Primær behandling af spildevand

Læs denne artikel for at lære om den primære behandling af spildevand: 1. Screening 2. Grit-fjernelse 3. Fortykning / sedimentation 4. Luftflydelse og 5. Kolloidfjernelse.

Efter pH-regulering og udligning underkastes en spildevandsstrøm primærbehandling. Formålet med primær behandling er at fjerne de suspenderede stoffer fra spildevand. Udvælgelse af en teknik / teknikker til anvendelse til fjernelse af suspenderede stoffer fra en spildevandsstrøm afhænger af, hvorvidt partiklerne er faste eller flydende.

Teknikudvælgelse vil også afhænge af fast partikeldensitet og størrelse. Fjernelse af faste partikler er afgørende, da de sandsynligvis vil akkumulere i rørledninger, pumper og efterfølgende behandlingsenheder og derved forstyrre spildevandsbehandlingsanlæggets (ETP) operation. Fjernelse af suspenderet væske (olier, fedtstoffer og fedtstoffer) fra spildevand skal udføres, da de kan påvirke udførelsen af ​​sekundære og tertiære behandlingsenheder negativt.

Større faste partikler (15 mm eller mere) fjernes ved screening. Grove (0, 1 mm eller større) og tættere partikler arresteres i et gruskammer eller en hydrocyklon. Denserpartikler, der er finere end 0, 1 mm (men ikke kolloider), kan afregnes i et fortykkelsesmiddel eller fjernes ved flydende lufttilførsel (DAF) eller induceret luftflydningsteknik.

Faktisk kan fuldstændig fjernelse af fine partikler både tungere og lettere opnås ved filtrering. Imidlertid filtreringsoperation til fjernelse af fine partikler i almindeligvis anvendt kun som en del af den endelige (polering) behandling og ikke som en del af den primære behandling.

Til fjernelse af suspenderede faste partikler udføres operationer i følgende rækkefølge:

1. Screening,

2. Grit fjernelse (Grit kammer-95% fjernelse hvis 0, 2 mm eller større; Hydrocyklon-95% fjernelse af 0, 1 mm eller større),

3. Fortykning / sedimentering,

4. DAF / induceret luftflyde

5. Kolloidfjernelse.

1. Screening:

Screening skal ske ved selve indgangen til et spildevandsrensningsanlæg. Formålet er at fjerne store partikler både lettere og tyngre end vand for at beskytte de nedstrøms behandlingsenheder mod tilstopning.

De uvæsentlige materialer, der skal fjernes, er klude, stykker af gummi og plast, komponent / brudte dele af maskiner og andre diverse materialer. De anvendte skærme er metalliske og de har ensartede rektangulære eller cirkulære åbninger.

Disse kan bestå af parallelle stænger eller stænger, gitter, perforerede plader, trådnet osv. Screeningen fjernes enten manuelt eller mekanisk og kan endelig bortskaffes enten som deponeringsmateriale eller ved forbrænding. Skærmen er klassificeret som grov, medium eller fin afhængig af åbningernes størrelse. Grove skærme har 75-150 mm åbninger, mellemstore har 20-50 mm og fine skærme har mindre end 20 mm åbninger.

Skærme er generelt af to typer:

1. Et stativ bestående af parallelle stænger eller stænger placeret i en vinkel med vandret plan.

2. En bevægende skærm, enten en vandret roterende tromle eller en vertikal roterende skive fremstillet af perforeret plade eller trådnet.

Et stativ er konstrueret ved at placere stænger eller stænger parallelt i en vinkel med vandret plan for at dække hele bredden af ​​en spildevandstrømningskanal. Stængerne eller stængerne svejses til en ramme, der har en vandret platform i toppen. Platformen kan have perforeringer, således at den racking, der midlertidigt lagres på den, kan aftappe. Et alternativt arrangement er at placere en vogn på platformen til opsamling og fjernelse af stativet.

Stængerne er hensigtsmæssigt 10 til 15 mm brede ved opstrømsiden og aftag lidt mod nedstrøms side. Afstanden mellem stængerne og vinklen på et stativ med vandret plan afhænger af, om det skal være manuelt eller mekanisk rengjort. De almindeligt anvendte træk i et rack er angivet i tabel 9.1.

Rengøringsfrekvensen afhænger af ophobningshastigheden af ​​suspenderede affaldsbårne faste stoffer. Manuel rengøring opnås ved at feje en rake manuelt opad periodisk, mens mekanisk rengøring gøres ved hjælp af en opadgående rake. En mekanisk rake kan betjenes enten kontinuerligt med langsom hastighed eller intermitterende.

Den lineære hastighed af spildevand i tilgangskanalen bør ikke være mindre end 0, 3 m / s for at undgå aflejring af sedimenter i kanalen. Hastigheden gennem skærme skal normalt være 0, 6 m / s til 1, 2 m / s.

Hovedtabet gennem en barskærm er normalt mellem 0, 08 og 0, 15 m. Det bør ikke være mere end 0, 3 m. Bortset fra skærmbilleder, roterende tromler og diskskærme af rustfrit stål eller ikke-jernholdige perforerede plader eller trådnet anvendes også. Åbningen af ​​sådanne skærmbilleder ligger generelt mellem 0, 2 mm og 3 mm.

Drejende tromleskærme placeres vandret med opstrømsenden åben og nedstrømsenden lukket. Den er anbragt i en kanal, der dækker hele bredden, og den holdes normalt halvt nedsænket. Gennem den åbne ende af tromlen kommer spildevand ind, og filtratet strømmer ud gennem de perifere åbninger.

Tromlen roterer med en lav hastighed (4 til 7 omdrejninger pr. Minut). Når tromlen roterer, hæves de opsamlede faste stoffer op over vandstanden og til sidst tilbagespoles de i et trug eller en transportør placeret inden i tromlen nær omkring tromlens højeste punkt.

En lodret cirkulær skive lavet af en skærm roterer på en vandret skaft omkring halvt nedsænket dækker hele tværsnittet af en åben kanal. Spildevand strømmer gennem skærmåbningerne, og de suspenderede faste partikler opbevares på overfladen. Da skærmen, der bærer de faste partikler, stiger over væskeniveauet, tilbagespoles de tilbage i et trug.

findeling:

Et alternativ til screening operation er comminution. Det eliminerer problemerne i forbindelse med indsamling, fjernelse, opbevaring og håndtering af screeninger. Comminuting enheder kendt som comminutors aflytte de store suspenderede faste partikler og skære dem ved at knuse og slibe i små stykker uden at fjerne dem fra vand. De makulerede og formalede partikler passerer gennem comminutoren. De er endelig adskilt fra spildevand i et gruskammer eller en primær sedimenteringstank.

2. Gritfjernelse:

Grits er granulære uorganiske faste partikler tungere end vand.

Fjernelse af sådanne partikler fra spildevand er nødvendigt for at nå følgende mål:

1. For at forhindre slitage af mekaniske komponenter i nedstrøms behandlingsudstyr, såsom pumper, omrørere osv. På grund af slid,

2. For at undgå tilstopning af rørledninger, og

3. For at forhindre akkumulering i de sekundære behandlingsenheder, som ellers ville kræve hyppig rengøring

De uorganiske faste partikler er tungere end vand adskilles fra en strømningsstrøm på grund af tyngdekraften. Et kammer, hvori en sådan adskillelse udføres, betegnes som et Grit-kammer. Kammeret er så designet, at meget lidt af de suspenderede organiske partikler, som generelt er lettere end vand, vil sætte sig i det.

Alternativt kan grits fjernes fra en spildevandsstrøm i en hydrocyklon. Et gruskammer er i grunden en åben kanal ved udløbets (udløbs) ende, hvoraf en mølle eller en anden hindring er anbragt for at opretholde en konstant flydende hastighed i kanalen uanset væskedybden i den.

