Tertiär behandling av spillvatten (med diagram)

Läs den här artikeln för att lära dig mer om tertiär behandling av avloppsvatten. De tertiära behandlingsmetoderna är: 1. Filtrering 2. Luft- / ångstrimning 3. Biologiska processer 4. Adsorption 5. Membranseparationsprocesser 6. Ionbytesprocess 7. Nedbörd 8. Oxidering och reduktion och 9. Desinfektion.

Efter lämplig primär och sekundär behandling kan avloppsvatten fortfarande innehålla vissa eller var och en av följande föroreningar:

Suspenderade partiklar,

Upplösta organiska ämnen, såsom oreagerade biologiskt nedbrytbara, rekalbiterbara biologiska nedbrytbara ämnen,

Ej biologiskt nedbrytbara organiska ämnen,

Lukt- och färgämnen,

Upplösta oorganiska ämnen, och

Mikroorganismer inklusive patogener.

Behandlingsmetoderna som används för minskning av ovan nämnda föroreningar betecknas som tertiära behandlingsmetoder. Dessa metoder och deras effektivitet anges i tabell 9.13

Valet av ett behandlingsschema, det vill säga de behandlingsmetoder som skall användas och deras sekvensering skulle bero på de föroreningar som föreligger i en avloppsvattenström, deras koncentration och huruvida det behandlade utflödet skall återanvändas eller bortskaffas.

De olika behandlingsmetoder som anges i tabell 9.13 beskrivs kortfattat nedan.

Filtrering:

Det är ofta nödvändigt att använda filtreringsoperation som en del av det tertiära behandlingsschemat för avlägsnande av mycket finhängda partiklar från en avloppsvattenström. Som en del av primärbehandlingen och efter sekundär behandling avlägsnas majoriteten av suspenderade partiklar genom sedimentering. På liknande sätt avlägsnas fällningen genom sedimentering efter utfällningsprocessen.

Sedimenteringsoperationen kan ta bort fina fasta partiklar, men mycket fina partiklar kan fortfarande förbli suspenderade. Sådana partiklar måste avlägsnas från en avloppsvattenström om samma behandling vidarebehandlas genom förfaranden, såsom adsorption, jonbyte, membranseparation, desinfektion etc. Fina suspenderade partiklar störa utförandet av ovan nämnda processer. För avlägsnande av suspenderade partiklar efter sedimentering utsätts en ström i allmänhet för filtrering.

Utrustningen, som kan användas för avlägsnande av fina och mycket fint suspenderade fasta partiklar genom filtrering, är granulärt mediefilter, mikrofiltret, roterande trumfiltret, skivfiltret och membranfiltret. Av dessa är ett granulärt mediefilter det billigaste. Kriterierna för urval av en filtertyp i en given situation är koncentrationen och storleken hos de suspenderade partiklarna, strömflödet och borttagningsgraden.

Luft- / ångborttagning :

Stripping operation kallas också desorption. I denna operation överförs upplösta lösta ämnen, såsom gaser och flyktiga vätskor, från en vätskefas till en gas / ångfas. De överförda lösningarna behöver ytterligare behandling för återvinning och / eller bortskaffande.

Ångsprutning av avloppsvatten kan användas om koncentrationen av lösningsmedel (förorenande) är relativt hög. Det andra kriteriet för val av ångdämpningsoperationen är att de närvarande föroreningarna bör vara mycket flyktiga, det vill säga de bör ha låg kokpunkt.

I denna process bringas levande ånga i kontakt med avloppsvatten, vilket medför att vattentemperaturen ökar och föroreningarna skulle förflyta. En blandning av den åstadkommande ångan och ångan framställs som kondenseras.

Kondensatet ska behandlas ytterligare för återvinning av lösningsmedel (om det är värdefullt) eller för destruktion. En packad kolonn kan användas för denna operation, över vilken en förorenande bäravlopp införs. Ånga införs vid basen av en sådan kolonn. Denna process skulle vara genomförbar om de återvunna lösningarna är värdefulla.

Om koncentrationen av föroreningar är låg och de inte har något marknadsvärde, kan luft användas för avdrivning istället för ånga. Luftstrippning kan appliceras för avlägsnande av föroreningar, såsom löst ammoniak och / eller flyktiga organiska föreningar. Utrustningen som används för luftstrippning är en packad kolumn som arbetar mot aktuell tid.

Luftströmmen som lämnar kolonnen vid toppen skulle innehålla föroreningarna och kan följaktligen inte tömmas till atmosfären som sådan. Strömmen ska behandlas med någon eller en kombination av följande processer: kylning (kondensation), skrubbning, termisk / katalytisk oxidation, koladsorption. Det bör här påpekas att om en avloppsvattenström som innehåller ammoniumsalter skall avluftas; Det ska först behandlas med kalk för att producera fri ammoniak.

Designmetod :

I de flesta fall av avluftningsoperationer skulle föroreningsmedlets koncentration i avloppsvatten vara låg, vilket innebär att avloppsvattnet kan anses vara en utspädd lösning.

