Tertiäre Behandlung von Abwasser (mit Diagramm)

Lesen Sie diesen Artikel, um mehr über die tertiäre Behandlung von Abwasser zu erfahren. Die tertiären Behandlungsmethoden sind: 1. Filtration 2. Luft / Dampf-Stripping 3. Biologische Prozesse 4. Adsorption 5. Membrantrennverfahren 6. Ionenaustauschprozess 7. Fällung 8. Oxidation und Reduktion und 9. Desinfektion.

Nach ordnungsgemäßen primären und sekundären Behandlungen kann ein Abwasser noch einige oder jeden der folgenden Schadstoffe enthalten:

Schwebeteilchen,

Gelöste organische Stoffe, wie nicht umgesetzte biologisch abbaubare

Nicht biologisch abbaubare organische Stoffe,

Geruchs- und Farbstoffe

Gelöste Anorganika und

Mikroorganismen einschließlich Krankheitserregern.

Die zur Verringerung der oben genannten Schadstoffe verwendeten Behandlungsmethoden werden als Tertiärbehandlungsmethoden bezeichnet. Diese Methoden und ihre Wirksamkeit sind in Tabelle 9.13 aufgeführt

Die Auswahl eines Behandlungsschemas, dh der anzuwendenden Behandlungsmethoden und deren Sequenzierung, würde von den in einem Abwasserstrom vorhandenen Schadstoffen, deren Konzentration und davon abhängen, ob das behandelte Abwasser wiederverwendet oder entsorgt werden soll.

Die verschiedenen in Tabelle 9.13 aufgelisteten Behandlungsmethoden werden im Folgenden kurz beschrieben.

Filtration:

Es ist häufig erforderlich, den Filtrationsbetrieb als Teil des Tertiärbehandlungsschemas zum Entfernen sehr feiner suspendierter Teilchen aus einem Abwasserstrom einzusetzen. Als Teil der Primärbehandlung und nach der Sekundärbehandlung werden die meisten suspendierten Partikel durch Sedimentation entfernt. In ähnlicher Weise werden die Präzipitate nach dem Ausfällungsprozess durch Sedimentation entfernt.

Der Sedimentationsvorgang ist in der Lage, feine feste Partikel zu entfernen, jedoch können sehr feine Partikel noch suspendiert bleiben. Solche Teilchen müssen aus einem Abwasserstrom entfernt werden, wenn diese durch Verfahren wie Adsorption, Ionenaustausch, Membrantrennung, Desinfektion usw. weiterbehandelt werden sollen. Feine suspendierte Teilchen beeinträchtigen die Durchführung der oben genannten Verfahren. Zur Entfernung suspendierter Teilchen nach der Sedimentation wird im Allgemeinen ein Strom einer Filtration unterzogen.

Die Ausrüstung, die zur Entfernung von feinen und sehr feinen suspendierten Feststoffteilchen durch Filtration verwendet werden kann, ist ein körniger Medienfilter, ein Mikrosieb, ein Drehtrommelfilter, ein Scheibenfilter und ein Membranfilter. Von diesen ist ein körniger Medienfilter der billigste. Die Kriterien für die Auswahl eines Filtertyps in einer gegebenen Situation sind die Konzentration und Größe der suspendierten Teilchen, die Strömungsgeschwindigkeit und der gewünschte Entfernungsgrad.

Luft- / Dampfentfernung :

Der Abstreifvorgang wird auch als Desorption bezeichnet. Bei diesem Vorgang werden gelöste gelöste Stoffe wie Gase und flüchtige Flüssigkeiten von einer flüssigen Phase in eine Gas / Dampfphase überführt. Die übertragenen Solute benötigen eine weitere Behandlung für ihre Rückgewinnung und / oder Entsorgung.

Dampfabstreifen von Abwasser kann verwendet werden, wenn die Konzentration an gelöstem Stoff (Schadstoff) relativ hoch ist. Ein anderes Kriterium für die Auswahl des Dampfstrippvorgangs ist, dass die vorhandenen Schadstoffe sehr flüchtig sein sollten, das heißt, sie sollten einen niedrigen Siedepunkt haben.

