses de COD produisent une lecture plus élevée que les résultats de BOD, car plus de composés sont chimiquement oxydés que biologiquement oxydés. Les analyses de COD peuvent être effectuées en deux à trois heures et sont un paramètre important pour surveiller la performance du traitement des eaux usées. Des entreprises telles que Hach , CHEMetrics et Cole Parmer offrent de l’équipement d’analyse pour effectuer des analyses d’échantillons COD sur place. 

Espèce azote et phosphore 

Les espèces d’azote (principalement l’ammoniac et le nitrite/nitrate) et le phosphore (sous forme de phosphates) fournissent des nutriments primaires aux microorganismes et créent une demande en oxygène sur le flux récepteur s’ils sont directement déversés dans les plans d’eau récepteur. Les fleurs d’algues toxiques sont devenues un problème majeur dans de nombreuses régions du pays et sont fortement corrélées aux décharges nutritives dans les eaux de réception. Les sources non ponctuelles (ruissellement agricole, etc.) fournissent une partie importante des nutriments finalement déversés dans les eaux de réception, bien qu’il soit assez difficile de les mesurer et de les gérer. Les sources ponctuelles (installations industrielles, travaux de traitement publics, etc.) sont généralement plus faciles à surveiller pour l’azote et le phosphore, et sont donc plus facilement réglementées. 

Inversement, l’ammoniac et le phosphore sont des nutriments nécessaires au traitement des eaux usées de boues activées, et l’alimentation directe de ces nutriments peut être nécessaire pour maintenir le rapport BOD :N :P optimal et assurer un fonctionnement fiable.

Des tests analytiques simples sont disponibles pour mesurer ces composés. 

Métaux 

Au cours des dernières décennies, les rejets de métaux lourds ont fait l’objet d’une surveillance accrue de la part de l’EPA, des travaux de traitement publics (POTW) et des organismes de réglementation d’État en raison de la toxicité matérielle à extrême de certains éléments; le mercure est le plus connu. Les limites de décharge pour de nombreux métaux sont dans une plage de microgrammes par litre (μg/L, équivalent à parties par milliard), ou même nanogrammes par litre (ng/L, équivalent à parties par billion) pour le mercure. 

Les industries les plus responsables des rejets de métaux comprennent : 

• Fabricants de métaux (acier, aluminium, cuivre, etc.)
• Installations de placage 
• Centrales électriques au charbon 
• Raffineries 
• Incinérateurs 
• Mines 

Les métaux et les métalloïdes les plus courants qui peuvent pénétrer dans les flux d’eaux usées, selon le ou les processus industriels, sont :

Tableau 1-1. Transition commune et métaux lourds dans les cours d’eau usées

Les éléments peuvent exister à la fois dans des états dissous et des particules, avec des précipitations comme processus d’élimination commun. Cette chimie est décrite dans une section ultérieure. Maintenant, nous examinerons les méthodes de traitement primaires typiques pour les solides en suspension et l’élimination des O&G.

SURVEILLANCE DES MÉTAUX ET DU TOC DE DÉCHARGE D’USINES INDUSTRIELLES.

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Traitement primaire des eaux usées

Les méthodes optimales de traitement des eaux usées varieront en fonction des impuretés dans un flux d’eaux usées. Cependant, un traitement primaire est nécessaire pour éliminer les solides et O&G pour de nombreuses applications. Ces étapes abaissent souvent la TOC, la DBO et la DCO dans une certaine mesure. Un schéma de traitement courant est présenté ci-dessous.

Figure 8.1. Un schéma commun de prétraitement des eaux usées.

Dans certaines applications, les flux de déchets peuvent passer par une étape de filtrage préliminaire (filtres rotatifs, tamis à barre, etc.) pour l’élimination de contaminants importants avant le traitement en aval. Cette étape est plus courante pour l’appoint en eau brute, où l’affluent peut avoir des bûches, des déchets et d’autres débris importants.

La figure 8.1 illustre un bassin de décantation rectangulaire avec plusieurs chambres. La capacité de ces unités à éliminer les particules est déterminée par la loi de Stokes. Les solides en suspension plus lourds comme le sable et le grain se déposent facilement sous l’influence de la gravité, mais les particules plus petites peuvent rester en suspension pendant de longues périodes. Par conséquent, un clarificateur primaire peut être nécessaire pour l’élimination des solides supplémentaires. Un bref examen des principes fondamentaux de la clarification suit. 

Figure 8.2. Un clarificateur d’eaux usées primaire.

Dans cette conception particulière, l’injection de coagulant dans l’affluent du clarificateur neutralise les charges négatives typiques sur les solides en suspension. Cette eau pénètre dans le corps principal du clarificateur, où les solides flottés se déposent. Une purge périodique des boues est nécessaire pour éliminer les solides accumulés.

De nombreuses eaux usées contiennent une certaine quantité d’O&G qui peut encrasser l’équipement en aval. Plusieurs techniques bien établies sont disponibles pour réduire les concentrations d’O&G.

Élimination de l’huile et de la graisse 

Souvent, beaucoup d’O&G flotte librement. Des processus simples sont disponibles pour retirer ce matériau, y compris les séparateurs de l’industrie pétrolière américaine (API), les intercepteurs de plaques parallèles (PPI) et les intercepteurs de plaques ondulées (CPI). Nous examinerons les processus API et PPI pour illustrer les mécanismes fondamentaux d’élimination de l’huile.

Séparateur API

Figure 8.3. Un séparateur huile/eau API.

Au fur et à mesure que l’eau coule dans le réservoir, l’huile libre monte et se déplace le long de la surface vers un écumoire rotatif. L’huile écrémée s’écoule vers un réservoir séparé pour une élimination périodique, généralement par une entreprise spécialisée qui retire les déchets huileux du site. Les solides plus lourds dans le séparateur se déposent et s’accumulent au fond de l’unité, où un système de raclage fait glisser le matériau dans un puits humide pour une purge périodique.  

Dans les séparateurs PPI, l’eau huileuse s’écoule vers le haut à travers des plaques ondulées ou parallèles.

Figure 8.4. Schéma d’un intercepteur de plaque parallèle.

Les plaques améliorent la séparation de l’huile libre et des solides en suspension. L’huile fusionne et remonte les surfaces de la plaque, tandis que les solides s’agglomèrent et se déposent dans la fosse à boues. Un problème potentiel avec les séparateurs de plaques est que les solides peuvent s’accumuler sur les plaques et réduire l’efficacité de l’unité. L’encrassement des plaques peut nécessiter des nettoyages d’entretien réguliers.

Étant donné que la séparation huile/eau de base est un processus mécanique, le traitement chimique n’est généralement pas recommandé, car les changements chimiques pourraient avoir une incidence négative sur le rendement.

Deuxième phase du traitement primaire

Flottation à l’air dissous 

Souvent, une étape supplémentaire est nécessaire pour éliminer les résidus huileux des eaux usées. La technologie de flottation à l’air offre ce traitement. La principale méthode et concentration de cette section est la flottation à air dissous (FAP), mais la technologie de flottation comprend également la flottation à gaz dissous (FGF), la flottation à gaz induit (FIG) et, dans une moindre mesure, la flottation à air suspendu (FAP). Deux conceptions communes de DAF, les configurations d’injection d’air de recyclage et d’injection d’air à plein débit, sont illustrées ci-dessous.

Figure 8.5.a. DAF avec injection d’air à la ligne de recyclage.

Figure 8.5.b. FAP avec injection d’air à la ligne d’affluent.

L’air injecté génère de nombreuses petites bulles qui se fixent aux particules émulsifiées et aux petits solides en suspension, ce qui les fait flotter à la surface. À partir de là, les solides sont recueillis pour être éliminés. Un bref examen des composants individuels d’une unité DAF suit.

Ajout de coagulant/floculant

Le traitement coagulant/flocculant de l’affluent du FAD est courant pour produire des particules modérément plus grosses qui attirent plus facilement les microbulles. L’alimentation en produits chimiques doit être surveillée et contrôlée avec soin afin de produire une taille optimale de floc, car de gros flocs (> 100 μm) peuvent être nocifs. 

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Chambre de flottaison 

La chambre de flottaison DAF peut être circulaire ou rectangulaire. Dans les deux cas, la chambre est équipée de deux zones fonctionnelles : la zone de réaction et la zone de clarification. La zone de réaction fournit des conditions pour que les particules en suspension entrent en contact et adhèrent aux bulles d’air. La zone de clarification fournit des conditions quiescentes pour que les agglomérants d’air/de particules s’élèvent à la surface. Certains DAF sont conçus avec des plaques inclinées pour améliorer la séparation des solides. 

Recycler par rapport à l’injection d’air à débit complet

Les unités DAF ont une ligne de recyclage, dont le débit, selon la conception du système, peut varier de 30 pour cent à près du maximum. La plupart des conceptions ont une injection d’air dans la boucle de recyclage. La plage de pression typique du flux de recyclage est de 30 à 90 psig, de sorte que le flux libère des bulles d’air lorsqu’il pénètre dans le réservoir de DAF. Les bulles montantes présentent souvent un effet d’« eau blanche » clairement visible à la surface. La flottaison crée une couche superficielle de solides huileux qui se concentre et s’épaissit au fur et à mesure qu’elle s’écoule le long de la chambre.  