För en sådan lösning regleras jämviktsförhållandet (mellan en gasfas och den jämviktiga vätskefasen) av Henriks lag, som kan uttryckas som:

y e = mx e .................. (9.91)

där m = jämviktskonstant,

x e = koncentration av flytande faslösning vid jämvikt, uttryckt i molfraktion, och

y e = koncentration av gasfaslösning vid jämvikt uttryckt i molfraktion.

Det numeriska värdet av jämviktskonstanten m beror på det gaslösliga vätskesystemet, dess temperatur och tryck. Det är oberoende av koncentrationen av flytande faslösning vid låg koncentration.

Mycket ofta är molekylvikten / medelmolekylvikten för de föroreningar som finns i avloppsvatten kanske inte kända, därför måste jämviktsrelationen modifieras som

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

där x 'och y' står för koncentrationen av föroreningar i vätskefasen respektive gasfasen och uttryckt i ppm, det vill säga mg / l-enheten.

Den packade höjden ZO hos en sådan kolonn kan uppskattas med användning av ekv. (9, 93).

Där a = förpackningsytan per enhet packad volym (dess numeriska värde beror på typen och storleken på den förpackning som ska användas)

A = L / m 'G,

G = lufthastighet i m 3 / h. 2

K L = Vätskefasmassöverföring samverkande i lämplig enhet,

L-vätskefrekvens i m-Vhr.m 2

m '= jämviktskonstant, ekv. (9, 92),

x '= koncentration av vätskefasföroreningar i ppm-enhet.

Den packade höjden Z 0 och tornets tvärsnittsarea kan beräknas genom följande steg:

1. En lämplig typ av förpackning och dess storlek väljs.

2. Minsta luftflödeshastighet beräknas med relationen:

Gmin = Q / m 'i m3 / h

= Minsta totalluftshastighet i m 3 / h vilket resulterar i Y ½ i jämvikt med X ½

Q = Total avloppsvattenflöde i m 3 / h.

3. En faktisk luftflödeshastighet G faktiskt / antas så att Gactual> Gmin

Det bör noteras här att ett högre värde av G faktiskt skulle innebära en större kolonn Tvärsnittsarea och en kortare packad höjd.

4. Baserat på det antagna G faktiska <L / G-förhållandet beräknas med hjälp av relationen

Q / G faktiskt = L / G

5. Beräkning av det beräknade värdet av L / G-förhållandet och informationen om överskridande egenskaper hos den valda förpackningen (i standardmassageöverföringsböcker) beräknas ett lämpligt numeriskt värde av G.

6. Beräknat på det beräknade värdet av L / G-förhållandet och det uppskattade värdet på G beräknas det numeriska värdet för L.

7. Tvärsnittsarean av tornet A c utvärderas som, A c = Q / L

8. Slutligen beräknas den kolonnförpackade höjden Z Q med hjälp av ekv. (9, 93).

Det måste påpekas att designproceduren som beskrivs ovan bygger på två godtyckligt utvalda faktorer enligt nedan:

1. En förpackningstyp och dess storlek,

2. Ett antaget värde av G faktiskt-

Därför är det önskvärt att optimera kolonnstorleken (tvärsnittsarea och packad höjd) genom att minimera den totala kostnaden, det vill säga summan av initialkostnaden och driftskostnaden (pumpkostnaden).

Biologiska processer :

Efter sekundär behandling kan organiska ämnen som fortfarande finns i en avloppsvattenström vara huvudsakligen motstridiga biologiskt nedbrytbara och icke-biologiskt nedbrytbara. Annat än vissa organiska kväve och fosforföreningar kan också vara närvarande. Dessa kan avlägsnas genom biologisk behandling. Dessa föreningar benämns ofta växtnäringsämnen eftersom de främjar tillväxt av vattenväxter när en avloppsvattenström innehållande dessa föreningar släpps ut i en vattenkropp.

Kväve- och fosforföreningar som finns i avloppsvatten kan också minskas med andra metoder än biologiska metoder.

Biologisk behandling av kväveföreningar :

Både oorganiska och organiska kvävehaltiga föreningar som är närvarande i avloppsvatten kan minskas genom biologiska metoder. Behandlingsprocessen utförs i två på varandra följande steg, nämligen ett aerobt steg och ett anaerobt steg. Dessa steg kan utföras under den sekundära behandlingen i sig. Det bör nämnas att specifika organismer är nödvändiga för aerob och anaerob behandling av kväveföreningar, och stegen måste genomföras i separata reaktorer.

Nitrifikationsprocess :

Under aerob behandling av avloppsvatten hydrolyseras först de komplexa kolhaltiga och kväveformiga föreningarna till enklare molekyler, vilka därefter oxideras. De kväveföreningar som ursprungligen förekommer i avloppsvatten och de som tillsättes, om någon, under sekundär behandling som tillägg används delvis för syntes av nya celler och de återstående delarna omvandlas till ammoniumföreningar.

