Tertiær behandling av avløpsvann (med diagram)
Les denne artikkelen for å lære om tertiær behandling av avløpsvann. De tertiære behandlingsmetodene er: 1. Filtrering 2. Luft- / dampstrimling 3. Biologiske prosesser 4. Adsorbsjon 5. Membran separasjonsprosesser 6. Ion-utvekslingsprosess 7. Nedbør 8. Oksidasjon og reduksjon og 9. Desinfeksjon.
Etter riktig primær og sekundær behandling kan avløpsvann fremdeles inneholde noen eller hver av følgende forurensende stoffer:
Suspenserte partikler,
Oppløste organiske stoffer, som uomsatte bionedbrytbare stoffer, tilbakevendende bionedbrytbare stoffer,
Ikke-biologisk nedbrytbare organiske stoffer,
Lukt- og fargestoffer,
Oppløste uorganiske stoffer, og
Mikroorganismer, inkludert patogener.
Behandlingsmetodene som anvendes til reduksjon av de ovennevnte forurensende stoffer, kalles tertiære behandlingsmetoder. Disse metodene og deres effektivitet er oppført i tabell 9.13
Utvelgelsen av et behandlingsskjema, det vil si behandlingsmetodene som skal anvendes og deres sekvensering, vil avhenge av forurensningene som er tilstede i en avløpsvannstrøm, deres konsentrasjon og om det behandlede avløp skal gjenbrukes eller bortskaffes.
De forskjellige behandlingsmetodene som er oppført i tabell 9.13 er kort beskrevet nedenfor.
filtrering:
Det er ofte nødvendig å benytte filtreringsoperasjon som en del av det tertiære behandlingsskjema for fjerning av meget fint suspenderte partikler fra en avløpsvannstrøm. Som en del av primærbehandling og etter sekundær behandling fjernes de fleste suspenderte partikler ved sedimentering. Tilsvarende etter utfellingsprosessen fjernes precipitatene ved sedimentering.
Sedimentasjonsoperasjonen er i stand til å fjerne fine faste partikler, men meget fine partikler kan fortsatt forbli suspendert. Slike partikler må fjernes fra en avløpsvannstrøm hvis det samme skal behandles ytterligere ved prosesser, så som adsorpsjon, ionbytter, membranseparasjon, desinfeksjon, etc. Fine suspenderte partikler forstyrrer ytelsen av de ovenfor nevnte prosesser. For fjerning av suspenderte partikler etter sedimentering blir en strøm underkastet filtrering.
Utstyret, som kan brukes til fjerning av fine og meget fine suspenderte faste partikler ved filtrering, er granulært mediefilter, mikrosilter, roterende trommelfilter, diskfilter og membranfilter. Av disse er et granulært mediefilter den billigste. Kriteriene for utvelgelse av en filtertype i en gitt situasjon er konsentrasjonen og størrelsen av de suspenderte partikler, strømningshastigheten og ønsket fjerningsgrad.
Luft / dampstrimling :
Stripping operasjon er også referert til som desorption. I denne operasjon overføres oppløste oppløsninger, slik som gasser og flyktige væsker, fra en flytende fase til en gass / dampfase. De overførte løsningsmidler trenger ytterligere behandling for gjenvinning og / eller bortskaffelse.
Dampstripping av avløpsvann kan brukes hvis konsentrasjonen av løsemiddel (forurensning) er relativt høy. Det andre kriteriet for valg av dampstrippingsoperasjonen er at forurensningene tilstede skal være svært volatile, det vil si at de skal ha lavt kokepunkt.
I denne prosessen kommer levende damp i kontakt med avløpsvann som følge av at vanntemperaturen vil øke og forurensningene vil forflytte seg. En blanding av det oppløste damp og dampet fremstilles som kondenseres.
Kondensatet skal behandles ytterligere enten for gjenvinning av oppløsninger (hvis verdifulle) eller for destruksjon. En pakket kolonne kan benyttes til denne operasjonen, hvorav et forurensende bærende avløpsvann innføres. Damp er introdusert ved foten av en slik kolonne. Denne prosessen vil være levedyktig dersom de gjenvunnede løsemidler er verdifulle.
Hvis forurensningskonsentrasjonen er lav og de ikke har noen markedsverdi, kan luften brukes til stripping i stedet for damp. Luftstripping kan påføres for fjerning av forurensninger, slik som oppløst ammoniakk og / eller flyktige organiske forbindelser. Utstyret som brukes for luftstripping er en pakket kolonne som opererer mot tiden.
Luftstrømmen som forlater kolonnen i toppen vil inneholde forurensningene og kan derfor ikke slippes ut i atmosfæren som sådan. Strømmen skal behandles av en eller en kombinasjon av følgende prosesser: kjøling (kondensering), skrubbing, termisk / katalytisk oksidasjon, karbonadsorpsjon. Det skal her påpekes at hvis en avløpsvannstrøm som inneholder ammoniumsalter skal luftfjernes; Det skal først behandles med kalk for å produsere fri ammoniakk.
Designmetode :
I de fleste tilfeller av luftstrippingsoperasjon vil forurensningskonsentrasjonen i avløpsvann være lav, derfor kan avløpsvannet anses å være en fortynnet løsning.
For en slik løsning reguleres likevektsforholdet (mellom en gassfase og den likevektede væskefasen) av Henriks lov, som kan uttrykkes som:
y e = mx e .................. (9.91)
hvor m = likevektskonstant,
x e = konsentrasjon av væskefaseoppløsning ved likevekt, uttrykt i molfraksjonenhet, og
y e = gassfaseoppløsningskonsentrasjon ved likevekt, uttrykt i molfraksjonenhet.
Den numeriske verdien av likevektskonstanten m avhenger av det gassoppløste væskesystemet, dens temperatur og trykk. Den er uavhengig av væskefaseoppløsningskonsentrasjonen ved lav konsentrasjon.
Svært ofte kan molekylvekt / gjennomsnittlig molekylvekt av forurensningene som finnes i avløpsvann, ikke være kjent, og likevektsforholdet må derfor modifiseres som
y '= m'x' .................. (9, 92)
hvor x 'og y' står for forurensende konsentrasjon i henholdsvis væskefase og gassfase og uttrykt i ppm, det vil si mg / l-enhet.
Den pakkede høyde ZO av en slik kolonne kan estimeres ved å bruke Eq. (9, 93).
Hvor a = pakningsflate pr. Enhet pakket volum (den numeriske verdien avhenger av typen og størrelsen på pakken som skal brukes)
A = L / m 'G,
G = luftfrekvens i m 3 / hm 2
K L = flytende fase masseoverføring koeffektiv i passende enhet,
L-væskehastighet i m-Vhr.m 2
m '= likevektskonstant, ekv. (9, 92),
x '= væskefaseforurensende konsentrasjon i ppm enhet.
Den pakkede høyden Z 0 og tårnets tverrsnittsareal kan beregnes ved hjelp av følgende trinn:
1. En egnet type emballasje og dens størrelse er valgt.
2. Minimum luftstrømningshastighet estimeres ved hjelp av forholdet:
G min = Q / m 'i m 3 / time
= minimum total luftfrekvens i m 3 / hr som vil resultere i Y ½ i likevekt med X ½
Q = total avløpsvannstrøm i m3 / time.
3. En faktisk luftstrømningshastighet G faktisk / antas slik at Gactual> Gmin
Det skal bemerkes her at en høyere verdi av G faktisk ville bety en større kolonne Tverrsnittsareal og en kortere pakket høyde.
4. Basert på antatt G er faktisk <L / G-forholdet beregnet ved hjelp av relasjonen
Q / G faktisk = L / G
5. Bruk av den beregnede verdien av L / G-forholdet og informasjonen som er tilgjengelig om flomegenskapene til den valgte pakningen (i standard masseoverføringsbøker) er en passende numerisk verdi av G estimert.
6. Basert på den beregnede verdien av L / G-forholdet og den estimerte verdien av G, beregnes den numeriske verdien av L.
