1- مقدمة:
بدأ القلق في العقد الماضي يتزايد حول نوعية المياه الطبيعية و التي تتلقى مياه الصرف مباشرة”. وقد تم توجيه التركيز على حماية المياه الراكدة أو شبه الراكدة كالبحيرات والخلجان .
تدفق مياه الصرف الى المياه السطحية قد يعرضها لخطر التلوث بالعضويات المسببة للأمراض والبقايا القابلة للطفو كما يعرضها للترسبات و بالتالي ظهور حالات لاهوائية ، كما أنها تؤثر على سلامة الحياة المائية وعلى أية حال فان الاهتمام الاعظم كان تسارع ظهور حالات النمو الطحلبي في هذه المياه السطحية.
ان ظاهرة النمو الطحلبي (بسبب التوفر الغذائي) هي عملية نمو طبيعي ضمن المياه بسبب تزايد النشاط الحيوي.
تتصف المياه ذات النمو الطحلبي بوجود أعشاب مائية و أشنيات طحلبية ضمنها بتراكيز عالية. ان تموت هذه العضويات يؤدي الى ترسبها الى القاع و من ثم تحللها و تأكسدها مما يؤدي في النهاية الى استهلاك الاكسجين المنحل المتوفر بالمياه و بالتالي ظهور حالات لاهوائية في القاع مترافقة مع روائح كريهة.
كما أن عملية النمو اطحلبي للأشنيات تتأثر بدورة الليل والنهار بشكل كبير من حيث محتوى الاكسجين المنحل في الوسط ففي النهار يتم انتاج الاكسجين بسبب التمثيل الضوئي في النباتات و في الليل يتم استهلاكه. و ترتبط سرعة النمو الطحلبي بزيادة حمولات المغيات في السيب النهائي الناتج عن محطات المعالجة.
إن الفوسفور والازوت هما المغذيان الرئيسيان المسببان لظاهرة النمو الطحلبي و لذلك فإن ازالتهما ضمن محطات المعالجة سيحد من هذه الظاهرة. إن مهندسي البيئة يعتبرون أن التخلص من هذه المواد المغذية ضمن محطات المعالجة الطريقة الأكثر فاعلية للتحكم بهذه الظاهرة.
لكن هذه العملية ليست المشكلة الوحيدة التي تسببها هذه المغذيات . فالامونيا تعتبر سامة لبعض الأحياء المائية ولو كانت بتراكيز صغيرة. ويمكن لأكسدة الامونيا إلى نتريت و نترات أن تستنفذ بشدة تركيز الكسجين المنحل ( DO ) ضمن المياه .
لقد وجد أن النتريت ذات ارتباط أقوى بالهيموغلوبين من الأوكسجين وبذلك تزيحه في الدم مسببة الميتهيموغلوبينيا أو مرض الطفل الأزرق عند الأطفال . ويتعارض وجود الفوسفات و لو بتراكيز ضئيلة بحدود 0.2 mg/l مع الإزالة الكيميائية للعكارة في مياه الشرب.
وأمام التحميل المتزايد من المغذيات ، إضافة للاهتمام المطرد والطلب المتعاقب لحماية مصادر المياه في العالم فإن أبحاث وتطوير عمليات إزالة الفوسفور والآزوت من مياه الصرف قد تقدمت بشكل ملحوظ .
لقد انصب معظم الاهتمام في مجال التلاعب بالظروف المحيطة لتعزيز الآليات البيولوجية المسؤولة عن إزالة المغذيات .
ودورياً تستخدم كل من التسهيلات الإدارية والصناعية العديد من عمليات معالجة مياه الصرف استجابة للأنظمة المحلية المعتمدة .
يمكن تصنيف عمليات إزالة المغذيات في مجموعتين :
1- الأنظمة الحيوية
2- الأنظمة الفيزياكيميائية
و يمكن أيضاً تقسيم العمليات الحيوية إلى أنظمة الغشاء المثبت وأنظمة النمو المعلق ، ومؤخراً فقد لزم الكثير من التعديلات ضمن عملية المعالجة لإزالة المغذيات لأن معظم المحطات المبنية في السبعينات من القرن الماضي كانت مخصصة لإزالة الـ BOD و TSS دون أخذ ازالة المغذيات بعين الاعتبار .
