Primær behandling av avløpsvann
Les denne artikkelen for å lære om den primære behandlingen av avløpsvann: 1. Screening 2. Gritfjerning 3. Tykkelse / sedimentasjon 4. Luftflukt og 5. Kolloidfjerning.
Etter pH-regulering og utjevning underkastes en avløpsvannstrøm primærbehandling. Målet med primær behandling er å fjerne de suspenderte stoffene fra avløpsvann. Utvelgelse av en teknikk / teknikker som skal anvendes for fjerning av suspenderte stoffer fra en avløpsvannstrøm, avhenger av om partiklene er faste eller flytende.
Teknikkutvelgelse vil også avhenge av fast partikkel tetthet og størrelse. Fjerning av faste partikler er viktig, da de sannsynligvis vil samle seg i rørledninger, pumper og påfølgende behandlingsenheter og dermed forstyrre effluentbehandlingsanleggets (ETP) operasjon. Fjernelse av suspendert væske (oljer, fett og fett) fra avløpsvann må utføres, da det kan påvirke ytelsen til sekundære og tertiære behandlingsenheter negativt.
Større faste partikler (15 mm eller mer) fjernes ved screening. Grov (0, 1 mm eller større) og tettere partikler blir arrestert i et gruskammer eller en hydrocyklon. Denserpartikler som er finere enn 0, 1 mm (men ikke kolloider) kan avgis i et fortykkelsesmiddel eller fjernes ved oppløsning av oppløsningsflat (DAF) eller induksjonsflytningsteknikk.
Faktisk kan fullstendig fjerning av fine partikler både tyngre og lettere oppnås ved filtrering. Imidlertid er filtreringsoperasjon for fjerning av fine partikler i alminnelig bruk bare som en del av den endelige (polering) behandling og ikke som en del av den primære behandling.
For fjerning av suspenderte faste partikler utføres operasjoner i følgende rekkefølge:
1. Screening,
2. Gritfjerning (Gritkammer-95% fjerning hvis 0, 2 mm eller større; Hydro-cyklon-95% fjerning av 0, 1 mm eller større),
3. Tykkelse / sedimentering,
4. DAF / induksjonsluftflytning,
5. Kolloidfjerning.
1. Screening:
Screening skal gjøres ved selve inngangen til et renseanlegg. Hensikten er å fjerne store partikler både lettere og tyngre enn vann for å beskytte nedstrømsbehandlingsenhetene mot tilstopping.
De motstandsdyktige materialene som må fjernes er filler, stykker av gummi og plast, komponent / ødelagte deler av maskiner og andre diverse materialer. Skjermene som brukes er metalliske og de har jevne rektangulære eller sirkulære åpninger.
Disse kan bestå av parallelle stenger eller stenger, gitter, perforerte plater, trådnett etc. Skjermene fjernes enten manuelt eller mekanisk og kan til slutt bortskaffes enten som deponi eller ved forbrenning. Skjermene er klassifisert som grov, middels eller fin, avhengig av åpningens størrelse. Grove skjermer har 75-150 mm åpninger, medium har 20-50 mm og fine skjermer har mindre enn 20 mm åpninger.
Skjermene er vanligvis av to typer:
1. En stativ bestående av parallelle stenger eller stenger plassert i en vinkel med horisontalplanet.
2. En bevegelig skjerm, enten en horisontal roterende trommel eller en vertikal roterende skive laget av perforert plate eller trådnett.
Et stativ er konstruert ved å plassere stenger eller stenger parallelt i en vinkel med horisontalplanet for å dekke hele bredden av en avløpsvannskanal. Stengene eller stengene er sveiset til en ramme som har en horisontal plattform på toppen. Plattformen kan ha perforeringer, slik at den racking som lagres midlertidig på den, kan tømme. Et alternativt arrangement er å plassere en vogn på plattformen for oppsamling og fjerning av stativet.
Stengene er hensiktsmessig 10 til 15 mm bred på oppstrømsiden og taper litt mot nedstrømssiden. Avstanden mellom stolpene og vinkelen på et stativ med horisontalplanet avhenger av om det skal være manuelt eller mekanisk rengjort. De vanligste funksjonene i et rack er gitt i tabell 9.1.
Rengjøringsfrekvensen avhenger av akkumuleringshastigheten for suspenderte avløpsvannbårne faste stoffer. Manuell rengjøring oppnås ved å feie en rake manuelt oppover med jevne mellomrom, mens mekanisk rengjøring gjøres ved hjelp av en oppadgående rake. En mekanisk rake kan opereres enten kontinuerlig med lav hastighet eller intermittent.
Den lineære hastigheten av avløpsvann i tilnærmingskanalen bør ikke være mindre enn 0, 3 m / s for å unngå avsetning av sedimenter i kanalen. Hastigheten gjennom skjermene skal normalt være 0, 6 m / s til 1, 2 m / s.
Hodetapet gjennom en barskjerm er normalt mellom 0, 08 og 0, 15 m. Det bør ikke være mer enn 0, 3 m. Annet enn barskjermer, roterende trommel og diskskjermer laget av rustfritt stål eller ikke-jernholdige perforerte ark eller trådnett, brukes også. Åpningene av slike skjermbilder ligger generelt mellom 0, 2 mm og 3 mm.
Roterende trommeskjermer plasseres horisontalt med oppstrømsenden åpen og nedstrømsenden lukket. Den er plassert i en kanal som dekker hele bredden, og den holdes normalt halvt nedsenket. Gjennom den åpne enden av trommelen kommer avløpsvannet inn og filtratet strømmer ut gjennom periferåpningene.
Trommelen roterer med sakte hastighet (4 til 7 omdr./min.). Når trommelen roterer, blir de oppsamlede faststoffene hevet opp over vannstanden, og til slutt blir de tilbakespylt i et trough eller en transportør som befinner seg inne i trommelen i nærheten av det høyeste punktet av trommelen.
En vertikal sirkulær disk laget av en skjerm roterer på en horisontal aksel omtrent halvt nedsenket som dekker hele tverrsnittet av en åpen kanal. Avløpsvann strømmer gjennom skjermåpningene og de suspenderte faste partikler oppbevares på overflaten. Når skjermen som bærer de faste partiklene stiger over væskenivået, blir de tilbakevasket i et trough.
findeling:
Et alternativ til screening operasjon er comminution. Det eliminerer problemene knyttet til innsamling, fjerning, lagring og håndtering av screenings. Comminuting enheter kjent som comminutors avskjære de store suspenderte faste partikler og kutte opp dem ved å kutte og slipe i små biter uten å fjerne dem fra vann. De krympede og malte partiklene passerer gjennom comminutoren. De er endelig skilt fra avløpsvann i et gruskammer eller en primær sedimenteringstank.
2. Gritfjerning:
Grits er granulære uorganiske faste partikler tyngre enn vann.
Fjerning av slike partikler fra avløpsvann er nødvendig for å oppnå følgende mål:
1. For å hindre slitasje på mekaniske komponenter i nedstrøms behandlingsutstyr, som pumper, omrørere etc. på grunn av slitasje,
2. For å unngå tilstopping av rørledninger, og
3. For å forhindre akkumulering i sekundære behandlingsenheter som ellers ville kreve hyppig rengjøring
De uorganiske faste partiklene er tyngre enn vann, separeres fra en strømningsstrøm på grunn av tyngdekraften. Et kammer hvor en slik separasjon utføres, kalles et Grit Chamber. Kammeret er så utformet at svært lite av de suspenderte organiske partiklene, som generelt er lettere enn vann, ville slå seg ned i det.
Alternativt kan griser bli fjernet fra en avløpsstrøm i en hydroksyklon. Et gruskammer er i utgangspunktet en åpen kanal ved utløpsutgangen (utløp), hvorav en vegger eller en annen hindring er plassert for å opprettholde en konstant væskeshastighet i kanalen uavhengig av væskedybden i den.
Generelt er et grittkammer utformet for fjerning av ca. 95% av de faste partikler med en størrelse på 0, 2 mm. Væskeshastigheten opprettholdt i et gruskammer er i området fra 0, 15 m / s til 0, 30 m / s. Ofte er hastigheten rundt 0, 3 m / s. De faste partiklene, som befinner seg på kanalsengen, fjernes enten manuelt eller mekanisk.
Et gruskammer kan være enten av rektangulært eller parabolisk (trapesformet) tverrsnitt. Strømningsreguleringsanordningen som brukes ved utløpsenden av et gruskammer med rektangulært tverrsnitt, kan enten være en proporsjonal type vegger eller en sutro-type røre eller et par-skal-flume.
Både proporsjonal røre og sutro weir har en røre og en åpning som vist på fig. 9.3A og 9.3B:
Den nedre kanten av en proporsjonal vegger er rett og horisontal. Den ligger i en høyde på 15 til 30 cm over kanalsengen. Sidene av åpningen er buede. Den sutro weir er en type proporsjonal vegger. Den ene siden av åpningen er rett og vertikal, mens den andre siden er buet.