7. Tverrsnittet av tårnet A c er vurdert som A c = Q / L
8. Endelig estimeres kolonnepakket høyde Z Q ved hjelp av Eq. (9, 93).
Det må påpekes at designprosedyren som er skissert ovenfor, er basert på to vilkårlige utvalgte faktorer som nevnt nedenfor:
1. En pakningstype og dens størrelse,
2. En antatt verdi av G faktisk-
Derfor er det ønskelig å optimalisere kolonnestørrelsen (tverrsnittsareal og pakket høyde) ved å minimere totalprisen, det vil si summen av den opprinnelige kostnaden og driftskostnaden (pumpekostnad).
Biologiske prosesser :
Etter sekundær behandling kan organiske stoffer som er igjen i en avløpsvannstrøm, hovedsakelig være gjenstridige bionedbrytbare og ikke-biologisk nedbrytbare. Annet enn noen organiske nitrogen- og fosforforbindelser kan det også være tilstede. Disse kan fjernes ved biologisk behandling. Disse forbindelsene blir ofte referert til som plantenæringsstoffer da de fremmer vekst av vannplanter når en avløpsvannstrøm som inneholder disse forbindelsene, slippes ut i en vannkropp.
Kväve- og fosforforbindelser som finnes i avløpsvann kan også reduseres ved hjelp av andre metoder enn biologiske metoder.
Biologisk behandling av nitrogenholdige forbindelser :
Både uorganiske og organiske nitrogenholdige forbindelser som er til stede i avløpsvann, kan reduseres ved hjelp av biologiske metoder. Behandlingsprosessen utføres i to påfølgende trinn, nemlig et aerobt trinn og et anaerobt trinn. Disse trinnene kan utføres under selve sekundærbehandlingen. Det skal nevnes at for aerob og anaerob behandling av nitrogenholdige forbindelser er det behov for spesifikke organismer, og trinnene må utføres i separate reaktorer.
Nitrifikasjonsprosess :
Under aerob behandling av avløpsvann ved første hydrolyseres de komplekse karbonholdige og nitrogenholdige forbindelser til enklere molekyler, som deretter oksyderes. De nitrogenholdige forbindelser som opprinnelig er til stede i avløpsvann, og de som tilsettes, hvis noen, under sekundær behandling som supplement, blir delvis benyttet til syntese av nye celler og de gjenværende deler omdannes til ammoniumforbindelser.
Disse forbindelsene blir deretter oksidert til nitritt (NO 2 - ) og nitrat (NO 3 - ) i nærvær av noen spesifikke organismer (Nitrosomonas og Nitrobacter bakterier). Disse bakteriene er autotrofer. Reaksjonene betegnes som nitrifikasjonsreaksjoner og de er langsommere enn karbonholdige oksidasjonsreaksjoner. Under nitrifikasjon finner ikke bare oksidasjonsreaksjoner (energiproduserende) reaksjoner, men nye mikrobielle celler syntetiseres også. Reaksjonene kan oppsummeres som under.
Oksidasjonsreaksjoner:
Det skal her påpekes at nitrifikasjonsprosessen ikke omdanner nitrogenforbindelsene til noen uskadelige stoffer, men oksyderer en del av dem til nitritt og nitrat. Den andre delen er assimilert i biomasse.
Nitrifikasjonsprosessen er følsom for pH-endring og DO-konsentrasjon. Den er hemmet av en rekke organiske og uorganiske forbindelser. I fravær av inhibitorer og ved en DO-konsentrasjon høyere enn 1 mg / L forekommer biokjemisk oksidasjon av karbonholdige og nitrogenholdige forbindelser samtidig. Dette kalles en engangs prosess. Når organiske inhibitorer er til stede, oksyderes karbonholdige forbindelser først og deretter utføres nitrifikasjon i en andre reaktor.
Nitrifikasjonsprosessen kan utføres enten i en suspendert organisme-reaktor, slik som en aktivert slam-enhet eller i en fastfilmreaktor, som et sirkelfilter eller en roterende biologisk kontaktor. En nitrifiseringsenhet kan utformes på samme måte som for en aerob enhet ved bruk av nitreringskinetiske parametere. De numeriske verdiene til disse parametrene kan enten estimeres eksperimentelt i en gitt situasjon eller hentes fra den publiserte litteraturen.
Nitrifikasjonshastighetsdataene er korrelert ved hjelp av Monodes tilnærming som vist nedenfor:
hvor r s = fjerningshastighet for ammoniakk-nitrogen-substrat,
[X] = mikrobe celle konsentrasjon,
[S] = substratkonsentrasjon,
og y = biomasseutbytte.
Graden av substratfjernelse har vist seg å være avhengig av temperatur-, pH- og DO-konsentrasjonen.
De typiske områdene av design- og ytelsesparametrene for nitrifiseringsenhetene for aktivert slamtype er:
De-nitrifiseringsprosess:
Biologisk reduksjon av nitritt og nitrat i avløpsvann refereres til som nitrifisering. Under denne prosessen blir nitrit og nitrat for det meste redusert til slutt til molekylært nitrogen og en del blir innlemmet i den syntetiserte biomassen. Vanligvis tilsettes metanol (CH30H) som et (karbon) supplement når tilstrekkelig organiske karbonforbindelser ikke er tilstede i en influensa.
Prosessen skal utføres i fravær av molekylært oksygen (tilstede som DO). I denne forstand er prosessen anaerob. Banene er imidlertid noen modifikasjoner av de aerobiske, derfor blir prosessen noen ganger referert til som anoksisk prosess eller anaerob respirasjonsprosess.
Bakteriene, som deltar i denne prosessen, er fakultative i naturen. Forskjellige arter, som Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Flavobacterium, Micrococus, Proleus, Pseudomonas, etc., er ofte funnet å eksistere i en de-nitrifiseringsenhet.
Det er allerede nevnt at under nitrifikasjon er en del av nitritt-nitratkvoten inkorporert i den syntetiserte biomassen og den gjenværende del tar del i den anaerobe respirasjonsprosessen. Som et resultat blir karbonforbindelsene til stede i avløpsvann oksydert og nitrittnitrat reduseres til molekylært nitrogen og / eller noen nitrogenoksid gjennom forskjellige trinn. Prosessen kan være representert som
Det skal bemerkes her at hovedparten av nitrat og nitritt gjennomgår reduksjonsreaksjonene. Deitrifiseringsreaksjoner som er reduksjons-oksidasjonsreaksjoner, for fullstendig reduksjon av nitritt og nitrat, må minst den støkiometriske mengden av noen oksyderbare stoffer (organisk materiale) være tilstede. Hvis tilstrekkelig mengde oksiderbar organisk materiale ikke er tilstede i en influensa, blir metanol tilsatt som et supplement. Når organisk materiale som opprinnelig er tilstede eller suppleres, er mer enn den støkiometriske mengden, blir overskuddsmengden biologisk nedgradert aerobt etter av nitrifiseringstrinnet.
Av den foregående diskusjonen er det åpenbart at avnitrifikasjonsprosessraten vil avhenge av konsentrasjonen av både nitrittnitratnitrogen [N] og organisk substrat [S].
Monod type ligningen for denne prosessen er uttrykt som:
Det er gjort anstrengelser for å evaluere de kinetiske parametrene til nitrifiseringsreaksjonene, nemlig μm, AW og K s eksperimentelt. Designekvasjoner er utviklet for suspendert veksttype-reaktorer (CSTR) basert på de ovennevnte kinetiske parametrene. Designekvasjoner for vedlagte veksttypereaktorer (pakket seng) er også utviklet. Noen av disse ligningene er oppført i tabell 9.14. Det sier seg selv at de kinetiske parametrene til de-nitrifiseringsprosessen skal evalueres eksperimentelt da de er substratspesifikke.