Dessa föreningar får därefter oxideras till nitrit (NO 2 - ) och nitrat (NO 3 - ) i närvaro av vissa specifika organismer (Nitrosomonas och Nitrobacter bakterier). Dessa bakterier är autotrofer. Reaktionerna kallas som nitrifikationsreaktioner och de är långsammare än kolhaltiga oxidationsreaktionerna. Under nitrifiering sker inte bara oxidation (energiproducerande) reaktioner, men nya mikrobiella celler syntetiseras också. Reaktionerna kan sammanfattas som under.

Oxideringsreaktioner:

Det bör här påpekas att nitrifikationsprocessen inte omvandlar kväveföreningarna till några oskadliga ämnen men oxiderar en del av dem till nitrit och nitrat. Den andra delen assimileras i biomassa.

Nitrifikationsprocessen är känslig för pH-förändring och DO-koncentration. Det hämmas av en mängd olika organiska och oorganiska föreningar. I frånvaro av inhibitorer och vid en DO-koncentration sker högre än 1 mg / L biokemisk oxidation av kolhaltiga och kvävehaltiga föreningar samtidigt. Detta kallas en enstegsprocess. När organiska hämmare är närvarande oxideras de kolhaltiga föreningarna först och därefter utförs nitrifikation i en andra reaktor.

Nitrifikationsprocessen kan utföras antingen i en suspenderad organismreaktor, såsom en aktiverad slamsenhet eller i en fastfilmreaktor, som ett trickfiltret eller en roterande biologisk kontaktor. En nitrifikationsenhet kan utformas på samma sätt som för en aerob enhet med användning av nitrifikationskinetiska parametrar. De numeriska värdena för dessa parametrar kan antingen uppskattas experimentellt i en given situation eller erhållas från den publicerade litteraturen.

Nitrifikationshastighetsdata har korrelerats med användning av Monods tillvägagångssätt som ges nedan:

där r s = ammoniak-kväve substrat avlägsnandehastighet,

[X] = mikrobe-cellkoncentration,

[S] = substratkoncentration,

och y = biomassa utbyte.

Graden av substratavlägsnande har visat sig vara beroende av temperatur-, pH- och DO-koncentrationen.

De typiska områdena för konstruktion och prestanda parametrar för nitrifikationsenheterna för aktiverad slamtyp är:

De-nitrifikationsprocess:

Biologisk reduktion av nitrit och nitrat i avloppsvatten kallas nitrifikation. Under denna process blir nitrit och nitrat oftast minskat till slut till molekylärt kväve och en del införlivas i den syntetiserade biomassen. Vanligtvis tillsättes metanol (CH3OH) som ett (kol) tillskott när tillräckliga organiska kolföreningar inte är närvarande i en influensa.

Processen ska utföras i frånvaro av molekylärt syre (närvarande som DO). I detta avseende är processen anaerob. Banorna är emellertid några modifieringar av de aeroba, varför processen ibland kallas anoxisk process eller anaerob respirationsprocess.

Bakterierna, som deltar i denna process, är fakultativa i naturen. Olika arter, såsom Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Flavobacterium, Micrococus, Proleus, Pseudomonas, etc., förekommer ofta sameksistera i en de-nitrifikationsenhet.

Det har redan nämnts att en del av nitritnitratkvävet införlivas i den syntetiserade biomassen under den nitrifikation och den återstående delen deltar i den anaeroba andningsförloppet. Som ett resultat blir de kolföreningar som finns i avloppsvatten oxiderade och nitritnitrat reduceras till molekylärt kväve och / eller några kväveoxider genom olika steg. Processen kan representeras som

Det bör noteras här att huvuddelen av nitrat och nitrit genomgår reduktionsreaktionerna. Deitrifieringsreaktioner är reduktionsoxideringsreaktioner, för fullständig minskning av nitrit och nitrat, åtminstone den stökiometriska kvantiteten av vissa oxiderbara ämnen (organiskt material) måste vara närvarande. Om tillräcklig mängd oxiderbar organisk substans inte är närvarande i en influens, tillsätts metanol som ett tillägg. När organiskt material som ursprungligen är närvarande eller kompletterat är mer än den stökiometriska mängden, överskreds det överskottsmängder aerobt efter av nitrifieringsteget.

Av ovanstående diskussion är det uppenbart att avenitrifikationsprocesshastigheten skulle bero på koncentrationen av både nitritnitratkväve [N] och organiskt substrat [S].

Monod typ ekvationen för denna process uttrycks som:

Försök har gjorts för att utvärdera de kinetiska parametrarna för di-nitrifikationsreaktionerna, nämligen μm, AW och K s experimentellt. Designekvationer har utvecklats för reaktorer med suspenderad tillväxt typ (CSTR) baserat på ovan nämnda kinetiska parametrar. Designekvationer för bifogade tillväxttypsreaktorer (packad bädd) har också utvecklats. Några av dessa ekvationer anges i tabell 9.14. Det är självklart att de kinetiska parametrarna för de-nitrifikationsprocessen ska utvärderas experimentellt eftersom de är substratspecifika.