Bei diesem Prozess wird Frischdampf mit Abwasser in Kontakt gebracht, wodurch die Wassertemperatur ansteigen und die Schadstoffe verflüchtigen würden. Es entsteht ein Gemisch aus dem gelösten Dampf und dem Dampf, der kondensiert wird.

Das Kondensat ist entweder zur Rückgewinnung der gelösten Stoffe (falls wertvoll) oder zur Zerstörung weiter zu behandeln. Für diesen Vorgang kann eine gepackte Kolonne verwendet werden, an deren Oberseite ein Schadstoff enthaltendes Abwasser eingeleitet wird. Am Fuß einer solchen Säule wird Dampf eingeleitet. Dieses Verfahren wäre möglich, wenn die zurückgewonnenen gelösten Stoffe wertvoll sind.

Wenn die Schadstoffkonzentration niedrig ist und sie keinen Marktwert haben, kann Luft anstelle von Dampf zum Strippen verwendet werden. Zum Entfernen von Schadstoffen, wie gelöstem Ammoniak und / oder flüchtigen organischen Verbindungen, kann ein Luftstrippen angewendet werden. Die Ausrüstung, die zum Ablösen von Luft verwendet wird, ist eine gepackte Säule, die gegenläufig arbeitet.

Der Luftstrom, der die Kolonne an der Spitze verlässt, würde die Schadstoffe enthalten und kann daher nicht als solche in die Atmosphäre abgegeben werden. Der Strom soll nach einem oder einer Kombination der folgenden Verfahren behandelt werden: Abkühlen (Kondensation), Waschen, thermische / katalytische Oxidation, Kohlenstoffadsorption. Es sei hier darauf hingewiesen, dass, wenn ein Abwasserstrom, der Ammoniumsalze enthält, mit Luft abgestreift werden soll; es ist zunächst mit Kalk zu behandeln, um freien Ammoniak zu erzeugen.

Designansatz :

In den meisten Fällen des Luftstrippbetriebs wäre die Schadstoffkonzentration im Abwasser gering, daher kann das Abwasser als verdünnte Lösung betrachtet werden.

Für eine solche Lösung wird die Gleichgewichtsbeziehung (zwischen einer Gasphase und der ausgeglichenen flüssigen Phase) durch das Henry-Gesetz geregelt, das wie folgt ausgedrückt werden kann:

y e = mx e ……………… (9.91)

wobei m = Gleichgewichtskonstante ist,

x e = Konzentration der gelösten Flüssigkeitsphase im Gleichgewicht, ausgedrückt in Molfraktionseinheit, und

y e = Konzentration der gelösten Gasphase im Gleichgewicht, ausgedrückt in Molfraktionseinheit.

Der numerische Wert der Gleichgewichtskonstante m hängt von dem Gas-Lösungs-Flüssigkeitssystem, seiner Temperatur und seinem Druck ab. Es ist unabhängig von der Konzentration der gelösten Flüssigphase bei niedriger Konzentration.

Sehr oft ist das Molekulargewicht / durchschnittliche Molekulargewicht der im Abwasser vorhandenen Schadstoffe nicht bekannt, daher muss die Gleichgewichtsbeziehung als modifiziert werden

y '= m'x' ……………… (9.92)

wobei x 'und y' für die Schadstoffkonzentration in der Flüssigphase bzw. Gasphase stehen und in ppm ausgedrückt werden, d. h. mg / l Einheit.

Die Packungshöhe Z 0 einer solchen Säule kann unter Verwendung von Gl. (9, 93).

Wobei a = Packungsfläche pro Packungsvolumeneinheit (der numerische Wert hängt von der Art und Größe der zu verwendenden Packung ab)

A = L / m 'G

G = Luftmenge in m 3 / h · m 2

K L = Flüssigphasen-Stoffübergangskoeffizient in geeigneter Einheit,

L - Flüssigkeitsrate in m-Vhr.m 2

m '= Gleichgewichtskonstante, Gl. (9, 92)

x '= Schadstoffkonzentration in flüssiger Phase in ppm-Einheit.

