Tertiær behandling af spildevand (med diagram)

Læs denne artikel for at lære om tertiær behandling af spildevand. De tertiære behandlingsmetoder er: 1. Filtrering 2. Luft- / dampstrimling 3. Biologiske processer 4. Adsorption 5. Membranseparationsprocesser 6. Ionudvekslingsproces 7. Nedbør 8. Oxidering og reduktion og 9. Desinfektion.

Efter ordentlige primære og sekundære behandlinger kan spildevand stadig indeholde nogle eller hver af følgende forurenende stoffer:

Suspenderede partikler,

Opløste organiske stoffer, såsom uomsatte bionedbrydelige stoffer, recalcitrant bionedbrydelige stoffer,

Ikke-bionedbrydelige organiske stoffer,

Lugt og farvestoffer,

Opløst uorganiske stoffer og

Mikroorganismer, herunder patogener.

Behandlingsmetoderne anvendt til reduktion af de ovennævnte forurenende stoffer betegnes som tertiære behandlingsmetoder. Disse metoder og deres effektivitet er anført i tabel 9.13

Udvælgelsen af ​​et behandlingsskema, det vil sige de behandlingsmetoder, der skal anvendes og deres sekventering, vil afhænge af de forurenende stoffer, der er til stede i en spildevandsstrøm, deres koncentration og om det behandlede spildevand skal genanvendes eller bortskaffes.

De forskellige behandlingsmetoder, der er anført i tabel 9.13, beskrives kort nedenfor.

Filtrering:

Det er ofte nødvendigt at anvende filtreringsoperation som en del af det tertiære behandlingsskema til fjernelse af meget fint suspenderede partikler fra en spildevandsstrøm. Som en del af den primære behandling og efter sekundær behandling fjernes størstedelen af ​​suspenderede partikler ved sedimentering. Ligeledes efter bundfældningen fjernes bundfaldene ved sedimentering.

Sedimentationsoperationen er i stand til at fjerne fine faste partikler, men meget fine partikler kan stadig forblive suspenderet. Sådanne partikler skal fjernes fra en spildevandsstrøm, hvis det samme skal behandles yderligere ved fremgangsmåder, såsom adsorption, ionbytter, membranseparation, desinfektion osv. Fine suspenderede partikler forstyrrer udførelsen af ​​de ovennævnte processer. Til fjernelse af suspenderede partikler efter sedimentering underkastes i almindelighed en strøm filtrering.

Udstyret, som kan anvendes til fjernelse af fine og meget fine suspenderede faste partikler ved filtrering, er granuleret mediefilter, mikrosilter, roterende tromlefilter, diskfilter og membranfilter. Af disse er et granulært mediefilter det billigste. Kriterierne for udvælgelse af en filtertype i en given situation er koncentrationen og størrelsen af ​​de suspenderede partikler, strømstrømningshastigheden og graden af ​​fjernelse, der ønskes.

Luft / dampstrimling :

Stripping operation kaldes også desorption. I denne operation overføres opløste opløste stoffer, såsom gasser og flygtige væsker fra en flydende fase til en gas / dampfase. De overførte opløste stoffer kræver yderligere behandling for deres genopretning og / eller bortskaffelse.

Dampfjernelse af spildevand kan anvendes, hvis koncentrationen af ​​opløst stof (forurenende stof) er forholdsvis høj. Det andet kriterium for udvælgelse af dampstrippingsoperationen er, at de tilstødende forurenende stoffer skal være meget flygtige, dvs. de skal have lavt kogepunkt.

I denne proces bringes levende damp i kontakt med spildevand, som følge af, at vandtemperaturen vil stige, og forurenende stoffer ville forflyde sig. En blanding af opløst damp og damp fremstilles, som kondenseres.

Kondensatet skal behandles yderligere til genvinding af opløste stoffer (hvis det er værdifuldt) eller til destruktion. En pakket søjle kan anvendes til denne operation, hvoraf et forurenende bærende spildevand indføres. Damp introduceres i bunden af ​​en sådan søjle. Denne proces ville være levedygtig, hvis de genvundne opløste stoffer er værdifulde.

Hvis koncentrationen af ​​forurenende stoffer er lav, og de ikke har nogen markedsværdi, kan luften anvendes til stripping i stedet for damp. Luftstrimmel kan anvendes til fjernelse af forurenende stoffer, såsom opløst ammoniak og / eller flygtige organiske forbindelser. Det udstyr, der anvendes til luftstripping, er en pakket kolonne, der fungerer i øjeblikket.

Luftstrømmen, der forlader søjlen i toppen, indebærer forurenende stoffer og kan derfor ikke udledes til atmosfæren som sådan. Strømmen skal behandles ved en eller en kombination af følgende processer: køling (kondensation), skrubning, termisk / katalytisk oxidation, carbonadsorption. Det skal her påpeges, at hvis en spildevandsstrøm indeholdende ammoniumsalte skal luftfjernes; Det skal først behandles med kalk for at producere fri ammoniak.

Designmetode :

I de fleste tilfælde af luftfjernelsesoperationer vil koncentrationen af ​​forurenende stoffer i spildevand være lav, hvorfor spildevandet kan betragtes som en fortyndet opløsning.