1. Suspended Growth Type Reactor (CSTR med resirkulering)
Θ C beregnet ved hjelp av ekv. (9, 59) basert på en gjennomsnittlig belastning bør multipliseres med en faktor for sikkerhet for å oppnå den faktiske 8 C. Formålet med sikkerhetsfaktoren er å ta vare på topplast / forbigående last og det tas vanligvis til 2 til 2, 5.
2. Legg til veksttypereaktor (pakket seng).
Faktorene som påvirker av nitrifiseringsprosessen er pH, temperatur og oppløst oksygen (DO) konsentrasjon. PH bør variere mellom 6, 0 og 8, 0. Deknitrifiseringshastigheten minker under pH og over 8, 0. En pH rundt 7 er å foretrekke. Imidlertid er en innledende (innflytelse) pH lavere enn 7 ikke noe problem som i løpet av prosessen produseres alkalinitet. I tilfelle avløpsvann pleier å være mer alkalisk under behandlingen, bør pH reguleres slik at den ikke går utover 8, 0.
De-nitrifiseringshastigheten øker med temperaturøkning. Noen etterforskere har observert at hastigheten ligger på rundt 20 ° C. Denne prosessen er anaerob i naturen sin hastighet blir null over en DO-konsentrasjon på 1 mg / L
Utvalgsutstyr :
Deknitrifikasjon kan utføres enten i en reaktor med suspendert veksttypen (CSTR) eller i en tilkoblet veksttypereaktor. Da oppløst oksygen hemmer prosessen, bør det ikke komme inn luft. Gassene som produseres under prosessen, hovedsakelig N 2 og CO 2, skal ventileres. Design- og ytelsesparametrene for de ovennevnte type reaktorer er oppført i tabell 9.14 tabell.
Prosess sekvensering:
Biologiske nitrogenfjerningsprosesser klassifiseres i to grupper, nemlig "enkeltstrinn" eller "enkeltslam" og "to-trinns" eller "toslam". En "single stage" -prosess innebærer at nitrifikasjons- og nitrifiseringsstrinn utføres etter hverandre uten slamklassifiserer / sedimenter mellom dem. Flere forskjellige variasjoner av denne typen behandlingssekvens er i vogue. Et eksempel på "single stage prosessen" er Bardenpho-prosessen, som er vist skjematisk i figur 9.39.
Fordelen med en "enkeltstadieprosess" er at ingen tilleggskilden (elektrondonor) skal legges til. De karbonholdige forbindelser som opprinnelig er til stede i avløpsvann, virker som karbonkilden i enheten (1) og biomassen (cellene) produsert under aerobtrinnet (2) virker som karbonkilden i enheten (3) I en "to-trinns prosess "den første enheten er en aerob (nitrifiseringsenhet) enhet. Det etterfølges av en clarifier / settler. Den neste enheten er en anaerob (de-nitrifiseringsenhet) enhet. Det etterfølges av en annen klarer / bosetter.
I et slikt arrangement kan det være nødvendig å tilsette metanol som en karbonkilde (elektrondonor) til den anaerobe enheten. Hvis tilsatt metanol er mer enn den støkiometriske mengden som kreves for deitrifisering, skal det tilveiebringes en ytterligere aerob enhet mellom den anaerobe enheten og den endelige klarereren for å redusere BOD-nivået i sluttutløpet.
1. Aerob nitrifiseringsenhet,
2. Clarifier for aerob slam separasjon,
3. Anaerob deitrifiseringsenhet,
4. Aerobic Unit for fjerning av resterende overskytende metanol, om nødvendig,
5. Clarifier for endelig slamfjerning.
Det bør nevnes at tilsetning av metanol i overskudd (over støkiometrisk mengde) er nyttig for fullstendig deitrifisering og for å oppnå en høyere deitrifiseringshastighet. Det skal påpekes at når metanol blir tilsatt i stort overskudd (si ca. 3500 mg / l) virker det som en deitrifiseringshemmer. Det er imidlertid sjelden nødvendig å legge til et stort overskudd av metanol.
Biologisk fosforfjerning :
Fosforforbindelser som er til stede i avløpsvann, kan fjernes enten kjemisk eller biologisk. Kjemisk behandling betyr nedbør av fosfor som aluminiumfosfat / jernfosfat / kalsiumfosfat.
Biologisk behandling resulterer i inkorporering av fosfor i fosforakkumulerende celler. Fordelene ved den biologiske prosessen over kjemisk prosess er redusert kjemisk kostnad og mindre slamproduksjon og avhending. Noen ganger brukes en kombinasjon av begge prosessene.
Den biologiske prosessen utføres i to trinn. I første fase behandles en influensa anaerobt (τ ≈ 0, 5 til 1, 0 timer) med fosforakkumulerende organismer. I løpet av dette stadiet produserer og lagrer disse organismene polyhydroksybutyrat (PHB) i cellene som assimilerer acetater og utnytter energi fra transformasjon av ATP (adenosintrifosfat) til ADP (adenosindi-fosfat).
Følgelig frigjøres ortofosfat. I løpet av det neste aerobtrinnet (SRT ≈ 2 til 4 dager) gir energi som er produsert fra oksydasjon av PHB cellene opptak av ortofosfat fra avløpsvann og konverterer og lagrer dem som polyfosfat. Nye celler produsert under aerobic scenen henter også fosfor og lagres som polyfosfat.
Figur 9.41 viser grunnleggende prosess skjematisk.
Flere prosesser er utviklet for å modifisere den grunnleggende prosessen for samtidig fjerning av nitrogen og fosforforbindelser biologisk fra avløpsvann. Et flytskjema for en slik prosess er vist skjematisk i figur 9.42.
Når en avløpsvannstrøm som inneholder både nitrogen og fosforforbindelser underkastes aerob behandling, blir nitrogenforbindelsene oksidert til nitritt og nitrat. Den nitrifiserte væsken må behandles anoxisk for deitrifisering, da ellers ville det resirkulerte aerobsslam som inneholder nitrittnitrat, komme inn i den anaerobe enheten og ville undertrykke aktiviteten til de fosforakkumulerende organismer. Dette vil resultere i en reduksjon av fosforfjerningseffektiviteten av hele prosessen.
adsorpsjon:
Den mest brukte adsorbenten for avløpsvannbehandling er aktivert karbon, som kan være enten i pulverform eller i granulær form. Når avløpsvann behandles med aktiverte karbonpartikler, kan de organiske forbindelser som finnes i avløpsvannet adsorberes på partiklens ytre og porereflater.
Fra adsorptionssynspunkt kan organiske forbindelser klassifiseres i tre brede grupper, nemlig forbindelser med lav molekylvekt, middelmolekylvekt og høymolekylære forbindelser. De lavmolekylære forbindelser, som benzen, toluen, xylen, lavkokende petroleumsfraksjoner, oksygenholdige og klorerte forbindelser med lav molekylvekt og luktstoffer, omtales som VOC, da de er mer flyktige.
Disse er relativt dårlig adsorbert av karbonpartikler og dermed for fjerning vil massen av karbonpartikler som trengs, være mer. Middelmolekylære organiske stoffer er relativt mindre volatile og høymolekylære organiske stoffer kan være ikke-flyktige.
Oljer, fett, polyklorerte hydrokarboner, klorerte fenoler, pesticider, herbicider, fargestoff, fargestoffer tilhører hydrokarboner med høy molekylvekt. Disse adsorberes sterkt av aktiverte karbonpartikler, og de kan derfor lett fjernes fra avløpsvann ved adsorpsjon.
Aktivt karbon som brukes til behandling av avløpsvann, produseres ved karbonisering av kull, brunkul, kokosnøtteskall og enkelte jordbruksrester. De karboniserte produktene behandles ytterligere for å forbedre porøsiteten og gjøre dem mer aktive. Kull- og brunkittbaserte aktiverte karboner kan være mikroporøse (porer 500 A ° diameter) type.
De mikroporøse karbonene ville ha en betydelig mengde mesoporer (porene 20 - 500 A ° diameter). Mikroporøse karboner er gode for adsorpsjon av organiske lavmolekylære stoffer, mens makro porøse karboner er egnede for fjerning av organiske medium til høy molekylvekt. Aktiverte kokosnøkkelkarboner er hovedsakelig mikroporøse (porediameter = 10A) og de er gode for fjerning av organiske lavmolekylære stoffer.