Die Packungshöhe Z 0 und die Turmquerschnittsfläche können durch die folgenden Schritte berechnet werden:

1. Eine geeignete Verpackungsart und deren Größe werden ausgewählt.

2. Der minimale Luftdurchsatz wird anhand der folgenden Beziehung geschätzt:

G min = Q / m 'in m 3 / h

= minimale Gesamtluftmenge in m 3 / h, die zu einem Gleichgewicht von Y½ mit X½ führt

Q = Gesamtwasserdurchflussmenge in m 3 / h

3. Eine tatsächliche Luftströmungsrate G ist / wird angenommen, so dass Gaktuell> Gmin

Hierbei ist zu beachten, dass ein höherer Wert von Gist eine größere Querschnittsfläche der Säule und eine kürzere Packungshöhe bedeuten würde.

4. Auf der Grundlage des angenommenen G- Ist- Verhältnisses <L / G wird das Verhältnis berechnet

Q / G actual = L / G

5. Unter Verwendung des berechneten Wertes des L / G-Verhältnisses und der verfügbaren Informationen über die Flutungseigenschaften der ausgewählten Packung (in Standard-Massentransferbüchern) wird ein geeigneter numerischer Wert von G geschätzt.

6. Basierend auf dem berechneten Wert des L / G-Verhältnisses und dem geschätzten Wert von G wird der numerische Wert von L berechnet.

Die Querschnittsfläche des Turms A c wird mit A c = Q / L bewertet

8. Schließlich wird die Säulenpackungshöhe Z Q mit Hilfe von Gl. (9, 93).

Es muss hier darauf hingewiesen werden, dass das oben umrissene Entwurfsverfahren auf zwei willkürlich ausgewählten Faktoren basiert, die nachstehend aufgeführt sind:

1. Verpackungsart und Größe

2. Ein angenommener Wert von G actual-

Daher ist es wünschenswert, die Säulengröße (Querschnittsfläche und Packungshöhe) durch Minimieren der Gesamtkosten, d. H. Der Summe der Anfangskosten und der Betriebskosten (Pumpkosten), zu optimieren.

Biologische Prozesse :

Nach der Sekundärbehandlung können in einem Abwasserstrom verbleibende organische Stoffe hauptsächlich widerspenstige biologisch abbaubare und nicht biologisch abbaubare Bestandteile sein. Neben diesen können auch einige organische Stickstoff- und Phosphorverbindungen vorhanden sein. Diese können durch biologische Behandlung entfernt werden. Diese Verbindungen werden häufig als Pflanzennährstoffe bezeichnet, da sie das Wachstum von Wasserpflanzen fördern, wenn ein Abwasserstrom, der diese Verbindungen enthält, in einen Wasserkörper eingeleitet wird.

Im Abwasser enthaltene Stickstoff- und Phosphorverbindungen können auch durch andere als biologische Verfahren vermindert werden.

Biologische Behandlung von Stickstoffverbindungen

Sowohl anorganische als auch organische stickstoffhaltige Verbindungen, die im Abwasser vorhanden sind, können durch biologische Verfahren vermindert werden. Der Behandlungsprozess wird in zwei aufeinander folgenden Schritten durchgeführt, nämlich einem aeroben Schritt und einem anaeroben Schritt. Diese Schritte können während der Nachbehandlung selbst durchgeführt werden. An dieser Stelle sei erwähnt, dass für die aerobe und anaerobe Behandlung stickstoffhaltiger Verbindungen spezielle Organismen benötigt werden und die Schritte in separaten Reaktoren durchgeführt werden müssen.