For en sådan løsning reguleres ligevægtsrelationen (mellem en gasfase og den ækvilibrerede væskefase) af Henry's lov, som kan udtrykkes som:

y _e = mx _e .................. (9, 91)

hvor m = ligevægtskonstant,

x _e = koncentration af flydende faseopløsninger ved ligevægt, udtrykt i molfraktionsenhed og

y _e = koncentration af gasfaseopløsningen ved ligevægt, udtrykt i molfraktionsenhed.

Den numeriske værdi af ligevægtskonstanten m afhænger af det gasopløste væskesystem, dets temperatur og tryk. Det er uafhængigt af koncentrationen af ​​flydende faseopløsninger ved lav koncentration.

Meget ofte er molekylvægten / gennemsnitsmolekylvægten af ​​de forurenende stoffer, der er til stede i spildevand, ikke kendt, og ligevægtsforholdet skal derfor ændres som

y '= m'x' .................. (9, 92)

hvor x 'og y' står for forurenende koncentration i henholdsvis væskefasen og gasfasen og udtrykt i ppm, det vil sige mg / l-enhed.

Den pakkede højde ZO af en sådan søjle kan estimeres ved anvendelse af Eq. (9, 93).

Hvor a = pakningsareal pr. Enhed pakket volumen (dens numeriske værdi afhænger af typen og størrelsen af ​​den pakning, der skal anvendes)

A = L / m 'G,

G = lufthastighed i m ^{3 /} h. ²

K _L = Væskefas masseoverførsel koefficient i passende enhed,

L-væskehastighed i m-Vhr.m ²

m '= ligevægtskonstant, Eq. (9, 92),

x '= koncentration af væskefaseforurenende stoffer i ppm-enhed.

Den pakkede højde Z ₀ og tårnets tværsnitsareal kan beregnes ved hjælp af følgende trin:

1. En passende type emballage og dens størrelse er valgt.

2. Mindste luftstrømningshastighed estimeres ved hjælp af forholdet:

G _min = Q / m 'i m3 / time

= min. total luftfrekvens i m ³ / time, hvilket vil resultere i Y ½ i ligevægt med X ½

Q = total spildevandsstrømningshastighed i m3 / time.

3. En faktisk luftstrømshastighed G _faktisk / antages således at Gactual> Gmin

Det skal her bemærkes, at en højere værdi af G faktisk ville betyde en større søjle tværsnitsareal og en kortere pakket højde.

4. Baseret på den antagne G- _faktiske <L / G-forhold beregnes under anvendelse af relationen

Q / G _faktisk = L / G

5. Anvender den beregnede værdi af L / G-forholdet og de tilgængelige oplysninger om oversvømmelseskarakteristika for den valgte pakning (i standard Mass Transfer Books) en passende numerisk værdi af G anslået.

6. Baseret på den beregnede værdi af L / G-forholdet og den estimerede værdi af G beregnes den numeriske værdi af L.

7. Tværsnitsarealet af tårnet A _c vurderes som A _c = Q / L

8. Endelig estimeres den søjlepakkede højde Z _Q ved hjælp af Eq. (9, 93).

Det skal her påpeges, at designproceduren beskrevet ovenfor er baseret på to vilkårligt udvalgte faktorer som anført nedenfor:

1. En pakningstype og dens størrelse,

2. En antaget værdi af G faktisk-

Derfor er det ønskeligt at optimere kolonnestørrelsen (tværsnitsareal og pakket højde) ved at minimere de samlede omkostninger, dvs. summen af ​​startomkostningerne og driftsomkostningerne (pumpekostnaden).

Biologiske processer :

Efter sekundær behandling kan organiske stoffer, der stadig er tilbage i en spildevandsstrøm, hovedsagelig være recalcitrant bionedbrydelige og ikke-bionedbrydelige. Andre end dem kan nogle organiske nitrogen- og phosphorforbindelser også være til stede. Disse kan fjernes ved biologisk behandling. Disse forbindelser omtales ofte som plantenæringsstoffer, da de fremmer vækst af vandplanter, når en spildevandsstrøm indeholdende disse forbindelser udledes i et vandlegeme.

Kvælstof- og fosforforbindelser, der er til stede i spildevand, kan også reduceres ved andre metoder end biologiske metoder.

Biologisk behandling af kvælstofforbindelser :

Både uorganiske og organiske nitrogenholdige forbindelser, som er til stede i spildevand, kan formindskes ved biologiske metoder. Behandlingsprocessen udføres i to på hinanden følgende trin, nemlig et aerobt trin og et anaerobt trin. Disse trin kan udføres under selve sekundærbehandlingen. Det skal her nævnes, at der for aerob og anaerob behandling af nitrogenholdige forbindelser er behov for specifikke organismer, og trinene skal udføres i separate reaktorer.

Nitrifikationsproces :

Under aerob behandling af spildevand hydrolyseres først de komplekse carbonholdige og nitrogenholdige forbindelser til enklere molekyler, som efterfølgende oxideres. De nitrogenholdige forbindelser, som oprindeligt er til stede i spildevand, og de, der eventuelt tilsættes under sekundær behandling som supplement, anvendes delvis til syntese af nye celler, og de resterende dele omdannes til ammoniumforbindelser.