Rektangulær Tverrsnitt Gritkammeledesign:
I et gruskammer settes diskrete partikler med relativt grovere størrelser under påvirkning av tyngdekraften mens det flytende avløpsvann prøver å bære disse mot kammerets utløpsende. Kammerets dimensjoner skal være slik at de fleste partiklene med en forhåndsvalgt størrelse vil sette seg på kammergulvet før de blir trukket ut av kanalen.
Normalt er den konstruert for total fjerning av partikler som har størrelse 0, 2 mm eller større fra en avløpsvannstrøm. Strømningsstyringsanordningen og kammertverrsnittet skal utformes på en slik måte at væskeshastigheten gjennom kammeret vil være ensartet uavhengig av volumstrømhastigheten for avløpsvannet på et gitt tidspunkt.
Rektangulær kammerstørrelse og vei design:
Dimensjonene til et rektangulært gruskammer og veiren kan estimeres ved hjelp av følgende trinn:
Step-I
Velg den minste partikkelstørrelsen, som beholdes i kammeret. Kontroller dens tetthet.
I fravær av spesifikk informasjon kan følgende antas:
dp = 0, 2 mm og sp. gr. = 2, 65
Trinn-II :
Beregn skurhastigheten og den frie sedimenteringshastigheten av den valgte partikkelen ved å bruke Eqs. (9, 1) og (9, 2)
hvor c = 0, 03 for granulære sandpartikler og 0, 06 for klebrig partikler,
f = 0, 03
g = 9, 81 m / s 2
dp = partikkeldiameter i m og 0 0 i m / s
hvor C D = trækningskoeffisient
hvor v = kinematisk viskositet av vann ved driftstemperaturen.
Når tilstrekkelig informasjon ikke er tilgjengelig for estimering av v 0 og v s, tas de som 0, 3 m / s.
Step-Ill:
Kammerets tverrsnittsareal er estimert som
hvor Q = maksimal volumetrisk strømningshastighet av avløpsvannstrømmen i m 3 / s.
Trinn-IV :
Den flytende dybden h i kanalen som svarer til strømningshastigheten Q, anslås å anta en passende kammerbredde W ved bruk av ekv. (9.4),
Faktisk kammedybde H er tatt som
H = h + fri brett høyde + dybde av akkumulert grit / dybde av mekanisk transportør.
Den frie bretthøyden er tatt som 0, 3 til 0, 6 m og transportdybden som 0, 15 til 0, 3 m.
Trinn-V :
Det teoretiske forholdet mellom kammerlengde L og væskedybden h må være det samme som for u 0 til u s for fullstendig fjerning av de forhåndsvalgte partiklene med størrelse dp.
Den faktiske lengden på kammeret bør tas som
L faktisk = 1 -5 til 2 ganger den beregnede teoretiske lengden L teoen .
Slike dimensjoner av et gruskammer bør resultere i en frihetstid på ca. 30 til 60 sekunder.
Trinn-VI Weir Design:
A. Proportional Weir:
For en symmetrisk (proporsjonal) veiring er dimensjonene (figur 9.3.A) som skal beregnes h, W ', a og b. h for en proporsjonal veiring beregnes ved å bruke Eq. (9.4).
Strømningshastigheten gjennom et slikt tverrsnitt er gitt ved følgende ligning:
Dimensjonen av et område mellom 25 og 50 mm. Normalt er det tatt som 37 mm.
b er estimert ved å bruke ekv. (9, 6) etter å ha antatt en passende verdi av a. Profilen til de buede kantene av veggen (åpningen) er oppnådd ved bruk av ekv. (9.7) som vist nedenfor.
B. Sutro Weir:
En sutro weir er en asymmetrisk proporsjonal vei (figur 9.3B). Dens designprosedyre er lik den for en proporsjonal veir. Følgende ligninger skal brukes til beregning av veiredimensjonene,
a ', b', w 'og h. h er tatt som det samme som beregnet ved bruk av ekv. (9.4). Dimensjonen av en 'kan tas som 37 mm. b 'estimeres ved bruk av ekv. (9.8) gitt nedenfor.
Den buede kantenprofilen til røret er estimert ved bruk av Eq. (9.9) som gitt her under.
Trapesformet tverrsnitt Grit Chamber Design Approach:
Et gruskammer utstyrt med en fastbrettstype, skal teoretisk ha et parabolisk tverrsnitt for å opprettholde en konstant fremdriftshastighet i kammeret, uavhengig av væskedybden i den. Hodetapet på kontrolldelen av et slikt kammer er mye mindre sammenlignet med det for et rektangulært tverrsnittskammer. Men siden det er vanskelig å konstruere et kammer som har et parabolisk tverrsnitt, er den faktiske tverrsnittsprofilen tilnærmet av en trapesformet.
Dimensjonene til et slikt gruskammer og de av styringsrøret kan estimeres ved å bruke følgende fremgangsmåte:
Step-I:
Skurhastigheten OO og den frie sedimenteringshastigheten u s av de minste partiklene, som skal oppbevares i gruskammeret, skal beregnes ved bruk av Eqs. (9, 1) og (9, 2).
Trinn-II:
Ved å bruke den beregnede verdien av u 0 estimeres tverrsnittsarealet av kammeret ved hjelp av Eq. (9.3).
Step-Ill:
I denne typen gruskammer er bredden en funksjon av væskenivået over grusplassen / plassen for en mekanisk transportør. Maksimal bredde, W max, av kammeret antas. Basert på denne antatte W max og den angitte maksimale avløpsvannstrømningshastigheten, skal væskedybden i det foreslåtte kammeret beregnes ved å bruke Eq. (9.10).
Den faktiske kammedybde H skal tas som
H = h + fri brett høyde + dybde av akkumulert grit / dybde av mekanisk transportør.
Bredden på kammeret ved foten avhenger av bredden på transportbåndet som skal brukes. Det kan tas som 0, 6 m i fravær av spesifikk informasjon.
Basert på den antatte W basisbredden og den beregnede h, fastslås dimensjonene til et trapes tilsvarende en parabola som vist i figur 9.4.
Trinn-IV:
Lengden på et trapexoidskornkammer beregnes på samme måte som for et kammer med rektangulært tverrsnitt, dvs. ved å bruke Eq. (9, 5):
Trinn - V:
Kontrollseksjonen for et trapesformet gruskammer er en vertikal rektangulær åpning med en konstant bredde a. Bredden a beregnes ved hjelp av energibalanse-ligningen mellom et oppstrøms punkt og kritisk punkt (kontrollseksjon).
hvor d c og v c er dybden og væskenes hastighet ved henholdsvis kritiske punkter.
Det siste begrepet på høyre side av Eq. (9.11) står for hode tapet på veiren. På det kritiske punktet
h og v er kjent, u c beregnes ved å bruke Eq. (9.13) som er oppnådd ved å kombinere Eqs (9.11) og (9.12) og omarrangere den kombinerte ligningen
Bredden a av veggen skal estimeres ved å balansere volumstrømmen over kontrollseksjonen.
Eksempel 9.2: Gritkammer :
Et gruskammer skal utformes for håndtering av avløpsvann med en hastighet på 1035 m3 / time. Følgende informasjon er tilgjengelig
Gjennomsnittlig omgivelsestemperatur = 26 ° C,
Sp. gr. av kornpartikler skal skilles = 2, 60
Diameter av de minste kornpartiklene (sandete) som skal fjernes = 0, 25 mm.
Løsning:
Rektangulært gruskammer utstyrt med proporsjonal vegger.
Dimensjoner på en rektangulær kammer:
Følgende ligninger og relasjoner skal brukes til å finne dimensjonene til et rektangulært kammer:
Kammerets tverrsnitt:
Flytende dybde i kammeret:
Flytende dybde i kammeret:
Faktisk kammedybde:
Kammelengde:
Proportional Weir Design:
Trapesformet Gritkammer:
Flytedybde i kammeret skal beregnes ved bruk av ekv. (9.10):
Kammerbredden antas å være 1, 75 m.
Kammedybde, H = h + fritt bord + transportdybde
= (1, 4 + 0, 3 + 0, 2) m = 1, 9 m.
Teoretisk lengde av kammeret,
Weirbredde a beregnes ved å bruke følgende ligninger:
Trapesformet kammerprofil:
Kammaprofilen beregnes ved hjelp av følgende trinn:
Step-I:
Profilen til en parabola er beregnet til å tilfredsstille tilstanden,
Tilsvarer væskedybden 1, 4 m over transportbåndet.
hvor h '- væskedybde over transportbåndet og
w = bredden på parabolen som svarer til
Område av delen av parabolen som svarer til h '= h = 1, 4 m
og W '= W = 1, 75 mis
Området A av en parabol med høyde h og bredde W er uttrykt som
Derfor vil profilen til parabolen være
Trinn-II:
Disse dataene er plottet i en passende skala og en jevn kurve trekkes gjennom punktene som vist i fig. 9.2 Ved h '= 0 trekkes en tangent til parabolen. På denne linjen er ± 0, 3 m markert som står for bredden på en transportør. Båndbredden er tatt som 0, 6 m i fravær av spesifikk informasjon om transportbredden.