Generelt er et grydekammer designet til fjernelse af ca. 95% af de faste partikler med en størrelse på 0, 2 mm. Den flydende hastighed, der opretholdes i et grydekammer, ligger i området fra 0, 15 m / s til 0, 30 m / s. Oftest er hastigheden omkring 0, 3 m / s. De faste partikler, som ligger på kanalsengen, fjernes enten manuelt eller mekanisk.

Et gruskammer kan være enten af ​​rektangulært eller parabolisk (trapezformet) tværsnit. Den strømningsstyringsanordning, der anvendes ved udløbsenden af ​​et gruskammer med rektangulært tværsnit, kan enten være en proportional type vejrtrækning eller en sutro-type støbning eller en par-skal-flume.

Både proportional weir og sutro weir har en mund og en åbning som vist i fig. 9.3A og 9.3B:

Den nedre kant af en proportional stød er lige og vandret. Den er placeret i en højde på 15 til 30 cm over kanalsengen. Ovns sider er buede. Sutro weiren er en form for proportional vejrtrækning. Den ene side af dens åbning er lige og lodret, mens den anden side er buet.

Rektangulær tværsnit Grit Chamber Design Approach:

I et gruskammer sætter diskrete partikler af relativt grovere størrelser sig under tyngdekraften, mens det flydende spildevand forsøger at bære disse mod kammerets udløbsende. Kammerets dimensioner skal være således, at de fleste af partiklerne med en forudbestemt størrelse ville sætte sig på kammergulvet, inden de trækkes ud af kanalen.

Normalt er den designet til total fjernelse af partikler med en størrelse på 0, 2 mm eller mere fra en spildevandsstrøm. Strømningsstyringsanordningen og kammertværsnittet skal udformes på en sådan måde, at væskeshastigheden gennem kammeret ville være ensartet uanset mængden af ​​spildevandets volumetriske strømning på et givet tidspunkt.

Rektangulært kammerstørrelse og Weir Design:

Dimensionerne af et rektangulært ristekammer og røret kan estimeres gennem følgende trin:

Trin-I

Vælg den mindste partikelstørrelse, som skal opbevares i kammeret. Kontroller dens densitet.

I mangel af de specifikke oplysninger kan følgende antages:

dp = 0, 2 mm og sp. gr. = 2, 65

Trin II :

Beregn skurhastigheden og den fri sedimenteringshastighed for den valgte partikel ved anvendelse af Eqs. (9.1) og (9.2)

hvor c = 0, 03 for granulære sandpartikler og 0, 06 for klæbrige partikler,

f = 0, 03

g = 9, 81 m / s ²

dp = partikeldiameter i m og θ ₀ i m / s

hvor C _D = trækkoefficient

hvor v = kinematisk viskositet af vand ved driftstemperaturen.

Når der ikke foreligger tilstrækkelige oplysninger til estimering af v ₀ og v _s, tages de som 0, 3 m / s.

Trin-Ill:

Kammerets tværsnitsareal anslås til

hvor Q = maksimal volumetrisk strømningshastighed for spildevandsstrømmen i m ³ / s.

Trin IV :

Den flydende dybde h i kanalen svarende til strømningshastigheden Q estimeres under forudsætning af en passende kammerbredde W ved anvendelse af Eq. (9.4),

Faktisk kammerdybde H er taget som

H = h + fri bordhøjde + dybden af ​​akkumuleret grid / dybde af mekanisk transportør.

Den frie bordhøjde tages som 0, 3 til 0, 6 m og transportdybden som 0, 15 til 0, 3 m.

Trin-V :

Det teoretiske forhold mellem kammerlængde L og flydende dybde h skal være det samme som for u ₀ til u _s for fuldstændig fjernelse af de forudvalgte partikler med størrelse dp.

Den faktiske længde af kammeret skal tages som

L _faktisk = 1 -5 til 2 gange den beregnede teoretiske længde L _theo .

Sådanne dimensioner af et gruskammer bør resultere i en tilbageholdelsestid på ca. 30 til 60 sekunder.

Trin-VI Weir Design:

A. Proportional Weir:

For en symmetrisk (proportional) vejr er dimensionerne (fig. 9.3.A), der skal beregnes h, W ', a og b. h for et proportional vejr beregnes under anvendelse af Eq. (9.4).

Strømningshastigheden gennem en sådan vejrtrækning er givet ved følgende ligning:

Dimensionen af ​​en rækkevidde mellem 25 og 50 mm. Normalt tages den som 37 mm.

b anslås ved anvendelse af Eq. (9.6) efter at have antaget en passende værdi af a. Profilen af ​​de buede kanter af røret (åbningen) opnås ved anvendelse af Eq. (9.7) som vist nedenfor.

B. Sutro Weir:

En sutro weir er en asymmetrisk proportional vejrtrækning (figur 9.3B). Dens designprocedure ligner det for en proportional vejrtrækning. Følgende ligninger skal anvendes til beregning af vejrmålene,

a ', b', w 'og h. h er taget som det samme som beregnet ved anvendelse af Eq. (9.4). Dimensionen af ​​a 'kan tages som 37 mm. b 'anslås ved anvendelse af Eq. (9.8) angivet nedenfor.

Den krumme kantprofil af møllen anslås ved anvendelse af Eq. (9.9) som angivet her under.

Trapezformet tværsnit Grit Chamber Design Approach:

Et gridkammer, der er udstyret med en fastbrændt type vejr, skal teoretisk have et parabolisk tværsnit for at opretholde en konstant fremadgående hastighed i kammeret uanset væskedybden i den. Hovedtabet ved kontrolafsnittet i et sådant kammer er meget mindre sammenlignet med det for et rektangulært tværsnitskammer. Men da det er vanskeligt at konstruere et kammer med et parabolisk tværsnit, er den egentlige tværsnitsprofil nærmet ved en trapezform.

Dimensionerne af et sådant gridkammer og dem af kontrolstammen kan estimeres ved anvendelse af følgende procedure:

Trin-I:

Skurhastigheden OO og den fri sedimenteringshastighed u _s af de mindste partikler, som skal fastholdes i gruskammeret, skal beregnes ved anvendelse af Eqs. (9.1) og (9.2).

Trin-II:

Ved anvendelse af den beregnede værdi af u ₀ estimeres kammerets tværsnitsareal ved hjælp af Eq. (9.3).

Trin-Ill:

I denne type gryderammer er bredden en funktion af væskeniveauet over gitterpladsen / pladsen til en mekanisk transportør. Den maksimale bredde, W _max, af kammeret antages. Baseret på denne antagne W _max og den specificerede maksimale spildevandstrømningshastighed skal væskedybden i det foreslåede kammer beregnes ved anvendelse af Eq. (9, 10).

Den faktiske kammerdybde H skal tages som

H = h + fri bordhøjde + dybden af ​​akkumuleret grid / dybde af mekanisk transportør.

Kammerets bredde ved bunden afhænger af bredden af ​​den transportør, der skal anvendes. Det kan tages som 0, 6 m i mangel af specifikke oplysninger.

Baseret på den antagne W basbredden og den beregnede h, fastslås dimensionerne af et trapezium, der er tilnærmelsesvis en parabola, som vist i figur 9.4.

Trin-IV:

Længden af ​​et trapexoidkornkammer beregnes på samme måde som for et kammer med rektangulært tværsnit, dvs. ved anvendelse af Eq. (9, 5):

Trin - V:

Kontrolsektionen for et trapezformet grydekammer er en vertikal rektangulær åbning med en konstant bredde a. Bredden a beregnes ved hjælp af energibalancens ligning mellem et opstrøms punkt og det kritiske punkt (kontrolafsnit).

hvor d _c og v _c er dybden og væskens hastighed ved henholdsvis kritiske punkter.

Det sidste udtryk på højre side af Eq. (9.11) står for hovedforløb ved vejrtrækningen. På det kritiske punkt

h og v er kendt, u _c beregnes under anvendelse af Eq. (9.13), som opnås ved at kombinere Eqs (9.11) og (9.12) og omarrangere den kombinerede ligning

Bredden a af møllen skal estimeres ved at afbalancere den volumetriske strømningshastighed over styreafsnittet.