على الرغم من التطبيقات الموجودة للغشاء المثبت والعمليات الفيزياكيميائية لإزالة المواد الغذائية ، فقد نالت أنظمة النمو المعلق أكثر الاهتمام . لذلك يركز هذا النص على عمليات النمو المعلق في الحمأة المنشطة ويبين الآليات الحيوية المسؤولة عن إزالة المواد الغذائية إضافة الى عمليات المعالجة الأخرى .
2- آليات إزالة المغذيات:
تتمثل هذه الآليات بتوفير الظروف المنسبة لتكاثر البكتريا المسؤولة عن المعالجة عن طريق الانقسام و الحد من الظروف الغير مناسبة التي تؤدي إلى تموت هذه البكتريا.
تعتمد درجة المعالجة على عدد من الأنواع المحددة من البكتريا ولذلك يجب الأخذ بالحسبان متغيرات معينة مؤثرة أثناء تصميم العملية و تشغيلها.
2-1 إزالة الفوسفور:
لقد تم البحث في ظاهرة إزالة الفوسفور حيوياً (Enhanced Biological Phosphorus Removal) (EBPR) بواسطة الحمأة المنشطة في فترة الستينات وأشير إليها على إنها من متطلبات عمليات الاستقلاب الخلوي للحمأة ولقد تم إنجاز العديد من الدراسات منذ أوائل السبعينات على أشكال متنوعة من الآليات التي تتحكم بهذه العملية وقد وجد إنه يحب إن تخضع عملية المعالجة الحيوية لفترة من العمليات اللاهوائية قبل عملية التهوية.
ومن المتطلبات الأساسية لعملية EBPR الاختيار المناسب للعضويات . و إخضاع الحمأة مع مياه الصرف إلى دورة هوائية / لا هوائية و بشكل متعاقب فإن المتعضيات الدقيقة القادرة على تخزين الفوسفور في كتلتها الحيوية على شكل فوسفات معقدة (Poly-P) تتكاثر بالإنقسام في هذا النظام. يظهر الشكل (1) المنحني النظامي لتراكيز BOD و الفوسفور .
الشكل ( 1 ) التوضيح البيولوجي للتغير الحاصل للــ BOD & P أثناء ازالتها
ان تحرير الفوسفور المعقد المتواجد ضمن الخلايا البكتيريا الى الوسط المائي يعكس الامتصاص السريع للمواد العضوية / BOD / في البيئة اللاهوائية. وفي المنطقة الهوائية يتم امتصاص الفوسفات المنحلة ضمن الوسط (المياه) لتصل لتراكيز منخفضة جداً بالتزامن مع الإزالة المستمرة للـ BOD .
لقد طرح العالم Hong et. al في عام 1982 تفسيراً لهذه الآلية الحيوية. إن تحطم البولي فوسفات في المنطقة اللاهوائية يولد طاقة تلزم لنقل الملوثات إلى داخل الخلايا البكتيرية التي يتجمع فيها الفوسفور وهذا يفسر تغيرات تركيز BOD و الفوسفات في المعالجة اللاهوائية . و كنتيجة فإن هذه البيئة تعمل كمنطقة اختيارية و البكتريا المجمعة للفوسفات تعرف بالآسينتوبكتريا ( Acinetobacter) و هي تملك حسنات تنافسية و تتكاثر بالإنقسام ضمن هذا النظام.
حالما يصل تجمع الخلايا المجمعة للفوسفات وبقية الكائنات الدقيقة إلى البيئة الهوائية فإن أغلب المواد العضوية / BOD / سهلة التأكسد ستنتقل الى داخل البكتريا المخزنة للفوسفات. وحالما تتأكسد المواد العضوية (BOD) فإن الطاقة الناتجة تستخدم لتركيب البولي فوسفات وتشكل خلايا جديدة وهذه الخلايا الجديدة هي المسؤولة عن إزالة الفوسفور في النظام.
إن العملية المتبادلة للحياة الهوائية و اللاهوائية تعطي مياه معالجة ذات تراكيز منخفضة من BOD و الفوسفور المنحل كما أنها تنتج حمأة غنية بالبولي فوسفات.
افترض العالمان ( Tracy and Flammino) تفسيراً أكثر تفصيلاً للعلاقة بين استقلاب الملوثات و البولي فوسفات المختزن كما في الشكل ( 2 ) نسخة مبسطة من المسار المقترح ويجب إن تكون المتعضيات المخزونة من البولي هيدروكسي بيوتايريت ( Polyhydroxybutyrate) أو اختصارا” ( PHB).