Tangenter trekkes til parabolen gjennom punktene 0, ± 0, 3. To vertikale linjer trekkes gjennom punktene 1, 7, ± 0, 875. Disse linjene krysser tastene trukket tidligere ved punktene B og E. Den trapesformede figuren ABCDEF representerer gruskammerets profil.
hydrosyklon:
I et gruskammer settes de faste partiklene på gulvet på grunn av tyngdekraften, mens det i en hydrocyklon skjer separasjon av partikler fra hovedparten av avløpsvann på grunn av sentrifugalkraft. En hydroksyklon er noe lignende i utseende til en konvensjonell støvsyklon som vist i figur 9.5. Normalt er dens diameter mye mindre sammenlignet med en støvsyklus.
En avløpsvannstrøm inneholdende suspenderte faste partikler innføres tangentielt nær toppen av den sylindriske del. Suspensjonen etter å ha kommet inn i hydrocyklonen utvikler rotasjonsbevegelse og spiraler nedover danner en hvirvel. Sentrifugalkraft utviklet på grunn av rotasjonsbevegelsen av suspensjonen, tvinger tyngre (enn vann) og ikke for fine faste partikler mot veggen av hydrocyklonen.
Ved å nå veggen mister partiklene sin fart og glir nedover langs veggen. Når suspensjonen kommer inn i den koniske delen av hydrocyklonen, øker det faste innholdet i den nedovergående bevegelsesoppslemmingen og vannbærende finere samt lettere partikler beveger seg oppover i form av en indre hvirvel.
Endelig forlater en tykkere oppslemming anordningen ved toppunktet av kjeglen, mens en forholdsvis renere strøm som inneholder de resterende partikler, går gjennom en ventilert overløpsåpning sentralt på toppen av den sylindriske seksjon.
I en hydrokodon er trykkforskjellen mellom tangentiell innløp og sentralutløpet øverst relativt (i forhold til gruskammeret) høyt. Derfor skal enten innflytelsen (til en hydrocyklon) være under trykk eller en pumpe må installeres for å pumpe innflytelsen. Trykket ved innløpet skal være minst 0, 5 kg / cm 2 høyere enn ved utløpet.
3. Tykkelse / sedimentasjon:
Tykkelse er også en tyngdekraftseparasjonsprosess som grusfjerningsprosessen. Denne operasjonen kalles også sedimentering. Den brukes til fjerning av fine diskrete partikler samt flokker (klynger av meget fine partikler) tyngre enn vann som en del av primærbehandlingsskjemaet. Det brukes også til fjerning av suspenderte partikler (slam) etter sekundær behandling og for fjerning av utfelter produsert under tertiær behandling. Partikler som er finere enn 0, 2 mm, separeres fra avløpsvann ved fortykning / sedimentering.
Formålet med fortykkelse / sedimentering er å dele en suspensjon i en renere overløp og et bunnsediment / slam med et fast innhold mer enn det som er i influensa. Oppløsningsegenskapene til fint suspenderte partikler avhenger av deres størrelse, densitet, konsentrasjon og om de er tilstede som diskrete partikler eller flokker.
Oppgjør av diskrete partikler ved lav konsentrasjon kalles fri sedimentering. Under fri oppgjør avgjør partiklene seg individuelt uten forstyrrelser fra de nærliggende partiklene. Den fri sedimenteringshastigheten av partikler kan beregnes ved å bruke enten Stokes-ligningen eller Newtons ekvasjon avhengig av partikkel Reynolds-tallet Ved høyere fast konsentrasjon av diskrete partikler (mer enn 2000 mg / L) påvirkes sedimenteringen av individuelle partikler av de nærliggende partiklene. Denne situasjonen kalles hindret bosetting.
Normalt vil de diskrete partiklene som er til stede i en avløpsvannstrøm ikke ha jevn størrelse og tetthet; Derfor, for utforming av en bosetter, oppnås sedimenteringsdataene eksperimentelt ved å utføre tester i en sedimenterende kolonne (figur 9.6).
De fleste av de suspenderte faststoffene i industrielt avløpsvann er av flockende natur. Floder er agglomerater av fine partikler med vann fanget i dem. De har ingen spesifikk geometri og størrelse; Derfor kan deres sedimenteringshastigheter ikke estimeres ved hjelp av en teoretisk avledet ligning.
Mens bosetting de samles og deres størrelse og masse øker. Som følge av dette endres deres sedimenterende hastighet. Denne typen bosetting foregår i sekundære bosettere, som brukes til sedimentering av aerob og anaerob slam, samt for sedimentering av kjemiske flokker produsert under nedbør.
Oppgjøret av flokker kalles soneoppgjør.
Prosessen foregår gjennom følgende trinn i løpet av en prøveperiode:
(1) Fløsen begynner å starte homogen start uten at koalescens holder forholdsvis fast stilling i forhold til hverandre. Et klart solid-flytende grensesnitt utvikler seg på toppen. Flommene nærmere bunnen av en bosetter hviler på gulvet og begynner å koalesere.
(2) Tykkelsen på topplaget fritt fra flokker og det av det nederste, mest sammenviklede laget øker. Den homogene sone tykkelsen minker. En sone som har en konsistens mellomliggende mellom det homogene lag og det sammenkalkede lag er dannet mellom de to.
(3) Når sedimentering fortsetter, forsvinner det homogene lag helt.
(4) Kompresjon av det koaleserte slamet starter på grunn av vekten.
Noen av det fanget vannet kommer ut av det sammenslåtte laget i form av små geysere, noe som resulterer i at slamvolumet avtar ytterligere. Fra beskrivelsen ovenfor er det tydelig at under separering av flokkulerende suspensjoner finner sted både avklaring av væskestrømmen og fortykning av slamunderstrømningen.
Oppløsningsegenskapene til en flokkulerende suspensjon skal eksperimentelt evalueres for å designe en bosetter ved å utføre batchtester i en sedimenteringssøyle (figur 9.6). Dataene som skal samles, vil avhenge av typen bosetter som skal utformes.
For evaluering av sedimenteringsegenskapene til diskrete partikler / flokker som er tilstede i en avløpsvannprøve, kan en gjennomsiktig plastikkolonne på ca. 3 m høy og 15 cm i diameter utstyrt med prøveuttak med intervaller på ca. 0, 6 m brukes (figur 9.6). For å utføre en test, bør en kolonne fylles med en avløpsvannprøve. Væskens høyde i kolonnen bør helst være den samme som for det foreslåtte oppløsningsutstyret.
Oppgjørsprosessen bør få lov til å fortsette og innsamlede data. Dataene som skal oppnås og analysemetoden deres vil avhenge av de suspenderte partikkernes art (diskret / flok), deres konsentrasjon og typen av bosetteren som skal utformes.
Utstyret som benyttes for å utføre separasjon av diskrete fine partikler, betegnes som et fortykningsmiddel eller et klargjøringsmiddel, som kan være enten av rektangulært tverrsnitt eller sirkulært tverrsnitt.
Et rektangulært fortykningsmiddel / klassifiseringsmiddel er i utgangspunktet en rektangulær tank, i en ende av hvilken en avløpsvannstrøm er innført. Fra den andre enden av tanken strømmer utløpet (relativt rent vann) over. I en slik tank strømmer vann horisontalt fra innstrømningsenden til effluentenden, mens de suspenderte faste partikler opplever en vertikal nedadgående hastighet på grunn av tyngdekraften.
Partiklene som settes på tankbunnen, blir skrapt inn i slambeholder som ligger nær innflytende enden. Skraping kan gjøres enten manuelt eller mekanisk. Slam fjernes fra slambeholderen enten ved hjelp av en pumpe eller ved bruk av hydrostatisk hovedforskjell.
Bredden på en mekanisk skrapt tank er begrenset av bredden på skrapermekanismen som skal benyttes. Slammet slått på gulvet eller et lite kapasitetsfortykkelsesmiddel svepes manuelt i en slambeholder. Bredden av et slikt fortykningsmiddel er relativt mindre sammenlignet med det for et mekanisk svekket fortykningsmiddel.
Noen ganger er rektangulære tanker forsynt med skrånende baffler i nærheten av toppen. Slike enheter betegnes som rør- eller lamellbyggere. Rørstørrelsen / lamellavstanden er vanligvis 25-50 mm. De er anordnet i en vinkel større enn 40 ° med horisontalplanet. Innsetting av baffles forbedrer sedimenteringseffektiviteten. Figur 9.7 viser en skisse av en typisk rektangulær tank.
En sirkulær sedimenteringstank har sylindrisk toppmontert på en invertert avkortet kjegle. En slambeholder er plassert like under kjeglen. Den er utstyrt med en sentralmontert skrape som roterer med lav hastighet. Figur 9.8 viser en typisk sirkulær sedimenteringstank.