Når et spillvann er forurenset med både lavt og organisk materiale med høy molekylvekt, blir sistnevnte adsorbert fortrinnsvis. Som et resultat blir organiske lavmolekylære stoffer fjernet dårligere, med mindre en relativt stor mengde karbon anvendes.
Fra partikkelstørrelse synspunkt aktivert karbon er klassifisert i to grupper, klassifisert, nemlig pulverisert (fint) karbon og granulat. Pulverformige karboner kan ha en partikkelstørrelse på mellom 5-50 μm og ha et stort overflateareal per massenhet. En stor del av disse partiklene går tapt under regenerering. Derfor blir disse partiklene ofte kassert etter bruk. Granulert karbonpartikkelstørrelse varierer mellom 0, 1 og 2, 5 mm. Disse regenereres og gjenbrukes.
Tilstedeværelsen av uorganiske salter i avløpsvann kan forårsake dårlig adsorpsjon av organiske stoffer på grunn av utfelling av de svakt oppløselige uorganiske stoffene på partikkelflatene som fører til pore blokkering. Alvorlig nedbør kan føre til lumping av karbonpartikler, noe som ikke bare vil redusere adsorpsjonskapasiteten, men kan gjøre karbonpartiklene uegnede for regenerering.
Potensialet av denne trusselen kan fastslås ved å estimere Langelier-indeksen. En positiv verdi av Langelier-indeksen vil indikere eksistensen av et slikt problem. I en slik situasjon ville det være bedre å fjerne de uorganiske saltene før det utføres en adsorpsjonsoperasjon.
Når biomasse og / eller andre partikkelformige stoffer er til stede i en avløpsvannstrøm, vil de bli akkumulert i en adsorberkolonne. Oppbygging av slike faste partikler ville gi opphav til høyere trykkfall over en kolonne. Dette ville kalle for hyppig tilbakespyling som ville redusere karbonbarnslivet. For å overvinne et slikt problem bør et filter føres til en karbon-adsorber.
Før du velger installering av en adsorber, er det nødvendig å sjekke dens gjennomførbarhet. Målene for å vurdere gjennomførbarheten bør være (1) å velge en egnet type aktivert karbon, og (2) å samle data for designformål.
Forundersøkelser kan utføres ved hjelp av ett av følgende tilnærminger:
(a) Å samle inn adsorpsjons likevektsdata fra forskjellige kilder,
(b) For å evaluere eksperimentelt adsorpsjonsisotermen for hver spesifisert karbonavfallsvannkombinasjon,
(c) For å utføre småskala kolonneforsøk,
(d) For å utføre pilotskalaforsøk.
Tilnærmingene (c) og / eller (d) ville gi mer pålitelig informasjon, mens tilnærmingene (a) eller (b) ville gi noen foreløpige opplysninger.
Selvfølgelig må en analyse av forurensningene (forurensende stoffer) som er tilstede i en avløpsvann, være tilgjengelig før en feasibilitystudie gjennomføres.
Prosess beskrivelse:
Behandling med pulverisert karbon:
Avløpsvannbehandling med pulverisert karbon utføres kun i en batchmodus, da trykkfallet over en kolonne pakket med slike partikler ville være høyt. Vanligvis brukes en omrørt tank for en slik prosess. Kvantiteten på karbon som kreves og varigheten av en batchoperasjon estimeres eksperimentelt.
Etter behandling fjernes partiklene fra det behandlede avløp ved filtrering. Siden regenerering og gjenbruk av de brukte partiklene kanskje ikke er økonomiske, blir de bortkastet hensiktsmessig. Denne prosessen kan brukes hvis pulverisert karbon er tilgjengelig til en lav pris, eller hvis mengden av avløpsvann som skal behandles, er ganske lite.
Behandling med granulært karbon:
For behandling av avløpsvannsstrøm med granulert aktivert karbon kan en hvilken som helst av følgende typer utstyr benyttes:
(i) en pakket seng,
(ii) En utvidet (utvidet) seng og
(iii) en bevegelig seng
Gjennom en pakket seng kan avløpsvann strømme enten i nedad eller oppadgående retning. Gjennom en utvidet seng er strømmen i oppadgående retning. I en bevegelig seng er strømmen motstrøm, det vil si at vannet strømmer oppover og karbonplaten beveger seg nedover.
Sengen ligger i en vertikal sylindrisk kolonne, som er utstyrt med en sengstøtte nær bunnen. En pakket / en utvidet seng drives i en halv-batch-modus, det vil si at når sengen blir mettet med adsorbatet, blir den tatt av for karbonregenerering. I tilfelle av en bevegelig seng fjernes noen av de brukte partikler periodisk fra bunnen og noen friske / regenererte partikler blir tilsatt øverst. En slik seng opereres i kontinuerlig modus.
I en pakket seng under adsorpsjon ville det ikke være noen slitasje av partiklene, da de ikke ville bevege seg rundt. Under tilbakespyling (hvis en innflytelse inneholder suspenderte faste stoffer), kan det imidlertid være noe slitasje og tap av bøter. I en forlenget seng eller en bevegelig seng vil det bli uttømming av partikler, og derfor vil det være bøtelegg. En utvidet seng drives med høyere oppoverhastighet for å holde partiklene opphengt. Dette øker masseoverføringshastigheten, og prosessen blir derfor mer effektiv.
Avløpsvann behandles normalt i pakkede adsorpsjonskolonner arrangert enten i serie eller parallelt. Når kolonnene er ordnet i serie, brukes tre kolonner. To kolonner forblir på linje når som helst, og en tredje kolonne etter regenereringsbehandling forblir som en standby. Ledende adsorber drives til gjennombrudd oppstår. I denne perioden fungerer den andre kolonnen som en polering (sikkerhetskopi) kolonne.
Når den første kolonnen når gjennombruddgrensen, isoleres den for karbonregenerering og den andre kolonnen brukes som blykolonnen. Standby-kolonnen kobles deretter i serie og det virker som poleringskolonnen.
Et slikt arrangement krever ikke meget hyppig overvåking av avløpet fra blykolonnen. Når kolonnene betjenes parallelt, er det ikke nødvendig med sikkerhetskopieringskolonne, men meget hyppig overvåkning av avløp fra en kolonne må gjøres for å unngå at operasjonen går utover gjennombruddsgrensen.
Carbon Regeneration :
Granulerte karbonpartikler kan regenereres enten ved dampstripping in situ eller ved luftoksidasjon etter fjerning av partiklene fra en uttømt kolonne. Adorbater av lav og middels molekylvekt kan fjernes ved dampstripping. Under dampstripping kan en viss del av adsorbatet forbli adsorbert. Denne gjenværende delen er referert til som "hælen". Dette gjenværende adsorbatet reduserer "arbeidskapasiteten" til en kolonne.
Reduksjon av "hæl" kan oppnås enten ved langvarig damping ved å bruke damp ved høyere temperatur. Adsorbenter med høy molekylvekt er ikke egnet til dampstripping. De fjernes ved hjelp av luftoksidasjon, hvorved adsorbenter blir oksidert. Under denne prosessen kan overflatene av karbonpartiklene i noen grad undergå oksidasjon, noe som resulterer i et tap av masse av partiklene.
Membranseparasjonsprosesser :
En membranseparasjonsprosess spalt en tilstrømningsdamp i to strømmer, nemlig en retentat / konsentrat / avstøtningsstrøm og en permeat / magert strøm. Permeatstrømmen vil inneholde svært lite av de oppløsninger som er til stede i influensa, mens retentatet vil være en konsentrert oppløsning av oppløsningsmidlene.
Når en avløpsvannsstrøm blir utsatt for en egnet membranseparasjonsprosess, blir de forurensende stoffer som er tilstede i den, heller ikke ødelagt eller omgjort til uskadelige substanser, men de er konsentrert i retentatstrømmen.