Les systèmes de pressurisation à plein débit ont une injection d’air à l’entrée du DAF. Cette conception limite la pression d’alimentation à environ 50 psig, ce qui réduit la quantité d’air entrant dans la solution (par rapport à la configuration de recyclage). Une préoccupation potentielle est que la pressurisation à plein débit crée des conditions turbulentes dans la cellule de flottation qui, dans les systèmes avec alimentation en coagulant/flocculant, peuvent endommager les flocs. 

Mécanismes d’injection d’air 

Le système d’injection d’air ou de saturation d’air doit être conçu pour fournir la quantité d’air requise sous la forme (taille de la bulle) nécessaire, de sorte qu’une quantité minimale de débit de recyclage est requise. Une configuration commune, connue sous le nom de saturation d’air ouverte, est illustrée ci-dessous. La saturation d’air ouverte comprend l’aspiration d’air atmosphérique et une pompe de recyclage configurée pour gérer l’eau avec de l’air entraîné. Cette conception fonctionne à une pression inférieure à celle des systèmes de saturation d’air en mode mort. 

Figure 8.6. Injection d’air dans le flux de recyclage.

Les soupapes de décharge minimisent l’accumulation de pression.

Saturation de l’air à l’extrémité morte 

Une variation de la conception ci-dessus est la saturation de l’air à l’arrêt. Dans ces systèmes, de l’air comprimé est injecté dans un appareil sous pression pour former un coussin d’air. Au fil du temps, l’air se dissout dans l’eau en circulation. Cette conception est courante pour le traitement de l’eau industrielle et génère des microbulles plus petites en plus grande quantité que les systèmes de saturation ouverts. 

Détails supplémentaires sur la conception et l’exploitation du DAF

Taille des bulles et rapport air-solides 

L’expérience indique que des conditions optimales de séparation liquide/solide se produisent avec des diamètres de microbulles dans une plage de 10 à 100 microns, la plupart des bulles variant entre 40 et 80 μm. La séquence de contact gaz/solide peut se produire par adsorption, adhérence, piégeage, interception et inertie. Le rapport air/solides (A :S) est le rapport entre l'air entraîné et la masse de solides en suspension entrant dans la chambre de flottaison. Les rapports A :S sont influencés par les caractéristiques d’impureté (densité TSS) et la méthode de traitement chimique. Les rapports A :S typiques se situent entre :  

• Faible = 0,01 lb/jour d’air :1 lb/jour de TSS 
• Élevé = 0,40 lb/jour d’air :1 lb/jour de TSS

Un pied cube d’air à température et pression standard pèse environ 0,0807 lb.

Taux de recyclage 

Le taux de recyclage dépend de la solubilité de l’air et de la concentration de solides dans le flux de déchets; le taux de recyclage peut varier de 10 à 100 % du débit d’affluent. L’efficacité de saturation de l’air est meilleure à des taux de recyclage plus faibles. En règle générale, le taux de recyclage est proportionnel au TSS. Pour un TSS d’affluent de 1 000 ppm, une plage de recyclage optimale peut être de 30 à 50 %. À 2 000 ppm de TSS, le taux de recyclage peut atteindre 100 %.

Charge type – Clarification DAF 

• Charge de surface conventionnelle du DAF :
  • Entre 1,5 et 7,5 gal/min/pi², peut atteindre 16 gal/min/pi². Le plus souvent, il est inférieur à 5 gal/min/pi²
  • Charge de solides entre 0,30 et 2,0 lb/pi²·h 

Température 

La température de l’eau influence la viscosité et les réactions de coagulation. L’eau à haute température peut être problématique dans certaines applications de traitement comme celles pour le rendu et le raffinage. Comme pour les autres paramètres physiques et chimiques, la température doit être prise en compte lors de la conception du projet.

Râteaux inférieurs 

Les solides lourds se déposent dans la bouteille de la chambre de flottaison et doivent être retirés périodiquement. Le DAF est doté d’écrémeurs ou d’inclinaisons inférieurs pour éliminer les solides de la cellule de flottaison. Les solides sont éliminés ailleurs. 

Écumoires de surface  

L’élément principal final est l’écumoire de surface, qui élimine les débris flottants. Le système le plus courant est un convoyeur de vol à chaîne avec palettes et un mécanisme d’entraînement à vitesse variable commandé par minuterie. La conception à vitesse variable permet un contrôle accru de l’épaisseur de la couche flottante et du TSS de l’effluent. 

La couche flottante restera stable pendant des périodes relativement longues sans affecter la turbidité de l’effluent DAF. Le tableau ci-dessous présente la turbidité de l’eau traitée et l’épaisseur de la couche de boue par rapport au temps.

Figure 8.7. La turbidité de l’effluent DAF en fonction du temps et de l’épaisseur de la couche de boue.

L’épaisseur appropriée de la couverture de boue dépend des recommandations du fabricant, de la nature des solides, du débit et des résultats souhaités. La sortie peut être limitée par les capacités du système de traitement des boues.

Méthodes de traitement des métaux lourds

Une section d’introduction de ce chapitre a mis l’accent sur les limites très faibles pour les concentrations de décharge de métaux. La méthode courante d’élimination des métaux lourds est la précipitation, soit sous forme d’hydroxyde ou de sulfure. 

Plusieurs composés alcalins sont disponibles pour la précipitation de l’hydroxyde. Ceux-ci comprennent la chaux (Ca(OH)₂), la caustique (NaOH), la cendre de soude (Na₂CO₃) et l’hydroxyde de magnésium (Mg(OH)₂). 

Les avantages de la précipitation de l’hydroxyde comprennent :

• Facilité d’automatisation
• Faible coût
• Le processus n’utilise pas ou ne génère pas de composés hautement toxiques, par rapport à la précipitation des sulfures, bien que le caustique et la chaux doivent être manipulés avec soin.

Certains désavantages existent, notamment :

• Difficile de retirer plusieurs métaux par solubilité variable en fonction du pH. (Cela est illustré dans la figure suivante.)
• Peut être inefficace sur les métaux complexes, c.-à-d. les métaux fixés à des agents chélateurs naturels ou artificiels.
• Volume de boue élevé
• Les métaux s’écoulent plus facilement des précipités d’hydroxyde que des précipités de sulfure. 

Le tableau suivant montre le pH optimal pour la précipitation de l’hydroxyde de nombreux métaux énumérés dans le tableau 1-1.

Figure 8.8. Influence du pH sur les précipitations des métaux.

Un examen approfondi de ce tableau révèle plusieurs détails importants. Tout d’abord, le pH pour une solubilité minimale de chaque métal couvre une vaste gamme. Deuxièmement, certains métaux, et plus visiblement le chrome, le zinc et le plomb, sont amphotériques, ce qui signifie que la solubilité augmente à la fois à un pH bas et élevé, avec un point optimal entre les deux. (Le cuivre et le cadmium présentent également des propriétés amphotériques, qui ne sont pas indiquées sur le graphique.) Troisièmement, la précipitation de l’hydroxyde est beaucoup plus efficace pour certains métaux que d’autres. Par exemple, comparez le nickel et le cadmium au plomb, en notant qu’il s’agit d’un graphique semi-logarithmique.

Une réponse à certaines des préoccupations de précipitation de l’hydroxyde (avec mises en garde) est la précipitation du sulfure, comme indiqué à la Figure 8.9.

Figure 8.9. Une comparaison entre les solubilités du sulfure et de l’hydroxyde pour plusieurs métaux lourds.

Le sulfure forme des composés hautement insolubles avec de nombreux métaux, et bien qu’il ne soit pas illustré à la figure 8.9, le sulfure mercurique (HgS) est le moins soluble de tous les précipités. Dans de nombreux cas, la liaison métal-sulfure est si forte que la réaction extraira même les métaux chélés. 

Par le passé, le sodium inorganique et les sulfures ferreux étaient les composés courants pour générer des précipités dans un vaisseau clarificateur ou de réaction. Cependant, cette chimie n’est pas sans problèmes. Certains sulfures inorganiques sont assez toxiques et doivent être manipulés avec une extrême prudence. Un excès de résidus de sulfure dans la boue du clarificateur peut donner des caractéristiques dangereuses. Et si le pH chute en dessous de 8 pendant le processus de traitement, le sulfure d’hydrogène malodorant peut évoluer. Enfin, la réaction sulfure-métal peut être si rapide, p. ex., avec le mercure, que les précipités de taille fine peuvent s’échapper avec l’effluent du clarificateur.

Une réponse à ces problèmes est venue avec le développement de polymères floculants qui contiennent des groupes de sulfures.

Figure 8.10. Schéma d’une chaîne polymère avec groupes de sulfures.