Innflytelsen er introdusert i midten nær toppen av et sirkulært fortykningsmiddel. Væsken (vannet) etter inngangen strømmer mot periferien av tanken og overløper derfra. De suspenderte partiklene avgjør på grunn av tyngdekraften. Den langsomme roterende skraperen induserer slammet til å slå seg ned og styrer den til slambeholder.
En sirkulær clarifier / sedimentasjonstank gir vanligvis den optimale ytelsen. Rektangulære tanker kan foretrekkes når rommet er begrenset. I tillegg vil en serie rektangulære tanker være billigere å konstruere på grunn av "felles vegg" konsept.
Utforming av en rektangulær tank for sedimentering av diskrete partikler ved lav konsentrasjon:
Diskrete partikler med lav konsentrasjon ville settes under fri sedimentering. For å designe en tank for sedimentering av en slik suspensjon fra teoretisk synspunkt må man anta en spesifikk partikkelstørrelse dp, hvis fullstendig fjerning må oppnås. Den fri sedimenteringshastighet / terminalhastighet (U t, dp ) av den valgte partikkel kan beregnes teoretisk ved bruk av ekv. (9.15).
Hvor, g = akselerasjon på grunn av tyngdekraften,
p s = partikkel tetthet,
p L = væsketetthet, og
μ = flytende viskositet.
Ved bruk av estimert U t blir dp oppholdstiden, T, i tanken evaluert ved hjelp av Eq. (9.16)
hvor, H = høyde på den foreslåtte tanken.
Når r er kjent, beregnes tankens lengde L ved hjelp av relasjonen
hvor U = væskehastighet i tanken i fremoverretningen.
Ved hjelp av denne tilnærmingen ville det ikke være mulig å estimere total total separasjonseffektivitet av den foreslåtte tanken eller å designe en tank som har en ønsket total separasjonseffektivitet. Derfor er det viktig å oppnå data ved å utføre eksperimentelle forsøk i en sedimenterkolonne for å designe en oppsamlingstank. Dataene som skal samles inn og videre behandling, skal gjøres som beskrevet nedenfor.
Batch Test Data:
hvor C = suspensjonskonsentrasjon ved dybde H fra toppen av kolonnen.
C 0 = initial suspensjonskonsentrasjon,
X 1 X 2 = suspensjonskonsentrasjon ved dybde H 1, H 2, ... henholdsvis ved tiden t 1, t 2 ... .. i forhold til den opprinnelige konsentrasjon, C 0 .
H1, H2 måles fra den frie overflaten.
Basert på eksperimentelt oppnådde data beregnes sedimenteringshastighetene ved forskjellige tidspunkter og forskjellige dybder og tabelliseres som vist nedenfor.
hvor v står for suspensjonssettingshastigheten.
Dataene som er registrert i disse to tabellene, blir kombinert og presentert som P = C / C 0 vs. v som vist nedenfor.
Disse er plottet med P som ordinaten og v som abscissen og gjennom disse punktene blir en jevn kurve tegnet som vist i figur 9.9. P står for fraksjonen av partikler som har en sedimenteringshastighet mindre enn v.
Designmetode:
La oss være noen bestemt bosetningshastighet. Partikler med en sedimenteringshastighet v ≥ v 0 vil bli fjernet helt i en sedimenteringsbeholder, og de ville utgjøre (1-P 0 ) fraksjon av den innledende masse av partikler som er tilstede i en avløpsvannstrøm. Partikler (lettere og finere) som har en sedimenteringshastighet vil være delvis fjernet. Den totale fjerningseffektiviteten R, i en slik situasjon kan uttrykkes som
Den andre termen på høyre side av Eq. (9.18) skal estimeres ved numerisk / grafisk integrasjon.
Ekspresjonen for R i (Eq. (9.18) er basert på antagelsen om at partiklene av forskjellige størrelser og tettheter ville være jevnt fordelt over hele den dybde av den foreslåtte oppløsningstanken ved innløpsenden og deres sedimenteringshastigheter i tanken (under flytende tilstand) ville være det samme som i bosettingskolonnen.
Dimensjonen av den foreslåtte tanken kan beregnes ved hjelp av følgende trinn:
Step-I:
Anta en numerisk verdi for v 0 og som svarer til at R beregnes ved å bruke dataene som er oppnådd ved å utføre forsøk i en sedimenteringskolonne.
Hvis den beregnede verdien av R ikke er akseptabel, blir trinn I deterert med en ny antatt verdi på v 0 . Dette trinnet gjentas til verdien av R oppnådd er nær den ønskede verdien.
Trinn-II:
Når en akseptabel verdi av R er oppnådd, blir overføringshastigheten, dvs. overløpshastigheten, tatt som v 0 m 3 / m 2 dag.
Step-Ill:
Det horisontale tverrsnittsarealet av en ideell tank med overflytningshastighet v 0 er estimert som
hvor Q = volumetrisk strømningshastighet av avløpsvann i m 3 / dag.
Trinn-IV :
Faktisk tverrsnittsareal beregnes ved å multiplisere A ldeal med 1, 5,
En faktisk = 1, 5 × En ideell
Step-V:
Dimensjonene til den foreslåtte tanken er estimert ved å bruke følgende forhold:
Tankhøyde, H tank = H O (kolonnehøyde) + fri bretthøyde.
Tankbredde, W = Q / H O × strøm gjennom hastighet
Tanklengde, L = A faktisk / w
De andre detaljene er avsluttet etter normal praksis som angitt i tabell 9.2.
Utforming av en rektangulær tank for sedimentering av flokkulerende partikler ved lav konsentrasjon:
Floes er agglomerat av flere fine partikler med fanget vann i deres struktur. De bosetter seg med strukturen intakt, derfor er sedimenteringshastigheten deres langsommere enn den for diskrete partikler. Oppløsningsraten for en flokkulerende suspensjon er eksperimentelt studert i en sedimenterende kolonne (figur 9.6). Dataene registreres og analyseres som angitt nedenfor. Det skal noteres her at designtilnærming til en rektangulær sedimenteringstank for en flokkulerende suspensjon er forskjellig fra den for en diskret partikkel-sedimenteringstank.
Step-I:
Under batch sedimenteringstest i en kolonne registreres de prosentvise fjerningsdataene (y) av de suspenderte partiklene ved forskjellig dybde ved annen tid.
hvor H O er dybden på den foreslåtte oppgjøretanken.
Trinn-II:
Disse prosent fjerningsdata er plottet med dybde som ordinat og tid som abscissen. Gjennom datapunktene er iso-prosent fjerningslinjer trukket enten ved interpolering eller ved bruk av dom.
Step-Ill:
Ved hjelp av et diagram som fig. 9.10 beregnes den totale fjerning R i en ideell horisontal flytende sedimentasjonstank som har en dybde H 0 for en bestemt frihetstid t s ved å bruke uttrykket som er gitt nedenfor:
hvor R0 er prosentandelen fjerning ved HO som svarer til den valgte tilbakeholdelsestiden ts. H 1, H 2, H 3 ... er gjennomsnittlig dybde mellom iso-prosentlinjer rett over t s . R1, R2, R3 ------ er iso-prosent fjerningstallene rett over t s som markert på plottet (figur 9.10). Trinn-IV :
Overløpshastigheten fra en ideell tank med en dybde HO og en frihetstid f s er uttrykt som
Step-V:
For ulike ts, beregnes R og Q / A. Disse er plottet som vist i figur 9.11.
Step-VI:
For å designe en ideell sedimenteringstank som har en ønsket prosentfjerning R 'estimeres fangetiden fO og overflowhastigheten (Q / A) ideell ved å bruke et plott som ligner på figur 9.11. Det skal bemerkes at designparametrene estimert for en ideell tank (som beskrevet ovenfor) er basert på dataene som er oppnådd i en testkolonne under hvilende tilstand og uten overløp. I en faktisk tank vil disse forholdene ikke seire, og dermed vil effektiviteten av en faktisk tank være mindre enn den for en ideell tank med samme designparametere.
Faktorene som vil påvirke effektiviteten til en faktisk tank er:
(1) Skure og
(2) Vind-indusert turbulens.
Rektangulære tanker utstyrt med skråbaffler har relativt høyere virkningsgrad, da de ovennevnte to faktorene motvirkes til en viss grad.
Tommelfingerreglene som brukes for selve designen er:
Forvaring (oppholdstid) tid = 1, 75 t O
Tankdybde, H = (H O ) + dybde for slamholding + fri bretthøyde.
Baffelplassering = 5 til 10% av L nær innflytelsesenden,
Baffelhøyde (dybde) = 0, 5 til 1 m.
Utforming av en sirkulær sedimentasjonstank :
For utforming av en sirkulær tankbatch utføres sedimenteringsforsøk i en gjennomsiktig sylindrisk kolonne. Dataene som samles inn for dette formålet, er forskjellige fra dem for en rektangulær sedimenteringstank. Endringen i flytende suspensjonsgrensesnitthøyde på annen tid er notert. Utformingsmetoden er detaljert nedenfor.