Eksempel 9.2: Gritkammer :

Et gruskammer skal konstrueres til håndtering af spildevand med en hastighed på 1035 m3 / time. Følgende oplysninger er tilgængelige

Gennemsnitlig omgivelsestemperatur = 26 ° C,

Sp. gr. af kornpartikler skal skilles = 2, 60

Diameter af de mindste gritpartikler (sand), der skal fjernes = 0, 25 mm.

Opløsning:

Rektangulært gruskammer udstyret med en proportional vejrtrækning.

Dimensioner af en rektangulær kammer:

Følgende ligninger og relationer skal anvendes til at finde dimensionerne af et rektangulært kammer:

Kammerets tværsnitsareal:

Flydende dybde i kammeret:

Flydende dybde i kammeret:

Faktisk kammerdybde:

Kammelængde:

Proportional Weir Design:

Trapeziumgritkammer:

Flydende dybde i kammeret skal beregnes ved anvendelse af Eq. (9, 10):

Kammerbredden antages at være 1, 75 m.

Kammerdybde, H = h + frit bord + transportdybde

= (1, 4 + 0, 3 + 0, 2) m = 1, 9 m.

Kammerets teoretiske længde,

Weirbredden a beregnes ved hjælp af følgende ligninger:

Trapeziumkammerprofil:

Kammerprofilen beregnes ved hjælp af følgende trin:

Trin-I:

Profilen af ​​en parabola anslås at opfylde betingelsen,

Svarende til den flydende dybde 1, 4 m over transportøren.

hvor h '- flydende dybde over transportøren og

w = bredden af ​​parabolen svarende til

Område af sektionen af ​​parabolen svarende til h '= h = 1, 4 m

og W '= W = 1, 75 mis

Området A af en parabola med højde h og bredde W er udtrykt som

Derfor vil profilen af ​​parabolen være

Trin-II:

Disse data er plottet i en passende skala, og en glat kurve trækkes gennem punkterne som vist i fig. 9.2 Ved h '= 0 trækkes en tangent til parabolen. På denne linje er ± 0, 3 m markeret, som står for bredden af ​​en transportør. Transportbredden er taget som 0, 6 m i fravær af specifikke oplysninger om transportbredden.

Tangenter trækkes til parabolen gennem punkterne 0, ± 0, 3. To lodrette linjer trækkes gennem punkterne 1, 7, ± 0, 875. Disse linjer skærer tangenterne trukket tidligere ved punkt B og E. Den trapezformede figur ABCDEF repræsenterer gritkammerets profil.

hydrocyklon:

I et gruskammer sætter de faste partikler sig på gulvet på grund af tyngdekraft, mens der i en hydrocyklon sker adskillelse af partikler fra hovedparten af ​​spildevand på grund af centrifugalkraft. En hydrocyklon er noget lignende i udseende til en konventionel støvcyklon som vist i figur 9.5. Normalt er dens diameter meget mindre sammenlignet med en støvcyklon.

En spildevandsstrøm indeholdende suspenderede faste partikler indføres tangentielt nær toppen af ​​den cylindriske del. Suspensionen efter indtræden af ​​hydrocyklonen udvikler rotationsbevægelse og spiraler nedad danner en hvirvel. Centrifugalkraft udviklet på grund af rotationsbevægelsen af ​​suspensionen tvinger tungere (end vand) og ikke for fine faste partikler mod væggen af ​​hydrocyklonen.

Ved at nå væggen mister partiklerne deres fart og glider nedad langs væggen. Når suspensionen kommer ind i den koniske del af hydrocyklonen, øges det faste indhold af den nedadgående bevægende opslæmning, og vandbærende finere såvel som lettere partikler bevæger sig opad i form af en indre hvirvel.

Endelig efterlader en tykkere opslæmning anordningen ved keglens apex, hvorimod en relativt renere strøm indeholdende de resterende partikler forlader en ventileret overløbsåbning placeret centralt øverst på den cylindriske sektion.

I en hydrokodon er trykforskellen mellem tangentiel indløb og den centrale udløb øverst relativt (i forhold til gritkammerets) høj. Således skal indflydelsen (til en hydrocyklon) være under tryk, eller der skal installeres en pumpe til pumpning af tilstrømningen. Trykket ved indløbet skal være mindst 0, 5 kg / cm ² højere end det ved udløbet.

3. Fortykning / sedimentation:

Fortykkelse er også en tyngdekraftseparationsproces som grusfjernelsesprocessen. Denne operation betegnes også som sedimentering. Den bruges til fjernelse af fine diskrete partikler samt flokke (klynger af meget fine partikler) tungere end vand som en del af den primære behandlingsplan. Det anvendes også til fjernelse af suspenderede partikler (slam) efter sekundær behandling og til fjernelse af bundfald produceret under tertiær behandling. Partikler, der er finere end 0, 2 mm, skilles fra spildevand ved fortykning / sedimentering.

Formålet med fortykkelse / sedimentering er at opdele en suspension i et renere overløb og bundbundet sediment / slam med et fast indhold mere end det i indflydelsen. Aflejringskarakteristika for fint suspenderede partikler afhænger af deres størrelse, densitet, koncentration og om de er til stede som diskrete partikler eller flokke.

Afregning af diskrete partikler ved lav koncentration betegnes som fri sedimentering. Under fri opløsning sætter partiklerne sig individuelt uden nogen indblanding fra de nærliggende partikler. Den fri sedimenteringshastighed for partikler kan beregnes under anvendelse af enten Stokes 'ligning eller Newtons ligning afhængigt af partikel Reynolds-tallet Ved højere fast koncentration af diskrete partikler (mere end 2000 mg / L) påvirkes sedimenteringen af ​​individuelle partikler af de nærliggende partikler. Denne situation betegnes hindret bosættelse.

Normalt vil de diskrete partikler, der er til stede i en spildevandsstrøm, ikke have ensartet størrelse og tæthed; således til udformning af en bosætter opnås sedimenteringsdataene eksperimentelt ved udførelse af test i en sedimenteringskolonne (figur 9.6).

De fleste af de suspenderede faste stoffer i industrispildevand er af fældet natur. Floes er agglomerater af fine partikler med vand fanget i dem. De har ingen specifik geometri og størrelse; Derfor kan deres bosættelsessatser ikke estimeres ved hjælp af en teoretisk afledt ligning.

Mens de bosætter sig, samles de sammen og deres størrelse og masse øges. Som følge heraf ændres deres sedimenterende hastighed. Denne form for sedimentering finder sted i sekundære bosættere, der anvendes til sedimentering af aerob og anaerob slam såvel som til sedimentering af kemiske flokke produceret under nedbør.

Nedlæggelsen af ​​flokke betegnes som zoneafregning.

Processen foregår gennem de følgende faser i løbet af et batchforsøg:

(1) Flåsen, der oprindeligt er homogen start, afregner uden koalescens, bevarer forholdsvis fast position i forhold til hinanden. En særskilt fast-flydende grænseflade udvikler sig øverst. Flåderne tættere på bunden af ​​en bosætter hviler på gulvet og begynder at samle sammen.

(2) Tykkelsen af ​​det øverste lag, der er fri for flammer og det nederste, mest sammenblandede lag øges. Den homogene zone tykkelse falder. En zone med en konsistensmellemprodukt mellem det homogene lag og det sammenblandede lag er dannet mellem de to.

(3) Efterhånden som sedimenteringen fortsætter, forsvinder det homogene lag helt.

(4) Kompression af det sammenblandede slam starter på grund af dets vægt.

Nogle af det fangede vand kommer ud af det sammenblandede lag i form af små gejsere, hvilket resulterer i, at slamvolumenet falder yderligere. Ud fra ovenstående beskrivelse er det klart, at under separation af flokulerende suspensioner finder både afklaring af væskestrømmen og fortykkelsen af ​​slamunderstrømningen sted.