1. Suspended Growth Type Reactor (CSTR med återvinning)

Θ C beräknad med ekv. (9, 59) baserat på en genomsnittlig belastning bör multipliceras med en säkerhetsfaktor för att få den faktiska 8 C. Syftet med säkerhetsfaktorn är att ta hand om toppbelastningen / övergående belastning och det är vanligtvis taget som 2 till 2, 5.

2. Anslut växttypsreaktorn (förpackad säng).

De faktorer som påverkar de-nitrifikationsprocessen är pH, temperatur och upplöst syre (DO) -koncentration. PH bör ligga mellan 6, 0 och 8, 0. De-nitrifikationshastigheten minskar under pH och över 8, 0. Ett pH runt 7 är att föredra. Ett initialt (influens) pH sänker än 7 utgör emellertid inget problem, eftersom alkaliniteten produceras under processen. Om ett spillvatten tenderar att vara mer alkaliskt under behandlingen, bör dess pH regleras så att det inte går utöver 8, 0.

De-nitrifikationshastigheten ökar med temperaturökning. Några utredare har observerat att taktenivåerna ligger utanför omkring 20 ° C. Denna process är anaerob i naturen sin hastighet blir noll över en DO-koncentration av 1 mg / L

Utrustning urval :

De-nitrifikation kan utföras antingen i en reaktor med suspenderad tillväxttyp (CSTR) eller i en vidhäftad tillväxttypsreaktor. Eftersom upplöst syre hämmar processen bör det inte förekomma luft. De gaser som produceras under processen, främst N 2 och CO 2, bör ventileras. Design- och prestandaparametrarna för de ovan nämnda typreaktorerna är listade i tabell 9.14 tabell.

Processsekvensering:

Biologiska kväveavlägsnandeprocesser klassificeras i två grupper, nämligen "enkelsteg" eller "enkelslam" och "tvåstegs" eller "tvåslam". En process med "enstegs" innebär att nitrifikations- och nitrifieringsstegen utförs i följd utan att någon slamklassificerare / sedimenterare finns mellan dem. Flera olika variationer av denna typ av behandlingssekvens är i modet. Ett exempel på "enstegs process" är Bardenpho-processen, vilken visas schematiskt i figur 9.39.

Fördelen med en "enstegs-process" är att ingen extra kolkälla (elektrondonor) ska tillsättas. De kolhaltiga föreningar som ursprungligen förekommer i avloppsvatten verkar som kolkälla i enheten (1) och biomassan (cellerna) som produceras under det aeroba steget (2) verkar som kolkälla i enheten (3) I en "tvåstegs process "den första enheten är en aerob (nitrifikations) enhet. Det följs av en klarare / bosättare. Nästa enhet är en anaerob (de-nitrifikationsenhet) enhet. Det följs av en annan klarare / bosättare.

I ett sådant arrangemang kan det vara nödvändigt att tillsätta metanol som en kolkälla (elektrondonor) till den anaeroba enheten. Om tillsatt metanol är mer än den stökiometriska mängd som erfordras för nitrifikation, skall en ytterligare aerob enhet tillhandahållas mellan den anaerobe enheten och slutförklararen för att reducera BOD-nivån i det slutliga utflödet.

1. Aerobisk nitrifieringsenhet,

2. Klarare för aerob slamavskiljning,

3. Anaerob avenitrifikationsenhet,

4. Aerobic Unit för borttagning av resterande överskott av metanol, om det behövs,

5. Clarifier för slutlig slamavlägsnande.

Det bör nämnas här att tillsats av metanol i överskott (över den stökiometriska mängden) är till hjälp för fullständig de-nitrifikation och för att uppnå en högre de-nitrifikationshastighet. Det bör påpekas att när metanol tillsätts i stort överskott (t ex ca 3500 mg / l) verkar det som en de-nitrifikationsinhibitor. Det är dock sällan nödvändigt att tillsätta en stor mängd metanol.

Biologisk fosforborttagning :

Fosforföreningar som finns i avloppsvatten kan avlägsnas antingen kemiskt eller biologiskt. Kemisk behandling innebär utfällning av fosfor som aluminiumfosfat / järnfosfat / kalciumfosfat.

Biologisk behandling resulterar i införlivande av fosfor i fosforackumulerande celler. Fördelarna med den biologiska processen över den kemiska processen är minskad kemisk kostnad och mindre slamproduktion och bortskaffande. Ibland används en kombination av båda processerna.

Den biologiska processen utförs i två steg. I det första steget behandlas en influens anaerobt (τ ≈ 0, 5 till 1, 0 h) med fosforackumulerande organismer. Under detta stadium producerar och lagrar dessa organismer polyhydroxybutyrat (PHB) i cellerna som assimilerar acetater och utnyttjar energi från transformation av ATP (adenosintrifosfat) till ADP (adenosindi-fosfat).