Disse forbindelser bliver derefter oxideret til nitrit (NO ₂ ^- ) og nitrat (NO ₃ ^- ) i nærværelse af nogle specifikke organismer (Nitrosomonas og Nitrobacter bakterier). Disse bakterier er autotrofer. Reaktionerne betegnes som nitrifikationsreaktioner, og de er langsommere end de carbonholdige oxidationsreaktioner. Under nitrifikation finder ikke kun oxidation (energiproducerende) reaktioner sted, men nye mikrobielle celler syntetiseres også. Reaktionerne kan opsummeres som under.

Oxideringsreaktioner:

Det skal her påpeges, at nitrifikationsprocessen ikke omdanner de nitrogenholdige forbindelser til nogle uskadelige stoffer, men oxiderer en del af dem til nitrit og nitrat. Den anden del assimileres i biomasse.

Nitrifikationsprocessen er følsom over for pH-ændring og DO-koncentration. Det hæmmes af en række organiske og uorganiske forbindelser. I fravær af inhibitorer og ved en DO-koncentration sker højere end 1 mg / L biokemisk oxidation af carbonholdige og nitrogenholdige forbindelser samtidigt. Dette kaldes en enkeltstadieproces. Når organiske inhibitorer er til stede, oxideres de carbonholdige forbindelser først og derefter udføres nitrifikation i en anden reaktor.

Nitrifikationsprocessen kan udføres enten i en suspenderet organismerreaktor, såsom en aktiveret slamsenhed eller i en fastfilmreaktor, som et tricklingfilter eller en roterende biologisk kontaktor. En nitrifikationsenhed kan udformes på samme måde som den for en aerob enhed ved anvendelse af nitrifikations kinetiske parametre. De numeriske værdier af disse parametre kan enten estimeres eksperimentelt i en given situation eller opnås fra den offentliggjorte litteratur.

Nitrifikationshastighedsdata er blevet korreleret under anvendelse af Monodes fremgangsmåde som angivet nedenfor:

hvor r _s = fjerningshastighed for ammoniak-nitrogen substrat,

[X] = mikrobe celle koncentration,

[S] = substratkoncentration,

og y = biomasse udbytte.

Graden af ​​substratfjernelse har vist sig at være afhængig af temperatur-, pH- og DO-koncentrationen.

De typiske områder af design- og præstationsparametrene for de aktiverede slam type nitrifikationsenheder er:

De-nitrifikationsproces:

Biologisk reduktion af nitrit og nitrat i spildevand betegnes som nitrificering. Under denne proces bliver nitrit og nitrat for det meste reduceret til molekylært nitrogen og en del bliver inkorporeret i den syntetiserede biomasse. Generelt tilsættes methanol (CH30H) som et (carbon) supplement, når tilstrækkelige organiske carbonforbindelser ikke er til stede i en influenza.

Processen skal udføres i fravær af molekylært oxygen (til stede som DO). I denne forstand er processen anaerob. Stierne er dog nogle modifikationer af de aerobiske. Derfor kaldes processen undertiden som anoxisk proces eller anaerob respirationsproces.

De bakterier, der deltager i denne proces, er fakultative i naturen. Forskellige arter, såsom Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Flavobacterium, Micrococus, Proleus, Pseudomonas osv. Findes ofte at eksistere i en de-nitrifikationsenhed.

Det er allerede blevet nævnt, at en del af nitritnitratkvælvet inkorporeres i den syntetiserede biomasse under den nitrifikation, og den resterende del tager del i den anaerobe respirationsproces. Som følge heraf bliver de carbonforbindelser, der er til stede i spildevand, oxideret, og nitritnitrat reduceres til molekylært nitrogen og / eller nogle nitrogenoxider gennem forskellige trin. Processen kan være repræsenteret som

Det skal her bemærkes, at størstedelen af ​​nitrat og nitrit undergår reduktionsreaktionerne. De nitrifikationsreaktioner er reduktionsoxideringsreaktioner for fuldstændig reduktion af nitrit og nitrat i det mindste den støkiometriske mængde af nogle oxiderbare stoffer (organisk stof) skal være til stede. Hvis tilstrækkelig mængde oxiderbart organisk materiale ikke er til stede i en indflydelse, tilsættes methanol som et supplement. Når organisk materiale, der oprindeligt er til stede eller suppleret, er mere end den støkiometriske mængde, overskydes mængden aerobt efter af nitrifikationstrinet.

Det fremgår af den foregående diskussion, at proceshastigheden for nitrificering vil afhænge af koncentrationen af ​​både nitritnitratkvælstof [N] og organisk substrat [S].

Monod type ligningen for denne proces er udtrykt som:

Der er gjort en indsats for at evaluere de kinetiske parametre for nitrifikationsreaktionerne, nemlig μm, AW og K _s eksperimentelt. Designligninger er udviklet til reaktorer med suspenderet væksttype (CSTR) baseret på de ovennævnte kinetiske parametre. Designækninger for vedhæftede væksttypereaktorer (pakket seng) er også blevet udviklet. Nogle af disse ligninger er angivet i tabel 9.14. Det siger sig selv, at de kinetiske parametre i de-nitrifikationsprocessen skal evalueres eksperimentelt, da de er substratspecifikke.