Hjertet i en membranseparasjonsenhet er en komponent, som kalles membran. En membran kan defineres som et stoff som når det er i kontakt med et fluid, beholder eller fanger fortrinnsvis noen av bestanddelene tilstede i fluidet og tillater at noen andre bestanddeler passerer gjennom membranen eller forblir uforstyrret.
Sammensetningen av en membran kan være fast eller flytende eller gel. En fast membran kan være en uorganisk film eller en polymerfilm. En væskemembran må være ublandbar med fluidformen som noen oppløsninger skal fortrinnsvis fjernes. Uorganisk film, væske og gelmembraner har begrensede anvendelsesområder, mens polymere membraner har mye bredere anvendelsesområder.
En polymer membran kan være enten porøs eller ikke-porøs. Drivkraften til prosessene som bruker en polymermembran, er i de fleste tilfeller trykkgradient. I en trykkdrevet separasjonsprosess blir membranene fouled på grunn av avsetning av de beholdte bestanddeler på deres overflater. De blir også komprimert på grunn av det super-etablerte trykket. På grunn av disse effektene reduseres permeasjonshastigheten med tiden.
Det skal her påpekes at når en membranseparasjonsprosess brukes til behandling av avløpsvann, vil retentatet inneholde de fleste forurensende stoffer, og det samme må videre behandles for å redusere forurensningene.
Membraner generelt er kostbare og har kort levetid. Videre er driftskostnaden (strøm) relativt høy. Derfor blir ikke membranseparasjonsprosesser vanligvis brukt til behandling av avløpsvannstrømmer, med mindre målet er å gjenvinne noen verdifulle materialer fra en avløpsvannstrøm eller å gjenvinne permeatet for gjenbruk.
Membran separasjonsprosesser er klassifisert som mikrofiltrering (MF), ultrafiltrering (UF), Nano-filtrering (NF), omvendt osmose (OR), dialyse, elektrodialyse og gasseparasjon. I tabell 9.15 er egenskaper, begrensninger og andre fremtredende trekk ved disse prosessene oppført.
Membranmateriale:
Ulike typer organiske polymermembraner er kommersielt tilgjengelige. Membraner laget av celluloseacetat, aromatisk polyamid, akrylalkylpolyamid, polyvinyl-alkohol, polykarbonat, polysulfon, polyakrylonitril, polyetylen, polypropylen, polytetrafluoretylen etc. er tilgjengelige.
Valg av membranmaterialet i en gitt situasjon avhenger av følgende faktorer:
1. Målet,
2. Bestanddelene som skal beholdes,
3. De andre bestanddelene til stede,
4. Influensjons pH, og
5. Kostnaden.
Prosess beskrivelse:
Mikrofiltrering (MF):
Mikrofiltreringsmembraner er porøse. Porestørrelsen varierer mellom 0, 02-2 μm. Beholderpartiklene (fine partikler og kolloider) samt bakterier og andre mikroorganismer, inkludert noen virus.
Permeatet fra en slik prosess vil inneholde oppløste uorganiske og organiske ioner og molekyler og virus (mindre enn 0, 02 um i lineær dimensjon) og selvfølgelig bærervæsken (vann). Prosessen kan brukes til forbehandling av avløpsvann før nanofiltrering eller omvendt osmose. Det brukes noen ganger som en del av en membran bio-reaktor (MBR) enhet.
Mekanismen for separasjon av denne prosessen er overflatefiltrering / siktning. Partiklene større enn porene holdes tilbake. Disse membranene opplever både intern og ekstern fouling. Innvendig fouling oppstår på grunn av festing av partikler i porene og adsorpsjon / utfelling på membranoverflaten. Ekstern forbrenning tar palass som et resultat av dannelse av et stillestående partikkelparti båret til membranoverflaten ved permeerende strømmen og beholdt av membranen. Mikrofiltreringspermeatfluksen er høyere enn ultrafiltrering, Nano-filtrering og omvendt osmose. Det er en lavtrykksprosess.
Ultrafiltrering (UF):
Dette er også et lavtrykksprosess; I dette tilfellet er trykkgradienten imidlertid mer enn for mikrofiltrering. UF membraner er porøse som MF membraner. Porestørrelsen er mindre. Disse membranene tillater vann, oppløste uorganiske og oppløste mindre organiske molekyler å passere gjennom. Faktisk, i en bestemt situasjon avhenger membranen (porestørrelsen) av den minste molekylvektsart som skal holdes.
Den er preget av molekylvekt cut off (MWCO) indeksen. Avvisningen av en membran er ikke avhengig av MWCO alene, men også på strukturen (forgrening) av de oppløste molekylene. Fouling og konsentrasjon polarisering av UF membraner er mer alvorlige enn de for MF membraner. Permeatfluksen og trykkgradienten avhenger av membranporestørrelsen. Ultrafiltrering brukes vanligvis til produksjon av resirkuleringsvann av høy renhet.
Nano-filtrering (NF):
Nano-filtrering er kjent som "løs RO". Det er i stand til å fjerne partikler så små som 0, 001 pm, slik som organiske høymolekylære, anioner med høyere ladninger (multivalente metallioner) og selvfølgelig mikrober, inkludert virus. Permeatet (vann) er av god kvalitet. Det krever ikke mye desinfeksjonsbehandling. Trykkgradienten for NF er mindre enn den for RO, men mer enn for NF og UF.
Omvendt osmose (RO):
Av de forskjellige membranseparasjonsprosessene som brukes til behandling av forurenset vann, produserer omvendt osmose det beste kvalitetsvannet. Membranene som brukes for RO refereres til som anisotropiske (asymmetriske) ikke-porøse membraner. En slik membran har tre lag: en tett overflatehud, et mellomlag og et porøst baselag. Huden skaper faktisk separasjon, mens de andre to lagene gir mekanisk støtte til huden.
Huden ser ut til å være ikke-porøs når den undersøkes under et skanningelektronmikroskop. Skinnene til slike membraner har spredte små defekter (utviklet under produksjon). Gjennom disse defektene finner lekkasje av influensa (fôr) sammen med løsemiddelene sted. Siden membranene er ikke-porøse typer, behøver en vesentlig stor trykkforskjell å opprettholdes over membranene.
Ulike modeller har blitt foreslått for å forklare omvendt osmose fenomenet. Disse er av to typer:
(a) Ikke-porøs løsningsmodell, og
(b) Porøs transportmodell. Noen andre modeller har også blitt foreslått. Men ingen av disse er i stand til å redegjøre for alle de eksperimentelle observasjonene.
Omfanget av avvisning av uorganiske (ioniske) stoffer har vist seg å avhenge av valensen av ioner. Det øker med økningen i valensen. Graden av avvisning av organiske molekyler avhenger av deres størrelse, membran (polymer) type og dens struktur.
RO-membraner er også utsatt for fouling som MF og UF membraner. Gjennomstrømningshastigheten for permeat (vann) i en RO-prosess er mye mindre sammenlignet med de i MF- og UF-prosessene. Dessuten blir RO-membranen underkastet et høyere driftstrykk komprimert med tiden, noe som resulterer i en progressiv reduksjon i permeatfluksen. En RO-prosess bør foregå prosesser som dybdefiltrering / mikrofiltrering / ultrafiltrering for å redusere membranfouling på grunn av akkumulering av partikler og store molekyler på membranoverflaten.
dialyse:
Dialyseprosessen brukes til å fjerne noen spesifikke oppløsninger fra en tilstrømningsstrøm og ikke å dele den i en retentat og en permeatstrøm som gjøres i membranseparasjonsprosessene. Membranen som benyttes er en homogen porøs en. Porestørrelsen i en bestemt situasjon vil avhenge av løsningsmolekylstørrelsen, som man vil fjerne fra en influensa.