Nitrifikationsprozess :

Bei der aeroben Behandlung von Abwasser werden zunächst die komplexen kohlenstoffhaltigen und stickstoffhaltigen Verbindungen zu einfacheren Molekülen hydrolysiert, die anschließend oxidiert werden. Die ursprünglich im Abwasser vorhandenen stickstoffhaltigen Verbindungen und die gegebenenfalls während der Nachbehandlung hinzugefügten Verbindungen werden teilweise zur Synthese neuer Zellen verwendet und die verbleibenden Anteile werden in Ammoniumverbindungen umgewandelt.

Diese Verbindungen werden anschließend in Gegenwart einiger spezifischer Organismen (Nitrosomonas- und Nitrobacter-Bakterien) zu Nitrit (NO 2 - ) und Nitrat (NO 3 - ) oxidiert. Diese Bakterien sind Autotrophe. Die Reaktionen werden als Nitrifikationsreaktionen bezeichnet und sind langsamer als die kohlenstoffhaltigen Oxidationsreaktionen. Während der Nitrifikation finden nicht nur Oxidationsreaktionen (Energieerzeugung) statt, sondern es werden auch neue mikrobielle Zellen synthetisiert. Die Reaktionen können wie unter zusammengefasst werden.

Oxidationsreaktionen:

An dieser Stelle sei darauf hingewiesen, dass der Nitrifikationsprozess die stickstoffhaltigen Verbindungen nicht in einige unschädliche Substanzen umwandelt, sondern einen Teil davon zu Nitrit und Nitrat oxidiert. Der andere Teil wird in Biomasse aufgenommen.

Der Nitrifikationsprozess ist empfindlich gegenüber pH-Änderungen und DO-Konzentrationen. Es wird durch eine Vielzahl organischer und anorganischer Verbindungen gehemmt. In Abwesenheit von Inhibitoren und bei einer DO-Konzentration von mehr als 1 mg / l findet die biochemische Oxidation von kohlenstoffhaltigen und stickstoffhaltigen Verbindungen gleichzeitig statt. Dies wird als einstufiger Prozess bezeichnet. Wenn organische Inhibitoren vorhanden sind, werden die kohlenstoffhaltigen Verbindungen zuerst oxidiert und dann wird die Nitrifikation in einem zweiten Reaktor durchgeführt.

Das Nitrifikationsverfahren kann entweder in einem Suspensionsorganismenreaktor wie einer Belebtschlammeinheit oder in einem Reaktor mit festem Film wie einem Rieselfilter oder einem rotierenden biologischen Kontaktor durchgeführt werden. Eine Nitrifikationseinheit kann auf dieselbe Weise wie eine aerobe Einheit unter Verwendung von kinetischen Parametern der Nitrifikation konstruiert werden. Die numerischen Werte dieser Parameter können entweder experimentell in einer gegebenen Situation geschätzt werden oder aus der veröffentlichten Literatur erhalten werden.

Die Daten der Nitrifikationsrate wurden unter Verwendung des Monod-Ansatzes wie folgt korreliert:

wobei r s = Entfernung des Ammoniak-Stickstoff-Substrats,

[X] = Mikrobenzellenkonzentration

[S] = Substratkonzentration

und y = Biomasseertrag.

Es wurde gefunden, dass die Geschwindigkeit der Substratentfernung von der Temperatur, dem pH-Wert und der DO-Konzentration abhängt.

Die typischen Bereiche der Konstruktions- und Leistungsparameter für die Nitrifikationseinheiten vom Belebtschlammtyp sind:

Entnitrifizierungsprozess:

Die biologische Reduktion von Nitrit und Nitrat im Abwasser wird als Entnitrifizierung bezeichnet. Während dieses Prozesses werden Nitrit und Nitrat meistens zu molekularem Stickstoff reduziert und ein Teil wird in die synthetisierte Biomasse eingebaut. Im Allgemeinen wird Methanol (CH 3 OH) als (Kohlenstoff-) Ergänzung hinzugefügt, wenn nicht genügend organische Kohlenstoffverbindungen in einem Zufluss vorhanden sind.

Das Verfahren soll in Abwesenheit von molekularem Sauerstoff (als DO vorhanden) durchgeführt werden. In diesem Sinne ist der Prozess anaerob. Die Wege sind jedoch einige Modifikationen der aeroben, daher wird der Prozess manchmal als anoxischer Prozess oder anaerober Atmungsprozess bezeichnet.