Les polymères sont non toxiques, se lient fortement aux métaux et quittent le clarificateur avec d’autres boues. L’une des premières utilisations de ces composés a été l’élimination du mercure des flux de déchets de désulfurisation des gaz de combustion humide (WFGD) dans les centrales électriques au charbon.

Élimination du sélénium 

Un autre élément problématique est le sélénium. Le sélénium est un nutriment non métallique essentiel pour les humains en très petites concentrations, mais être directement sous le soufre dans le tableau périodique peut causer des problèmes de santé animale et humaine s’il remplace le soufre dans certaines voies métaboliques. Le sélénium ne subit pas de réactions de précipitation comme indiqué dans la section précédente. L’élément peut exister dans quatre états d’oxydation différents : -2, 0, +4 et +6. Comme le soufre, il se lie facilement à l’oxygène, les anions communs étant la sélénite (SeO₃^2-) et le sélénate (SeO₄^2-). La sélénite est soluble dans l’eau, mais possède une forte affinité d’adsorption au sol qui réduit grandement la mobilité. Le sélénium élémentaire (Se⁰) existe sous forme cristalline et est généralement incorporé dans les particules du sol. Le sélénide (Se^2-) peut se produire sous forme de sélénides métalliques (semblables aux sulfures métalliques), qui ont tendance à se déposer dans les sédiments inférieurs des plans d’eau, ou sous forme de composés organiques (principalement sous forme de diméthylsélénide). 

Une méthode potentielle de contrôle du sélénium est le traitement des milieux humides. Les milieux humides agissent comme un biofiltre pour éliminer la matière organique, les pathogènes, les métaux et les nutriments, comme l’azote et le phosphore. Les eaux usées qui ont déjà reçu un traitement biologique primaire et secondaire peuvent être un bon candidat pour le conditionnement des milieux humides, car les charges de polluants plus faibles améliorent la viabilité du traitement. Cependant, cette technologie offre plusieurs inconvénients, y compris la grande empreinte, un pipeline potentiellement long vers un milieu humide naturel ou artificiellement construit, les coûts, les problèmes de permis environnementaux, etc.

À ce jour, la meilleure technologie disponible (BAT) de l’EPA pour l’élimination du sélénium est l’adsorption de la sélénite et du sélénate sur un substrat organique, où les micro-organismes convertissent ensuite les composés en sélénium élémentaire retenu par les microbes. Périodiquement, le substrat doit être retiré et remplacé par un matériau frais. L’installation et le fonctionnement de ces systèmes entraînent des coûts d’investissement et d’exploitation considérables. 

Les alternatives non biologiques telles que l’osmose inverse (OI), la nanofiltration (NF) et l’échange d’ions sont prohibitives, mais la technologie ChemTreat SeQuester^® offre une alternative de précipitation physico-chimique spécialisée. L’équipement peut être modernisé dans les systèmes existants.

Figure 8.11. Schéma général, processus d’élimination du sélénium ChemTreat.

L’aspect physique/chimique de la technologie permet un ajustement simple, dicté par les fluctuations du flux de processus. La chimie élimine efficacement le sélénium et capture également d’autres métaux et métalloïdes, y compris l’arsenic, le mercure et le molybdène. Les précipités sortent dans des systèmes de clarificateur en aval qui comprennent un filtre-presse pour la déshydratation des boues. Les données des tests de la Toxicity Characteristic Leaching Procedure (TCLP) ont démontré que les boues asséchées sont assez stables et peuvent être enfouies comme des déchets non dangereux.

UN PROCESSUS NON BIOLOGIQUE POUR L’ÉLIMINATION DU SÉLÉNIUM DES EAUX USÉES INDUSTRIELLES

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Traitement secondaire des eaux usées

De nombreux processus industriels génèrent des eaux usées avec une teneur organique importante. Les exemples comprennent le sucre, le papier, les produits pharmaceutiques, les solvants, les produits pétrochimiques, les produits bruts, intermédiaires et finis de raffinerie, et autres. Bon nombre de ces composés sont directement toxiques pour les organismes aquatiques ou peuvent épuiser la concentration d’oxygène dans l’eau de réception. 

Les processus de traitement microbiologique naturel sont utilisés depuis des décennies pour traiter les matières organiques dans les flux d’eaux usées dans les installations municipales et industrielles. Les sections suivantes examinent plusieurs technologies matures et les comparent aux méthodes de traitement modernes, qui ont évolué pour offrir une haute efficacité avec une faible empreinte.

Le processus biologique fondamental 

Le traitement biologique des eaux usées utilise des microorganismes naturels, principalement des bactéries, pour convertir les matières organiques en bactéries supplémentaires, en dioxyde de carbone et en eau. 

Carbone organique + nutriments + bactéries + oxygène → CO2 + H2O + plus de bactéries

En général, une certaine fraction du carbone organique est oxydée en dioxyde de carbone, tandis que la fraction restante est convertie en nouvelle bactérie. Généralement, 1 livre de DBO génère environ ½ livre de solides de bactéries. Dans certains cas, parce que les bactéries sont naturelles et non dangereuses pour la santé humaine, elles peuvent être jetées dans une décharge ou fournies comme engrais pour la végétation non comestible.

Les bactéries responsables du traitement des eaux usées ont besoin de nourriture, d’azote (principalement sous forme d’ammoniaque) et de phosphore (principalement sous forme d’orthophosphate), généralement dans un rapport de 100 :5 :1 C :N :P, pour prospérer. De nombreuses eaux usées, en particulier les fournitures municipales, ont suffisamment d’azote et de phosphore. Dans d’autres cas, l’azote supplémentaire sous forme d’ammoniaque aqueuse ou d’urée peut répondre aux exigences en matière d’azote. L’acide phosphorique est un additif courant pour le phosphore supplémentaire. 

Systèmes biologiques de traitement des eaux usées 

Au cours des années précédentes, les systèmes de croissance attachés comme les filtres d’arrosage étaient populaires pour le traitement des eaux usées. Maintenant, des technologies plus modernes comme les bioréacteurs membranaires sont apparues. Pour mieux comprendre ces systèmes, il est utile d’examiner d’abord le processus bien connu des boues activées.

Traitement des eaux usées de boues activées

Le traitement des boues activées est peut-être le système biologique de croissance en suspension le plus courant. Un diagramme simplifié est illustré ci-dessous.

Figure 8.12. Schéma du processus de boue activée.

Les eaux usées pénètrent dans la chambre d’aération, où les bactéries consomment les matières organiques et les nutriments. Les chambres d’aération sont généralement de longs vaisseaux rectangulaires avec l’affluent à une extrémité et l’effluent à l’extrémité opposée. De grands volumes de conception offrent un temps de rétention suffisant pour que les bactéries soient efficaces. Les bassins sont généralement équipés de plusieurs aérateurs placés stratégiquement pour distribuer l’oxygène et fournir un mélange dans toute la chambre. 

La clarification des bactéries/boues d’eau, appelées « liqueurs mélangées », produit une boue bactérienne et un effluent clair. La boue activée par le recyclage (RAS) retourne la majeure partie de la boue dans le réservoir d’aération pour reconstituer la bactérie. Le flux de boue activée par les déchets (WAS) est nécessaire pour la purge du système. En général, le débit WAS est ajusté pour correspondre au débit de reproduction bactérienne tandis que les débits RAS sont généralement maintenus constants en fonction d’une fraction du débit d’entrée. 

Les instruments et les mesures de contrôle de processus importants comprennent :

• Débitmètre d’entrée pour détecter les surtensions et y réagir
• Débitmètres RAS et WAS pour surveiller les taux de recyclage et de gaspillage, en partie pour déterminer le temps de résidence du bassin
• Turbidité d’entrée et de sortie
• Alcalinité du procédé, pH, oxygène dissous (D.O.), BOD₅, azote et phosphore
• Influent et effluent azote et phosphore
• Rapport des solides des boues V/V ₍normal est un temps de décantation de 30 minutes)
• Indice de volume des boues (IVS) (le temps normal est de 30 minutes)
• Mesures de profondeur de boue manuelles ou électroniques

La concentration D.O. optimale du bassin d'aération est de 2 à 4 mg/L. Les opérateurs peuvent séquencer les aérateurs de surface ou augmenter ou diminuer la vitesse du souffleur pour maintenir cette plage. Les défaillances de l’aérateur doivent être réparées rapidement, car la perte d’air peut permettre aux zones septiques de se développer. Les micro-organismes se développent dans une fenêtre de pH relativement étroite, avec une plage commune de 6,5 à 8,5. Les mesures d’alcalinité, d’azote et de phosphore sont importantes pour s’assurer que les organismes reçoivent les aliments et les nutriments appropriés, et sont également importantes pour suivre les concentrations des effluents. Les lignes directrices typiques en matière d’évacuation des nutriments sont < 0,5 mg/L, bien qu’elles puissent être plus basses, surtout si l’évacuation se fait dans un plan d’eau de réception désigné comme « affaibli » par des problèmes de chimie de l’eau antérieurs.