Aflejringsegenskaberne af en flokkulerende suspension skal eksperimentelt evalueres for udformning af en bosætter ved at udføre batchtest i en sedimenteringskolonne (figur 9.6). De data, der skal indsamles, vil afhænge af typen af ​​bosætteren, der skal udformes.

Til vurdering af aflejringsegenskaberne af diskrete partikler / flokke, der er til stede i en spildevandsprøve, kan der anvendes en gennemsigtig plastik-søjle ca. 3 m høj og 15 cm i diameter forsynet med prøveudtagningsintervaller på ca. 0, 6 m (figur 9.6). For at udføre en test, skal en kolonne fyldes med en spildevandsprøve. Væskens højde i søjlen bør fortrinsvis være den samme som for det foreslåede afregningsudstyr.

Afviklingsprocessen skal kunne fortsætte og indsamlede data. De data, der skal opnås, og metoden til deres analyse vil afhænge af arten af ​​de suspenderede partikler (diskret / flok), deres koncentration og typen af ​​sedimenteren, der skal udformes.

Udstyret, der anvendes til at udføre adskillelse af diskrete fine partikler, betegnes som et fortykningsmiddel eller en klarer, som kan være enten af ​​rektangulært tværsnit eller cirkulært tværsnit.

Et rektangulært fortykningsmiddel / klassificeringsmiddel er stort set en rektangulær tank, i hvilken en afløbsstrøm indføres. Fra den anden ende af beholderen overstrømmer effluensen (relativt rent vand). I en sådan tank strømmer vand vandret fra indstrømningsenden til effluentenden, medens de suspenderede faste partikler oplever en lodret nedadgående hastighed på grund af tyngdekraften.

Partiklerne, der sætter sig på tankbunden, skrabes i slambeholder, der er placeret nær indstrømningsenden. Skrabning kan ske enten manuelt eller mekanisk. Slam fjernes fra slambeholderen enten ved hjælp af en pumpe eller ved hjælp af hydrostatisk hovedforskel.

Bredden af ​​en mekanisk skrabetank er begrænset af bredden af ​​skrabemekanismen, som skal anvendes. Slammet slog sig ned på gulvet, eller et lille fortykningsmiddel fjernes manuelt i en slambeholder. Bredden af ​​et sådant fortykningsmiddel er forholdsvis mindre sammenlignet med det for et mekanisk fejet fortykningsmiddel.

Nogle gange er rektangulære tanke forsynet med skrå baffler nær toppen. Sådanne enheder betegnes som rør- eller lamellbyggere. Rørstørrelsen / lamellafstanden er typisk 25-50 mm. De er anbragt i en vinkel på mere end 40 ° med vandret plan. Indføring af baffler forbedrer sedimenteringseffektiviteten. Figur 9.7 viser en skitse af en typisk rektangulær tank.

En cirkulær sedimentationstank har cylindrisk top monteret på en inverteret afskåret kegle. En slambeholder er placeret lige under keglen. Den er udstyret med en centralt monteret scraper, der roterer med lav hastighed. Figur 9.8 viser en typisk cirkulær sedimenteringstank.

Tilstrømningen introduceres i midten nær toppen af ​​et cirkulært fortykningsmiddel. Væsken (vandet) efter indtræden strømmer mod tankens periferi og overflyder derfra. De suspenderede partikler afregner på grund af tyngdekraften. Den langsomme roterende skraber induserer slammet til at afgøre og styrer det til slambeholder.

En cirkulær clarifier / sedimentationstank giver normalt den optimale ydeevne. Rektangulære tanke kan være foretrukne, når rummet er begrænset. Derudover ville en række rektangulære tanke være billigere at konstruere på grund af "delt væg" koncept.

Udformning af en rektangulær tank til sedimentering af diskrete partikler ved en lav koncentration:

Diskrete partikler med en lav koncentration ville blive sedimenteret under fri sedimenteringstilstand. For at designe en tank til sedimentering af en sådan suspension fra teoretisk synspunkt må man påtage sig en specifik partikelstørrelse dp, hvis fuldstændige fjernelse skal opnås. Den frie sedimenteringshastighed / terminalhastighed (U _{t, dp} ) for den valgte partikel kan beregnes teoretisk ved anvendelse af Eq. (9, 15).

Hvor, g = acceleration på grund af tyngdekraften,

p _s = partikeldensitet,

p _L = væsketæthed, og

μ = flydende viskositet.

Ved anvendelse af den estimerede U _{t, dp} evalueres opholdstiden, T, i tanken ved hjælp af Eq. (9, 16)

hvor, H = højden af ​​den foreslåede tank.

Når r er kendt, beregnes tankens længde L ved hjælp af relationen

hvor U = flydende hastighed i tanken i fremadgående retning.

Ved anvendelse af denne fremgangsmåde ville det ikke være muligt at estimere den samlede samlede separationseffektivitet af den foreslåede tank eller at designe en tank, som havde en ønsket samlet separationseffektivitet. Derfor er det vigtigt at udarbejde data ved at udføre forsøgsforsøg i en bosættelsessøjle ved udformning af en sedimenteringsbeholder. De data, der skal indsamles og deres videre behandling, skal ske som beskrevet herunder.

Batch Test Data:

hvor C = suspensionskoncentration i dybde H fra toppen af ​​søjlen.

C0 = initial suspensionskoncentration,

X ₁ X ₂ = suspensionskoncentration ved dybde H1, H2, ... henholdsvis ved tidspunktet t1, t2 ... .. i forhold til den indledende koncentration, C0.

H1, H2 måles fra den frie overflade.

Baseret på de eksperimentelt opnåede data beregnes sedimenteringshastighederne ved forskellige tidspunkter og forskellige dybder og tabelformes som vist nedenfor.

hvor v står for suspensionens aflejringshastighed.

Dataene optaget i disse to tabeller kombineres og præsenteres som P = C / C ₀ vs. v som vist herunder.

Disse er plottet med P som ordinaten og v som abscissen, og gennem disse punkter tegnes en glat kurve som vist i figur 9.9. P står for den fraktion af partikler, der har en sedimenteringshastighed mindre end v.

Designmetode:

Lad os være nogen bestemt afviklingshastighed. Partikler med en sedimenteringshastighed v ≥ v ₀ ville blive fuldstændigt fjernet i en sedimentationstank, og de ville udgøre (1-P0) fraktion af den indledende masse af partikler, der var til stede i en spildevandsstrøm. Partikler (lettere og finere) med en sedimenteringshastighed v <u ₀ ville delvist fjernes. Den samlede fjernelse effektivitet R, i en sådan situation kan udtrykkes som

Det andet udtryk på højre side af Eq. (9.18) skal estimeres ved numerisk / grafisk integration.

Ekspressionen for R i (Eq. (9.18) er baseret på antagelsen om, at partikler af forskellig størrelse og densiteter ville være ensartet fordelt over hele den dybde af den foreslåede sedimenteringstank ved indløbsenden og deres sedimenteringshastigheder i tanken (under flydende tilstand) ville være den samme som dem i bosættelseskolonnen.

Dimensionen af ​​den foreslåede tank kan beregnes ved hjælp af følgende trin:

Trin-I:

Antag en numerisk værdi for v ₀ og svarer til, at R beregnes ved hjælp af dataene opnået ved at udføre forsøg i en sedimenteringskolonne.

Hvis den beregnede værdi af R ikke er acceptabel, gentages trin I med en ny antaget værdi af v ₀ . Dette trin gentages, indtil værdien af ​​R opnået er tæt på den ønskede værdi.

Trin-II:

Når først en acceptabel værdi af R er opnået, er overløbshastigheden taget som v ₀ m ³ / m ² dag.

Trin-Ill:

Det vandrette tværsnitsareal af en idealtank med en overløbshastighed v ₀ anslås som

hvor Q = volumetrisk strømningshastighed for spildevand i m ³ / dag.

Trin IV :

Faktisk tank tværsnitsareal beregnes ved at multiplicere A _ldeal med 1, 5,

En _faktisk = 1, 5 × En _ideel

Step-V:

Dimensionerne af den foreslåede tank anslås ved hjælp af følgende forhold:

Tank højde, H _tank = H _O (kolonnehøjde) + fri bordhøjde.