Die Bakterien, die an diesem Prozess teilnehmen, sind fakultativ. Verschiedene Arten, wie Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Flavobacterium, Micrococus, Proleus, Pseudomonas usw., werden häufig in einer De-Nitrifikationseinheit nebeneinander gefunden.

Es wurde bereits erwähnt, dass bei der Entnitrifizierung ein Teil des Nitrit-Nitrat-Stickstoffs in die synthetisierte Biomasse eingebaut wird und der verbleibende Teil an dem anaeroben Atmungsprozess teilnimmt. Dadurch werden die im Abwasser vorhandenen Kohlenstoffverbindungen oxidiert und Nitritnitrat durch verschiedene Schritte zu molekularem Stickstoff und / oder einigen Stickoxiden reduziert. Der Prozess kann als dargestellt werden

Hierbei ist zu beachten, dass der Hauptanteil an Nitrat und Nitrit Reduktionsreaktionen unterliegt. Entnitrifizierungsreaktionen sind Reduktions-Oxidationsreaktionen, die zur vollständigen Verminderung von Nitrit und Nitrat mindestens die stöchiometrische Menge einiger oxidierbarer Substanzen (organischer Stoffe) enthalten müssen. Wenn in einem Zulauf keine ausreichende Menge an oxidierbarem organischem Material vorhanden ist, wird Methanol als Zusatz zugesetzt. Wenn organisches Material, das anfänglich vorhanden oder ergänzt wurde, mehr als die stöchiometrische Menge ist, wird die überschüssige Menge nach dem Entnitrifizierungsschritt aerob biologisch abgebaut.

Aus der vorstehenden Diskussion ist ersichtlich, dass die Entnitrifizierungsprozessrate von der Konzentration sowohl von Nitrit-Nitrat-Stickstoff [N] als auch von organischem Substrat [S] abhängen würde.

Die Monod-Typ-Gleichung für diesen Prozess wird ausgedrückt als:

Es wurden Anstrengungen unternommen, die kinetischen Parameter der Di-Nitrifikationsreaktionen, nämlich um, AW und Ks experimentell zu bewerten. Ausgehend von den oben genannten kinetischen Parametern wurden Designgleichungen für Suspended-Growth-Reactor (CSTR) entwickelt. Designgleichungen für angeschlossene Wachstumsreaktoren (Festbett) wurden ebenfalls entwickelt. Einige dieser Gleichungen sind in Tabelle 9.14 aufgeführt. Es versteht sich von selbst, dass die kinetischen Parameter des Entnitrifizierungsprozesses experimentell zu bewerten sind, da diese substratspezifisch sind.

1. Reaktor mit suspendiertem Wachstum (CSTR mit Recycling)

ϴ C berechnet unter Verwendung von Gl. (9.59) basierend auf einer durchschnittlichen Last sollte mit einem Sicherheitsfaktor multipliziert werden, um die tatsächlichen 8 C zu erhalten . Der Sicherheitsfaktor dient dazu, die Spitzenlast / Übergangslast zu berücksichtigen und wird im Allgemeinen als 2 bis 2, 5 angenommen.

2. Reaktor mit Anhaftungswachstumstyp (gepacktes Bett).

Die Faktoren, die den Entnitrifizierungsprozess beeinflussen, sind der pH-Wert, die Temperatur und die Konzentration an gelöstem Sauerstoff (DO). Der pH-Wert sollte zwischen 6, 0 und 8, 0 liegen. Die Entnitrifizierungsrate nimmt unter pH und über 8, 0 ab. Ein pH-Wert um 7 ist bevorzugt. Ein anfänglicher (einflussreicher) pH-Wert von weniger als 7 stellt jedoch kein Problem dar, da während des Prozesses Alkalinität erzeugt wird. Falls ein Abwasser während der Behandlung tendenziell alkalischer wird, sollte der pH-Wert so eingestellt werden, dass es nicht über 8, 0 geht.