Följaktligen frigörs ortofosfat. Under nästa aerobsteg (SRT ≈ 2 till 4 dagar) gör energi som produceras genom oxidation av PHB cellerna att hämta ortofosfat från spillvatten och omvandla och lagra dem som polyfosfat. Nya celler som produceras under aerobsteget upptar också fosfor och lagras som polyfosfat.

Figur 9.41 visar den grundläggande processen schematiskt.

Flera processer har utvecklats modifiering av grundprocessen för samtidig avlägsnande av kväve och fosforföreningar biologiskt från avloppsvatten. Ett flödesschema för en sådan process visas schematiskt i figur 9.42.

När en avloppsvattenström som innehåller både kväve och fosforföreningar utsätts för aerob behandling får de kväveformiga föreningarna oxideras till nitrit och nitrat. Den nitrifierade vätskan måste behandlas anoxiskt för av nitrifiering, eftersom annars det återvunna aeroba slammet innehållande nitritnitrat skulle komma in i den anaeroba enheten och skulle undertrycka aktiviteten hos de fosforackumulerande organismerna. Detta skulle resultera i en minskning av fosforborttagningseffektiviteten hos hela processen.

Adsorption:

Den mest använda adsorbenten för avloppsvattenbehandling är aktivt kol, vilket kan vara antingen i pulverform eller i granulär form. När avloppsvatten behandlas med aktiverade kolpartiklar kan de organiska föreningar som finns i spillvatten adsorberas på partiklarnas yttre och porösa ytor.

Från adsorptionssynpunkt kan organiska föreningar klassificeras i tre breda grupper, nämligen föreningar med låg molekylvikt, medelmolekylvikt och föreningar med hög molekylvikt. De lågmolekylära föreningarna, såsom bensen, toluen, xylen, lågkokande petroleumfraktioner, syreformiga och klorerade föreningar med låg molekylvikt och luktföreningar kallas VOC, eftersom de är mer flyktiga.

Dessa är relativt dåligt adsorberade av kolpartiklar och följaktligen för deras borttagning skulle massan av kolpartiklar som behövs vara mer. Medelmolekylära organiska föreningar är relativt mindre flyktiga och högmolekylära organiska ämnen kan vara icke-flyktiga.

Oljor, fett, polyklorerade kolväten, klorerade fenoler, bekämpningsmedel, herbicider, färgämnen, färgämnen hör till kolväten med hög molekylvikt. Dessa adsorberas starkt av aktiverade kolpartiklar och därför kan de lätt avlägsnas från avloppsvatten genom adsorption.

Aktivt kol som används för avloppsvattenbehandling produceras genom kolning av kol, brunkol, kokosnötskal och vissa jordbruksrester. De kolsyrade produkterna behandlas vidare för att förbättra deras porositet och göra dem mer aktiva. Kol- och brunkitbaserade aktiverade kolatomer kan vara mikroporösa (porer 500 A ° diameter) typ.

De mikroporösa kolatema skulle ha en signifikant mängd mesopor (porer 20 - 500 A ° diameter). Mikroporösa kolatomer är bra för adsorption av organiska organ med låg molekylvikt, medan makroporösa kolatomer är lämpliga för avlägsnande av organiska medel till hög molekylvikt. Aktiverade kokosnötskalkar är huvudsakligen mikroporösa (porediameter = 10A) och de är utmärkta för avlägsnande av organ med låg molekylvikt.

När ett spillvatten är förorenat med såväl låga som högmolekylära organiska ämnen, adsorberas de senare företrädesvis. Som ett resultat av detta elimineras lågmolekylära organiska ämnen om inte en relativt stor mängd kol används.

Från partikelstorlek är aktivt kol klassificerat i två grupper, klassificerade, nämligen pulverformiga (fina) kol och granulat. Pulverformiga kolatomer kan ha en partikelstorlek mellan 5-50 μm och ha en stor yta per massanhet. En stor del av dessa partiklar förloras under regenerering. Följaktligen kasseras dessa partiklar ofta efter användning. Granulär kolpartikelstorlek varierar mellan 0, 1 och 2, 5 mm. Dessa regenereras och återanvänds.

Närvaron av oorganiska salter i avloppsvatten kan orsaka dålig adsorption av organiska ämnen på grund av utfällning av de svagt lösliga oorganiska materialen på partikelytorna som leder till poreblockering. Allvarlig nederbörd kan leda till lumpning av kolpartiklar, vilket inte bara skulle sänka adsorptionskapaciteten utan kan göra kolpartiklarna olämpliga för regenerering.

Potentialen för denna hot kan fastställas genom att uppskatta Langelier-indexet. Ett positivt värde av Langelier-indexet skulle indikera förekomsten av ett sådant problem. I en sådan situation skulle det vara bättre att avlägsna de oorganiska salterna före genomförandet av en adsorptionsoperation.