Under dialyse finner transport av oppløsninger sted over en membran på grunn av deres konsentrasjonsgradient og ikke på grunn av trykkgradient. Løsningsmiddelpermeasjon over membranen forhindres. For å utføre en dialyseprosess blir det gjort en innflytelse for å strømme over en membranoverflate mens en annen strøm (dialysatet) strømmer over den andre overflaten.
Dialysatet tjener to formål:
(i) Forhindrer bulkstrøm av løsningsmidlet over membranen og
(ii) Den mottar løsningen (e) som migrerer (diffus) gjennom membranen.
Dialysatsammensetningen bør være slik at den ville ha det samme osmotiske trykk som for influensa. Dette ville forhindre massestrøm av løsningsmidlet over membranen. Diffusjonshastigheten av det oppløste molekylet gjennom membranen vil avhenge av dets størrelse og dets konsentrasjon over membranen. Denne prosessen brukes ikke til behandling av avløpsvann. En velkjent anvendelse av dialyseprosessen er blodrensing.
Elektrodialyse:
Elektrodialyse er noe lik dialyseprosessen i den forstand at den ikke er trykkdrevet. Denne prosessen utføres ved å opprettholde en DC elektrisk potensialgradient over en sammenstilling av membranceller plassert parallelt. Det er i stand til å fjerne kun ioniske bestanddeler fra en influentiestrøm.
An electro-dialyser is made of several anion (+charged) and cation (-charged) semi-permeable membranes placed in alternate fashion so as to form channels in between two adjacent membranes. Two membranes enclosing a volume of an influent constitutes a cell. An assembly of such cells is placed between two electrodes (a cathode and an anode), which are connected to a DC source.
The DC voltage impressed upon a cell is not large enough to cause electrolytic dissociation but sufficient to carry on migration of ions through the membranes. The cation exchange membranes allow only the positively charged cations to pass through and migrate towards the cathode, while the anion exchange membranes permit the negatively charged anions to travel towards the anode.
As a result of such migration concentration of ions (both cations and anions) increases in cell and thereby the solution flowing through the cell becomes richer in ions while the solution flowing through the neighboring cell becomes depleted of the ions initially present it. Figure 9.43 shows a schematic diagram of an electro-dialyser assembly.
The field of application of the electro dialysis process for treatment of waste water is rather restricted. It may be used cost-effectively for recovery of metal ions from a waste water stream.
For smooth operation of an electro-dialyser the following factors/aspects need proper monitoring:
(i) Pre-treatment of the influent stream for removal of low solubility salts and suspended solids (including colloids),
(ii) PH,
(iii) Temperature, and
(iv) Flow rates of influent in the adjoining cells.
Membrane Configuration and Geometry :
Polymeric membranes used are of the following types:
(i) Flat sheets, and
(ii) Tubular.
Depending on membrane module configuration they are broadly classified as:
1. Plate-and-frame device,
2. Spirally-wound device,
3. Tubular device, and
4. Hollow fibre device.
1. Plate-and-Frame Device:
A plate-and-frame module is similar to a plate-and-frame filter press. It consists of several flat membrane sheets supported by plates and interspaced with frames. Two plates and a frame constitute a cell. Several of such cells are placed side by side parallelly to make up a module.
The cells of a module are held together mechanically so as to prevent any leakage of liquid. A waste water stream (feed) to be treated is passed through a frame on either sides of which there are membranes. The permeate stream after passing through a membrane flows along the adjacent plate surface into a common header. The retentate stream flows out of the frame into another header.
Such a set up has the following advantages:
(i) The fouled and defective membrane sheets may be replaced easily, and
(ii) More cells may added to an existing unit and thereby increase its capacity.
The major disadvantages of a such a unit are:
(i) The membrane surface area per unit volume of a set up is relatively less, and
(ii) The operation has to be interrupted occasionally for cleaning the fouled membrane surfaces.
2. Spirally-Wound Device:
A spirally wound device is fabricated by placing two rectangular membrane sheets back to back with a flexible permeate spacer in between them. Three edges of such an envelope are sealed. The open end of the envelope is attached to a perforated pipe longitudinally and rolled tightly around the pipe into a cylindrical configuration. The roll is then placed inside a cylindrical shell.
The waste water to be treated is introduced into the cylindrical shell at one of its ends and it flows longitudinally. The permeate enters the membrane envelope radically and finally enters the inner pipe through which it flows longitudinally.
3. Tubular Device:
A tubular device is somewhat similar to a shell-and-tube heat exchanger. It consists of several tubes housed in a cylindrical shell. Each tube is made up of a tubular membrane cast inside a perforated pipe (may be 12 mm id). The feed (waste water) enters a tube at one and flows along its length. The product (treated water) permeating through the membrane tube wall enters the shell.
The concentrate (retentate) comes out at the other end of each tube. The deposits inside the tubes may be cleaned easily by circulating chemicals or by pumping a “foam ball” through each tube. The membrane surface area of a tubular module per unit volume of its assembly is relatively high compared to that of a plate-and-frame type module.
4. Hollow Fibre Device:
Hollow fibre membrane tubles have very small diameter. Unlike tubular type membranes these tubles do not need any mechanical support. A bundle of such tubles forming an assembly is inserted in a cylindrical housing (shell). The feed (waste water) may enter the tubles and flow along their length.
The permeate in such an arrangement would flow inside-out through the cylindrical surfaces of the tubles into the shell while the retentate would flow out through other end of the tubles. Alternatively the feed may be introduced at end of the shell and flow axially.
The permeate in such an arrangement would enter the tubles through their outer cylindrical surfaces and flow out axially. The retentate would emerge at the other end of shell. Any deposit on the inside/outside surfaces of the tubles cannot be cleaned, hence the feed for a hollow fibre device should be freed from suspended particles and other fouling matter.
Ion Exchange Process:
Ion exchange process is carried out by bringing a waste water stream containing some ionized species (cations and anions) in contact with some solid particles having replaceable ions. The solid particles are referred to as ion exchangers. During the process ions (of a specific type) in solution replace the ions of the same type from the exchangers.
The process is a reversible one, that is, the arrested ions may be replaced with another similar type of ions subsequently. The exchanges are basically chemical reactions. The ion exchangers may be natural or synthetic zeolite having replaceable cations or synthetic resins having either replaceable cations or anions. The cation exchangers may have either replaceable sodium ions (Na + ) or hydrogen ions (H + ), while the anion exchangers may have replaceable chloride ions (CI + ) or hydroxyl ions (OH – )
The exchange reactions may be represented typically as follows:
Cation Exchanger :
Zeolite Exchanger:
Synthetic Resin Exchanger:
Anion Exchanger :
Synthetic Resin Exchanger:
The synthetic ion exchangers are classified as follows depending on their degree of ionization under the process conditions, mainly the pH.
1. Cation Exchange Resin:
(i) Strong acid type:
These have sulfonated groups, R-S0 3 Na + + or R-SO 3 – H + over the entire pH range these are highly ionized.
(ii) Weak acid type:
These have carboxylic type functional groups, R—COO – H + and they are weakly ionized.
2. Anion Exchange Resin:
(i) Strong base type:
These have strong basic functional groups. These ionize strongly over the entire pH range.
(ii) Weak base type:
These have week basic functional groups. Their degree of ionization depends on the prevalent pH. Each particle of an ion-exchanger would have a limited number of exchangeable ions. It is an important property of an ion exchanger. It is referred to as exchange capacity. The exchange capacity is expressed in the unit of g. eq/L or g. eq/kg. The other important properties of ion exchanger particles are their structural changes, such as swelling or shrinking and chemical degradation during use.
As the ion-exchanger particles have limited capacity they become exhausted after sometime during the (exchange) process. At that point of time those particles need to be regenerated, that is, restored to their reuse. The regeneration process is carried out by reacting those (spent particles) with appropriate inorganic chemicals (in aqueous solutions).
The regeneration reactions may be represented as:
Regeneration of Cation Exchangers :
Zeolite Exchanger:
Synthetic Resin Exchanger:
Regeneration of Anion Exchangers
Synthetic Resin Exchanger:
The ion exchange processes are classified into three groups depending upon the treatment objective.