الشكل ( 2 ) شرح تخطيطي لعملية ازالة المغذيات بيولوجيا”
تمت اختبارات مجهريه على عينة من المزيج السائل من EBPR و العمليات التقليدية للحمأة المنشطة باستعمال ملون نايسر الذي يبدل لون الحبيبات التي تحتوي البولي فوسفات و يبين الشكل( 3 ) صوراً مجهريه للعينات الملونة مع المعالجة وفق نايسر تدل المواد قاتمة اللون على وجود البولي فوسفات . وكما يبين الشكل فإن عينة المزيج السائلة (خليط الحمأة و الملوثات ضمن حوض التهوية) من عملية EBPR تحتوي حجماً أكثف من مخزون البولي فوسفات .
إن معدل ومدى إزالة الفوسفات مرتبط بنوع وكمية الملوثات المنحلة في مياه الصرف .
الشكل 3 يبين صورةً مجهريه لعينة ملونة مع المعالجة وفق نايسر
و الشكل (4) التالي يبين غياب حبيبات البولي فوسفات من الحمأة المتحكم بها.
الشكل (4) التالي يبين غياب حبيبات البولي فوسفات من الحمأة
تظهر الدراسات إن الحموض الدسمة ذات الوزن الجزيئي المنخفض ( VFAS ) كالخلات هي المصدر المفضل للكربون . إضافة إلى إن أنواع الكاتيونات كالبوتاسيوم و المغنزيوم ضرورية لتركيب البولي فوسفات .
تحتوي مياه الصرف المدنية العادية على ما يكفي من المواد المتخمرة المنحلة و الكاتيونات لإزالة الفوسفور الحيوية .
ووفق خصائص مياه الصرف يصمم نظام EBPR لمعدل F/M أعلى ويحقق هذا عموماً درجة إزالة أعلى للفوسفور ، إن نظاماً يعمل بمعدل أعلى من الـ F/M ينتج كتلة أكبر من الحمأة لضم الفوسفور . وبما إن إنتاج الحمأة واستهلاكها هو المسؤول عن الإزالة الصافية للفوسفور فإن هذا المتغير هو المفتاح للنجاح بإزالة الفوسفور بيولوجيا”. وقد دلت التجارب المخبرية على أن ازالة الفوسفور تتحسن مع انخفاض درجة حرارة التشغيل.
وكمعظم التفاعلات الحيوية تميل العضويات في عملية EBPR إلى pH معتدل . وقد أظهرت الدراسات المخبرية الشاملة إن معدل الامتصاص الأعلى للفوسفور يتحقق في مجال pH من 6.8-7.4 . تنخفض المعدلات تدريجياً إلى حدود 70% من الحد الأدنى عند pH يساوي 6 . وتحت القيمة pH .6 تنخفض المعدلات بسرعة حتى تنعدم الإزالة عند pH.5 . ولكن الخبرة في عمليات الدرة الأولى تدل على إن تأثير pH على EBPR أشد من ذلك .
عند تصميم نظام الحمأة المنشطة للوصول لتراكيز تدفق منخفضة للفوسفور 1-2 mg/l في المياه بعد المعالجة يجب توفير الشروط التالية :
1- منطقة حياة لاهوائية مع زمن مكوث 1-2 ساعة .
2- يجب أن تكون نسبة BOD المنحلة P المنحلة أكبر من 12 أو أكثر ضمن التدفق.
3- التشغيل عند أعلى قيمة لـ F/M وأقصر SRT وبحيث تسمح بالنترجة إذا كانت ضرورية .
2-2 إزالة الآزوت :
إن الآزوت في مياه الصرف المدنية طاغ في الصيغ العضوية وصيغ الأمونيوم . وعلى العموم فإن مياه الصرف تحتوي على 60% من نترات الأمونيوم و 40% من الآزوت العضوي مع تركيز مهملة من النترات أو النتريت .
تحتوي مياه الصرف غير المعالجة على 20-50 mg/ml للآزوت الكلي. وفي النهاية فإن كل عمليات معالجة الحمأة المنشطة تحقق درجة من إزالة الآزوت الصافية لأن الآزوت ضروري لتصنيع جزء حيوي جديد من الكتلة الخلوية والتنفس الناتج عن النمو الباطني .
ان درجة إزالة الآزوت الصافية اللازمة للنمو الخلوي تابعة للتحميل العضوي وعمر الحمأة (SRT ) و التنفس الخلوي.