Die Entnitrifizierungsrate steigt mit zunehmender Temperatur. Einige Forscher haben beobachtet, dass die Rate um 20 ° C absinkt. Dieser anaerobe Prozess wird bei einer DO-Konzentration von 1 mg / l zu null

Ausstattungsauswahl :

Die Entnitrifizierung kann entweder in einem Reaktor mit suspendiertem Wachstum (CSTR) oder in einem angeschlossenen Reaktor vom Wachstumstyp durchgeführt werden. Da gelöster Sauerstoff den Prozess hemmt, darf kein Luft eindringen. Die während des Prozesses entstehenden Gase, hauptsächlich N 2, und CO 2 sollten abgelassen werden. Die Entwurfs- und Leistungsparameter der oben genannten Reaktoren sind in Tabelle 9.14 aufgeführt.

Prozessabfolge:

Biologische Stickstoffentfernungsverfahren werden in zwei Gruppen eingeteilt, nämlich „einstufige“ oder „einzelne Schlamm“ und „zweistufig“ oder „zwei Schlamm“. Ein "einstufiger" Prozess setzt voraus, dass Nitrifikations- und Entnitrifizierungsschritte nacheinander ausgeführt werden, ohne dass ein Schlammklassifizierer / Absetzer dazwischen liegt. Verschiedene Variationen dieser Art von Behandlungssequenzen sind in Mode. Ein Beispiel für den „einstufigen Prozess“ ist der Bardenpho-Prozess, der in Abb. 9.39 schematisch dargestellt ist.

Der Vorteil eines "einstufigen Verfahrens" besteht darin, dass keine zusätzliche Kohlenstoffquelle (Elektronendonor) hinzugefügt werden muss. Die anfänglich im Abwasser vorhandenen kohlenstoffhaltigen Verbindungen dienen als Kohlenstoffquelle in der Einheit (1) und die während des aeroben Schritts (2) erzeugte Biomasse (Zellen) wirkt als Kohlenstoffquelle in der Einheit (3) in einer zweistufigen Stufe Prozess 'Die erste Einheit ist eine aerobe (Nitrifikations-) Einheit. Es folgt ein Klärer / Siedler. Die nächste Einheit ist eine anaerobe (Entnitrifizierungs-) Einheit. Es folgt ein weiterer Klärer / Siedler.

In einer solchen Anordnung kann es erforderlich sein, Methanol als Kohlenstoffquelle (Elektronendonor) zu der anaeroben Einheit hinzuzufügen. Ist das zugesetzte Methanol mehr als die stöchiometrische Menge, die für die Entnitrifizierung erforderlich ist, muss zwischen der anaeroben Einheit und dem Endklärer eine zusätzliche aerobe Einheit vorgesehen werden, um den BSB-Gehalt im Endabwasser zu verringern.

1. aerobe Nitrifikationseinheit,

2. Klärbecken zur aeroben Schlammabscheidung,

3. anaerobe Entnitrifizierungseinheit,

4. aerobe Einheit zur Entfernung von restlichem Methanol, falls erforderlich

5. Clarifier für die Schlammentfernung.

Es sei hier erwähnt, dass die Zugabe von Methanol im Überschuss (über die stöchiometrische Menge) für eine vollständige Entnitrifizierung und zur Erzielung einer höheren Entnitrifizierungsrate hilfreich ist. Es ist darauf hinzuweisen, dass Methanol, wenn es in großem Überschuss zugegeben wird (z. B. etwa 3500 mg / l), als Entnitrifizierungsinhibitor wirkt. Es ist jedoch selten notwendig, einen großen Überschuss an Methanol zuzusetzen.

Biologische Phosphorentfernung :

Im Abwasser enthaltene Phosphorverbindungen können entweder chemisch oder biologisch entfernt werden. Chemische Behandlung bedeutet Ausfällen von Phosphor als Aluminiumphosphat / Eisenphosphat / Calciumphosphat.