När biomassa och / eller andra partikelformiga ämnen är närvarande i en avloppsvattenström skulle de kunna ackumuleras i en adsorberkolonn. Uppbyggnad av sådana fasta partiklar skulle ge upphov till högre tryckfall över en kolonn. Detta skulle kräva en frekvent återvätning vilket skulle minska kullbäddslängden. För att övervinna ett sådant problem borde ett filter före en koladsorberare.

Innan du väljer att installera en adsorber är det nödvändigt att kontrollera dess genomförbarhet. Målen för att bedöma genomförbarheten bör vara (1) att välja en lämplig typ av aktivt kol och (2) att samla in data för konstruktionsändamål.

Genomförbarhetsstudier kan genomföras med någon av följande metoder:

(a) Att samla adsorptionsjämviktsdata från olika källor,

(b) För att utvärdera experimentellt adsorptionsisotermen för varje specificerad kolavfallsvattenkombination,

(c) För att utföra småskaliga kolonnprov,

(d) Att genomföra pilotprovförsök.

Tillvägagångssätten (c) och / eller (d) skulle ge mer tillförlitlig information, medan metoderna (a) eller (b) skulle ge några preliminära uppgifter.

Naturligtvis måste en analys av de föroreningar (föroreningar) som finns i en avloppsvattenflöde vara tillgänglig före genomförandet av en genomförbarhetsstudie.

Metodbeskrivning:

Behandling med pulverformigt kol:

Avloppsvattenbehandling med pulverformigt kol utförs endast i ett satsläge, eftersom tryckfallet över en kolonn packad med sådana partiklar skulle vara hög. I allmänhet används en omrörd tank för en sådan process. Den mängd kol som krävs och varaktigheten av en satsoperation uppskattas experimentellt.

Efter behandling avlägsnas partiklarna från det behandlade utflödet genom filtrering. Eftersom regenerering och återanvändning av de förbrukade partiklarna inte kan vara ekonomiskt är de bortskaffade på lämpligt sätt. Denna process kan användas om pulverformigt kol är tillgängligt till ett lågt pris, eller om den mängd avloppsvatten som ska behandlas är ganska liten.

Behandling med granulärt kol:

För behandling av en avloppsvattenström med granulärt aktivt kol kan någon av följande typer av utrustning användas:

(i) En packad säng,

(ii) En förlängd (expanderad) säng och

(iii) En rörlig säng.

Genom en packad bädd kan avloppsvatten strömmas antingen nedåt eller uppåt. Genom en förlängd säng är flödet i uppåtriktad riktning. I en rörlig säng är flödet motström, det vill säga spillvatten strömmar uppåt och kolbädden rör sig nedåt.

Sängen är inrymd i en vertikal cylindrisk kolonn, som är försedd med ett sängstöd nära botten. En förpackad / utökad säng drivs i ett halvbatchläge, det vill säga när sängen är mättad med adsorbatet avlägsnas den för koldregenerering. I fallet med en rörlig bädd avlägsnas några av de förbrukade partiklarna periodiskt från botten och några färska / regenererade partiklar tillsätts på toppen. En sådan säng drivs i ett kontinuerligt läge.

I en packad bädd under adsorption skulle det inte finnas någon slitning av partiklarna, eftersom de inte skulle röra sig runt. Under backwashing (om en inflytande innehåller suspenderade fasta ämnen) kan det emellertid vara viss slitage och förlust av böter. I en utsträckt säng eller en rörlig säng skulle delning av partiklar ske och därmed skulle det bli förlust av böter. En utsträckt säng drivs med en högre uppåtgående hastighet för att hålla partiklarna upphängda. Detta ökar massöverföringshastigheten, och processen blir följaktligen effektivare.

Avloppsvatten behandlas normalt i packade adsorptionskolumner arrangerade antingen i serie eller parallellt. När kolumnerna är ordnade i serie används tre kolumner. Två kolumner förblir on-line vid vilken tidpunkt som helst och en tredje kolumn efter regenereringsbehandling kvarstår som en standby. Den ledande adsorberingen drivs tills genombrott inträffar. Under den här perioden fungerar den andra kolumnen som en polering (säkerhetskopiering) kolumn.

När den första kolumnen når gränsvärdet är den isolerad för koldregenerering och den andra kolumnen används som ledkolonnen. Standby-kolumnen är sedan ansluten i serie och fungerar som poleringskolonnen.

Ett sådant arrangemang kräver inte mycket frekvent övervakning av utflödet från blykolonnen. När kolumnerna drivs parallellt krävs ingen säkerhetskopieringskolumn, men mycket frekvent övervakning av avlopp från en kolonn måste göras för att undvika drift utanför gränsgränsen.

Kolregenerering :

Granulerade kolpartiklar kan regenereras antingen genom ångstrippning in situ eller genom luftoxidation efter avlägsnande av partiklarna från en uttömd kolonn. Adsorbater av låg och medelmolekylär vikt kan avlägsnas genom ångstrippning. Under ångstrippning kan en viss del av adsorbatet förbli adsorberat. Denna återstående del kallas "hälen". Detta återstående adsorbat minskar "arbetsförmågan" för en kolonn.