نموذجياً فإن الاستيعاب ( الامتصاص) يزيل 20-30% من كمية الآزوت الموجودة ضمن المياه الملوثة الداخلة . ولكن معظم أنظمة إزالة الآزوت تستخدم عمليتين للوصول إلى نوعية التدفق المطلوبة ، النترجة وإزالة النترات . يمكن إزالة الآزوت أيضاً من مياه الصرف بالتبادل الشاردي .
أ- النترجة :
النترجة الحيوية تؤكسد الآزوت من النشادر (NH4+) إلى النترات (NO3-). إن التفاعل الكلي عبارة عن خطوتين : الخطوة الأولى تؤكسد النشادر إلى نتريت (NO2-) بواسطة بكتريا النتروزوموناس . أما الخطوة الثانية فهي تحويل النتريت إلى نترات بواسطة بكتريا النتروباكتر.
إن عملية التحويل تتم كما يلي :
NH4++1.5O2 ─ Nitrosomonas → NO2-+2H++H2O
NO2-+0.5O2─Nitrobacter→NO3-
ولكن هذه البكتريا الذاتية التغذية لا تستخدم كل النشادر كمصدر للطاقة . تستخدم الكتلة الحيوية الفعالة الأمونيوم كمصدر للآزوت اللازم أثناء التركيب الخلوي . إن التفاعل الكلي للنترجة العضوية يحصل كما يلي :
NH4+1.9O2+0.081CO2→0.016C5H7O2N+0.098NO3-+0.95H2O+1.98H+
تعطي المعادل الاخيرة نظرياً ثلاثة متغيرات هامة :
أولاً يلزمنا 4.34 mg من O2لأكسدة 1 mg من NH4+-N ، وهذه الكمية تتفق تقريباً مع مجموع المعادلتين السابقتين (4.57mg O2/mg NH4+-N) .
ثانياً يستهلك 7.07 mg من القلوية (كـ CaCO3) لكل mg من NH4+-N المنترجة .
وأخيراً ينتج 0.13 mg من الكتلة الحيوية الفعالة لكل mg من NH4+-N المتحولة .
تتفاوت هذه المؤشرات تبعاً لتشغيل العملية والظروف مثل عمر الحمأة والحمل العضوي والـ pH ودرجة الحرارة .
تضمن عملية النترجة ضبطاً لنظام المعالجة ويمكن إن تكون عملية صعبة الإنجاز بشكل موثوق. ان المتعضيات الهوائية ذاتية التغذية المسؤولة عن النترجة تعد أكثر حساسية للشروط المحيطية ، السموم والصادات من المتعضيات المؤكسدة للكربونات. إضافة إلى إن بعض المشاكل تظهر على المعاملات الحركية البيولوجية أثناء المعالجة النموذجية لمياه الصرف.
كما يظهر في قياس الاتحاد العنصري (الكيمياء الكمية) فإن النترجة تتطلب كمية من الأوكسجين أكبر من الكمية اللازمة لعضويات التغذية الكربونية من أجل أكسدة الكربون ( إزالة BOD ) ويلزم عمر أكبر للحمأة لمعدل نمو أبطاً لعضويات التغذية النتراتية.
كما إنه في حال عدم وجود قلوية كافية لماء الصرف فإن الـ pH يقل فعلياً ، وتحدد هذه الحدود المنخفضة للـ pH مدى النترجة .
تحتوي مياه الصرف المدنية العادية على ما يكفي من المواد المتخمرة المنحلة و الكاتيونات لإزالة الفوسفور الحيوية .
ووفق خصائص مياه الصرف يصمم نظام EBPR لمعدل F/M أعلى ويحقق هذا عموماً درجة إزالة أعلى للفوسفور ، إن نظاماً يعمل بمعدل أعلى من الـ F/M ينتج كتلة أكبر من الحمأة لضم الفوسفور . وبما إن إنتاج الحمأة واستهلاكها هو المسؤول عن الإزالة الصافية للفوسفور فإن هذا المتغير هو المفتاح للنجاح بإزالة الفوسفور بيولوجيا”. وقد دلت التجارب المخبرية على أن ازالة الفوسفور تتحسن مع انخفاض درجة حرارة التشغيل.