Tankbredde, W = Q / H _O × flow gennem hastighed

Tanklængde, L = A _faktisk / w

De øvrige detaljer afsluttes efter normal praksis som angivet i tabel 9.2.

Udformning af en rektangulær tank til sedimentering af flokkulerede partikler ved en lav koncentration:

Floes er agglomerat af flere fine partikler med fanget vand i deres struktur. De afregner deres struktur intakt, og deres sedimenteringshastighed er derfor langsommere end diskrete partikler. Aflejringshastigheden af ​​en flokkulerende suspension studeres eksperimentelt i en sedimenteringssøjle (figur 9.6). Dataene registreres og analyseres som angivet nedenfor. Det skal her bemærkes, at designtilstanden af ​​en rektangulær sedimenteringstank til en flokkulerende suspension er forskellig fra den for en diskret partikelaflejringstank.

Trin-I:

Under batch sedimentation test i en søjle registreres procenten af ​​fjernelsesdata (y) for de suspenderede partikler på forskellig dybde på forskellig tid.

hvor H _O er dybden af ​​den foreslåede aflejringstank.

Trin-II:

Disse procentgennemførelsesdata er plottet med dybde som ordinat og tid som abscissen. Gennem datapunkterne trækkes iso-procentige fjernelseslinjer enten ved interpolation eller ved brug af dom.

Trin-Ill:

Ved anvendelse af et plot som fig. 9.10 estimeres den totale fjernelse R i en ideel vandretstrøms sedimentationstank med en dybde H ₀ for en specifik tilbageholdelsestid t _{s under} anvendelse af udtrykket angivet nedenfor:

hvor R0 er procentandelen fjernelse ved _H0 svarende til den valgte tilbageholdelsestid ts. H ₁, H ₂, H ₃ ... er gennemsnitsdybderne mellem iso-procentlinjer lige over t _s . R1, R2, R3 ------ er iso-procentfjernelsesfigurerne direkte over t _s som markeret på plottet (figur 9.10). Trin IV :

Overløbshastigheden fra en ideel tank med en dybde _HO og en tilbageholdelsestid f _s er udtrykt som

Step-V:

For forskellige ts beregnes R og Q / A. Disse er afbildet som vist i figur 9.11.

Trin-VI:

Til udformning af en ideel sedimentationstank med en ønsket procentfjernelse R 'estimeres tilbageholdelsestiden fO og overløbshastigheden (Q / A) _ideal ved anvendelse af et plot svarende til figur 9.11. Det skal her bemærkes, at designparametrene estimeret for en ideel tank (som beskrevet ovenfor) er baseret på de data, der er opnået i en testkolonne under hvilende tilstand og uden overløb. I en faktisk tank ville disse betingelser ikke sejre, og derfor ville fjernelseffektiviteten af ​​en faktisk tank være mindre end den for en ideel tank, der havde samme designparametre.

De faktorer, som vil påvirke effektiviteten af ​​en faktisk tank, er:

(1) Skure og

(2) Vind induceret turbulens.

Rektangulære tanke forsynet med skrå baffler har relativt højere effektivitet, da de ovennævnte to faktorer modvirkes til en vis grad.

Tommelfingerreglerne til det aktuelle design er:

Tilbageholdelse (opholdstid) tid = 1, 75 t _O

Tankdybde, H = (H _O ) + dybde for slamholding + fri bordhøjde.

Baffle placering = 5 til 10% af L nær den indflydende ende,

Baffelhøjde (dybde) = 0, 5 til 1 m.

Design af en cirkulær sedimentationstank :

Til udformning af en cirkulær tankbatch udføres sedimenteringsforsøg i en gennemsigtig cylindrisk søjle. De indsamlede data til dette formål er forskellige fra dem for en rektangulær sedimenteringstank. Ændringen i væske-suspension grænseflade højde på forskellige tid er noteret. Designmetoden er detaljeret nedenfor.

Trin-I:

Under en batch sedimenteringstest registreres de klare væskesuspension-grænsehøjder på forskellige tidspunkter. Suspensionens indledende højde i søjlen skal være den samme som den foreslåede bosætter.

Trin-II:

Disse data er plottet med højde som ordinal og tid som abscissen. Gennem disse datapunkter tegnes en glat kurve som vist i figur 9.12.

Trin-Ill:

I overensstemmelse med det ønskede slam under strømningskoncentrationen C _U beregnes slamhøjden H _U baseret på materialebalancekvationen

hvor _CO er den oprindelige suspensionskoncentration.

Trin-IV:

Dernæst på sedimenteringsskurven (figur 9.12) udføres følgende geometriske konstruktioner.

(a) H _u er placeret på figur 9.12 og en vandret linje trækkes gennem H _U.

(b) Tangenter trækkes til ekstremiteterne i sedimenteringsskurven. Vinklen dannet af tangenterne er bisected. Ved skæringspunktet mellem bisektoren og sedimenteringsskurven tegnes en tangent. Fra skæringspunktet for denne tangent og den vandrette linje gennem H _v tegnes en lodret linje på abscissen (tidsakse).

Krydsningspunktet på tidsaksen betegnes som t _Q. Den således opnåede tQ repræsenterer den tid, der kræves for suspensionen for at deltage i den ønskede understrømsslamkoncentration CU under afvikling i en cirkulær sedimenteringstank under strømningsbetingelser.

Step-V:

Overfladebelastningen af ​​den foreslåede tank og tankens tværsnitsareal skal estimeres ved anvendelse af Eqs. (9, 22) og (9, 23).

hvor Q = volumetrisk strømningshastighed for spildevand skal afklares.

Trin-VI:

Tankens diameter beregnes ved anvendelse af Eq. (9.24)

Nogle typiske parametre af rektangulære og cirkulære sedimentationstanke er anført i tabel 9.2.

Eksempel 9.3: Cirkulær Thickener :

Et cirkulært fortykningsmiddel skal udformes baseret på de følgende sedimenterende karakteristiske data for en spildevandsstrøm med en suspenderet fast koncentration på 5000 mg / l.

Fortykningsmidlet skal håndtere spildevandsstrømmen med en hastighed på 0, 12 m ³ / s. Det er ønskeligt, at underlagets faste indhold skal være 25000 mg / L.

Opløsning:

Problemet løses grafisk gennem følgende trin:

1. De sedimenterende karakteristiske data er afbildet som i fig. 9.3 og en glat kurve trækkes gennem datapunkterne.

2. Tangenter trækkes til ekstremiteterne af sedimenteringsskurven, som skærer og danner en vinkel A.

3. Vinklen A er bisected.

4. Bisektoren skærer sedimenteringsskurven ved et punkt B.

5. En tangent trækkes til sedimenteringskurven ved punkt B.

6. I overensstemmelse med den ønskede slamunderstrømningskoncentration C _U = 25.000 mg / L beregnes slamhøjden H _U ved anvendelse af Eq. (9.21)

7. H _U = 0, 5 m er placeret på fig. 9.3 og en linje trækkes parallelt med X-aksen gennem H _U.

8. Tangenten trukket ved punktet B skærer linjen gennem H _U ved et punkt C.

9. Fra punkt C tegnes en lodret linje, som møder X-aksen ved til = 77 min.

10. Overfladebelastningen af ​​den foreslåede tank og dens tværsnitsareal estimeres ved anvendelse af Eqs. (9, 21), (9, 22) og (9, 23).

Overfladebelastning,

Settler tværsnitsareal,

4. Luftflydelse:

Til fjernelse af finere faste partikler fra en spildevandsstrøm kan luftflydelsesprocessen anvendes som et alternativ til sedimenteringsprocessen. Luftflydelsesprocessen er i stand til at separere / fjerne ikke kun finere faste partikler (både tættere og lettere end vand), men også dråber af olie, fedt og fedt.