1. Suspended Growth Type Reactor (CSTR med recirkulering)

Θ _C beregnet ved hjælp af Eq. (9, 59) baseret på en gennemsnitlig belastning multipliceres med en sikkerhedsfaktor for at opnå den faktiske 8 _C. Formålet med sikkerhedsfaktoren er at tage højde for den maksimale belastning / forbigående belastning, og den tages normalt som 2 til 2, 5.

2. Tilføj Væksttypereaktor (Pakket seng).

Faktorer, der påvirker de-nitrifikationsprocessen, er pH, temperatur og opløst oxygen (DO) koncentration. PH bør ligge mellem 6, 0 og 8, 0. Nitrifugeringshastigheden falder under pH og over 8, 0. En pH omkring 7 er at foretrække. En initial (influent) pH sænker end 7 udgør dog ikke noget problem, da der i processen frembringes alkalitet. Hvis et spildevand har tendens til at være mere alkalisk under behandlingen, bør pH-værdien reguleres således, at den ikke går ud over 8, 0.

Af nitrifikationshastigheden stiger med temperaturstigning. Nogle efterforskere har observeret, at hastigheden ligger på omkring 20 ° C. Denne proces er anaerob i naturen, idet dens hastighed bliver nul over en DO-koncentration på 1 mg / L

Udvælgelse af udstyr :

Deknitrifikation kan udføres enten i en reaktor med suspenderet væksttype (CSTR) eller i en vedhæftet væksttaktorreaktor. Da opløst oxygen hæmmer processen, skal der ikke komme luft ind. De gasser, der produceres under processen, især N ₂ og CO ₂, skal udluftes. Konstruktion og ydeevne parametre af ovennævnte type reaktorer er angivet i tabel 9.14 tabel.

Proces Sequencing:

Biologiske kvælstoffjernelsesprocesser klassificeres i to grupper, nemlig "enkeltstadium" eller "enkeltslam" og "to-trins" eller "toslam". En "single stage" -proces indebærer nitrifikations- og nitrifikationstrin, der udføres efter hinanden uden nogen slamklassificator / sedimenter mellem dem. Flere forskellige variationer af denne type behandlingssekvens er i mode. Et eksempel på "single stage process" er Bardenpho-processen, som er vist skematisk i figur 9.39.

Fordelen ved en 'enkeltstadieproces' er, at der ikke skal tilsættes nogen supplerende kulstofkilde (elektrondonor). De carbonholdige forbindelser, der oprindeligt er til stede i spildevand, virker som carbonkilden i enheden (1) og biomassen (cellerne), der produceres under det aerobiske trin (2), fungerer som carbonkilden i enheden (3) I en "to-fase proces 'den første enhed er en aerob (nitrifikations) enhed. Det efterfølges af en clarifier / bosætter. Den næste enhed er en anaerob enhed (de-nitrifikation). Det efterfølges af en anden klarer / bosætter.

I et sådant arrangement kan det være nødvendigt at tilsætte methanol som en carbonkilde (elektrondonor) til den anaerobe enhed. Hvis tilsat methanol er mere end den støkiometriske mængde, der kræves til nitrifikation, skal der tilvejebringes en yderligere aerob enhed imellem den anaerobe enhed og den endelige klarer for at reducere BOD-niveauet i det endelige udløb.

1. Aerobic nitrificeringsenhed,

2. Clarifier for aerob slam separering,

3. Anaerob denitrifieringsenhed,

4. Aerob enhed til fjernelse af resterende overskydende methanol, hvis det er nødvendigt

5. Præparat til endelig slamfjernelse.

Det skal her nævnes, at tilsætning af methanol i overskud (over den støkiometriske mængde) er nyttig til fuldstændig deitrifiering og for at opnå en højere de nitrifikationshastighed. Det skal påpeges, at når metanol tilsættes i stort overskud (sige ca. 3500 mg / l) virker det som en de-nitrifikationsinhibitor. Det er imidlertid sjældent nødvendigt at tilføje et stort overskud af methanol.

Fjernelse af biologisk fosfor :

Fosforforbindelser, der er til stede i spildevand, kan fjernes enten kemisk eller biologisk. Kemisk behandling betyder nedbør af fosfor som aluminiumphosphat / jernphosphat / calciumphosphat.

Biologisk behandling resulterer i inkorporering af fosfor i fosforakkumulerende celler. Fordelene ved den biologiske proces over den kemiske proces er reducerede kemiske omkostninger og mindre slamproduktion og bortskaffelse. Nogle gange anvendes en kombination af begge processer.

Den biologiske proces udføres i to faser. I første fase behandles en influenza anaerobt (τ ≈ 0, 5 til 1, 0 timer) med fosforakkumulerende organismer. I løbet af denne fase producerer og opbevarer disse organismer polyhydroxybutyrat (PHB) i cellerne som assimilerer acetater og udnytter energi fra transformation af ATP (adenosintrifosfat) til ADP (adenosindi-phosphat).