وكمعظم التفاعلات الحيوية تميل العضويات في عملية EBPR إلى pH معتدل . وقد أظهرت الدراسات المخبرية الشاملة إن معدل الامتصاص الأعلى للفوسفور يتحقق في مجال pH من 6.8-7.4 . تنخفض المعدلات تدريجياً إلى حدود 70% من الحد الأدنى عند pH يساوي 6 . وتحت القيمة pH .6 تنخفض المعدلات بسرعة حتى تنعدم الإزالة عند pH.5 . ولكن الخبرة في عمليات الدرة الأولى تدل على إن تأثير pH على EBPR أشد من ذلك .
عند تصميم نظام الحمأة المنشطة للوصول لتراكيز تدفق منخفضة للفوسفور 1-2 mg/l في المياه بعد المعالجة يجب توفير الشروط التالية :
1- منطقة حياة لاهوائية مع زمن مكوث 1-2 ساعة .
2- يجب أن تكون نسبة BOD المنحلة P المنحلة أكبر من 12 أو أكثر ضمن التدفق.
3- التشغيل عند أعلى قيمة لـ F/M وأقصر SRT وبحيث تسمح بالنترجة إذا كانت ضرورية .
2-2 إزالة الآزوت :
إن الآزوت في مياه الصرف المدنية طاغ في الصيغ العضوية وصيغ الأمونيوم . وعلى العموم فإن مياه الصرف تحتوي على 60% من نترات الأمونيوم و 40% من الآزوت العضوي مع تركيز مهملة من النترات أو النتريت .
تحتوي مياه الصرف غير المعالجة على 20-50 mg/ml للآزوت الكلي. وفي النهاية فإن كل عمليات معالجة الحمأة المنشطة تحقق درجة من إزالة الآزوت الصافية لأن الآزوت ضروري لتصنيع جزء حيوي جديد من الكتلة الخلوية والتنفس الناتج عن النمو الباطني .
ان درجة إزالة الآزوت الصافية اللازمة للنمو الخلوي تابعة للتحميل العضوي وعمر الحمأة (SRT ) و التنفس الخلوي.
نموذجياً فإن الاستيعاب ( الامتصاص) يزيل 20-30% من كمية الآزوت الموجودة ضمن المياه الملوثة الداخلة . ولكن معظم أنظمة إزالة الآزوت تستخدم عمليتين للوصول إلى نوعية التدفق المطلوبة ، النترجة وإزالة النترات . يمكن إزالة الآزوت أيضاً من مياه الصرف بالتبادل الشاردي .
أ- النترجة :
النترجة الحيوية تؤكسد الآزوت من النشادر (NH4+) إلى النترات (NO3-). إن التفاعل الكلي عبارة عن خطوتين : الخطوة الأولى تؤكسد النشادر إلى نتريت (NO2-) بواسطة بكتريا النتروزوموناس . أما الخطوة الثانية فهي تحويل النتريت إلى نترات بواسطة بكتريا النتروباكتر.
إن عملية التحويل تتم كما يلي :
NH4++1.5O2 ─ Nitrosomonas → NO2-+2H++H2O
NO2-+0.5O2─Nitrobacter→NO3-
ولكن هذه البكتريا الذاتية التغذية لا تستخدم كل النشادر كمصدر للطاقة . تستخدم الكتلة الحيوية الفعالة الأمونيوم كمصدر للآزوت اللازم أثناء التركيب الخلوي . إن التفاعل الكلي للنترجة العضوية يحصل كما يلي :
NH4+1.9O2+0.081CO2→0.016C5H7O2N+0.098NO3-+0.95H2O+1.98H+
تعطي المعادل الاخيرة نظرياً ثلاثة متغيرات هامة :
أولاً يلزمنا 4.34 mg من O2لأكسدة 1 mg من NH4+-N ، وهذه الكمية تتفق تقريباً مع مجموع المعادلتين السابقتين (4.57mg O2/mg NH4+-N) .
ثانياً يستهلك 7.07 mg من القلوية (كـ CaCO3) لكل mg من NH4+-N المنترجة .
وأخيراً ينتج 0.13 mg من الكتلة الحيوية الفعالة لكل mg من NH4+-N المتحولة .
تتفاوت هذه المؤشرات تبعاً لتشغيل العملية والظروف مثل عمر الحمأة والحمل العضوي والـ pH ودرجة الحرارة .
تضمن عملية النترجة ضبطاً لنظام المعالجة ويمكن إن تكون عملية صعبة الإنجاز بشكل موثوق. ان المتعضيات الهوائية ذاتية التغذية المسؤولة عن النترجة تعد أكثر حساسية للشروط المحيطية ، السموم والصادات من المتعضيات المؤكسدة للكربونات. إضافة إلى إن بعض المشاكل تظهر على المعاملات الحركية البيولوجية أثناء المعالجة النموذجية لمياه الصرف.