Finere og mindre tættere faste partikler har lav terminalhastighed; Derfor vil deres sedimentering kræve længere tilbageholdelsestid. Selv da kan fjernelseseffektiviteten ikke være høj. Fjernelse af sådanne partikler kan opnås mere effektivt ved hjælp af luftflydelsesprocessen.

Luftflydelsesprocessen udføres i to faser. I første fase spredes luft i spildevand eller opløses i det. Når luften spredes i spildevand som fine bobler, betegnes processen som induceret luftflydning (IAF), mens luften opløses i spildevand, betegnes processen som opløst luftflydelse (DAF). Opløsning af luft i spildevand kan udføres enten ved atmosfærisk tryk eller ved forhøjet tryk.

I anden fase indføres luft-spildevandsmængden i en tank, der betegnes som en flydebeholder. I denne tank flyder de suspenderede partikler med vedhæftede luftbobler op, da deres effektive tæthed bliver mindre end vandets. De danner et skumlag ved luft-vand-grænsefladen. Skumlaget fjernes af overfladeskumeren. De større og tungere partikler sætter sig på flydebeholdergulvet og fjernes som slam. Et relativt klart effluent fjernes fra et egnet sted under skumlaget.

Induced Air Floatation (IAF) Proces:

Induceret luftflydningsproces ligner noget skumflotationsprocessen, der anvendes til malmforbedring.

I denne proces spredes luft i spildevand i form af fine bobler ved en hvilken som helst af følgende teknikker:

(1) Diffusion af luft gennem et porøst medium nedsænket i en beholder, der indeholder spildevand,

(2) Rotation af en lige varieret rotor suspenderet i spildevand,

(3) Blanding af luft og spildevandsstrøm ved hjælp af en eductor eller en dyse.

I industrielle IAF-enheder anvendes de anvendte enheder enten rotorer eller venturi eduktorer eller dyser. En venturi eductor / dyse er en enklere enhed end en rotor. Gasdispersion er bedre, når der anvendes en venturi eductor eller en dyse end den, når en rotor anvendes.

Luftdispersion, flyde- og skumfjernelse udføres i en flydecelle. Et IAF-system består af flere (normalt fire) floatationsceller, der opererer i serie. Da spildevand strømmer fra celle til celle progressivt fjernes flere og flere suspenderede stoffer.

Dissolved Air Floatation (DAF) Proces :

Luft kan opløses i spildevand enten ved atmosfærisk tryk eller ved forhøjet tryk. Når luft opløses ved atmosfærisk tryk, udføres den anden driftstrin, dvs. flydeoperationen under vakuum i et lukket kammer.

Derfor kaldes processen som vakuumflytning. Når luft er opløst i spildevandsstrøm ved forhøjet tryk, udføres den anden operation i en tank, der er åben for atmosfæren. En sådan proces betegnes som opløst luftflydelse (DAF). Til storskala drift anvendes denne (DAF) proces mere ofte.

Vakuum Floatation:

I denne proces opløses luft i en spildevandsstrøm ved atmosfærisk tryk i en absorber. Den luftede spildevandsstrøm får lov til at strømme gennem en trykreduktionsventil i en lukket cylindrisk flydebeholder, der opretholdes under vakuum. Tanken er forsynet med en egnet skrubemekanisme.

I flygtanken bliver den opløste luft frigivet som små luftbobler, der bliver fastgjort til de suspenderede partikler. De suspenderede partikler med de vedhæftede luftbobler flyder op og danner et skumlag ved luft-vand-grænsefladen. Afskumningsmekanismen fejer skummet til tankperiferien og aflader det samme i en sump, som også opretholdes under vakuum. Fra sumpens slam pumpes ud. Det behandlede vand fjernes fra flygtanken ved hjælp af en anden pumpe.

Dissolved Air Floatation (DAF):

Denne proces adskiller sig fra vakuumflydelsesprocessen i to henseender, nemlig:

(i) Luftopløsning udføres under tryk og ikke atmosfæretryk (som i tilfælde af vakuumflydning) og

(ii) Flydeoperationen udføres i en åben tank og ikke i en lukket tank under vakuum.

Strømningsarrangementet i luftopløsningssektionen afhænger af strømningshastigheden af ​​spildevandsstrømmen såvel som på den suspenderede partikelkoncentration i den. Detaljerne i flydeafsnittet er uafhængige af de ovennævnte faktorer.

De alternative arrangementer af luftopløsningssektionen er:

(i) Lavtryks-fuldstrøms-trykningsenhed,

(ii) Højtryks-partialstrømtryksenhed, og

(iii) Højtryks-recirkulationsstrømmens trykbehandlingsenhed. Disse arrangementer er beskrevet herunder.

(i) Fuldtryksenhed med lavtryk:

En sådan enhed anvendes, når en spildevandsstrømningshastighed ikke er høj, og den suspenderede fastpartikelkoncentration i den er lav. Luftopløsningsenheden drives ved et tryk på 3 til 4 atm. Figur 9.13 viser en skitse af en sådan enhed.

(ii) Højtrykspartialstrømtrykningsenhed:

En delstrøms-trykbehandlingsenhed anvendes, når spildevandets strømningshastighed er høj, og den suspenderede faste koncentration er lav. I dette arrangement trykkes en del af en spildevandsstrøm og blandes med luft ved ca. 5 til 6 atm.

Den trykblandede blanding af spildevand og luft trykkes derefter under tryk og blandes med den resterende del af spildevandsstrømmen. En skitse af en sådan. Enheden er vist i figur 9.14. Dette arrangement anvendes for at undgå, at en større trykbehandlingsenhed drives ved et tryk på 3 til 4 atm.

(iii) Højtryksgenbrugsstrømningsenhed:

Recycle flow arrangement anvendes, når en spildevandsstrøm indeholder for meget af suspenderede faste partikler. I denne proces opløses luft i en del af det genvundne (behandlede) effluent fra en flydningstank. Trykopløsning og luftopløsning udføres ved 5 til 6 atm.

Denne blanding blandes derefter med den indkommende spildevandsstrøm og tilføres endelig til en flydningstank efter trykning. Dette arrangement hjælper med at undgå akkumulering af faste partikler i luftopløsningsbeholderen. Figur 9.15 viser en skitse af genbrugsstrømmenhed.

Floatation Unit Design Approach:

Absorber Design:

En opløst luftstrømningsenhed består af en luftabsorber og en flydende tank. Enheden ville have nogle tilbehør udover de ovennævnte to genstande. Formålet med en absorber er at opløse luft i spildevand indeholdende suspenderede faste stoffer eller i genanvendt behandlet vand. Denne proces udføres under tryk. Da luft ikke reagerer med vand, er opløsningsprocessen en fysisk.

I en absorber (en søjle med nogle internaler) bringes luft og vand i tæt kontakt med hinanden. Kolonnens indre skal være sådan, at akkumulering af faste partikler inde i det ville være ubetydelig. Da opløseligheden af ​​luft i vand er lav, vil ligevægtslinjen være en lineær. Der ville ikke være nogen modstand mod masseoverførsel i gasfasen.

Den mængde luft, der ville blive opløst i en absorber, kan estimeres ved anvendelse af følgende ligninger:

(i) Fuld gennemstrømning :

(ii) Partial / Recycled Flow Pressurization :

hvor C _s = Opløselighed af luft i vand ved 1 atm tryk og ved driftstemperatur ..

f = Fraktionmætning i en absorber, det afhænger af absorberens størrelse og dens indre. Det kan være så højt som 0, 8 til 0, 9.

F = indstrømning af spildevand til absorberne.

P = absorberens driftstryk i atm.

R = delvis / recirkuleret tilstrømningshastighed til absorberen.

X = suspenderet fast koncentration i spildevandsstrømmen.

Tilbageholdelsestiden i en absorber kan være ca. 0, 5 til 3 minutter.