Som følge heraf frigives orthophosphat. I løbet af det næste aerobic stadium (SRT ≈ 2 til 4 dage) giver energi, der er produceret ved oxidation af PHB, cellerne mulighed for at afhente orthophosphat fra spildevand og konvertere og opbevare dem som polyphosphat. Nye celler produceret under aerobic fase optager også fosfor og opbevares som polyphosphat.

Figur 9.41 viser den grundlæggende proces skematisk.

Flere processer er blevet udviklet til at ændre den grundlæggende proces til samtidig fjernelse af kvælstof og fosforforbindelser biologisk fra spildevand. Et rutediagram af en sådan proces er vist skematisk i figur 9.42.

Når en spildevandsstrøm indeholdende både nitrogenholdige og fosforforbindelser underkastes aerob behandling, bliver de nitrogenholdige forbindelser oxideret til nitrit og nitrat. Den nitrificerede spiritus skal behandles anoxisk for de nitrifikation, da ellers ville det genanvendte aerobiske slam indeholdende nitritnitrat komme ind i den anaerobe enhed og ville undertrykke aktiviteten af ​​de phosphorakkumulerende organismer. Dette ville resultere i en reduktion af fosforfjernelseseffektiviteten af ​​hele processen.

Adsorption:

Det mest anvendte adsorbent til spildevandsbehandling er aktiveret kulstof, som enten kan være i pulverform eller granulær form. Når spildevand behandles med aktiverede carbonpartikler, kan de organiske forbindelser, der er til stede i spildevandet, blive adsorberet på partiklernes ydre og porøse overflader.

Fra adsorptionssynspunkt kan organiske forbindelser klassificeres i tre brede grupper, nemlig forbindelser med lav molekylvægt, middelmolekylvægt og forbindelser med høj molekylvægt. De lavmolekylære forbindelser, såsom benzen, toluen, xylen, lavkogende petroleumsfraktioner, iltede og chlorerede forbindelser med lav molekylvægt og lugtforbindelser betegnes som VOC, da de er mere flygtige.

Disse er forholdsvis dårligt adsorberede af carbonpartikler, og derfor vil den nødvendige masse af carbonpartikler være mere for deres fjernelse. Middelmolekylære organiske stoffer er relativt mindre volatile og højmolekylære organiske stoffer kan være ikke-flygtige.

Olier, fedt, polychlorerede carbonhydrider, chlorerede phenoler, pesticider, herbicider, farvestoffer, farvestoffer tilhører kulhydrider med høj molekylvægt. Disse adsorberes kraftigt af aktiverede carbonpartikler, og de kan derfor let fjernes fra spildevand ved adsorption.

Aktiveret kul, der anvendes til spildevandsbehandling, fremstilles ved carbonisering af kul, brunkul, kokosnøddeskal og nogle landbrugsrester. De carboniserede produkter behandles yderligere for at forbedre deres porøsitet og gøre dem mere aktive. Kul- og brunkulbaserede aktiverede carbonatomer kan være mikro porøse (porer 500 A ° diameter) type.

De mikro porøse carbonhydrider ville have en signifikant mængde mesoporer (porer 20 - 500 A ° diameter). Mikroporøse carbonatomer er gode til adsorption af organiske lavmolekylære midler, hvorimod makro porøse carbonhydrider er egnede til fjernelse af organiske medier til høj molekylvægt. Aktiverede kokosnødskulver er hovedsagelig mikro porøse (porediameter = 10A °), og de er fremragende til fjernelse af organiske lavmolekylære stoffer.

Når et spildevand er forurenet med både lavt og organisk materiale med høj molekylvægt, adsorberes sidstnævnte fortrinsvis. Som følge heraf fjernes organiske lavmolekylære stoffer dårligt, medmindre en relativt stor mængde kulstof anvendes.

Fra partikelstørrelsessynspunkt er aktivt kul klassificeret i to grupper, der er klassificeret, nemlig pulverformige (fine) carbonatomer og kulbrinter. Pulverformige kulsyre kan have en partikelstørrelse på mellem 5-50 μm og have et stort overfladeareal pr. Massemasse. En stor del af disse partikler går tabt under regenerering. Derfor bliver disse partikler meget ofte kasseret efter brug. Granuleret carbonpartikelstørrelse varierer mellem 0, 1 og 2, 5 mm. Disse regenereres og genanvendes.

Tilstedeværelsen af ​​uorganiske salte i spildevand kan forårsage dårlig adsorption af organiske stoffer på grund af udfældning af de svagt opløselige uorganiske stoffer på partikeloverfladerne, der fører til poreblokering. Alvorlig nedbør kan føre til klumpning af carbonpartikler, hvilket ikke kun vil reducere adsorptionskapaciteten, men kan gøre kulpartiklerne uegnede til regenerering.

Potentialet for denne trussel kan konstateres ved at estimere Langelier-indekset. En positiv værdi af Langelier-indekset vil indikere eksistensen af ​​et sådant problem. I en sådan situation ville det være bedre at fjerne de uorganiske salte forud for udførelsen af ​​en adsorptionsoperation.