Step-I:
Under en sedimentasjonstest opptas de klare væske-suspensjonsgrensesnitthøyder ved annen tid. Suspensjonshøyde i kolonnen skal være den samme som for den foreslåtte bosetteren.
Trinn-II:
Disse dataene er plottet med høyde som ordinal og tid som abscissen. Gjennom disse datapunktene tegnes en jevn kurve som vist i figurene 9.12.
Step-Ill:
Tilsvarer ønsket slam under flytkonsentrasjon C U beregnes slamhøyden H U basert på materialbalansekvasjonen
hvor CO er den opprinnelige suspensjonskonsentrasjonen.
Trinn-IV:
Neste på sedimenteringskurven (figur 9.12) utføres følgende geometriske konstruksjoner.
(a) H er plassert på figur 9.12 og en horisontal linje trekkes gjennom H U.
(b) Tangenter trekkes til ekstremiteter av sedimenteringsskurven. Vinkelen som er dannet av tangentene, er biseksjonert. Ved krysset mellom bisektoren og sedimenteringskurven trekkes en tangent. Fra krysspunktet mellom denne tangenten og den horisontale linjen gjennom H v tegnes en vertikal linje på abscissen (tidsakse).
Krysspunktet på tidsaksen er betegnet som t Q. t Q så oppnådd representerer tiden som kreves for suspensjonen for å delta i den ønskede understrømsslamkonsentrasjonen CU mens det settes i en sirkulær sedimenteringstank under strømningsbetingelser.
Step-V:
Overflatebelastningen av den foreslåtte tanken og tankens tverrsnittsareal skal estimeres ved bruk av Eqs. (9, 22) og (9, 23).
hvor Q = volumetrisk strømningshastighet av avløpsvann skal avklares.
Step-VI:
Tankens diameter beregnes ved å bruke Eq. (9.24)
Noen typiske parametere av rektangulære og sirkulære sedimentasjonstanker er oppført i tabell 9.2.
Eksempel 9.3: Sirkulær Thickener :
Et sirkulært fortykningsmiddel skal utformes basert på følgende sedimenterende karakteristiske data av en avløpsvannstrøm med en suspendert fast konsentrasjon på 5000 mg / l.
Fortykningsmidlet må håndtere avløpsvannstrømmen med en hastighet på 0, 12 m 3 / s. Det er ønskelig at det faste innholdet i understrømmen skal være 25000 mg / L.
Løsning:
Problemet løses grafisk gjennom følgende trinn:
1. Den sedimenterende karakteristiske data er plottet som i fig. 9.3 og en jevn kurve trekkes gjennom datapunktene.
2. Tangenter trekkes til ekstremiteter av sedimenteringskurven, som skjærer og danner en vinkel A.
3. Vinkelen A er biseksjonert.
4. Bisektoren krysser sedimenteringskurven ved et punkt B.
5. En tangent trekkes til sedimenteringskurven ved punkt B.
6. Tilsvarer ønsket slamunderstrømskonsentrasjon C U = 25 000 mg / L, beregnes slamhøyden H U ved bruk av ekv. (9.21)
7. H U = 0.5 m er plassert på fig. 9.3 og en linje tegnes parallelt med X-aksen gjennom H U.
8. Tangenten trukket ved punktet B krysser linjen gjennom H U ved et punkt C.
9. Fra punkt C tegnes en vertikal linje som møter X-aksen ved til = 77 min.
10. Overflatebelastningen av den foreslåtte tanken og dens tverrsnittsareal estimeres ved bruk av Eqs. (9, 21), (9, 22) og (9, 23).
Overflatebelastning,
Settler tverrsnittsareal,
4. Lufttrykk:
For fjerning av finere faste partikler fra en avløpsvannsstrøm kan luftflatasjonsprosessen benyttes som et alternativ til sedimenteringsprosessen. Luftflytingsprosessen er i stand til å separere / fjerne ikke bare finere faste partikler (både tettere og lettere enn vann), men også dråper med olje, fett og fett.
Finer og mindre tettere faste partikler har lav terminalhastighet; derfor vil sedimenteringen kreve lengre frihetstid. Selv da kan fjerningseffektiviteten ikke være høy. Fjerning av slike partikler kan oppnås mer effektivt ved hjelp av luftflytningsprosessen.
Luftflytningsprosessen utføres i to trinn. I første fase blir luften spredt i avløpsvann eller oppløst i det. Når luft blir spredt i avløpsvann som fine bobler, kalles prosessen som indukt luftflytning (IAF), mens luften oppløses i avløpsvann, kalles prosessen som oppblåsing av luft (DAF). Oppløsning av luft i avløpsvann kan utføres enten ved atmosfærisk trykk eller ved forhøyet trykk.
I andre trinn blir luftavløpsvannblandingen matet inn i en tank referert til som en flyt-tank. I denne tanken flyter de suspenderte partiklene med festede luftbobler opp da deres effektive tetthet blir mindre enn vannets. De danner et skumlag på luftvanngrensesnittet. Skumlaget fjernes ved overflateskimmer. De større og tyngre partiklene legger seg på flotasjonstanken og fjernes som slam. Et relativt klart effluent trekkes tilbake fra et egnet sted under skumlaget.
Induced Air Floatation (IAF) Prosess:
Induced luft flyt prosess er noe lik skum flyt prosessen som brukes for malmforbedring.
I denne prosessen blir luft spredt i avløpsvann i form av fine bobler ved en av følgende teknikker:
(1) Diffusjon av luft gjennom et porøst medium nedsenket i en tank som inneholder avløpsvann,
(2) Rotasjon av en rett variert rotor suspendert i avløpsvann,
(3) Blanding av luft og avløpsvann ved hjelp av en eductor eller en dyse.
I industrielle IAF-enheter er de brukte enhetene rotorer eller venturi eduktorer eller dyser. En venturi eductor / dyse er en enklere enhet enn en rotor. Gassdispersjon er bedre når en venturi eductor eller en dyse brukes enn når en rotor brukes.
Luftdispersjon, flyt og fjerning av fjerning utføres i en flytecelle. Et IAF-system består av flere (normalt fire) flytceller som opererer i serie. Etter hvert som avløpsvann strømmer fra celle til celle, blir flere og flere suspenderte stoffer fjernet.
Dosert luftflytning (DAF) Prosess :
Luft kan oppløses i avløpsvann, enten ved atmosfærisk trykk eller ved forhøyet trykk. Når luft oppløses ved atmosfærisk trykk, blir det andre trinn i drift, dvs. flytoperasjonen utført under vakuum i et lukket kammer.
Derfor blir prosessen referert til som vakuumflytning. Når luften oppløses i avløpsvann ved forhøyet trykk, utføres den andre trinn i en tank som er åpen for atmosfæren. En slik prosess er betegnet som oppløst luftflytning (DAF). For storskalaoperasjoner brukes denne (DAF) prosessen oftere.
Vakuum Floatation:
I denne prosessen oppløses luft i en avløpsvannstrøm ved atmosfærisk trykk i en absorber. Den luftede avløpsvannstrømmen får så lov til å strømme gjennom en trykkreduserende ventil inn i en lukket sylindrisk flytbeholder som opprettholdes under vakuum. Tanken er utstyrt med en egnet skumfjerningsmekanisme.
I oppløsningstanken blir den oppløste luften frigitt som små luftbobler som festes til de suspenderte partiklene. De suspenderte partiklene med de vedlagte luftboblene flyter opp og danner et skumlag på luftvanngrensesnittet. Avfukningsmekanismen sveiper avskummet til tankperiferien og tømmer det samme i en sump, som også opprettholdes under vakuum. Fra sumpslammet pumpes ut. Behandlet vann fjernes fra flytbeholderen ved hjelp av en annen pumpe.
Oppløst luftflytning (DAF):
Denne prosessen adskiller seg fra vakuumflytingsprosessen i to henseender, nemlig:
(i) Luftoppløsning utføres under trykk og ikke atmosfærisk trykk (som i tilfelle vakuumflytning) og
(ii) Flyteoperasjonen utføres i en åpen tank og ikke i en lukket tank under vakuum.
Strømningsarrangementet i luftoppløsningsseksjonen avhenger av strømningshastigheten av avløpsvannstrømmen så vel som på den suspenderte partikkelkonsentrasjon i den. Nærmere informasjon om flyt-delen er uavhengig av de ovennevnte faktorene.
De alternative arrangementene for luftoppløsningsdelen er:
(i) Lavtrykks-trykksensor,
(ii) Høytrykks partialstrømtrykksinnretning, og
(iii) Høytrykks-resirkuleringsstrømtrykks-enhet. Disse arrangementene er beskrevet nedenfor.
(i) Lavtrykk Full trykksensor:
En slik enhet benyttes når en strømningshastighet for avløpsvann ikke er høy og den suspenderte fastpartikkonsentrasjonen i den er lav. Luftoppløsningsenheten drives ved et trykk på 3 til 4 atm. Figur 9.13 viser en skisse av en slik enhet.