Le contrôle du débit WAS est important pour aider à établir et à maintenir la concentration bactérienne désirée. Un ajustement d’essai et d’erreur est généralement nécessaire, car chaque système est unique. Les calculs de changement de débit nécessitent les analyses quotidiennes suivantes.

• Mélange de solides en suspension de liqueur (MLSS). Un volume connu d’échantillon est filtré et séché, avec la mesure de l’augmentation du poids du tampon filtrant qui en résulte.
• Solides volatils en suspension de spiritueux mélangés (MLVSS). Les solides du test MLSS sont placés dans un four à haute température. Les composés de carbone, principalement les bactéries, se volatilisent. Le rapport des solides restants par rapport au MLSS permet de calculer la teneur microbienne. 

L’équilibrage de débit RAS/WAS intégré est également important. Les opérateurs d’usine doivent maintenir un équilibre de solides dans le système pour minimiser la formation de zones septiques, mais pas si lourdes en RAS qu’elles affament la ÉTAIT de solides en suspension suffisants pour la manipulation et la déshydratation des boues en aval.

Digestion des boues 

Plusieurs méthodes sont possibles pour le traitement et l’élimination des boues de déchets. Dans les usines des régions rurales, il peut être possible d’appliquer directement les boues aux champs non agricoles. La digestion des boues est plus courante pour réduire le volume, suivie du séchage des boues. Des processus de digestion des boues aérobies et anaérobies sont disponibles.

Digestion aérobique 

WAS est transféré dans un réservoir aéré avec mélangeurs. La diminution de l’approvisionnement alimentaire entraîne la mort de certaines bactéries. À mesure que les bactéries mortes se décomposent, les bactéries restantes consomment le carbone. Le processus réduit le volume de boue et stabilise le matériau, ce qui facilite la déshydratation. 

Digestion anaérobique 

WAS est transféré dans un réservoir scellé avec un contrôle précis de la température et du pH. En l’absence d’oxygène, les bactéries fermentent et diminuent considérablement en volume. Le procédé libère du sulfure d’hydrogène (H₂S) et du méthane (CH₄). Certaines usines éjectent ces gaz, tandis que d’autres récurent le H₂S et utilisent le méthane pour l’allumage des chaudières ou comme carburant pour d’autres équipements.

Figure 8.13. Schéma d’un digesteur anaérobie.

Les fuites de gaz provenant d’un digesteur anaérobie génèrent souvent des plaintes publiques au sujet de l’odeur d’« œuf pourri ». La digestion aérobique est un processus relativement simple et indulgent, mais ne produit aucun sous-produit utilisable, tandis que la digestion anaérobique est plus difficile à maintenir et à exploiter, mais peut générer une énergie précieuse. Des technologies de traitement ont été développées pour éliminer le sulfure d’hydrogène de certains flux de processus et atténuer les odeurs.  

Systèmes de traitement de la croissance attachés 

Le traitement biologique à croissance fixe est bien connu et existe depuis des décennies. Ces systèmes contiennent des matériaux fixes internes auxquels les bactéries adhèrent pour former un biofilm. Lorsque l’eau s’écoule sur le biofilm, les bactéries consomment les matières organiques. Comme pour les boues activées, les bactéries mortes sont éliminées des eaux usées par sédimentation et filtration. Une conception précoce était la méthode du « filtre de claquement ». Les technologies plus modernes comprennent :

• Filtre aéré biologique (BAF)
• Contacteur biologique rotatif (RBC)
• Bioréacteur membranaire (MBR)
  • Traditionnellement, les MBR sont considérés comme des systèmes de processus de croissance suspendus. Cependant, les systèmes de BRM plus récents peuvent inclure des composants de croissance attachés qui peuvent entraîner la classification comme système de croissance attaché.   
• Bioréacteur de lit mobile (MBBR)

Nous examinerons ces technologies plus récentes après un bref aperçu de la conception du lit rugueux.

Figure 8.14. Schéma du filtre du lit de pêche.

Un filtre rugueux est simplement un réservoir rempli de gravier ou de matières plastiques peu tassés où les eaux usées brutes sont pulvérisées uniformément sur le dessus du lit et laissées rugir jusqu’à un système de collecte au fond. La plupart des conceptions comprennent des trous d’aération ou des fentes découpés sur le côté du réservoir, avec de l’air aspiré par la convection naturelle pour s’écouler contre-courant vers les eaux usées. Soixante-quinze pour cent de réduction du BOD₅ est courante avec un filtre qui s’infiltre.

Filtre aéré biologique (BAF) 

Les deux types de styles BAF, à circulation ascendante et descendante, sont décrits à la Figure 8.15.

Figures 8.15a et b. Schéma général des FAB à circulation ascendante et descendante.

Dans les deux systèmes, l’eau passe à travers les milieux de polystyrène ou de matériaux naturels (argile, schiste ou pierre), disposés dans les cellules. Les cellules peuvent être retirées du service ou redémarrées pour s’adapter à différents volumes de débit et à la qualité de l’eau d’affluent. Bien que le milieu fournisse une certaine filtration pour les grosses particules, la filtration primaire et la réduction de l’impureté (carbone organique et ammoniaque) proviennent des microorganismes fixés au milieu. De l’air est injecté au fond de l’appareil pour fournir suffisamment d’oxygène. Comme l’indique la figure 8.15, dans les conceptions à circulation ascendante, l’air et les eaux usées voyagent simultanément, tandis que dans la configuration à circulation descendante, le débit est contre-courant. Chacun offre ses propres avantages. Les unités à débit ascendant peuvent gérer des débits d’affluent plus élevés que les modèles à débit descendant et n’ont pas tendance à former des poches d’air, car l’eau balaye l’air dans la direction dans laquelle elle veut naturellement se déplacer. Les temps de fonctionnement sont plus longs dans ce design. L’évacuation d’air se fait à l’extrémité traitée du réservoir, et a donc une concentration réduite de composés volatils odorants.

Dans les FAB à circulation descendante, les bactéries nitrifiantes dans les sections inférieures du filtre ont une forte alimentation en oxygène pour convertir l’ammoniac en nitrates. Les cellules peuvent être lavées à contre-courant et rincées à fond pendant le fonctionnement normal, et elles utilisent une combinaison d’augmentation du débit d’eau et de récurage d’air pendant le lavage à contre-courant pour déloger et éliminer les débris du réservoir.

Un avantage de la technologie BAF par rapport au traitement secondaire conventionnel est une empreinte beaucoup plus petite. Cela est vrai pour les autres méthodes décrites dans les sections suivantes. De plus, les unités BAF peuvent gérer de grandes variations de débit et de température de l’eau. Les systèmes automatisés réduisent les besoins en main-d’œuvre pour le fonctionnement et l’entretien, mais les opérateurs doivent être entièrement formés sur tous les aspects du système de commande.

Dans certains cas, l’effluent BAF est de qualité suffisante pour être immédiatement déchargé, tandis qu’un traitement supplémentaire par filtres à disque ou clarificateur peut parfois être nécessaire.

Contacteur biologique rotatif (RBC) 

Dans une GR, le support est constitué de nombreux disques ondulés en plastique étroitement espacés alignés uniformément le long d’un arbre central. Les disques tournent lentement à travers une cuve d’eaux usées qui s’écoulent, ce qui permet à la bactérie d’être submergée pendant environ la moitié de la période de rotation. Au fur et à mesure que les bactéries sortent des eaux usées, elles sont exposées à l’air et captent l’oxygène nécessaire pour métaboliser la matière organique. Comme dans le cas d’un filtre rugueux, une réduction d’environ 75 % de la DBO₅ est réalisable.  

Figure 8.16. Schéma des globules rouges.

Les RBC ont une petite empreinte et offrent un faible coût initial, une faible consommation d’énergie et un entretien simple. Cependant, ils sont légèrement efficaces pour éliminer les matières organiques principalement responsables de la DBO et de la DCO, et pendant les perturbations, ils peuvent libérer des solides en suspension. 

Le nettoyage en ligne n’est généralement pas une caractéristique de ces unités, mais le remplacement du disque est le processus pour restaurer l’efficacité.

Bioréacteurs membranaires 

Un bioréacteur à membrane (MBR) est une méthode avancée pour éliminer les matières organiques solubles des eaux usées. Cependant, à la place d’un bassin de décantation ou d’un clarificateur, les MBR utilisent des membranes d’ultrafiltration ou de microfiltration pour filtrer les solides en suspension de la liqueur mélangée. Le MBR peut produire un effluent cristallin. La conception MBR la plus élémentaire est illustrée à la Figure 8.17.

Figure 8.17. Schéma MBR de base.

Comme pour les autres technologies modernes décrites dans cette section, le MBR a une empreinte beaucoup plus petite qu’un système de boues activées conventionnel avec clarificateur. Des concentrations MLVSS plus élevées sont possibles, ce qui réduit le volume du réservoir d’aération. Les techniques de contrôle du processus MBR sont similaires aux boues activées conventionnelles, où l’opérateur ajuste le débit WAS pour maintenir la concentration souhaitée de bactéries dans le réservoir d’aération.