Når biomasse og / eller andre partikelformige stoffer er til stede i en spildevandsstrøm, vil de blive akkumuleret i en adsorberkolonne. Opbygning af sådanne faste partikler ville give anledning til højere trykfald over en søjle. Dette ville kræve hyppig tilbagespoling, hvilket ville reducere kulstoflejetid. For at overvinde et sådant problem bør et filter gå forud for en carbon adsorber.

Inden du vælger installation af en adsorber, er det nødvendigt at kontrollere dets gennemførlighed. Målsætningerne for vurdering af gennemførlighed bør være (1) at vælge en egnet type aktivt kul, og (2) indsamle data til designformål.

Forundersøgelser kan udføres ved hjælp af en af ​​følgende metoder:

(a) At indsamle adsorptionsligevægtsdata fra forskellige kilder,

(b) For at eksperimentelt evaluere adsorptionsisotermen for hver specificeret carbon-spilvandskombination,

c) at udføre småskala søjleforsøg,

d) at gennemføre forsøgsforsøg.

Tilgange (c) og / eller (d) ville give mere pålidelige oplysninger, mens tilgangene (a) eller (b) ville give nogle foreløbige oplysninger.

Selvfølgelig skal der før en gennemførlighedsundersøgelse foretages en analyse af de forurenende stoffer (forurenende stoffer), der er til stede i en spildevandsstrøm.

Proces Beskrivelse:

Behandling med pulveriseret kulstof:

Behandling af spildevand med pulveriseret kulstof udføres kun i en batch mode, da trykfaldet over en søjle pakket med sådanne partikler ville være højt. Generelt anvendes en omrørt beholder til en sådan proces. Den nødvendige mængde kulstof og varigheden af ​​en batchoperation estimeres eksperimentelt.

Efter behandling fjernes partiklerne fra det behandlede spildevand ved filtrering. Da regenerering og genanvendelse af de brugte partikler ikke kan være økonomiske, bortskaffes de hensigtsmæssigt. Denne proces kan anvendes, hvis pulverformigt kulstof er til rådighed til en lav pris, eller hvis mængden af ​​spildevand, der skal behandles, er ret lille.

Behandling med granulær carbon:

Til behandling af spildevandsstrøm med granuleret aktiveret kulstof kan en hvilken som helst af de følgende typer udstyr anvendes:

(i) en pakket seng,

(ii) En udvidet (udvidet) seng og

(iii) en bevægelig seng

Gennem en pakket seng kan spildevand strømme enten nedad eller i opadgående retning. Gennem en udvidet seng er strømmen i opadgående retning. I en bevægelig seng er strømmen modstrøms, det vil sige spildevand strømmer opad og carbonlejet bevæger sig nedad.

Sengen er anbragt i en lodret cylindrisk søjle, som er forsynet med en sengunderstøtning nær bunden. En pakket / en udvidet seng betjenes i en semi-batch-tilstand, det vil sige, når sengen bliver mættet med adsorbatet, tages den ud for kulstofregenerering. I tilfælde af en bevægelig seng fjernes nogle af de brugte partikler periodisk fra bunden, og nogle friske / regenererede partikler tilsættes øverst. En sådan seng betjenes i kontinuerlig tilstand.

I en pakket seng under adsorption ville der ikke være nogen slid af partiklerne, da de ikke ville bevæge sig rundt. Imidlertid kan der under tilbagesvampning (hvis en påvirkning indeholder suspenderede faste stoffer) være noget afslag og tab af bøder. I en udvidet seng eller en bevægelig seng ville udslip af partikler finde sted, og derfor ville der være tab af bøder. En udvidet seng drives med en højere opadgående hastighed for at holde partiklerne ophængt. Dette øger massoverførselshastigheden, og processen bliver derfor mere effektiv.

Spildevand behandles normalt i pakkede adsorptionskolonner arrangeret enten i serie eller parallelt. Når kolonnerne er arrangeret i serie, anvendes tre kolonner. To kolonner forbliver på linje på et hvilket som helst tidspunkt, og en tredje kolonne efter regenereringsbehandling forbliver som standby. Ledningsadsorberingen betjenes, indtil gennembrud forekommer. I denne periode fungerer den anden kolonne som en polering (sikkerhedskopi) søjle.

Når først den første søjle når gennembrudsgrænsen, isoleres den til kulstofregenerering, og den anden søjle anvendes som blykolonnen. Standby-søjlen forbindes derefter i serie, og den fungerer som poleringskolonnen.

Et sådant arrangement kræver ikke meget hyppig overvågning af spildevandet fra blykolonnen. Når kolonner betjenes parallelt, kræves der ikke nogen sikkerhedskopieringskolonne, men meget hyppig overvågning af spildevand fra en kolonne skal udføres for at undgå driften ud over gennembrudsgrænsen.

Carbon Regeneration :

Granulerede carbonpartikler kan regenereres enten ved dampstripping in situ eller ved luftoxidation efter fjernelse af partiklerne fra en udtømt kolonne. Adorbater med lavt og medium molekylvægt kan fjernes ved dampstripping. Under dampstripping kan en vis del af adsorbatet forblive adsorberet. Denne resterende del betegnes som "hælen". Dette resterende adsorbat reducerer "arbejdskapacitet" for en kolonne.