(ii) Høytrykks partialstrømtrykksinnretning:
En delstrømstrykks-enhet benyttes når avløpsvannstrømningshastigheten er høy og den suspenderte, faste konsentrasjonen er lav. I dette arrangementet blir en del av en avløpsvannstrøm trykket og blandet med luft ved ca. 5 til 6 atm.
Den trykksatte blandingen av avløpsvann og luft blir deretter trykket ned og blandet med den gjenværende del av avløpsvannstrømmen. En skisse av en slik. Enheten er vist i figur 9.14. Dette arrangementet benyttes for å unngå at en større trykkbehandlingsenhet drives ved et trykk på 3 til 4 atm.
(iii) Høytrykks-resirkuleringsstrømningstrykksenhet:
Resirkuleringsstrømningsarrangement brukes når en avløpsvannstrøm inneholder for mye av suspenderte faste partikler. I denne prosess oppløses luft i en del av det resirkulerte (behandlede) avløp fra en flyt-tank. Trykk og luftoppløsning utføres ved 5 til 6 atm.
Denne blandingen blandes deretter med den innkommende avløpsvannstrøm og til slutt tilføres en flytbeholder etter trykkavlastning. Dette arrangementet bidrar til å unngå akkumulering av faste partikler i luftoppløsningsbeholderen. Figur 9.15 viser en skisse av resirkuleringsstrømtrykksinnretningenhet.
Floatation Unit Design Approach:
Absorber Design:
En oppløst luftstrømningsenhet består av en luftabsorber og en flytende tank. Enheten vil ha noen tilbehør i tillegg til de ovennevnte to gjenstander. Formålet med en absorber er å oppløse luft i avløpsvann som inneholder suspenderte faste stoffer eller i resirkulert behandlet vann. Denne prosessen utføres under trykk. Siden luft ikke reagerer med vann, er oppløsningsprosessen en fysisk.
I en absorber (en kolonne med noen indre) blir luft og vann bragt i nær kontakt med hverandre. Kolonnens indre må være slik at opphopning av faste partikler inne i det ville være ubetydelig. Siden oppløseligheten av luft i vann er lav, vil likevektslinjen være en lineær. Det ville ikke være motstand mot masseoverføring i gassfasen.
Mengden luft som vil bli oppløst i en absorber kan estimeres ved å bruke følgende ligninger:
(i) Fullt trykktrykk :
(ii) Delvis / resirkulert flyttrykk :
hvor C s = Løselighet av luft i vann ved 1 atm trykk og ved driftstemperatur ..
f = Fraksjonmetning i en absorber, det avhenger av størrelsen på absorberen og dens indre. Det kan være så høyt som 0, 8 til 0, 9.
F = Innløpshastighet for avløpsvann til absorberne.
P = absorberens driftstrykk i atm.
R = delvis / resirkuler innstrømningshastighet til absorberen.
X = suspendert fast konsentrasjon i avløpsvannstrømmen.
Detentionstiden i en absorber kan være ca. 0, 5 til 3 minutter.
Floatation Tank Design:
Avløpsvann som inneholder oppløst luft etter trykksuging, ville komme inn i en flytende tank. Ved trykkavlastning vil konsentrasjonen av gjenværende oppløst luft være C s . Mengden frigitt luft ville være FC s (f P-1) eller RC s (f P-1), avhengig av fullstrømningstrykk eller partiell / resirkuleringsstrømtrykksabsorpsjonsprosess. Den frigjorte luften i form av små bobler ville bli festet til de suspenderte partiklene og væskedråpene. Disse vil da stige oppover og nå luftvanngrensesnittet.
Den grunnleggende informasjonen som kreves for dimensjonering av en flytningstank er stigningshastigheten til flottøren uttrykt i cm / min. Enhet. Denne informasjonen skal oppnås ved å utføre forsøksforsøk.
Detentionstiden t i en flyt tank kan estimeres ved hjelp av relasjonen
T = H O / Rise rate (9, 27)
hvor H O = flytende dybde i tanken = 1, 5 - 3 m.
Detentionstiden i en flytningstank kan være 20-60 minutter. Den faktiske tankdybden H ville være H = H O + fri bretthøyde.
Det horisontale tverrsnittsarealet av flyt-tanken kan beregnes ved å bruke ekv. (9, 28).
A = F τ / H O (9, 28)
Tankens bredde W vil avhenge av slamfjerningsmekanismens bredde.
Sammenligning av IAF og DAF Systems:
Et IAF-system krever mindre plass og lavere kapitalkostnad enn et DAF-system. Et DAF-system krever mindre strøm enn det som kreves for et IAF-system. I et DAF-system er tilsetning av et kjemisk koaguleringsmiddel mer effektivt ettersom flotasjon foregår i en hvilende tilstand. Mens i et IAF-system blir flådannelsen og dens vekst svekket på grunn av sin høye turbulens, blir tilsetningen av kjemiske koagulanter mindre effektive.
filtrering:
Filtrering er en annen metode, som brukes til separasjon av faste partikler fra en suspensjon. Denne metoden er i stand til å fjerne partikler av enhver størrelse og tetthet. Det kan imidlertid ikke skille kolloidale partikler fra en suspensjon.
Under filtrering strømmer væsken gjennom mellomrommene av et filtermedium mens de suspenderte partikler holdes på mediet. Partiklene blir arrestert av en kombinasjon av mekanismer, slik som inerti, impakering, avskjæring og adsorpsjon. Partikler som er finere enn mellomrummene kan passere sammen med væsken (filtratet) mens de tilbakeholdte partiklene danner et lag på filtermediet.
Det avsatte lag fungerer som et ekstra filtermedium og hindrer at noen av de finere partiklene passerer gjennom sammen med filtratet. Da operasjonen fortsetter, blir flere og flere partikler samlet på filtermediet og motstanden mot væskestrøm øker. Dette resulterer i en reduksjon i filtreringshastigheten dersom operasjonen utføres ved konstant trykk.
Når frekvensen blir ganske lav, stoppes operasjonen og de akkumulerte partiklene fjernes fysisk (ved tilbakevasking) og deretter startes filtreringsoperasjonen. Backwashing produserer et biprodukt som inneholder en konsentrert suspensjon som normalt returneres til en sedimenterings-tank. Filtreringshastigheten generelt er mye langsommere enn for screening, gritfjerning og sedimentering. På grunn av denne begrensningen er den ikke brukt til behandling av avløpsvann som sådan.
Det brukes imidlertid til å fjerne:
(i) Resterende biologisk flom etter oppgjør,
(ii) Resterende nedbør (etter sedimentering) av metallhydroksyder, fosfat, etc., og
(iii) Som forbehandling før operasjoner som aktivert karbonadsorpsjon, ionbytterprosess, membranseparasjon, etc.
Utstyret som normalt brukes til filtrering, er av to typer:
(1) Granulert seng og
(2) Roterende filter.
Granular Bed Filters :
En granulær seng kan enten være mono-medium eller dual media eller multimedia type. Mediet brukes kommersielt som antrasittkoks, sand, granat, diatoméjord, kull, aktivert karbon, syntetisk harpiks, etc. Strøm gjennom en filterbunn kan enten være nedstrøm eller oppstrøm, nedstrømning er vanlig. Filter senger er klassifisert som grunne, konvensjonelle og dype avhengig av sengedybden.
Typiske sengedybder er:
På grunne og dype senger brukes mono-medium. Grovere granuler (2-4 mm) brukes i dype senger, mens i grunne og konvensjonelle senger anvendes relativt finere granuler (0, 2-2 mm). Omfanget av partikkelfjerning avhenger av mediestørrelse så vel som på partikkelstørrelsen. Granulens størrelse bør være så valgt at den vil gi høyere fjerningseffektivitet enn den ønskede.
Fint granulat brukes normalt i propriety-typen filtre med automatisk tilbakevaskingsanordning eller pulserende strømningsarrangement. Slike enheter krever hyppig tilbakespyling under anleggsstørrelse eller behandling av høystoffholdig avløpsvann. Grove mediefilter kjennetegnes ved lengre filterløp. Disse kan tåle plantestørrelser.
I nedstrøms dual / multimedia enheter danner grovere granuler det øvre laget / lagene og finere granulatene plasseres under. Et slikt arrangement gjør det mulig å fortsette filtreringsoperasjonen i en lengre periode. Det letter også tilbakespyling. Disse brukes vanligvis til tertiær behandling.
Et granulært filter er normalt et vertikalt sylindrisk kar av betong eller stål. På bunnen av fartøyet er et rutenett plassert. Figur 9.16 viser en skisse av et typisk granulatfilter. På gitteret legges et lag av grus. Gruslaget fungerer som støtte for filteret. I nedstrømsenhet er en tilstrømningsfordeler plassert over sengen og en avløpsoppsamler er plassert under rutenettet.
Arrangementer er gitt for innføring av rensevann og fjerning. En del av filtratet benyttes for tilbakevasking. Et arrangement for luftrensing av filterplaten blir noen ganger innarbeidet. Luftrensing muliggjør fjerning av faste partikler innlagt mellom granulatene.