Floatation Tank Design:

Spildevand indeholdende opløst luft efter trykudtagning ville komme ind i en flydebeholder. Ved trykforringelse vil koncentrationen af ​​den resterende opløste luft være Cs. Mængden af ​​frigivet luft ville være FC _s (f P-1) eller RC _s (f P-1) afhængigt af fuldstrøms-tryk eller partikel / recirkulationsstrømtryksabsorptionsprocessen. Den udslåede luft i form af små bobler ville blive fastgjort til de suspenderede faste partikler og væskedråber. Disse vil så stige opad og nå luft-vand-grænsefladen.

De grundlæggende oplysninger, der kræves til dimensionering af en flydningstank, er stigningshastigheden af ​​flyderen udtrykt i cm / min. Enhed. Disse oplysninger skal indhentes ved forsøgsforsøg.

Tilbageholdelsestiden t i en flygtank kan anslås ved hjælp af forholdet

T = H _O / Stigningshastighed (9, 27)

hvor H _O = flydende dybde i tanken = 1, 5 - 3 m.

Tilbageholdelsestiden i en flygtank kan være 20-60 minutter. Den egentlige tankdybde H ville være H = H _O + fri bordhøjde.

Det horisontale tværsnitsareal af flygtanken kan beregnes ved anvendelse af Eq. (9, 28).

A = F ^t / H _O (9, 28)

Tankens bredde W vil afhænge af slamfjernelsesmekanismens bredde.

Sammenligning af IAF og DAF Systems:

Et IAF-system kræver mindre plads og lavere kapitalomkostninger end et DAF-system. Et DAF-system kræver mindre strøm end det, der kræves for et IAF-system. I et DAF-system er tilsætning af et kemisk koaguleringsmiddel mere effektivt, da flotation foregår i en hvilende tilstand. I et IAF-system bliver flodeformationen og dens vækst svækket på grund af dens høje turbulens, hvorfor tilsætning af kemiske koagulanter bliver mindre effektiv.

Filtrering:

Filtrering er en anden metode, som anvendes til adskillelse af faste partikler fra en suspension. Denne metode er i stand til at fjerne partikler af enhver størrelse og tæthed. Det kan dog ikke adskille kolloide partikler fra en suspension.

Under filtrering strømmer væsken gennem mellemrummet af et filtermedium, medens de suspenderede partikler opbevares på mediet. Partiklerne arresteres ved en kombination af mekanismer, såsom inerti, impaktion, aflytning og adsorption. Partikler finere end mellemrummene kan passere sammen med væsken (filtratet), medens de tilbageholdte partikler danner et lag på filtermediet.

Det aflejrede lag virker som et ekstra filtermedie og forhindrer nogle af de finere partikler i at passere sammen med filtratet. Da operationen fortsætter, bliver flere og flere partikler akkumuleret på filtermediet, og modstanden mod væskestrømning stiger. Dette resulterer i et fald i filtreringshastigheden, hvis operationen udføres ved konstant tryk.

Når hastigheden bliver ret lav, stoppes operationen, og de akkumulerede partikler fjernes fysisk (ved tilbagespoling) og derefter genstartes filtreringsoperationen. Backwashing producerer et biprodukt indeholdende en koncentreret suspension, som normalt returneres til en sedimenterings-tank. Filtreringshastigheden er generelt langt langsommere end screeningen, gritfjernelsen og sedimenteringen. På grund af denne begrænsning er den ikke brugt til spildevandsbehandling som sådan.

Det bruges dog til at fjerne:

(i) Resterende biologisk floe efter afvikling

(ii) Restfældninger (efter sedimentering) af metalhydroxider, phosphat osv. og

(iii) Som en forbehandling forud for operationer som aktiveret carbonadsorption, ionbytningsproces, membranseparation osv.

Det udstyr, der normalt anvendes til filtrering, er af to typer:

(1) Granulat seng og

(2) Roterende filter.

Granular Bed Filters :

En granulær seng kan enten være mono-medium eller dobbeltmedie eller multimedietype. Medierne anvendes kommercielt som antracitkoks, sand, granat, diatoméjord, trækul, aktivt kul, syntetisk harpiks osv. Strømning gennem en filtermad kan være enten nedstrøm eller opstrøm, nedstrømning er mere almindelig. Filter senge er klassificeret som lavt, konventionelt og dybt afhængigt af dybden.

Typiske beddybder er:

På lave og dybe senge anvendes mono-medium. Grovere granuler (2-4 mm) anvendes i dybe senge, mens der i lavvandede og konventionelle senge anvendes relativt finere granuler (0, 2-2 mm). Omfanget af partikelfjernelse afhænger af mediestørrelsen såvel som på partikelstørrelsen. Granulens størrelse bør vælges således, at den ville tilvejebringe højere fjernelseffektivitet end den ønskede.

Fine granuler anvendes normalt i propriety-typen filtre med automatisk tilbagespolingsanlæg eller pulserende strømningsarrangement. Sådanne enheder kræver hyppig tilbagespoling under anlægsforstyrret tilstand eller behandling af højt fastholdende spildevand. Grove mediefilter er kendetegnet ved længere filterkørsler. Disse kan modstå plantestørrelser.

I nedstrøms dobbelt / multimedie enheder danner grovere granuler det eller de øverste lag, og finere granulater anbringes nedenfor. Et sådant arrangement gør det muligt at fortsætte filtreringsoperationen i længere tid. Det letter også tilbagespoling. Disse anvendes generelt til tertiær behandling.

Et granulatfilter er normalt et lodret cyklindrisk kar af beton eller stål. I bunden af ​​fartøjet er der anbragt et gitter. Figur 9.16 viser en skitse af et typisk granulatfilter. På gitteret lægges et lag grus. Gruslaget fungerer som støtte til filterlejet. I nedstrømsenhed er en tilstrømningsfordeler placeret oven over sengen, og en effluentopsamler er placeret under nettet.

Arrangementer er tilvejebragt for indføring af backwash vand og dets fjernelse. En del af filtratet anvendes til tilbagespoling. Et arrangement til luftrensning af filterlejet er undertiden indarbejdet. Luftrensning letter fjernelse af faste partikler indlagt mellem granulerne.

Beslutningen om typen af ​​seng og typen af ​​medier, der skal anvendes i en given situation, afhænger af den suspenderede faste belastning såvel som størrelsen og den fysiske natur af de partikler, der er til stede i en strømningsstrøm. Granulær mediumfiltrering er generelt en halvkontinuerlig eller en cyklisk operation. For at undgå afbrydelse af processen anvendes der mindst to senge, så at når man er tilbagesvasket, vil den anden være i drift.

Generelt er tilbagespolingsperioden kortere end filtreringsperioden. Tiden i drift mellem to på hinanden følgende rengøringer betegnes som løbetid. I nedstrømningsfiltre forekommer flow oftest gennem sengen på grund af tyngdekraften. For at forøge filtreringshastigheden undertiden udføres processen imidlertid under tryk.

Modificerede granulære senge er blevet udviklet, som virker næsten kontinuerligt. Filtreringshastigheden i en granulat nedstrøms kan forbedres ved at opretholde et højere væskehoved / tryk over sengen. For høj en hastighed ville forårsage indtrængning af de faste partikler ud over det grove medium og akkumulering af partiklerne på det finere medium. For lav filtreringshastighed ville kun resultere i akkumulering af de faste partikler på den øverste overflade af det grove medium.

Effluentkvaliteten afhænger i nogen grad af filtreringshastigheden. Tilsætning af koaguleringsmidler før filtrering forbedrer udledningskvaliteten. For meget af solid akkumulering i en seng ville kræve større volumen af ​​tilbagespolingsvand.

Backwashing kan lettes på to måder:

(1) Overflade omrøring under vask og

(2) Luftrensning under vask.

Roterende filtre:

Forskellige typer af roterende filtre er kommercielt tilgængelige. I modsætning til granulære filtre drives roterende filtre generelt kontinuerligt uden nogen afbrydelse for fjernelse af de tilbageholdte faste partikler. De roterende filtre er kendt af forskellige navne, såsom roterende tromlefilter, roterende skærm, mikrofilm mv. Et roterende filter er ofte en hul cylinder, den ene cirkulære ende er åben og den anden er lukket. Periferien (cylindrisk overflade) er dækket af en skærm. Skærmen kan være lavet af rustfrit stål eller et stof.