Reduktion af 'hæl' kan opnås enten ved langvarig dampning ved anvendelse af damp ved en højere temperatur. Adsorbenter med høj molekylvægt er ikke egnet til dampstripping. Disse fjernes ved hjælp af luftoxidation, hvorved adsorbenterne bliver oxideret. Under denne proces kan overfladerne af carbonpartiklerne undergå en oxidation i en vis grad, hvilket resulterer i et tab af masse af partiklerne.

Membranseparationsprocesser :

En membranseparationsproces opdeler en tilstrømningsdamp i to strømme, nemlig en retentat / koncentrat / afstødningsstrøm og en permeat / magelstrøm. Permeatstrømmen vil indeholde meget lidt af de opløste stoffer, som er til stede i influenten, medens retentatet ville være en koncentreret opløsning af opløste stoffer.

Når en spildevandsstrøm udsættes for en passende membranseparationsproces, forringes de forurenende stoffer deri heller ikke eller omdannes til uskadelige stoffer, men de er koncentreret i retentatstrømmen.

Hjertet i en membraneseparationsenhed er en komponent, der betegnes som en membran. En membran kan defineres som et stof, som når det er i kontakt med et fluid tilbageholder eller optager fortrinsvis nogle af de bestanddele, der er til stede i væsken, og tillader nogle andre bestanddele at passere gennem membranen eller forblive uforstyrret.

Tilstanden af ​​aggregering af en membran kan være fast eller flydende eller gel. En fast membran kan være en uorganisk film eller en polymerfilm. En flydende membran skal være ublandbar med væskeformen, som nogle opløste stoffer fortrinsvis skal fjernes. Uorganiske film-, væske- og gelmembraner har begrænsede anvendelsesområder, mens polymermembraner har meget bredere anvendelsesområder.

En polymer membran kan være enten porøs eller ikke-porøs. Drivkraften af ​​processerne, der anvender en polymer membran, er i de fleste tilfælde trykgradient. Ved en trykdrevet separationsproces bliver membranerne forurenet på grund af aflejring af de tilbageholdte bestanddele på deres overflader. De bliver også komprimeret på grund af det super-etablerede tryk. På grund af disse virkninger falder permeationshastigheden med tiden.

Det skal her påpeges, at når en membranseparationsproces anvendes til behandling af en spildevandsstrøm, vil retentatet indeholde de fleste forurenende stoffer, og det samme skal behandles yderligere for at reducere forurenende stoffer.

Membraner generelt er dyre og har kort levetid. Desuden er driftsomkostningerne (strøm) forholdsvis høje. Derfor anvendes normalt membranseparationsprocesser ikke til behandling af spildevandsstrømme, medmindre målet er at genvinde nogle værdifulde materialer fra en spildevandsstrøm eller at genvinde permeatet til genbrug.

Membranseparationsprocesser er klassificeret som mikrofiltrering (MF), ultrafiltrering (UF), Nano-filtrering (NF), omvendt osmose (OR), dialyse, elektrodialyse og gask separering. I tabel 9.15 er de karakteristika, begrænsninger og andre fremtredende træk ved disse processer opført.

Membran Materiale:

Forskellige typer af organiske polymere membraner er kommercielt tilgængelige. Membraner fremstillet af celluloseacetat, aromatisk polyamid, acryloalkylpolyamid, polyvinylholico, polycarbonat, polysulfon, polyacrylonitril, polyethylen, polypropylen, polytetrafluorethylen osv. Er tilgængelige.

Valg af membranmaterialet i en given situation afhænger af følgende faktorer:

1. Målet,

2. De bestanddele, der skal opbevares

3. De øvrige bestanddele, der er til stede,

4. Influens pH, og

5. Omkostningerne.

Proces Beskrivelse:

Mikrofiltrering (MF):

Mikrofiltreringsmembraner er porøse. Porestørrelsen ligger mellem 0, 02-2 μm. Beholderpartiklerne (fine partikler og kolloider) samt bakterier og andre mikroorganismer, herunder nogle vira.

Permeatet fra en sådan proces vil indeholde opløste uorganiske og organiske ioner og molekyler og vira (mindre end 0, 02 μm i lineær dimension) og selvfølgelig bærervæsken (vand). Processen kan anvendes til forbehandling af spildevand forud for nanofiltrering eller omvendt osmose. Det bruges nogle gange som en del af en membran bio-reaktor (MBR) enhed.

Mekanismen for adskillelse af denne proces er overfladefiltrering / sigtning. Partiklerne større end porerne bevares. Disse membraner oplever både intern såvel som ekstern fouling. Interfouling forekommer på grund af binding af partikler i porerne og adsorption / udfældning på membranoverfladen. Ekstern fouling tager palads som et resultat af dannelse af et stagnerende lag af partikler båret til membranoverfladen ved hjælp af den permeerende strøm og bevares af membranen. Mikrofiltreringspermeatfluxen er højere end ultrafiltrering, nanofiltrering og omvendt osmose. Det er et lavtryksproces.