Ces unités peuvent gérer les cycles beaucoup mieux qu’un système conventionnel. Si le MBR doit être hors ligne pendant plusieurs jours, la santé du microbe peut être maintenue en alimentant des matières organiques simples comme la mélasse.

Le nettoyage de la membrane est normalement requis lorsque la pression transmembranaire a augmenté de 5 kPA environ au-dessus de la valeur de référence. Un système de nettoyage en place (CIP) est commun à cette fin. La sélection correcte des produits chimiques est importante pour des nettoyages efficaces. L’eau de Javel et l’agent caustique sont typiques pour les encrassements organiques, tandis que pour les matières inorganiques, y compris les particules d’oxyde de fer, une solution contenant de l’acide oxalique ou citrique peut être préférable. Dans certains cas, la solution de nettoyage utilisée peut être considérée comme un déchet dangereux. Consultez le fabricant de la membrane pour connaître les directives de nettoyage spécifiques. 

La figure suivante décrit une configuration MBR avec filtration par membrane externe.

Figure 8.18. MBR avec filtration externe.

Notez la zone anoxique dans cette figure. Ce récipient de réaction est une étape supplémentaire pour l’élimination améliorée des espèces azotées et sera abordé plus en détail plus tard.

Bien que la technologie MBR offre plusieurs avantages, les modules à membrane peuvent être coûteux et doivent généralement être remplacés tous les 5 à 10 ans. 

Bioréacteur de lit mobile (MBBR) 

Un MBBR contient un support mobile (disques en plastique) qui se déplace dans le récipient de réaction. Les microbes se fixent au milieu et consomment des matières organiques et des nutriments au fur et à mesure que le milieu circule. La grande surface du milieu offre une excellente interaction entre les bactéries et les impuretés.

Figure 8.19. Schéma MBBR avec zone anoxique.

Figure 8.20 Support MBBR commun.

Les récipients de réaction ont souvent des mélangeurs; bien que dans les récipients aérés, l’injection d’air aide à maintenir les transporteurs en plastique en mouvement constant. Comme avec le MBR, le processus peut avoir plusieurs étapes pour éliminer plusieurs impuretés. 

La bactérie peut développer une charge électrostatique positive de surface qui est biologiquement régénérée sous forme d’ions d’ammonium (NH₄⁺). Les ions d’ammonium sont ensuite convertis en nitrate. La plage de pH optimale pour cette biochimie est de 7,2 à 7,5.

Bien que certains modèles MBBR aient des clarificateurs pour le polissage des effluents, la filtration par membrane est également viable. L’un ou l’autre doit être externe aux réservoirs de réaction.

Élimination de l’azote biologique 

Comme nous l’avons mentionné précédemment, l’ammoniac est un nutriment principal pour les bactéries dans les systèmes de traitement biologique. Cependant, les eaux usées peuvent contenir plus d’ammoniac que la bactérie ne peut en éliminer, nécessitant une élimination supplémentaire de l’azote des eaux usées avant leur rejet.

Nitrification 

Dans de nombreux cas, la conversion de l’ammoniac en nitrate moins toxique (NO₃^–) peut être tout ce qui est nécessaire pour répondre aux directives de décharge d’ammoniac. Les bactéries spécialisées stimulent ce processus.

Figure 8.21. Le processus de biochimie de nitrification.

La plupart des systèmes de traitement des eaux usées aérobies peuvent être configurés pour promouvoir la nitrification. Les conditions nécessaires comprennent :

• Concentrations élevées de MLVSS. Nitrosomonas et Nitrobacter sont des organismes à croissance lente qui se fixent généralement à la surface des bactéries hétérotrophiques. De longs temps de rétention des boues augmentent le MLVSS, permettant aux bactéries nitrifiantes de s’établir et de prospérer.
• Concentrations élevées d’oxygène dissous, qui améliorent la conversion en nitrite, puis en nitrate.
• Alcalinité de bicarbonate suffisante. Le processus de nitrification crée un acide qui inhiberait le processus microbien sans l’influence neutralisante de l’alcalinité. De plus, les bactéries nitrifiantes utilisent le carbone inorganique de l’alcalinité comme source alimentaire.

Dénitrification 

Selon la sensibilité du plan d’eau de réception, les permis de rejet peuvent nécessiter une faible concentration totale d’azote dans l’effluent. Dans ce cas, la conversion de base de l’ammoniac en nitrate peut ne pas être adéquate pour la conformité. Grâce à un processus par étapes, avec l’aide de bactéries bénéfiques, le nitrate peut être converti en azote gazeux qui s’échappe dans l’atmosphère.

Figure 8.22. Le processus par étapes de conversion du nitrate en azote élémentaire.

La dénitrification nécessite une étape supplémentaire dans le processus aérobique conventionnel dans les systèmes de croissance fixés et suspendus. Les bactéries fonctionnent dans un environnement « anoxique », avec une concentration D.O. proche de zéro.

Figure 8.23. Un système de boues activées commun avec dénitrification.

Dans le réservoir anoxique, la bactérie extrait l’oxygène du nitrate et lance la séquence de réaction illustrée à la Figure 8.22. Un supplément alimentaire biologique comme le méthanol est requis.

Certains systèmes de dénitrification modernes sont de conception Ludzak-Ettinger (MLE) modifiée. Cet arrangement place le réservoir anoxique devant la cuvette aérobique et incorpore un flux de recyclage à haut débit de la cuvette aérobique vers le réservoir anoxique.

Figure 8.24. Schéma du processus de l’ELM.

Le carbone organique dans l’influent de la zone anoxique sert de nourriture pour les bactéries dénitrifiantes, éliminant le besoin d’aliments organiques artificiels, comme le méthanol. Le MLSS recyclé contient le NO₃/NO₂ provenant de la conversion d’ammoniac dans le bassin d’aération et est recyclé dans le bassin anoxique pour la dénitrification. En fin de compte, le processus atteint un état d’équilibre, ce qui entraîne une concentration relativement faible de NO₃/NO₂ dans l’effluent.

Traitement tertiaire des eaux usées

Le traitement tertiaire améliore la qualité des eaux usées pour les rendre adaptées aux rejets vers les cours d’eau de réception ou à la réutilisation dans les applications d’eau industrielles. Le processus de dénitrification biologique décrit ci-dessus est un exemple de traitement tertiaire. Les autres processus comprennent la filtration des milieux, la filtration du charbon actif et la désinfection.

Filtration

Les méthodes de filtration par milieux de culture et au charbon actif peuvent ne pas être nécessaires si les niveaux de particules sont inférieurs aux limites de décharge, mais si une filtration est nécessaire, une évaluation approfondie des conditions des effluents est importante pour sélectionner la technologie la plus efficace.

Désinfection 

Pour les eaux usées municipales, la désinfection pour tuer les agents pathogènes est nécessaire pour empêcher leur rejet dans l’environnement. De nombreuses eaux usées industrielles peuvent ne pas contenir d’agents pathogènes, mais si une désinfection est requise, les méthodes primaires comprennent la chloration, le traitement avec du peroxyde d’hydrogène et l’exposition aux rayons ultraviolets.

Chlore 

La chloration est toujours très populaire pour la désinfection des eaux usées. La plupart des industries n’utilisent plus de chlore gazeux en raison des dangers associés au chlore élémentaire et à la manipulation des bouteilles de gaz. Le javellisant liquide a émergé comme remplacement en raison des exigences de manipulation et de transport simplifiées par rapport au chlore, avec une mise en garde. L’eau de Javel industrielle a une concentration active de 12,5 %, de sorte que les coûts de transport peuvent être importants pour transporter un produit qui est principalement de l’eau.

La concentration résiduelle d’oxydant dans de nombreux permis de décharge est de 0,2 mg/L, et parfois beaucoup plus faible. Une déchloration avec du bisulfite de sodium liquide ou du dioxyde de soufre gazeux peut être nécessaire. La déchloration ajoute un autre niveau de complexité et de coût à la désinfection des eaux usées.

Peroxyde d’hydrogène 

Le peroxyde d’hydrogène (H₂O₂) est un oxydant puissant à action rapide qui réagit rapidement pour tuer les microorganismes, y compris les virus et les bactéries. Les sous-produits H₂O₂ sont l’oxygène et l’eau, donc les problèmes d’effluent sont inexistants. Les inconvénients comprennent des procédures de manipulation compliquées et des systèmes d’alimentation coûteux.

Désinfection aux rayons ultraviolets 

La désinfection aux rayons ultraviolets (UV) désactive les microorganismes. Les rayons UV offrent une simplicité, évitent la manipulation de produits chimiques et ne produisent aucun sous-produit de désinfection. Cependant, la lumière UV doit pénétrer dans les eaux usées, ce qui peut être problématique pour les grands volumes ou si l’eau est trouble. Les installations UV nécessitent des déversoirs ou des barrières pour contrôler le niveau et la vitesse des eaux usées.