Disse er:
(i) Softening:
The process is used where the objective is to remove cations like Ca, Mg, Fe, etc. by Na. The exchanger may be either Zealite type or synthetic cationic resin type. The treated water is suitable for domestic use, that is, use in laundries and for feeding low pressure boilers.
(ii) De-alkalization:
By this process hydroxides, carbonates, and bicarbonates of Ca, Mg, Na, etc. can be removed. The process reduces the alkalinity of water. The exchangers-used are synthetic cationic type with replaceable hydrogen ions (H + ). The regenerating reagent is an aqueous HCI.
Reaksjonene kan være representert som:
De-alkalization Reaction:
Regeneration Reaction:
De-alkalizations reduces the alkalinity of water and makes it less fouling in heat exchangers.
(iii) Demineralization/Deionization:
The purpose of this process is to produce virtually cation-and anion-free water. It is generally carried out in two steps. In the first step the cations are removed and in the second step the anions are removed. However, sometimes both cations and anions are removed in a single piece of equipment. Synthetic resin is used for this process.
This process is employed for producing high pressure boiler feed water, process water for pharmaceutical industries, biochemical process industries and other chemical industries which require high purity water. For regeneration of cationic resins an aqueous solution of HCI is used and for regeneration of anionic resins an aqueous NaOH solution is used.
The reactions taking place during exchange operation and those during regeneration operation may be represented as under:
Exchange Operation :
Cationic Step:
Regeneration Operation
Cationic Resin:
Anionic Resin:
Process Equipment:
Theoretically an ion exchange process may be carried out batch-wise or continuously. In practice, continuous operation is preferred since a batch operation is cumbersome, and it is not suitable for large scale operation. A continuous operation is in fact a cyclic operation, that is, an exchange operation is followed by a regeneration operation.
For such a process resin particles are placed on a perforated support plate located near the bottom of a vertical cylindrical vessel. An influent freed from suspended particles is allowed to flow through the resin packed column in the downward direction.
The quality of the treated effluent is monitored and once it reaches a preset limit the exchange operation is stopped. At this point the exchangeable ions of the resin particles would be almost totally replaced by the exchanged ions, hence the particles need to be regenerated, that is, to be restored to their original chemical structure.
Prior to regeneration operation the column is to be backwashed with a portion of the treated effluent for removing the accumulated suspended particles (if any) in the column and also for removing the column hold up. Then an aqueous solution of the regenerant is allowed to flow through the column till regeneration of the particles is completed.
Next the resin particles are rinsed with a portion of the treated effluent in order to free the column of the regenerating solution. At this stage the column would be ready for the next cycle of operation. Several alternative arrangements of the exchanger columns are practiced in industrial units. The arrangement to be selected in a particular situation depends on the quality of the influent, the desired quality of the effluent and the scale of operation.
Some of these are discussed hereunder:
(i) Monobed Arrangement:
When the objective of treatment is to obtain either softened or de-alkalized water and the scale of operation is relatively small, a single cationic column is used for exchange operation, while the resin particles of another (cationic) column is regenerated and made ready for reuse.
In case the influent flow rate be high, at least two resin beds should be operated in series. In such a situation the first column is referred to as the lead column, in which most of the exchange reactions would take place. The second column would act as a polishing column where the residual (undesired) ions would be removed.
As and when the lead column becomes exhausted it is taken off the stream and regenerated. At this point the polishing column be used as the lead column and a freshly regenerated column would be used as a polishing column.
A mono-bed arrangement may also be used for production of demineralized water. For such an operation a column is charged with both cationic and anionic resin particles. During exchange operation in such a column removal of both cationic and anionic ions would take place simultaneously.
When the bed becomes exhausted it needs to be regenerated. Prior to regeneration the column is to be backwashed with treated water and the resin particles are to be segregated within the column hydraulically. This step is necessary as different reagents are to be used for regeneration of the cationic and anionic resin particles.
Regeneration of one type of resin is done at a time. After both types have been regenerated the column has to be rinsed with demineralized water. The column would now be ready for reuse. The construction of such a column and its operation would be a complex one. Its operation particularly the regeneration operation would require a skilled operator. For smooth and uninterrupted operation of such a unit two or more columns should be operated in series.
(ii) Two-Bed Arrangement :
For production of demineralized water a two-bed arrangement is better than a monobed arrangement. In a two-bed unit the first bed is used for cation removal and the second bed is used for anion removal. Regeneration of such a unit can be carried out easily. The following schematic diagrams (Fig. 9.44) show different alternative arrangements of two-bed units.
Referring to the Fig. 9.44 it is to be noted that the role of a de-carbonator is to remove the dissolved CO 2 present in de-cationized water as H 2 CO 3 by air sparging. Such a column reduces the load on the anion exchanger. For uninterrupted operation of a two-bed system there should be two or more cation exchangers and two or more anion exchangers connected in series. Since a decarbonator is not resin based more than one such column is not required.
(iii) Two-Bed Continuous System :
Systems have been developed which can be operated with a single cationic exchanger, a de-carbonator and a single anionic exchanger. In such units a portion of the resin particles is taken out of a column continuously or intermittently, regenerated (outside the column) and returned to the column.
Such units do not require process interruption or column isolation for resin regeneration. The mechanical features of such columns would be a little complex, but the total quantity of resin in use would be much less compared to that in a multi-bed system.
The treated effluent produced in such units would contain some residual ionic species due to channeling through a resin bed and / or partial exhaustion of resin capacity. A residual concentration of ions in the treated effluent may be about 0.5% of that in the influent. Hence if a very pure treated effluent is desired, then a multi-bed system should be used.
Column Sizing:
The total quantity of resin required for treatment of an influent stream depends on (a) the influent flow rate, (b) the concentration of the undesirable ions present in the influent, (c) the capacity of the resin to be used, and (d) the breakthrough period. Based on the above mentioned data/information, the theoretical quantity of resin required is estimated. The actual amount of resin to be used may be 20-30% more than the theoretically estimated amount.
An ion exchange column diameter is calculated based on the superficial liquid velocity which is normally maintained in the range of 20-40 cm/min. The resin bed depth typically ranges between 0.75 to 2.0 m.
Process Limitations:
The following needs to be noted about the limitations of the ion exchange process:
1. This process can remove only dissolved ionized constituents present in water.
2. It is a cyclic process. In the first stage the undesirable ions in solution are retained (arrested) by the resin particles, whereby water gets 'purified'. In the second stage the retained ions are stripped from the resin particles with the help of a suitable aqueous chemical solution. This results in regeneration of the resin particles for their reuse.
By this process the pollutants (undesirable ionic species) are neither destroyed nor converted to some insoluble substances, but those are rejected as a concentrated solution along with the spent regenerating solution. This stream would need further treatment for 'final' pollution abatement.
3. The energy cost for pumping may not be high, but the reagent (for regeneration) cost may be high if the concentration of the dissolved inorganics in the influent be high. The chemical cost may, however, be reduced if ion exchange process is preceded by precipitation.
4. This process would be more economical when it is used for removal and recovery of valuable metal ions.
5. The performance of the ion exchange process becomes poor in the presence of oxidants, suspended particles, organic solvents and polymers.
Areas of Application:
This process may be used for treatment of waste water from units like metal processing, electronic industry (semiconductors, printed circuit boards), metal plating and finishing, etc. Waste water from such units would contain valuable metal ions at a higher concentration and almost free from other pollutants.
Precipitation :
The major processes by which heavy metals and some basic ions (anions) may be removed from waste water are reverse osmosis, ion exchange, and precipitation.
Of these process the precipitation process has the following advantages:
(i) The process equipment cost is the lowest, and
(ii) The constituents are removed as water insoluble/ sparingly soluble compounds.
To cause precipitation some chemicals are to be added to a waste water stream. It goes without saying that the chemicals to be added should be cheap so that the process may be economical. The precipitates are to be removed from the treated water by settling and or filtration.