Beslutningen om typen seng og typen media som skal brukes i en gitt situasjon, avhenger av den suspenderte faste belastning, samt størrelsen og fysisk karakter av partiklene som er tilstede i en strømningsstrøm. Granulær mediumfiltrering er generelt en halvkontinuerlig eller en syklisk operasjon. For å unngå avbrudd av prosessen, blir det brukt minst to senger, slik at når den ene er tilbakespylt, vil den andre være i drift.
Generelt er tilbakespylingstiden kortere enn filtreringsperioden. Tiden i drift mellom to påfølgende rengjøring betegnes som løpelengden. I nedstrømningsfiltre oppstår strømmen oftest gjennom sengen på grunn av tyngdekraften. For å øke filtreringshastigheten noen ganger utføres prosessen under trykk.
Modifiserte granulære senger er utviklet som opererer nesten kontinuerlig. Filtreringshastigheten i en nedstrømnings granulær seng kan forbedres ved å opprettholde et høyere fluidhode / trykk over sengen. For høyt en hastighet ville føre til penetrasjon av de faste partikler utover det grove medium og akkumulering av partiklene på det finere medium. For lav filtreringshastighet vil føre til akkumulering av de faste partiklene bare på den øvre overflaten av det grove medium.
Effluentkvaliteten avhenger i noen grad av filtreringshastigheten. Tilsetning av koagulanter før filtrering forbedrer effluentkvaliteten. For mye av solid opphopning i en seng vil kreve større volum av rensevann.
Backwashing kan lettes på to måter:
(1) Overflate omrøring under vask og
(2) Luftskylling under vasking.
Roterende filtre:
Ulike typer roterende filtre er kommersielt tilgjengelige. I motsetning til granulære filtre drives rotasjonsfiltre kontinuerlig kontinuerlig uten avbrudd for fjerning av de fastholdte faste partikler. Rotasjonsfiltrene er kjent av forskjellige navn, for eksempel roterende trommelfilter, roterende skjerm, mikrosølv, etc. Et roterende filter er ofte en hul sylinder, en sirkelformig ende er åpen og den andre er lukket. Periferien (sylindrisk overflate) er dekket med en skjerm. Skjermen kan være laget av rustfritt stål eller et stoff.
Skjermåpningene kan være grove (6 mm eller mer). Fine skjermer vil ha åpninger mindre enn 6 mm, mens mikroskjermåpninger kan variere fra 20-70 μm. Disse er montert med deres akse vannrett og plasseres i et vannbad som skal filtreres. De er delvis nedsenket og rotert med lav hastighet (si ca 4 rpm). Filtratet kan passere gjennom skjermen fra utsiden til innsiden eller den andre veien. Partiklene holdes på skjermoverflaten. Når sylinderen roterer, kommer de beholdte partiklene ut av vannsøylen.
Når de beholdte partiklene når en passende posisjon, blir de fjernet fra skjermoverflaten med en sprøyte med vann eller en skrape. I de fleste filtre oppstår filtreringer på grunn av hydrostatisk hovedforskjell mellom innsiden og utsiden av et filter, men i tilfelle av trommelfilter skjer filtrering på grunn av trykkgradient.
Partikkelfjerningseffektiviteten (av fine partikler) av et roterende filter kan være mindre enn det for en granulert seng. Effektiviteten kan økes ved å redusere rotasjonshastigheten og ved ufullstendig fjerning av de akkumulerte partiklene. Partiklene adherer til skjermdimensjonene. Imidlertid vil disse trinnene resultere i en reduksjon av filtreringskapasiteten.
5. Kolloidfjerning:
Meget fine partikler, spesielt kolloidene (10-1000 A), kan ikke skilles fra en avløpsvannstrøm ved noen prosesser / operasjoner. Disse partiklene kan ikke skilles ved sedimentering ettersom deres sedimenteringshastighet er for lav. De passerer gjennom en filterbunn som er mindre enn filtermediumporedimensjonene. På den annen side, kolloider blir ladet partikler, de avstøter hverandre og derved holder de seg i suspensjon.
Avløpsvannsbårne kolloider er generelt komplekse organiske molekyler som inneholder et større antall atomer. Disse kan være proteiner, stivelser, hemicelluloser, polypeptider, etc. De har negative ladninger og er for det meste lyofile i naturen. De kan ha ioniske grupper i sin struktur. Noen av disse kan ionisere i vann og derved overføre kostnader (f.eks. NH 2 +, COO - ) til partiklene.
Disse partiklene tiltrekker seg igjen ioner av motsatt ladning (OH - eller H + ), og som et resultat dannes et dobbeltlag av ladninger rundt dem. Noen andre partikler har evne til å adsorbere ioner (H + eller OH - ) fra dispergeringsmediet (vann). Karakteren av de adsorberte ionene på partiklene styrer måten disse partiklene oppfører seg på i et elektrisk felt. Slike partikler med adsorberte ladninger tiltrekker ioner av motsatt ladning og danner et dobbeltlag. Det dobbelte lag av ladninger rundt partiklene gjør en kolloidal suspensjon veldig stabil.
For å fjerne kolloidale partikler fra avløpsvann skal kolloidene først destabiliseres, da deres overfladelading skal nøytraliseres slik at de kan agglomerere og danne større partikler. Agglomerering kan oppstå ved å bygge bro, det vil si å forene de nøytraliserte partiklene med noen andre substanser som har en trådlignende struktur.
Ladningsneutralisering av kolloidale partikler kan utføres ved tilsetning av noen kjemikalier, som kalles koagulanter. Uorganiske salter, som aluminiumsulfat [Al2 (SO4) 3 ], jernsulfat [FeSO4], ferrisulfat [Fe2 (SO4) 3 ], jernklorid [FeCl3] og polyelektrolytter spesifikke typer organiske polymerer) blir ofte brukt som koaguleringsmidler.
Uorganiske koagulanter:
Vannholdige oppløsninger av uorganiske koagulanter (salter) under passende pH-betingelser produserer metallhydroksyd (gelignende) utfellinger som oppnår positiv ladning. Disse er i stand til å nøytralisere kostnadene for kolloidale partikler. Hydroksidene får høyere kostnader enn metallioner og de er mer effektive koagulanter.
De nøytraliserte kolloidale partikler koaleserer og danner agglomerater. Disse blir da fanget av sedimenteringsflasker av hydroksidutfellingen. Metallionene (Al 3+, Fe 2+, Fe 3+ ) reagerer med vannalkalitet og fosfationer som finnes i avløpsvann, hvis noen. De gir også nedbør av noen av tungmetaller som finnes i avløpsvann.
Det effektive pH-området for disse koagulantene er:
Studier har vist at aluminiumsulfat er et mer effektivt koaguleringsmiddel for behandling av avløpsvann som inneholder karbonholdige forbindelser, mens jernsulfater er mer effektive ved koagulering av proteinholdige kolloidale partikler. Vandige oppløsninger av de uorganiske koaguleringsmidler (uorganiske salter) er sure og følgelig er de etsende. En 1% løsning av FeCl3 har en pH rundt 2. Oppløsningstankene, rørledninger, pumper og andre hjelpestoffer som brukes til oppbevaring og håndtering av disse løsningene, skal være laget av korrosjonsbestandige materialer.
polyelektrolyttene:
Noen syntetiske vannløselige organiske polymerer bærer ioniske ladninger langs deres polymerkjeder. Disse kalles polyelektrolytter. De som bærer positive kostnader kalles kationiske, og de som bærer negative kostnader kalles anioniske. Det er noen polymerer som ikke bærer noen elektriske ladninger. Disse kalles ikke-ioniske. Alle disse polymerene ved lav konsentrasjon produserer flokker av disse polyelektrolytter. Den kationiske typen er generelt mer effektiv i destabiliserende kolloider.
Mekanismene ved hvilke ionelignende polyelektrolytter medfører fjerning av kolloider er:
(1) Ved adsorbering av kolloidpartikler på de ladede steder av polymerkjedene,
(2) Ved kryssbinding av polymerkjedene for å danne broer mellom kolloidpartiklene, og
(3) Ved å fange de kolloide partiklene i tredimensjonale flokker.
De polyelektrolytter som ikke er ioniske, kan ikke nøytralisere kolloidladninger. De fjerner kolloidale partikler ved å danne broer og fangst. De ikke-ioniske polyelektrolytter brukes som koagulasjons- og flokkuleringshjelpemidler. En vandig oppløsning av en polyelektrolytt er nesten nøytral i pH, og det er derfor ikke nødvendig med korrosjonsbestandig konstruksjonsmateriale for tilbehør som brukes til lagring, transport og dosering av en slik løsning. Dosen som kreves kan være ca. 0, 1 til 2 mg / l avløpsvann. En stamløsning inneholdende ca. 0, 1 til 2% av en polyelektrolytt brukes generelt til dosering.