Conditionnement et déshydratation des boues

Presque tous les systèmes de traitement des eaux usées produisent une boue de déchets qui doit être éliminée. Dans certains cas, la boue peut être directement appliquée sur les terres de stagnation pour servir de nutriments pour la végétation, comme les fermes de gazon ou les terrains de golf. Dans d’autres situations, la boue doit être convertie en un produit sec qui peut être enfoui. Dans certains cas, les boues contiennent des métaux lourds qui ont été séquestrés dans les solides. Le traitement des boues dangereuses peut être complexe, difficile et coûteux. La sélection de la meilleure technologie pour toute application nécessite une connaissance de l’origine et des constituants des boues ainsi que des exigences finales en matière d’élimination. 

Conditionnement 

La principale méthode de conditionnement des boues est l’épaississement pour préparer la boue à la déshydratation. Dans de nombreux cas, le processus est similaire à celui de la clarification conventionnelle, c.-à-d. la coagulation et la floculation.

Les coagulants les plus courants pour la déshydratation des boues sont la chaux et le chlorure ferrique. Cependant, d’autres coagulants peuvent être efficaces, comme le sulfate d’aluminium, le chlorohydrate d’aluminium (ACH), le chlorure de polyaluminium (PAC), le sulfate ferrique, les coagulants organiques et les mélanges de coagulants organiques/inorganiques. Comme pour la clarification, les coagulants neutralisent la charge négative des particules. 

Les floculants d’eaux usées courants ont des structures réticulées pour résister au cisaillement pendant la déshydratation des boues. Cependant, parfois, des floculants ramifiés et linéaires plus conventionnels peuvent être rentables. Les floculants réticulés offrent une capture des solides plus élevée, produisant un filtrat avec un TSS plus faible. Les floculants anioniques peuvent être plus efficaces pour la déshydratation des boues inorganiques, tandis que les floculants cationiques peuvent être mieux adaptés à la décantation et à la déshydratation des boues organiques.

Les aides au filtre peuvent aider à la préparation des boues. Les agents filtrants les plus courants comprennent la terre diatomée, la perlite, le frêne, le charbon, le carbone activé, la fibre (pâte de papier) et la sciure de bois. Ces matériaux créent des microcanaux dans la boue qui ajoutent de la structure au gâteau filtre, améliorent le drainage et facilitent la libération du gâteau par le médium filtre.
Les essais en pot avec l’aide d’un fournisseur de produits chimiques de traitement de l’eau sont très importants pour sélectionner les produits chimiques et les dosages appropriés pour une clarification efficace et un conditionnement des boues. Une fois que les tests en pot ont confirmé une chimie appropriée, les tests pilotes à grande échelle aideront à identifier les meilleurs points d’alimentation pour assurer un mélange et un temps de contact optimaux. La sélection finale du programme de traitement est fonction de plusieurs facteurs, y compris le coût du traitement chimique et la facilité d’application équilibrée avec une performance optimale du clarificateur et des caractéristiques des boues.

Méthodes de déshydratation des boues 

Pour les systèmes d’eaux usées où la déshydratation des boues est requise, l’optimisation du processus de déshydratation est économiquement bénéfique. De plus, une mauvaise déshydratation des boues peut potentiellement arrêter l’usine si le matériau n’est pas apte au transport ou à l’élimination. Les sections suivantes décrivent les technologies de déshydratation des boues les plus courantes. 

Presse à courroie 

Un schéma de base de la presse à courroie et le fonctionnement réel de l’unité sont illustrés ci-dessous.

Figure 8.25. Schéma de la presse du filtre à courroie.

La gravité draine un peu d’eau le long du plan horizontal lorsque la courroie tourne. L’élimination de l’eau supplémentaire se produit lorsque la courroie passe au-delà du grand rouleau et que les petits rouleaux compriment la boue. Les propriétés des solides ici sont les plus importantes et dépendent du bon fonctionnement et de la bonne chimie du clarificateur pour maintenir l’intégrité des particules. Les caractéristiques mécaniques du filtre à courroie, comme la charge hydraulique, la vitesse et la tension de la courroie, la force de compression du rouleau et les systèmes de lavage à l’eau de la courroie, sont également des facteurs importants.

Centrifugeuse 

Les centrifugeuses peuvent être à débit continu ou par lots. Une conception commune est illustrée ci-dessous.

Figure 8.26. Un schéma de centrifugeuse « à cuve solide ». Le bleu représente le volume d’eau tandis que le convoyeur est la vis hélicoïdale au centre de la machine.

La rotation rapide de la centrifugeuse confère une force 3 000 à 6 000 fois supérieure à la gravité pour éliminer l’eau des solides. Le gâteau est extrait à une extrémité de la centrifugeuse et l’eau, connue sous le nom de concentré, sort de l’autre extrémité.

Comme pour les autres systèmes de déshydratation, le conditionnement des boues peut améliorer les performances de la centrifugeuse. L’alimentation par floculant juste avant ou juste à l’intérieur de la centrifugeuse peut être bénéfique. D’autres réglages mécaniques peuvent être effectués au volume de la piscine, à la vitesse de la cuvette et à la vitesse du convoyeur. 

Presse de filtre de plaque et de cadre (PFFP) 

PFFP est un dispositif très courant qui fonctionne en lots.

Figure 8.27. Schéma PFFP.

Le compartiment contient de nombreuses plaques individuelles recouvertes de tissu filtrant. Les boues sont pompées dans le réservoir et remplissent les ouvertures entre les plaques. Contrairement à la croyance populaire, aucune pression mécanique n’est appliquée aux plaques. Au lieu de cela, à mesure que les solides s’accumulent et ferment l’espace entre les plaques, la pression augmente et fait circuler l’eau par les canaux de sortie. Le processus se poursuit jusqu’à ce que la pression maximale de la pompe soit atteinte et/ou que le débit de filtrat atteigne un minimum. Une plage de pression commune est de 25 à 225 psig, selon l’application. Certains systèmes sont conçus pour augmenter le débit et la pression graduellement, car autrement, il pourrait en résulter un obturateur en tissu. Une fois le cycle terminé, la pression est relâchée et les plaques sont mécaniquement séparées. Le gâteau filtre se décharge dans une trémie en dessous pour une élimination ultérieure.

Le PFFP est souvent la méthode préférée pour traiter les boues avec de mauvaises caractéristiques d’assèchement. L’alimentation en coagulant, floculant ou agent filtrant peut améliorer le drainage de l’eau et la libération du gâteau. Par exemple, l’ajout de terre diatomée aux boues huileuses peut réduire l’obturation du chiffon filtrant.

Certaines unités sont équipées d’un système de soufflage d’air pour repousser les boues liquides avant la séparation de la plaque. Une procédure d’entretien régulier consiste à laver les chiffons pour éliminer les solides qui ne se libèrent pas pendant la génération normale de gâteaux. 

Filtres à vide 

La configuration type du tambour sous vide est illustrée ci-dessous.

Figure 8.28. Schéma et photo du tambour sous vide.

Le tambour horizontal perforé est recouvert d’un chiffon filtrant et séparé en sections où le vide est appliqué. Au fur et à mesure que le fût pivote à travers le liquide dans la cuve, l'eau est tirée vers l'intérieur et les solides s'accumulent sur le chiffon filtrant des sections individuelles. Une rotation supplémentaire amène le gâteau à un grattoir avec une tolérance serrée au chiffon filtrant afin que le gâteau soit retiré et tombe dans une trémie de collecte. Ces trémies sont souvent équipées d’un convoyeur qui déplace les boues vers une plus grande zone de conservation ou une installation de chargement de camions. Le récipient d’alimentation en boues est doté d’agitateurs pour maintenir une concentration homogène en solides, ce qui est nécessaire pour établir une épaisseur de gâteau uniforme.

L’efficacité du filtre à vide est souvent mesurée en livres de boue sèche produite par heure par pied carré de zone de filtration. Une autre mesure courante est le pourcentage de solides ou d’humidité dans le gâteau. Comme pour les autres méthodes d’assèchement, l’alimentation en conditionneurs de boues en amont du filtre peut améliorer la performance. Des réglages physiques, y compris des changements au niveau de la cuve et à la vitesse de rotation du tambour, peuvent également être utilisés pour améliorer la performance. Des vitesses plus élevées réduiront l’épaisseur du gâteau et le temps d’assèchement, entraînant une production plus élevée en termes de surface du filtre, mais ce changement peut produire un gâteau avec une teneur en humidité plus élevée. La vitesse réduite du tambour produit un gâteau plus épais, mais pourrait réduire le taux de production. Les autres facteurs qui influencent le rendement comprennent :

• Concentration de solides en suspension dans les boues.
• Taille et forme des particules de boue. (Les particules très fines peuvent parfois boucher le chiffon du filtre.)
• Compressibilité et viscosité des boues.
• Aspirateur appliqué. Une « taille unique » n’est pas une bonne approche. L’aspirateur peut avoir besoin d’un ajustement en fonction de la compressibilité des boues et du potentiel de masquage du chiffon.