كما يظهر في قياس الاتحاد العنصري (الكيمياء الكمية) فإن النترجة تتطلب كمية من الأوكسجين أكبر من الكمية اللازمة لعضويات التغذية الكربونية من أجل أكسدة الكربون ( إزالة BOD ) ويلزم عمر أكبر للحمأة لمعدل نمو أبطاً لعضويات التغذية النتراتية.
كما إنه في حال عدم وجود قلوية كافية لماء الصرف فإن الـ pH يقل فعلياً ، وتحدد هذه الحدود المنخفضة للـ pH مدى النترجة .
يظهر الجدول 1 البارامترات النموذجية للعملية في النظام ذو المرحلة الواحدة للنترجة .
ب- إزالة النترات :عملية إزالة النترجة بيولوجيا تؤدي الى تخفيض النترات NO3 إلى غاز الآزوت N2 وثاني أوكسيد الآزوت N2O أو أول أكسيد الآزوت NO .إن عملية إزالة الآزوت هي من أكثر العمليات استخداماً في معالجة مياه الصرف المنزلية.إن متعضيات عمليات إزالة النترات هي أوليات اختيارية هوائية عضوية التغذية تستطيع استعمال النترات بغياب الأوكسجين المنحل DO. إن العديد من أنواع البكتريا قادر على إزالة النترات ( الأكروموباكتر ، باكيلوس ، بريفياكتريوم ، ميكروكوسيوس ، سيدوموناس ، سبيريليوم ).هناك العديد من الظروف التي تحسن كمية إزالة النترجة الحيوية : النترات ، مصدر كربون سهل وفعال ، تركيز منخفض من DO . إن DO المنخفض هو الحالة الأكثر حرجا” حيث أن إزالة النترجة ببساطة هي مجموعة من التعديلات على المسار الهوائي المستخدم في أكسدة BOD. إن تفاعل الاتحاد العنصري (الكيمياء الكمية) الذي يصف هذا التغير الحيوي يعتمد على مصدر الكربون المستخدم كما يلي :
المعادلات التالية تظهر متغيرات العملية النموذجية لنظام النترجة وحيد الطور :
إن معدل إزالة النترات يتبع العديد من الشروط مثل حرارة مياه الصرف ونوع مصدر الكربون المستخدم للنقل الالكتروني ، ولكن تحديد المادة الكربونية المغذية الأنسب لمعالجة مياه الصرف أمر صعب.تصف المعادلة التالية التفاعل الاجمالي باستخدام الميتانول كمصدر للكربون و النترات كمصدر للآزوت (U.S. EPA 1975):
NO3- + 1.08 CH3OH + 0.24 H2CO3 > 0.056 C5H7O2N + 0.47 N2 + 1.68 H2O + HCO3-
يلزمنا من الناحية النظرية 2.47 mg من الميتانول لإنتاج 1 mg من النترات وكذلك تدل المعادلة على إن 3.57 mg من القلوية (كـ CaCO3) لكل 1mg من (NO3–N) قد أنتجت . لكن الدراسات تبين إن هذه المعايرة قد تكون عدوانية و إن 3 mg من القلوية تكون محببة.
إن إمكانية إنتاج القلوية في عملية إزالة النترجة تمكن النظام المشترك( النترجة / إزالة النترجة) من إبقاء الـ pH في ثبات أكبر . إضافة إلى إن النظام الذي يستخدم تدفق الـ BOD كمصدر للكربون و تتوضع فيه المنطقة الخالية من الأوكسجين قبل المنطقة الهوائية في العملية سيتطلب طاقة أقل للتهوية ، إن توفير الطاقة هذا بسبب إن جزء من الملوثات يزال بعملية إزالة النترجة (تثبيت لاهوائي).
إن إمكانية إنتاج القلوية في عملية إزالة النترجة تمكن النظام المشترك( النترجة / إزالة النترجة) من إبقاء الـ pH في ثبات أكبر . إضافة إلى إن النظام الذي يستخدم تدفق الـ BOD كمصدر للكربون و تتوضع فيه المنطقة الخالية من الأوكسجين قبل المنطقة الهوائية في العملية سيتطلب طاقة أقل للتهوية ، إن توفير الطاقة هذا بسبب إن جزء من الملوثات يزال بعملية إزالة النترجة (تثبيت لاهوائي).