Reduktion av "häl" kan uppnås antingen genom långvarig ångning genom att använda ånga vid högre temperatur. Adsorbenter med hög molekylvikt är inte mottagliga för ångstrippning. De avlägsnas genom luftoxidation, varvid adsorbenterna oxideras. Under denna process kan ytorna av kolpartiklarna genomgå någon oxidation i viss utsträckning vilket resulterar i en partikelförlust.

Membranseparationsprocesser :

En membranseparationsprocess splittrar en influensatamp i två strömmar, nämligen en retentat / koncentrat / avstötningsström och en permeat / magert ström. Permeatströmmen skulle innehålla väldigt lite av de lösta ämnena närvarande i influensen, medan retentatet skulle vara en koncentrerad lösning av lösta ämnena.

När en avloppsvattenström utsätts för en lämplig membranseparationsprocess förorenas inte de föroreningar som finns i den, eller omvandlas till oskadliga substanser, men de koncentreras i retentatflödet.

En membranseparationsenhets hjärta är en komponent, som kallas membran. Ett membran kan definieras som ett ämne som vid beröring med en fluid behåller eller fångar företrädesvis några av de beståndsdelar som finns i vätskan och tillåter några andra beståndsdelar att passera genom membranet eller förbli oförstörd.

Sammanställningstillståndet för ett membran kan vara fast eller flytande eller gel. Ett fast membran kan vara en oorganisk film eller en polymerfilm. Ett vätskemembran måste vara blandbart med vätskeformen, vilken vissa lösta ämnen skall avlägsnas företrädesvis. Oorganiska film-, vätske- och gelmembran har begränsade användningsområden, medan polymermembran har mycket bredare användningsområden.

Ett polymert membran kan vara antingen poröst eller icke-poröst. Drivkraften hos processerna som använder ett polymert membran är i de flesta fall tryckgradient. Vid en tryckdriven separationsprocess blir membranerna smutsiga på grund av avsättning av de kvarhållna beståndsdelarna på deras ytor. De blir också komprimerade på grund av det super-etablerade trycket. På grund av dessa effekter minskar permeationshastigheten med tiden.

Det bör här påpekas att när en membranseparationsprocess användes för behandling av avloppsvattenströmmen skulle retentatet innehålla de flesta föroreningarna och detsamma måste behandlas ytterligare för att minska föroreningarna.

Membran i allmänhet är kostsam och har kort livslängd. Dessutom är driftskostnaden (kraft) relativt hög. Följaktligen används normalt membranseparationsprocesser inte för behandling av avloppsvattenströmmar om inte målet är att återvinna några värdefulla material från en avloppsvattenström eller att återvinna permeatet för återanvändning.

Membran separationsprocesser har klassificerats som mikrofiltrering (MF), ultrafiltrering (UF), Nano-filtrering (NF), omvänd osmos (OR), dialys, elektrodialys och gasskillnad. I tabell 9.15 anges de egenskaper, begränsningar och andra framträdande egenskaper hos dessa processer.

Membranmaterial:

Olika typer av organiska polymermembran är kommersiellt tillgängliga. Membran gjorda av cellulosaacetat, aromatisk polyamid, akryl-alkylpolyamid, polyvinylalkohol, polykarbonat, polysulfon, polyakrylonitril, polyeten, polypropen, polytetrafluoretylen etc. är tillgängliga.

Urval av membranmaterialet i en given situation beror på följande faktorer:

1. Målsättningen,

2. Beståndsdelarna som skall behållas,

3. Övriga beståndsdelar,

4. Influens pH, och

5. Kostnaden.

Metodbeskrivning:

Mikrofiltrering (MF):

Mikrofiltreringsmembran är porösa. Porstorleken varierar mellan 0, 02-2 um. Behållpartiklarna (fina partiklar och kolloider) samt bakterier och andra mikroorganismer inklusive vissa virus.

Permeatet från en sådan process skulle innehålla upplösta oorganiska och organiska joner och molekyler och virus (mindre än 0, 02 pm i linjär dimension) och naturligtvis bärvätskan (vatten). Processen kan användas för förbehandling av avloppsvatten före nanofiltrering eller omvänd osmos. Det används ibland som en del av en membran bioreaktor (MBR) enhet.

Mekanismen för separation av denna process är ytfiltrering / siktning. Partiklarna större än porerna behålls. Dessa membran upplever både inre och yttre föroreningar. Inre nedsmutsning sker på grund av fastsättning av partiklar i porerna och adsorption / utfällning på membranytan. Extern fouling tar palats som ett resultat av bildandet av ett stillastående skikt av partiklar som bärs till membranytan genom den genomträngande strömmen och behålls av membranet. Mikrofiltreringspermeatflödet är högre än de för ultrafiltrering, Nano-filtrering och omvänd osmos. Det är en lågtrycksprocess.