Zéro décharge liquide

Les règlements de décharge des usines industrielles sont devenus de plus en plus stricts depuis l’introduction de la Clean Water Act (1972). Comme nous l’avons mentionné plus tôt dans ce chapitre, les limites de certains composants comme les métaux lourds peuvent être à de faibles concentrations de ppb, et même plus faibles pour les éléments particulièrement dangereux comme le mercure. Zéro rejet de liquide (ZLD) peut aider à atténuer une partie de l’incertitude entourant la conformité des effluents d’eaux usées. De plus, certaines usines ont adopté le ZLD par nécessité en raison de pénuries d’eau actuelles ou presque futures. Chaque étape d’un processus ZLD devient généralement de plus en plus coûteuse et nécessite beaucoup d’entretien et de main-d’œuvre. La conception rigoureuse du système et l’engagement consciencieux de la direction de l’usine envers la dotation en personnel et les détails opérationnels déterminent généralement le succès ou l’échec d’un projet. 

Cette section examine plusieurs des configurations ZLD les plus courantes et illustre certains des principaux problèmes liés à l’obtention du ZLD. Nous discutons également des systèmes ZLD presque nuls, dans lesquels un flux final, petit et conforme aux décharges est généré, tandis que les composants précieux du flux récupéré sont recyclés dans un processus d’usine.

Configurations ZLD

Une industrie notable avec des applications ZLD est la production d’énergie à cycle combiné. Une configuration est illustrée ci-dessous.

Figure 8.29. L’une des nombreuses configurations ZLD viables pour une centrale électrique à cycle combiné.

Un élément clé de ce processus, comme c’est le cas pour plusieurs autres, est une unité d’osmose inverse (OI) à récupération élevée pour récupérer environ 90 % de la décharge pour le retour au système d’eau d’appoint. L’OI est une technologie rentable pour purifier la majeure partie des eaux usées et réduire considérablement le volume aux technologies en aval beaucoup plus coûteuses.

Généralement, le pH de l’affluent OI doit être élevé avec une alimentation caustique pour obtenir de telles récupérations élevées. Cependant, sans prétraitement, l’ajustement du pH induirait des précipitations de calcium et de silicate dans les membranes OI, arrêtant rapidement l’unité. Par conséquent, la configuration illustrée ci-dessus est dotée d’un clarificateur latéral pour éliminer la dureté et la silice. La plupart des effluents du clarificateur se recyclent dans la tour de refroidissement, mais un flux de purge, qui représente la purge de la tour de refroidissement, est amené à l’OI. Le perméat OI à volume élevé est recyclé dans le système de traitement d’appoint, tandis que le flux de rejet OI beaucoup plus petit reçoit le traitement final dans un évaporateur/crystalliseur (E/C). Les solides de l’unité E/C sont mélangés avec des boues de clarificateur séchées pour l’élimination.

Dans les systèmes comme ceux-ci, les évaporateurs/crystalliseurs ont les matériaux et les coûts d’exploitation les plus élevés. Même avec un faible volume d’affluent, les E/C peuvent être des systèmes importants et complexes à utiliser. L’alimentation en cristaux de graines est courante pour induire la précipitation de solides frais sur les cristaux plutôt que sur les surfaces internes.

Figure 8.30. Un concentrateur de saumure.

Les unités E/C doivent généralement être fabriquées à partir de métaux spécialisés pour minimiser la corrosion causée par les sels hautement concentrés. Les besoins énergétiques sont considérables en raison de l’augmentation du point d’ébullition à mesure que les solutions de sel deviennent plus concentrées. Une technologie qui a été développée pour réduire les coûts énergétiques est l’application d’un vide mécanique à l’évaporateur pour abaisser le point d’ébullition. Les coûts énergétiques des pompes à vide ne sont pas influencés par l’élévation du point d’ébullition.

Dans une variation de l’élimination finale de l’eau par rapport aux Figures 8.29 et 8.31 ci-dessous, un bassin de pulvérisation remplace l’évaporateur/crystalliseur dans une centrale électrique à cycle combiné dans un emplacement semi-aridique dans l’ouest des États-Unis. La récupération de l’osmose inverse est de 90 %, et le bassin de pulvérisation a une capacité suffisante, admisement avec une grande empreinte, pour fournir l’évaporation moyenne nécessaire pour gérer les événements de précipitation abondante périodiques. Il est également à noter dans ce cas que l’OI a une microfiltration en amont pour protéger les membranes contre l’encrassement des particules.

Une alternative à la figure 8.29 est illustrée ci-dessous.

Figure 8.31. Une variation du système illustrée à la Figure 8.29.

Dans cette configuration, le clarificateur/assouplissant traite le maquillage de la tour de refroidissement, et non la purge. Cette disposition permet des cycles de concentration plus élevés de la tour de refroidissement et un taux de purge inférieur correspondant. (Voir la Figure 6.24 du Chapitre 6 pour une illustration de cette relation.) Un volume de purge inférieur peut éliminer le besoin d'OI, avec une alimentation directe vers le concentrateur de saumure. Cependant, la clarification adoucissante produit de grandes quantités de boue.

De nombreuses leçons de conception et d’exploitation tirées des installations ZLD antérieures sont disponibles. Les lacunes ou problèmes fréquents comprennent : 

• De nombreux évaporateurs/crystalliseurs sont sous-dimensionnés en raison du coût élevé de cet équipement.
• Le contrôle du tartre et de la mousse dans les évaporateurs/crystalliseurs présente des défis importants, y compris la sélection de programmes de traitement efficaces et rentables.
• Un fonctionnement ZLD fiable nécessite du personnel hautement qualifié et des systèmes de contrôle de processus sophistiqués.
• Un besoin commun est un grand bassin de stockage ou d’évaporation pour recueillir les eaux usées lorsque le système ZLD est en panne pour une panne planifiée ou non planifiée.

Quasi-zéro ZLD

Les exemples mis en évidence dans les figures ci-dessus illustrent le ZLD complet pour éliminer toute décharge d’eau liquide, sauf peut-être pour une légère humidité dans les boues déshydratées. Les réglages de configuration peuvent fournir un ZLD proche de zéro dans lequel le système conserve et recycle l’eau, mais récupère également un sous-produit précieux pour la réutilisation dans l’usine. L’OI est utilisé pour concentrer la solution de sel à un volume beaucoup plus petit, suivi de l’électrolyse de la solution concentrée pour générer de l’acide caustique et sulfurique. Le liquide restant est un petit jet purifié. Une autre application implique la concentration de composés organiques en un volume plus petit, avec l’élimination de l’impureté de suivi par du carbone activé granulaire (GAC) ou peut-être une résine spéciale d’échange d’ions qui peut ensuite être transportée vers une installation d’élimination autorisée.

Les exemples de cette section décrivent plusieurs technologies en évolution pour réduire davantage le rejet d’impuretés nocives dans l’environnement. Mais la conception, l’installation et le fonctionnement du ZLD nécessitent une attention rigoureuse aux détails du début à la fin. Le coût de la défaillance peut être astronomique.

Conclusion

Comme ce chapitre l’a souligné, la qualité des eaux usées industrielles peut être très variable, ce qui nécessite une flexibilité dans la conception du traitement. Un autre exemple, très intéressant, est fourni à l’annexe 8-1, qui traite d’un processus qui n’est souvent pas mentionné dans les livres techniques généraux, mais qui est important pour de nombreuses industries. Le point clé est que pour toute application, une diligence raisonnable et un examen rigoureux de la conception et des besoins du projet sont nécessaires pour sélectionner la procédure de traitement des eaux usées appropriée. Les essais sur le terrain et parfois les essais pilotes sont également des éléments importants, qui peuvent être coordonnés avec une entreprise de traitement de l’eau réputée.

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Références

1. https://www.epa.gov/npdes
2. Manahan, S.E., Fundamentals of Environmental Chemistry, CRC Press LLC, Boca Raton, FL, 1993.
3. Ross, Charles C., Brandon M. Smith et G. Edward Valentine. « Repenser la conception de la flottation à air dissous (FAD) pour le prétraitement industriel. » Conférence technique sur les déchets industriels de la WEF et de l’Université Purdue. 2000.
4. Tchobanoglous, G., Burton, F. L. et Stensel, H. D. (2004). Ingénierie des eaux usées : Traitement et réutilisation (Vol. 4). McGraw-Hill Publishing Company Limited.
5. Edzwald, J. K., et Haarhoff, J. (2012). Flottation à l’air dissous pour la clarification de l’eau. McGraw-Hill. Buecker, B., Belden, J. et I. Mello, « Chimie du fer et du peroxyde : Une arme commune pour lutter contre plusieurs problèmes d’usine de traitement des eaux usées »; WaterWorld , novembre 2019.
6. K. Boudreaux, « Formation ZLDS »; Présentation de formation technique ChemTreat.
7. Renseignements fournis par Alfonso Salinas, ChemTreat.
8. S. Ottewell, « Technologie des eaux usées : Développements Diminuer les rejets »; Séance d’information matinale sur le traitement chimique, Le 15 mars 2022.