ت- التبادل الشاردي :
يحتوي تصريف المياه الصناعية وخاصة من مصانع نترات الأمونيوم بشكل نموذجي على تراكيز 500 mg/l من الآزوت مقسمة بالتساوي بين أشكال الأمونيوم والنترات . يستخدم مهندسو البيئة عملية التبادل الشاردي للإزالة الفعالة للتراكيز العالية للمركبات الآزوتية .
يستطيع التبادل الشاردي تنقية مياه الصرف إلى درجة تصل حتى التصريف المعياري الخالي من الملوثات أو الذي يسمح بالتكرار الكامل لمياه الصرف . وتستطيع عملية التبادل الشاردي أيضاُ استعادة فواقد منتجات الأسمدة إلى تيار مياه الصرف وتستطيع بكفاءة إن تعيد المنتجات المسترجعة إلى عمليات إنتاج الأسمدة.
لقد تم استخدام التبادل الشاردي بنجاح لمعالجة مياه الصرف من مصانع الأسمدة الآزوتية .
تختار مصانع التسميد التبادل الشاردي في عملية المعالجة نتيجة دراسة لمدة سنتين بينت هدف التخلص بشكل كامل من التلوث أو الحد المسموح لتكرير المياه وإعادة تدويره .
ومثل عملية المعالجة فإن التبادل الشاردي يستطيع تأمين الماء المتدفق بنوعية ملائمة للتدوير أو التصريف .
بسبب طبيعة العمليات الصناعية فإن التلوث المبدئي في مصارف مصانع السماد الآزوتي هو نترات الأمونيوم . هذه الأملاح ستزال من المحلول بشكل جيد بالتبادل الشاردي ، وكذلك بإعادة تنشيط الراتنج الكتيوني بحمض النتريك و الراتنج الأنيوني بالنشادر المائية . يمكن لعملية التبادل الشاردي إن تستخدم لتوفير استفادة كاملة من المنتج حيث المنشطات الكيميائية الفائضة يمكن ان تتحد لتشكل منتج أساسي. و بما ان المنشطات الكيميائية تنتج داخل الوحدة فإن الحصول عليها ذو تكلفة بسيطة. إن الشوارد الأخرى الناتجة عن تنشيط الراتنج هي مبدئياً تنتج من وجود قساوة للماء . ان عملية التبادل الشاردي تدور بسهولة المنتج الاساسي المعالج، نترات الامونيوم، و تدور بعض شوائب المياه بإنتاج محلول النتروجين في مصنع السماد النموذجي، كما يمكن للماء منزوع الشوارد ان يعاد استخدامه بشكل مناسب .
لقد اختير في مصنع السماد تيار مضاد مستمر للتبادل الشاردي يتحرك بوسط سريري لأن هذا النظام يؤمن تسرباً قليلاً للشوارد المتبادلة وتركيزاً عالياً من النواتج المتولدة عن الغسيل .
الجدول 2 يبين التلوث المزال من مياه الصرف (هذا إضافة إلى إن المادة الأولية و نترات الأمونيوم فإن الشوارد المستردة تشكل المتعضيات المجهرية للسماد . بينما التركيز العالي من الكلوريد يجعل التبخير المديد من المحلول خطيراً بسبب احتمال الانفجار ، وبشكل متتابع تعود أكثر الفضلات الملائمة من المواد المستعادة إلى دورة إنتاج محاليل الآزوت) .
يحتوي تصريف المياه الصناعية وخاصة من مصانع نترات الأمونيوم بشكل نموذجي على تراكيز 500 mg/l من الآزوت مقسمة بالتساوي بين أشكال الأمونيوم والنترات . يستخدم مهندسو البيئة عملية التبادل الشاردي للإزالة الفعالة للتراكيز العالية للمركبات الآزوتية .
يستطيع التبادل الشاردي تنقية مياه الصرف إلى درجة تصل حتى التصريف المعياري الخالي من الملوثات أو الذي يسمح بالتكرار الكامل لمياه الصرف . وتستطيع عملية التبادل الشاردي أيضاُ استعادة فواقد منتجات الأسمدة إلى تيار مياه الصرف وتستطيع بكفاءة إن تعيد المنتجات المسترجعة إلى عمليات إنتاج الأسمدة.