Ultrafiltrering (UF):

Dette er også et lavtryksproces; I dette tilfælde er trykgradienten imidlertid mere end den til mikrofiltrering. UF membraner er porøse som MF membraner. Porestørrelsen er mindre. Disse membraner tillader vand, opløst uorganisk og opløst mindre organiske molekyler at passere igennem. Faktisk afhænger membranen (porestørrelsen) i en specifik situation af den mindste molekylvægtsart, der skal tilbageholdes.

Det er kendetegnet ved 'molekylvægt afskåret (MWCO) indeks. Afvisningen af ​​en membran er ikke afhængig af MWCO alene, men også på strukturen (forgrening) af de opløste molekyler. Fouling og koncentrationspolarisering af UF membraner er mere alvorlige end dem for MF membraner. Permeatfluxen og trykgradienten afhænger af membranporestørrelsen. Ultrafiltrering anvendes generelt til fremstilling af genbrugsvand med høj renhed.

Nano-filtrering (NF):

Nano-filtrering er kendt som 'løs RO'. Det er i stand til at fjerne partikler så små som 0, 001 pm, såsom organiske forbindelser med høj molekylvægt, anioner med højere ladninger (multivalente metalioner) og selvfølgelig mikrober, herunder vira. Permeatet (vand) er af god kvalitet. Det kræver ikke meget desinfektionsbehandling. Trykgradienten for NF er mindre end den for RO men mere end for NF og UF.

Omvendt osmose (RO):

Af de forskellige membranseparationsprocesser, der anvendes til behandling af forurenet vand, producerer omvendt osmose vand af bedste kvalitet. Membranerne anvendt til RO betegnes som anisotropiske (asymmetriske) ikke-porøse membraner. En sådan membran har tre lag: en tæt overfladehud, et mellemlag og et porøst baselag. Huden forårsager faktisk adskillelse, mens de to andre lag giver mekanisk støtte til huden.

Huden ser ud til at være ikke-porøs, når den undersøges under et scanningselektronmikroskop. Skindene af sådanne membraner har spredte små defekter (udviklet under produktionen). Gennem disse defekter finder lækage af influensa (foder) sammen med opløste stoffer sted. Da membranerne er ikke-porøse typer, behøver en væsentlig stor trykforskel at blive fastholdt over membranerne.

Forskellige modeller er blevet foreslået for at forklare omvendt osmose fænomen. Disse er af to typer:

(a) Ikke-porøs løsningsmodel, og

(b) Porøs transportmodel. Nogle andre modeller er også blevet foreslået. Men ingen af ​​disse er i stand til at redegøre for alle de eksperimentelle observationer.

Omfanget af afvisning af uorganiske (ioniske) stoffer har vist sig at afhænge af ionernes valens. Det øges med stigningen i valensen. Graden af ​​afvisning af organiske molekyler afhænger af deres størrelse, membran (polymer) type og dens struktur.

RO membraner er også modtagelige for fouling som MF og UF membraner. Gennemtrængningsgraden (vand) i en RO-proces er meget mindre sammenlignet med dem i MF- og UF-processerne. Desuden bliver RO-membranen underkastet et højere driftstryk komprimeret med tiden, hvilket resulterer i et progressivt fald i permeatflux. En RO-proces bør foregå ved processer som dybdefiltrering / mikrofiltrering / ultrafiltrering for at reducere membranfouling på grund af akkumulering af partikler og store molekyler på membranoverfladen.

Dialyse:

Dialyseprocessen anvendes til at fjerne nogle specifikke opløste stoffer fra en influenzestrøm og ikke at opdele den i en retentat og en permeatstrøm, som det gøres i membranseparationsprocesserne. Den anvendte membran er en homogen porøs en. Porestørrelsen i en bestemt situation vil afhænge af det opløste molekylstørrelse, som man gerne vil fjerne fra en influent.

Under dialyse finder transport af opløste stoffer sted over en membran på grund af deres koncentrationsgradient og ikke på grund af trykgradient. Opløsningsmiddelpermeation over membranen forhindres. Til udførelse af en dialyseproces laves en påvirkning til at strømme over en membranoverflade, mens en anden strøm (dialysatet) strømmer over den anden overflade.

Dialysatet tjener to formål:

(i) Forhindrer massestrøm af opløsningsmidlet over membranen og

(ii) Den modtager det eller de opløste stoffer, som migrerer (diffus) gennem membranen.

Dialysatsammensætningen bør være sådan, at den ville have det samme osmotiske tryk som for influensa. Dette ville forhindre massestrøm af opløsningsmidlet over membranen. Diffusionshastigheden af ​​det opløste molekyle gennem membranen vil afhænge af dets størrelse og dets koncentration over membranen. Denne proces anvendes ikke til behandling af spildevand. En velkendt anvendelse af dialyseprocessen er blodrensning.

Elektro dialyse:

Elektrodialyse svarer noget til dialyseprocessen i den forstand, at den ikke er trykdrevet. Denne proces udføres ved at opretholde en DC elektrisk potentiel gradient over en samling af membranceller placeret parallelt. Det er i stand til at fjerne kun ioniske bestanddele 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.

Reaktionerne kan være repræsenteret 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:

Oxidation:

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

Desinfektion:

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.