Annexe 8-1

Dénaturation de la peinture

Introduction

Pendant de nombreuses années, les humains ont peint ou autrement revêtu des matériaux et des structures pour les protéger de la corrosion atmosphérique et de la dégradation, et souvent pour l’esthétique. La peinture de nombreux composants d’équipement se fait dans les cabines de pulvérisation, où les conditions ambiantes, y compris la température, l’humidité, et les niveaux de poussière sont soigneusement contrôlés pour optimiser le processus de peinture. Cependant, entre 20 et 70 % de la peinture n'entre pas en contact avec la cible et est considérée comme une surpulvérisation. Le lavage à l'eau est courant pour éliminer cette surpulvérisation, si la peinture n’est pas traitée correctement, alias « détérioré », il peut rapidement boucher les pompes et les tuyaux de recirculation, dégrader la qualité de l’air d’échappement, et augmenter les risques d’incendie et d’explosion. Si la peinture est détachée, mais que l’eau de lavage n’est pas traitée correctement, l’eau peut servir de source alimentaire pour les bactéries pathogènes ou à l’origine des odeurs. Cette annexe décrit les problèmes uniques, mais très importants de traitement des eaux usées pour les nombreuses installations de peinture du monde entier.

Conception de cabine de pulvérisation de peinture

De nombreux modèles de cabines de peinture existent, mais cette annexe en examine deux : à aspiration latérale et à aspiration basse. La cabine à aspiration latérale est la conception la plus ancienne et la plus courante.

Figure 8.1.1. Schéma d’une cabine à aspiration latérale.

L’air entre d’un côté de la cabine et s’évacue de l’autre côté. L'air chargé de peinture passe à travers un rideau d'eau qui récure la surpulvérisation, avec une décharge vers un puisard. Le puisard se décharge vers une unité de collecte de peinture pour le retrait de la peinture, avec un retour d'eau propre à la cabine de pulvérisation.  

Les cabines à aspiration basse sont conçues pour les applications plus grandes et sont utilisées exclusivement dans les usines d’assemblage automobile.

Figure 8.1.2. Conception de cabine à aspiration basse.

Dans cette conception, l’air filtré entre du plafond et sort par les fentes du plancher. L’eau entre dans la cabine des deux côtés et sort par les fentes du plancher. Le contact intime entre l’air et l’eau récure la peinture. Nettoyez les échappements d’air à travers les piles, tandis que l’eau chargée de peinture s’écoule du bas de la cabine vers l’unité de traitement. Comme pour les modèles à aspiration latérale, l’eau propre est retournée au kiosque.

Traitement des eaux usées 

Étant donné qu’il existe de nombreuses variétés de peinture, avec différentes chimies, une approche « universelle » de la détachabilité n’est pas possible. Envisager des peintures de type laque qui durcissent par perte de solvant organique lorsqu’elles sont exposées à l’atmosphère. L’ajout de caustique à l’eau améliore souvent le récurage, car il réagit avec le liant dans la laque pour former un savon qui agit comme un surfactant pour émulsifier le solvant. Le solvant émulsifié se sépare de la peinture, permettant à la peinture de durcir en tant que floc en suspension dispersé pendant la réaction de détackification, tandis que le solvant émulsifié est retiré avec l'eau du système. L'hydroxyde de sodium ou de potassium est la source caustique typique.

Les sels métalliques provenant de coagulants inorganiques de fer ou d’aluminium peuvent servir à détacher les peintures réactives à l’air et les peintures à base de solvant non réactives à l’air. Pour une détachabilité adéquate, le pH doit être augmenté à une plage de 8 à 10. Les sels métalliques réagissent avec les esters dans les peintures pour former un savon métallique qui accélère le processus de durcissement. De plus, un floc de broche et un complexe associé d'hydroxyde de métal précipité avec des microbulles d'air emprisonné se développent. La peinture peut alors être facilement séparée de l'eau. En général, la peinture à base d’eau n’est pas collante et n’a pas besoin d’être détachée, cependant, il doit être retiré de l'eau du système de cabine. Le traitement avec un floculant de poids moléculaire élevé (HMW) est courant pour retirer le floculant à broches. Les floculants anioniques sont typiques pour les peintures à base de solvant et les floculants cationiques pour les peintures à base d'eau. La dose de sel métallique requise peut varier considérablement selon l’application. 

Si la détachation est difficile, une amélioration de la chimie de dispersion de l’eau de pulvérisation peut être nécessaire. Cela peut être fait en augmentant l’alcalinité de l’eau, tout en prenant soin de rester dans la plage de fonctionnement du pH requise. La cendre de sodium (Na₂CO₃) et le métasilicate de sodium sont des produits chimiques de conditionnement courants.  

Des colloïdes acides peuvent être utilisés pour détacher les peintures à base de solvant. Ces composés ont des propriétés hydrophobes et hydrophiles. Ils sont solubles dans des conditions acides, mais forment une structure complexe avec un pH croissant. Certains colloïdes acides comprennent l’amidon cationisé, la silice amine, la silicate amine et la mélamine formaldéhyde. Les extrémités hydrophobes des molécules se fixent aux gouttelettes de peinture, tandis que les extrémités hydrophiles se lient à l’eau. Les gouttelettes de peinture sont recouvertes d’eau et ne sont plus collantes. Ce traitement est plus efficace lorsque la peinture reste atomisée, puis se disperse dans de l’eau qui a un pH élevé par ajout d’alcalinité.

Un détachant moderne est composé de chitosan (glucosamine polymérique) et de sel métallique/amidon cationisé. Cette formule est considérée comme une « technologie écologique » et est brevetée par plusieurs entreprises. Le chitosan provient des crustacés. Le sel métallique est généralement à base d’aluminium, avec l’amidon dérivé du maïs. En raison de l’activité élevée de la solution, la composition d’aluminium/amidon fonctionne bien à une dose plus faible.  

L’eau de la cabine de peinture est surveillée pour maintenir le pH et l’alcalinité appropriés pour la dispersion de peinture désirée. 

Le polymère de détackification est normalement alimenté en eau de recirculation de la cabine. Le dosage des polymères est principalement dicté par la quantité de surpulvérisation de peinture, le type de peinture, la peinture à base de solvant ou d’eau et la conception de la cabine de peinture. L’alimentation en polymère pendant la production est normale, mais l’alimentation en boues de polymère est possible pour les systèmes nouvellement remplis, lorsque la peinture est sporadique, et/ou dans les systèmes où la peinture décollée n’est pas régulièrement retirée de l’eau de recirculation avec une unité de consolidation des boues.

Conformément à la discussion ci-dessus, la Figure 8.1.3 présente le schéma général du traitement de l’eau de détackification de la peinture.

Figure 8.1.3. Schéma de l’eau de la cabine de peinture.

Conclusion

Cette annexe n’est qu’un exemple des nombreuses applications spécialisées de traitement des eaux usées qui existent dans diverses industries. Une évaluation et une collecte de données minutieuses sont essentielles pour choisir des programmes de traitement efficaces.

À propos des auteurs

Jean M. Gucciardi

Conseiller du personnel technique de ChemTreat, retraité

Jean Gucciardi a travaillé dans le traitement de l’eau industrielle pendant près de quatre décennies, se concentrant sur les applications d’affluent, de chaudière, de refroidissement et d’eaux usées. Gucciardi a été publiée dans plusieurs publications de l’industrie tout au long de sa carrière. Elle a obtenu un baccalauréat et une maîtrise en génie environnemental de l’Université du Wisconsin.

David Marturana

Conseiller technique principal

Dave Marturana travaille dans le traitement des eaux industrielles depuis 1981 et s’est joint à ChemTreat en 2008. Il détient un baccalauréat en génie chimique et est ingénieur professionnel agréé dans le Commonwealth de Pennsylvanie. Consultante en applications pour le traitement des eaux usées influentes et industrielles, Marturana possède une vaste expertise dans la sélection et l’optimisation des coagulants et des floculants, le traitement des eaux usées primaires et biologiques, le traitement des eaux grises municipales et les applications de déshydratation des boues.

Maria Muniz

Directeur, polymères et prétraitement

Maria Muniz, directrice, Polymères et prétraitement, travaille dans le traitement industriel et des eaux usées depuis 1990, se concentrant sur les industries pétrochimiques, de l’acier, de l’automobile et de l’alimentation et des boissons. Son expertise en application comprend la séparation solide-liquide, le traitement secondaire, la gestion des solides et l’assèchement dans les industries légères et lourdes, tant aux États-Unis qu’à l’étranger.

Alfonso Salinas

Directeur, Technologie des polymères

Alfonso Salinas, directeur, Technologie des polymères, se spécialise dans la conception, la construction et l’exploitation des processus de traitement de l’eau et des eaux usées et possède une expérience directe dans les installations de traitement avec une capacité de débit comprise entre 1 et 114 mgd. Ses domaines d’expertise comprennent également les domaines biologiques, la coagulation et la floculation, la déshydratation des boues, l’élimination des métaux, la filtration, l’échange d’ions, les chaudières et le refroidissement, les tests en pot et les tests en laboratoire. Salinas détient un baccalauréat en génie civil et un M.Sc en génie environnemental.

Remerciements

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