Most of the metals can be precipitated as hydroxides by pH adjustment. Lime [CaO/Ca(OH) 2 ] may be used for this purpose. Proper pH regulation is essential as very often the degree of removal is pH dependent. Sulfides of some metals have lower solubility than their hydroxides.
H 2 S or Na 2 S may be used for producing sulphide precipitates. Calcium may be removed as CaCO 3 by adding Na 2 CO 3 . Barium may be removed as BaSO 4 . Light metals, such as sodium and potassium are difficult to remove by precipitation.
Of the different basic ions phosphorous (orthophosphate) may be precipitated by adding iron or aluminium or calcium salts. Polyphosphates and organic phosphorous compounds cannot be removed as such. But they can be removed by precipitation after their conversion to orthophosphate during secondary treatment.
During coagulation and flocculation some organic phosphorous compounds and polyphosphates get removed as insoluble complexes and due to adsorption onto the floe particles. A major portion of sulphate ions may be removed, as CaSO 4 . Chloride, nitrate and nitrate ions are not amenable to precipitation.
Oxidation and Reduction:
oksidasjon:
Chemical oxidation reactions are sometimes carried out for treatment of waste water in order to:
1. Reduce the concentration of recalcitrant/refractory organics, such as dyes, insecticide, pesticides, etc.,
2. Reduce odours and colours.
3. Oxidize certain inorganic and organic compounds, which are toxic to microbes and/or inhibit microbial growth, and
4. Reduce the microbial and viral population in waste water (disinfection).
The oxidants normally used are Oxygen (O 2 ), Chlorine (Cl 2 ), Chlorine dioxide (ClO 2 ), Ozone (O 3 ) and hydrogen peroxide (H 2 O 2 ). Of these oxygen is the cheapest, but it is least reactive. Chlorine is cheap and reactive, but the residual chlorine (unreacted) beyond some concentration is toxic to living beings, hence it is not preferred as a general oxidant. ClO 9 is a strong oxidant and it is particularly effective in treating phenolic compounds. During its use a part may get converted to chlorate, which is harmful to human beings. ClO 2 is to be generated at site.
Ozone and hydrogen peroxide are good oxidants though relatively costly. They do not leave any harmful residues. To enhance the oxidation rates of ozone/hydrogen peroxide, sometimes catalysts, such as, elevated pH, titanium oxide (TiO 2 ), ultraviolet rays (ʎ < 310 nm), ultrasonic waves are used. In the presence of these catalysts the oxidants (O 3 /H 2 O 2 ) are converted to hydroxyl radical (OH) which is a very strong oxidant. H 2 O 2 is commercially manufactured but ozone is to be generated at the site.
Some typical examples of use of chlorine as an oxidant are:
(i) Oxidation of free ammonia in waste water
2NH 3 + 3Cl 2 + 6H 2 O → N 2 +6HCl + 6H 2 O
(ii) Oxidation of cyanide compounds, such as NaCN
NaCN + 2NaOH + Cl 2 → NaCNO + 2NaCl + H 2 O 2
NaCNO + 4NaOH + 3Cl 2 → 6NaCl + 2CO 2 + N 2 + 2H 2 O
The optimum pH for these reactions is 8 to 9.5.
(iii) Oxidation of ferrous salts.
6FeSO 4 + 3Cl 2 → 2FeCl 3 + 2Fe 2 (SO 4 ) 3
Reduction:
An example of the use of reduction process for treatment of waste water is reduction of hexavalent chromium (Cr +6 ) ions. Cr +6 cannot be removed by precipitation but trivalent Cr +3 can be.
Reduction of Cr +6 is carried out at an acid pH say, 2 to 3. Ferrous sulphate (FeSO 4 )/sodium meta-bi-sulphite (Na 2 S 2 O 5 )/sulphur dioxide (SO 2 ) may be used for reduction of Cr +6 to Cr +3 .
The reactions are listed below:
Reaction with FeSO 4
Reaction with Na 2 S 2 O 5
Reaction with SO 2
desinfisering:
After removal of inorganic and organic pollutants from a waste water stream it is finally discharged either into a water body or on a piece of land if it is not reused. If it is decided to discharge a treated waste water stream, it should be disinfected, that is, the microbes, such as, parthogens, virus, protozoa present if any, must be destroyed/ inactivated. If not properly disinfected, the discharged water may cause harm to living beings coming in contact with such water.
Disinfection may be carried out by any one of the following methods or a combination of them:
(a) Addition of Chemicals,
(b) Physical Means,
(c) Mechanical Means,
(d) Radiation.
The method to be employed for disinfection in a specific situation would depend on the type/types of the organisms present and their population. Viable and growing bacteria are relatively easily destroyed, whereas slime covered bacteria, bacterial spores, virus and protozoa resist disinfection. The degree of disinfection achieved in a given situation depends on the method employed, the duration of treatment, and the disinfectant concentration/intensity employed.
Chemical disinfectants affect the cell wall and cell constituents in various ways. The commonly used chemical disinfectants are Cl 2, CIO 2, O 3, H 2 O 2 and phenolic compounds. Of these the first four are oxidants. They oxidize the cell wall, modify cell wall permeability and react with the various constituents of the cells including the enzymes.
Physically waste water may be disinfected by exposing it to heat or UV radiation or ultrasonic waves. On heating cell proteins coagulate and thereby cell death occurs. UV radiation is absorbed by DNA and RNA. As a result they undergo structural changes and lose their capacity to reproduce.
Mechanical means of disinfection are filtration and sedimentation. During these operations the solid particles while being removed from waste water, trap some of the micro organisms and remove them. The degree of removal of the organisms depends on their size. In general the percent removal is not high.
Waste water irradiation particularly with γ rays quite effective in disinfection. However, this process is relatively costly. Of the different types of micro-organisms, virus is the most difficult to remove/destroy. The processes which are more effective in removing/destroying virus are chlorination, reverse osmosis and UV radiation.
Cl 2, O 3 and UV radiation are more commonly used for disinfection of waste water. Of these Cl 2 is the cheapest. Ozone though costlier than chlorine is finding increasing use as a disinfection as it leaves no residue.
Presence of suspended particles and dissolved inorganics and organics hinder the disinfection process in general, hence those should be removed prior to disinfecting a water stream.
Chlorine on dissolution in water produces HCl and HOCl. HOCl ionizes into H + and OCl – . The OCl radical is the active disinfectant. Chlorine has a strong affinity for materials, such as, Fe ++, Mn ++, NO – 2, H 2 S, NH 3 and organics. Reactions with the inorganics are very fast whereas those with the organics are slow.
The difficulties experienced in disinfection of water-borne pathogens with chlorine depend on the nature of the pathogens. Cysts are most difficult to disinfect. Virus disinfection is easier than cysts. Bacteria are easily disinfected.
The disinfection rate depends on the water temperature, pH, degree of mixing, turbidity, presence of the interfering substances and the chlorine dosage. At a lower pH the rate of disinfection is high and the chlorine dosage required for achieving a desired degree of disinfection is low. An advantage of the chlorination process is that free residual chlorine gives post-treatment protection.
Ozone:
The advantages of using ozone as a disinfectant are:
(i) Its high germicidal ability,
(ii) Its ability to oxidize most odorous and colouring substances, and
(iii) It leaves behind only dissolved oxygen after treatment.
It is more effective than chlorine in disinfecting virus and cysts. Its performance as a germicide is not affected by pH or ammonia. However, ozone dosage has to be increased in the presence of dissolved organic and suspended matter.
Its major disadvantages are:
(i) It has to be produced at the site:
(ii) It cannot be stored and transported;
(iii) Its relatively higher cost (compared to chlorine), and
(iv) Its inability to maintain germicidal action beyond the treatment unit.
Ozone and chlorine may be used in a complementary fashion. Initial treatment with ozone would oxidize phenolic compounds (if present), destroy germs quickly and improve the physical quality by oxidizing odorous and colouring substances. After ozone treatment, water may be treated with chlorine in order to provide germicidal action during transportation and distribution.