Polyelektrolyttslam er forholdsvis tettere enn metallhydroksydslammet og det er lett å dewere. Imidlertid er polyektolytene dyrere enn de uorganiske koagulantene. De uorganiske koagulantene produserer større mengder slam enn polyelektrolyttene.
Koagulant aids:
Visse uoppløselige uorganiske partikkelformige materialer, slik som aktivert karbon, aktivert silika, bentonittpulver, kalksteinpulver, osv., Når det tilsettes sammen med uorganiske koagulanter eller polyelektrolytter, hjelper flådannelse. Disse partiklene fungerer som floe-kjerner. Da de har tetthet produseres flommene raskt og dewateres lett.
Jar Test:
En hensiktsmessig dosering av koaguleringsmiddel (uorganisk salt / polyelektrolytt) bestemmes ved å gjennomføre krukkeprøver. For å utføre sprøtestene, tas like mengder avløpsprøver i flere krukker laget av glass eller plast. To these jars different amounts of a coagulant (in the form of a concentrated solution) is added. While dosing ajar its contents are vigorously mixed. Then stirring is continued slowly for about 30 minutes to promote floe formation. Finally, the floes are allowed to settle for about 60 minutes.
The minimum (coagulant) dose, which gives satisfactory clarification, is accepted as the appropriate dose of that coagulant. Similar tests are conducted with other coagulants. In some situations a combination of an inorganic coagulant and a polyelectrolyte produces quick settling floes and clearer treated effluent. Only by conducting jar tests selection and dosage of the right coagulant and/or polyectrolyte can be decided.
Coagulation and Flocculation Set-up:
The following pieces of equipment are required for carrying out coagulation and flocculation processes:
1. A storage vessel for a coagulant/polyelectrolyte.
2. A feeder and auxiliaries for feeding a coagulant/polyelectrolyte into a dissolution tank.
3. A dissolution tank for preparation of a concentrated stock solution.
4. A holding tank for storing a stock solution.
5. A dosing pump and auxiliaries for addition of the stock solution into a mixer.
6. An in-line mixing device or vessel fitted with a suitable mechanical agitator for quick dispersion of the dosed solution in the incoming waste water stream.
During dosing very rapid and thorough mixing is essential as otherwise there will be local reactions and hence more of the coagulant/ polyelectrolyte will be required in order to achieve the desired degree of clarification
7. A flocculation chamber provided with slow moving paddles, which promote formation and growth of floes.
Stationary arms located between paddles break up liquid rotation and thereby promote floe growth.
The parameters normally maintained in a flocculation chamber are:
Detention time = 20-60 min
Paddle tip speed = 0.3-1 m/s
8. A settling/floatation chamber for separation of floes from the treated water.
Coagulation and flocculation techniques may be used not only for removal of colloids but also for removal of very fine particles. Fine particles get trapped in the floes and are removed.
It should be mentioned here that this method would not be economical for suspended particle removal if the particle concentration were less than 50 mg/L. If the suspended particle concentration be high (>2000 mg/L) then settling of floes is hindered due to excessive inter-particle contact.
Removal of Oils and Greases:
Waste water may contain not only suspended solid particles but also semi-solid and liquid particles/ droplets of fats, oils and greases. These may enter waste water as waste products from processes and a or spent lubricants from process equipment. Of these, fats and greases may be in solid or semi-solid state at ambient temperature. Oils if present would be in liquid state. They are lighter than water and, in general, insoluble in water. Other than these sometimes insoluble/slightly soluble organic compounds (liquid) may also be present in waste water.
In waste water oils and greases are present in dispersed state. Depending on their degree of dispersion they are referred to either as free or as emulsion. When the particle sizes are larger or when present in the form of a film on water surface the state is termed as a free state. But when those are present in the form of finely dispersed particles, say, in the range of 0.1 to more than 1 µm in diameter, the state is termed as an emulsion.
Removal of Free Oils and Greases:
The processes for separation and removal of free oil, fat and grease from waste water are based on the fact that those are lighter than water. When a pool of waste water containing these substances is left relatively undisturbed they rise to the free surface and float.
Dissolved air floatation operation or induced air floatation operation or injection of finely dispersed air in a pool of waste water increases the rate of rise of the dispersed particles and thereby enhances the separation process. Once they reach the free air-water surface they form a layer, which is skimmed off and removed. For treatment of a low flow rate waste water stream containing free oils and greases a 'grease trap' is used. Figure 9.17 shows a sketch of a 'grease trap'. The floating layer of oil and grease, which accumulates at the top of the chamber, is removed manually from time to time.
For treatment of a high flow rate waste water stream the size of the (separation) chamber would be large. The floating oil and grease layer has to be removed continuously using a suitable mechanical device. Moreover, the settle sludge, if any, has also to be removed from the chamber.
In such a chamber sometimes air is introduced as fine bubbles to aid the floatation process. Figure 9.18 shows a sketch of an American Petroleum Institute (API) separator, which may be used when the floating layer contains only oil.
The skimmer in an API separator is a rotating pipe having rectangular longitudinal slots. It scoops the floating oil layer and thereby removes it. A belt-skimmer may be used for removal of floating oil as well as grease.
An API separator is capable of separating oil droplets larger than 0.15 mm. However, when a relatively large amount of finer oil droplets, say, 0.06 mm in diameter, are present in a wastewater stream an API separator fitted with inclined parallel plates or corrugated plates may be used.
Such a separator may produce a treated effluent having oil content of 10 mg/L corresponding to an influent oil content around 1%. However, if the influent oil content were more than 1%, the separation efficiency may decrease due to shearing and re-entrainment of the collected oil droplets. This problem may be partly overcome by using a cross-flow arrangements.
Removal of Emulsified Oil:
Waste water originating from process industries sometimes contains finely dispersed oils and greases. When the dispersed particle size range from 0.1 to more than 1 µm in diameter, they do not coalesce and rise to the free surface readily. Such dispersions are known as emulsions. These are stable, that is, they remain dispersed.
The stability of such dispersions may be due to the smaller particle size and the molecular structure of the dispersed phase and/or due to the presence of some chemicals (termed as emulsifiers) on the surfaces of the dispersed droplets. These chemicals get adsorbed as a film on the dispersed droplet surfaces and thereby prevent their coalescence.
In the absence of an emulsifier an oil-in-water emulsion may cream on standing, that is, the dispersed particles (oil droplets) may concentrate at the free surface (air-water interface) without coalescing. The first step in removing oil droplets present as an emulsion in waste water is to de-emulsify, ie, break up the emulsion whereby the fine droplets would coalesce and form larger drops.
One de- emulsification is completed the larger oil droplets are separated in an API separator. De-emulsification, ie, breaking up of an emulsion can be achieved by any one of the following processes or a combination of some of them.
1. Physical Processes:
(a) Coalescence by agitation,
(b) Coalescence by heating,
(c) Coalescence by centrifuging.
2. Electrical Processes.
3. Chemical Processes.
1. Physical Processes :
Agitation:
Gentle agitation brings the dispersed droplets present in a wastewater stream closer to each other and thereby induces them to coalesce. Such coalescence breaks the emulsion. The free larger oil drops then rises upwards and forms a layer at the air-water interface.
Heating:
On heating an oil-water emulsion the viscosity of the continuous phase (water) decreases. This lowering of viscosity results in thinning of the water layers separating the oil droplets from each other. Consequently, the droplets come closer to each other and coalesce. During heating of an emulsion gentle stirring helps the process of coalescence.
Centrifuging:
When an emulsion is centrifuged at a high speed, the lighter phase (oil droplets) moves towards the centre while the denser phase (water) goes towards the periphery. The oil droplets coalesce resulting in breaking of emulsion. However, a high speed centrifuge being a costly piece of equipment is used only when the objective is to recover the emulsified oil.
2. Electrical Processes:
In this process a high voltage DC field is applied to an oil-in-water emulsion. For the process to be successful the continuous phase (water phase) should be electrically conductive. Since the initial investment and the operating cost of an electrical process unit are high it is not used for de-emulsification of waste water.
3. Chemical Processes:
De-emulsification of an oil-in-water emulsion may be done chemically either by addition of an electrolyte or by adding a chemical (de-emulsifier) which would react with the emulsifying agent present. Addition of electrolytes containing bivalent or trivalent actions (positively charged ions) or polyelectrolytes (polymers) breaks an emulsion and causes the droplets to coalesce. It should be pointed out here that use of polyvalent cationic salts, such as iron or aluminum salts would result in generation of large quantities of sludge.
When an emulsifier is present in an emulsion, de-emulsification can be done by adding a chemical which would react with the emulsifier, thereby making the same ineffective. If the chemical nature of the emulsifier present and its concentration be known then it would be easier to select a suitable de-emulsifier (chemical) and to decide its dose. When an unknown emulsifier is present, the chemical to be added for counter-acting the emulsifier and its dose have to be decided by conducting laboratory trials.
The process to be used and the conditions to be maintained for emulsion breaking in a given situation are established by carrying out trials in a laboratory. At a low concentration of oil (say, up to 1 %) physical methods may work, but at a higher concentration chemical treatment may be necessary.