Skærmåbningerne kan være grove (6 mm eller mere). Fine skærme ville have åbninger mindre end 6 mm, mens mikroskærmåbninger kan variere fra 20-70 μm. Disse er monteret med deres akse vandret og anbringes i en pulje vand, der skal filtreres. De er delvis nedsænket og roteret med lav hastighed (siger ca. 4 omdr./min.). Filtratet kan passere gennem skærmen udefra til indvendigt eller omvendt. Partiklerne bevares på skærmens overflade. Når cylinderen roterer, kommer de tilbageholdte partikler ud af vandpuljen.

Når de tilbageholdte partikler når en passende position, fjernes de fra skærmens overflade med en spray af vand eller en skraber. I de fleste filtre sker der filtreringer på grund af hydrostatisk hovedforskel mellem indersiden og ydersiden af ​​et filter, men i tilfælde af tromfiltre finder filtrering sted på grund af trykgradient.

Partikelfjernelseseffektiviteten (af fine partikler) af et roterende filter kan være mindre end den af ​​en granulær seng. Effektiviteten kan forøges ved at reducere rotationshastigheden og ved ufuldstændig fjernelse af de akkumulerede partikler. Partiklerne klæber til skærmen forøge screeningsoperationen. Disse trin vil imidlertid resultere i en reduktion af filtreringskapaciteten.

5. Kolloidfjernelse:

Meget fine partikler, især kolloiderne (10-1000 A) kan ikke adskilles fra en spildevandsstrøm ved hjælp af nogen fremgangsmåde / operationer. Disse partikler kan ikke adskilles ved sedimentering, da deres sedimenteringshastighed er for lav. De passerer gennem en filterlejet, der er mindre end filtermediumporens dimensioner. På den anden side afskæres kolloider partikler, de afviser hinanden og derved holder de sig i suspension.

Affaldsbårne kolloider er generelt komplekse organiske molekyler indeholdende et større antal atomer. Disse kan være proteiner, stivelser, hemicelluloser, polypeptider osv. De besidder negative ladninger og er for det meste lyofile i naturen. De kan have ioniske grupper i deres struktur. Nogle af disse kan ionisere i vand og derved give afgifter (fx NH ₂ ⁺, COO-) til partiklerne.

Disse partikler tiltrækker igen ioner af modsat ladning (OH ^- eller H ⁺ ), og som et resultat dannes der et dobbelt lag af ladninger omkring dem. Nogle andre partikler har evnen til at adsorbere ioner (H ⁺ eller OH-) fra dispergeringsmediet (vand). Karakteren af ​​de adsorberede ioner på partiklerne styrer den måde, hvorpå disse partikler ville opføre sig i et elektrisk felt. Sådanne partikler med adsorberede ladninger tiltrækker ioner af den modsatte ladning og danner et dobbeltlag. Det dobbelte lag af ladninger omkring partiklerne gør en kolloidal suspension meget stabil.

For at fjerne kolloide partikler fra spildevand skal kolloiderne først destabiliseres ved at deres overfladeafgifter skal neutraliseres, så de kan agglomerere og danne større partikler. Agglomerering kan frembringes ved brodannelse, det vil sige at forene de neutraliserede partikler med nogle andre stoffer, der har trådlignende struktur.

Ladningsneutralisering af kolloide partikler kan udføres ved tilsætning af nogle kemikalier, der betegnes som koaguleringsmidler. Uorganiske salte, såsom aluminiumsulfat [Al2 (SO4) ₃ ], jernsulfat [FeSO4], ferrisulfat [Fe2 (SO4) ₃ ], ferricchlorid [FeCl3] og polyelektrolytter specifikke typer af organiske polymerer) anvendes almindeligvis som koaguleringsmidler.

Uorganiske koaguleringsmidler:

Vandige opløsninger af uorganiske koaguleringsmidler (salte) under passende pH-betingelser producerer metalhydroxid (gelignende) bundfald, som opnår positiv ladning. Disse er i stand til at neutralisere ladningerne af de kolloide partikler. Hydroxiderne erhverver højere afgifter end metalionerne, og de er mere effektive koaguleringsmidler.

De neutraliserede kolloide partikler koalescerer og danner agglomerater. Disse fanges derefter af sedimenteringsflaskerne af hydroxidfældninger. Metalionerne (Al ³⁺, Fe ²⁺, Fe ³⁺ ) reagerer med vandalkalitet og fosfationer, der findes i spildevand, hvis nogen. De forårsager også udfældning af nogle af de tungmetaller, der findes i spildevand.

Det effektive pH-interval for disse koaguleringsmidler er:

Undersøgelser har vist, at aluminiumsulfat er et mere effektivt koaguleringsmiddel til behandling af spildevand indeholdende carbonholdige forbindelser, mens jernsulfater er mere effektive ved koagulering af proteinholdige kolloide partikler. Vandige opløsninger af de uorganiske koaguleringsmidler (uorganiske salte) er sure, og de er derfor ætsende. En 1% opløsning af FeCl3 har en pH omkring 2. Opløsningstanke, rørledninger, pumper og andre hjælpestoffer, der anvendes til opbevaring og håndtering af disse opløsninger, skal være fremstillet af korrosionsbestandige materialer.

polyelektrolytter:

Nogle syntetiske vandopløselige organiske polymerer bærer ioniske ladninger langs deres polymerkæder. Disse betegnes som polyelektrolytter. De, der bærer positive ladninger, kaldes kationiske, og dem, der bærer negative ladninger, kaldes anioniske. Der er nogle polymerer, der ikke bærer elektriske ladninger. Disse kaldes ikke-ioniske. Alle disse polymerer ved lav koncentration producerer flokke af disse polyelektrolytter. Den kationiske type er generelt mere effektiv i destabiliserende kolloider.

De mekanismer, hvormed polyelektrolytter af ionisk type medfører fjernelse af kolloider, er:

(1) Ved adsorption af kolloide partikler på de ladede steder af polymerkæderne,

(2) Ved tværbinding af polymerkæderne til dannelse af broer mellem de kolloide partikler og

(3) Ved at fælde de kolloide partikler i tredimensionelle flokke.

De polyelektrolytter af ikke-ionisk type kan ikke neutralisere kolloidladninger. De fjerner kolloide partikler ved at danne broer og fældefangst. De ikke-ioniske polyelektrolytter anvendes som koagulations- og flokkuleringshjælpemidler. En vandig opløsning af en polyelektrolyt er næsten neutral i pH, og der kræves derfor ikke korrosionsbestandigt byggemateriale til det tilbehør, der anvendes til opbevaring, transport og dosering af en sådan opløsning. Den nødvendige dosis kan være ca. 0, 1 til 2 mg / l spildevand. En stamopløsning indeholdende ca. 0, 1 til 2% af en polyelektrolyt anvendes generelt til dosering.

Polyelektrolytslam er forholdsvis tættere end metalhydroxidslammet, og det letvandrer det. Imidlertid er polyektolytter dyrere end de uorganiske koagulanter. De uorganiske koagulanter producerer større mængder slam end polyelektrolytterne.

Koaguleringshjælpemidler:

Visse uopløselige uorganiske partikelformige materialer, såsom aktiveret carbon, aktiveret silica, bentonitpulver, kalkstenpulver osv., Når de tilsættes sammen med uorganiske koaguleringsmidler eller polyelektrolytter, hjælper flodeformation. Disse partikler virker som floe-kerner. Da de har tæthed, produceres flagerne hurtigt og afvandes let.

Jar Test:

En passende dosis af koaguleringsmiddel (uorganisk salt / polyelektrolyt) bestemmes ved at gennemføre krudtests. Til udførelse af krukkeprøver tages lige mængder af spildevandsprover i flere krukker lavet af glas 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.