Ultrafiltrering (UF):

Detta är också en lågtrycksprocess; i detta fall är tryckgradienten mer än den för mikrofiltrering. UF-membran är porösa som MF-membran. Porstorleken är mindre. Dessa membran tillåter vatten, upplösta oorganiska och upplösta mindre organiska molekyler att passera genom. Faktum är att i en specifik situation beror membranet (porstorlek) på den minsta molekylviktsart som skall bibehållas.

Det kännetecknas av "molekylviktsavskärning (MWCO) index. Avstötningen med ett membran beror inte på MWCO ensam utan också på strukturen (förgrening) av de lösta molekylerna. Fouling och koncentrationspolarisering av UF-membran är allvarligare än för MF-membran. Permeatflödet och tryckgradienten beror på membranporstorleken. Ultrafiltrering används vanligtvis för produktion av återanvändningsvatten med hög renhet.

Nano-filtrering (NF):

Nanofiltrering är känd som "lös RO". Det kan ta bort partiklar så små som 0, 001 pm, såsom organiska föreningar med hög molekylvikt, anjoner med högre laddningar (multivalenta metalljoner) och naturligtvis mikrober inklusive virus. Permeatet (vatten) är av god kvalitet. Det kräver inte mycket desinfektionsbehandling. Tryckgradienten för NF är mindre än den för RO men mer än för NF och UF.

Omvänd osmos (RO):

Av de olika membranseparationsprocesser som används för behandling av förorenat vatten producerar omvänd osmos det bästa kvalitetsvattnet. Membranerna som används för RO betecknas som anisotropa (asymmetriska) icke-porösa membran. Ett sådant membran har tre skikt: en tät ytskikt, ett mellanskikt och ett poröst basskikt. Huden orsakar faktiskt separering medan de andra två skikten ger mekaniskt stöd till huden.

Huden verkar vara icke-porös när den undersöks under ett avsökningselektronmikroskop. Skinnen av sådana membran har spridda små defekter (utvecklade under produktion). Genom dessa defekter sker läckage av influensa (foder) tillsammans med lösta ämnen. Eftersom membranerna är icke-porösa typer behöver en väsentligen stor tryckskillnad bibehållas över membranen.

Olika modeller har föreslagits för att förklara omvänd osmosfenomen. Dessa är av två typer:

(a) Non-porous solution model, och

b) Porös transportmodell. Vissa andra modeller har också föreslagits. Men ingen av dessa kan redogöra för alla experimentella observationer.

Graden av avvisning av oorganiska (joniska) substanser har visat sig bero på jonernas valens. Det ökar med ökningen i valensen. Graden av avvisning av organiska molekyler beror på deras storlek, membran (polymer) typ och dess struktur.

RO-membran är också mottagliga för nedsmutsning som MF- och UF-membran. Flödeshastigheten för permeat (vatten) i en RO-process är mycket mindre jämfört med de i MF- och UF-processerna. Dessutom, när ett RO-membran utsätts för ett högre arbetstryck komprimeras det med tiden vilket resulterar i progressiv minskning av permeatflödet. En RO-process bör föregås av processer som djupfiltrering / mikrofiltrering / ultrafiltrering för att minska membranfouling på grund av ackumulering av partiklar och stora molekyler på membranytan.

dialys:

Dialysprocessen används för att avlägsna vissa specifika lösta ämnen från en inflödesström och inte att dela upp den i en retentat- och permeatström som görs i membranseparationsprocesserna. Det använda membranet är en homogen porös. Porstorleken i en specifik situation skulle bero på den uppmätta molekylstorleken, vilken man skulle vilja avlägsna från en influensa.

Under dialys sker transport av lösningsmedel över ett membran på grund av deras koncentrationsgradient och inte på grund av tryckgradient. Lösningsmedelspermeation över membranet förhindras. För att genomföra en dialysprocess görs en influens för att strömma över en membranyta medan en annan ström (dialysatet) strömmar över den andra ytan.

Dialysatet tjänar två syften:

(i) Förhindrar bulkflödet av lösningsmedlet över membranet och

(ii) Den erhåller det eller de lösningsmedel som migrerar (diffus) genom membranet.

Dialysatkompositionen bör vara sådan att den skulle ha samma osmotiska tryck som influensans. Detta skulle förhindra massflöde av lösningsmedlet över membranet. Diffusionshastigheten för den lösta molekylen genom membranet beror på dess storlek och dess koncentration över membranet. Denna process används inte för behandling av avloppsvatten. En välkänd tillämpning av dialysprocessen är blodrening.

Elektrodialys:

Elektrodialys liknar dialysprocessen i den meningen att den inte är tryckdriven. Denna process utförs genom att upprätthålla en likströmselektrisk potentialgradient över en sammansättning av membranceller placerade parallellt. Det kan bara avlägsna joniska beståndsdelar från en influensaström.

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.

Dessa är:

(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.

Reaktionerna kan representeras 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.