لقد تم استخدام التبادل الشاردي بنجاح لمعالجة مياه الصرف من مصانع الأسمدة الآزوتية .
تختار مصانع التسميد التبادل الشاردي في عملية المعالجة نتيجة دراسة لمدة سنتين بينت هدف التخلص بشكل كامل من التلوث أو الحد المسموح لتكرير المياه وإعادة تدويره .
ومثل عملية المعالجة فإن التبادل الشاردي يستطيع تأمين الماء المتدفق بنوعية ملائمة للتدوير أو التصريف .
بسبب طبيعة العمليات الصناعية فإن التلوث المبدئي في مصارف مصانع السماد الآزوتي هو نترات الأمونيوم . هذه الأملاح ستزال من المحلول بشكل جيد بالتبادل الشاردي ، وكذلك بإعادة تنشيط الراتنج الكتيوني بحمض النتريك و الراتنج الأنيوني بالنشادر المائية . يمكن لعملية التبادل الشاردي إن تستخدم لتوفير استفادة كاملة من المنتج حيث المنشطات الكيميائية الفائضة يمكن ان تتحد لتشكل منتج أساسي. و بما ان المنشطات الكيميائية تنتج داخل الوحدة فإن الحصول عليها ذو تكلفة بسيطة. إن الشوارد الأخرى الناتجة عن تنشيط الراتنج هي مبدئياً تنتج من وجود قساوة للماء . ان عملية التبادل الشاردي تدور بسهولة المنتج الاساسي المعالج، نترات الامونيوم، و تدور بعض شوائب المياه بإنتاج محلول النتروجين في مصنع السماد النموذجي، كما يمكن للماء منزوع الشوارد ان يعاد استخدامه بشكل مناسب .
لقد اختير في مصنع السماد تيار مضاد مستمر للتبادل الشاردي يتحرك بوسط سريري لأن هذا النظام يؤمن تسرباً قليلاً للشوارد المتبادلة وتركيزاً عالياً من النواتج المتولدة عن الغسيل .
الجدول 2 يبين التلوث المزال من مياه الصرف (هذا إضافة إلى إن المادة الأولية و نترات الأمونيوم فإن الشوارد المستردة تشكل المتعضيات المجهرية للسماد . بينما التركيز العالي من الكلوريد يجعل التبخير المديد من المحلول خطيراً بسبب احتمال الانفجار ، وبشكل متتابع تعود أكثر الفضلات الملائمة من المواد المستعادة إلى دورة إنتاج محاليل الآزوت) .
لا يزيل نظام المعالجة بالتبادل الشاردي السيليكا لأن الراتنج الأنيوني يستخدم كأساس ضعيف .
وبالنتيجة فإن الماء المتشرد الناتج بالمبادل الشاردي لا يستخدم بشكل كامل كماء لتبريد البرج أو لأجل تغذية المرجل بسبب محتوى السيليكا .
يمكن للمعمل إن يضيف ملمع السيليكا ( مبادل قياسي ذو سرير ثابت يستخدم راتنج أنيوني ذو أساسي قوي) إلى النظام لإزالة السيليكا وإنتاج الماء المزال الشوارد بشكل مرضٍ لكل الاستخدامات داخل المعمل . وتسمح هذه الإضافة بإعادة تدوير كاملة للماء وتكرير في نظام مغلق .
ملاحظة: جميع محتويات الموقع ذات حقوق محفوظة و لايسمح بإعادة النشر أو الاستخدام إلا بعد أخذ إذن مدير الموقع حصريا” تحت طائلة المسؤولية
وبالنتيجة فإن الماء المتشرد الناتج بالمبادل الشاردي لا يستخدم بشكل كامل كماء لتبريد البرج أو لأجل تغذية المرجل بسبب محتوى السيليكا .
يمكن للمعمل إن يضيف ملمع السيليكا ( مبادل قياسي ذو سرير ثابت يستخدم راتنج أنيوني ذو أساسي قوي) إلى النظام لإزالة السيليكا وإنتاج الماء المزال الشوارد بشكل مرضٍ لكل الاستخدامات داخل المعمل . وتسمح هذه الإضافة بإعادة تدوير كاملة للماء وتكرير في نظام مغلق .
ملاحظة: جميع محتويات الموقع ذات حقوق محفوظة و لايسمح بإعادة النشر أو الاستخدام إلا بعد أخذ إذن مدير الموقع حصريا” تحت طائلة المسؤولية