Die biologische Behandlung führt zum Einbau von Phosphor in Phosphor-Akkumulationszellen. Die Vorteile des biologischen Prozesses gegenüber dem chemischen Prozess sind reduzierte chemische Kosten und weniger Schlammproduktion und -entsorgung. Manchmal wird eine Kombination beider Prozesse verwendet.

Der biologische Prozess wird in zwei Stufen durchgeführt. In der ersten Stufe wird ein Zufluss anaerob (τ ≈ 0, 5 bis 1, 0 h) mit Phosphorakkumulationsorganismen behandelt. Während dieser Phase produzieren und speichern diese Organismen Polyhydroxybutyrat (PHB) in den Zellen, die Acetate assimilieren und Energie aus der Transformation von ATP (Adenosintriphosphat) zu ADP (Adenosindiphosphat) nutzen.

Folglich wird Orthophosphat freigesetzt. Während der nächsten aeroben Stufe (SRT ≈ 2 bis 4 Tage) ermöglicht die durch die Oxidation von PHB erzeugte Energie den Zellen, Orthophosphat aus Abwasser aufzunehmen und diese als Polyphosphat umzuwandeln und zu speichern. Neue Zellen, die im aeroben Stadium produziert werden, nehmen auch Phosphor auf und lagern sich als Polyphosphat an.

Abbildung 9.41 zeigt schematisch den grundlegenden Prozess.

Es wurden mehrere Verfahren entwickelt, die das grundlegende Verfahren für die gleichzeitige Entfernung von Stickstoff- und Phosphorverbindungen aus dem Abwasser biologisch verändern. Ein Flussdiagramm eines solchen Prozesses ist in Abb. 9.42 schematisch dargestellt.

Wenn ein Abwasserstrom, der sowohl Stickstoff- als auch Phosphorverbindungen enthält, einer aeroben Behandlung unterzogen wird, werden die Stickstoffverbindungen zu Nitrit und Nitrat oxidiert. Die nitrifizierte Flotte muss zur Desnitrifizierung anoxisch behandelt werden, da sonst der recycelte aerobe Schlamm, der Nitritnitrat enthält, in die anaerobe Einheit gelangt und die Aktivität der Phosphoransammlungsorganismen unterdrücken würde. Dies würde zu einer Verringerung der Phosphorentfernungseffizienz des gesamten Prozesses führen.

Adsorption:

Das am häufigsten verwendete Adsorbens für die Abwasserbehandlung ist Aktivkohle, die entweder in Pulverform oder in Granulatform vorliegen kann. Wenn Abwasser mit Aktivkohlepartikeln behandelt wird, können die im Abwasser vorhandenen organischen Verbindungen an den äußeren und Porenoberflächen der Partikel adsorbiert werden.

Unter dem Gesichtspunkt der Adsorption können organische Verbindungen in drei breite Gruppen eingeteilt werden, nämlich Verbindungen mit niedrigem Molekulargewicht, mittlerem Molekulargewicht und hohem Molekulargewicht. Die niedermolekularen Verbindungen, wie Benzol, Toluol, Xylol, niedrigsiedende Erdölfraktionen, sauerstoffhaltige und chlorierte niedermolekulare Verbindungen und Riechstoffverbindungen werden als VOCs bezeichnet, da sie flüchtiger sind.

Diese werden von Kohlenstoffpartikeln relativ schlecht adsorbiert, und für ihre Entfernung wäre die Masse der benötigten Kohlenstoffpartikel höher. Die organischen Stoffe mit mittlerem Molekulargewicht sind relativ wenig flüchtig und hochmolekulare organische Stoffe können nicht flüchtig sein.

Zu den Kohlenwasserstoffen mit hohem Molekulargewicht gehören Öle, Schmierfette, polychlorierte Kohlenwasserstoffe, chlorierte Phenole, Pestizide, Herbizide, Farbstoffe und Farbstoffe. Diese werden von Aktivkohlepartikeln stark adsorbiert und können daher leicht durch Adsorption aus dem Abwasser entfernt werden.

Zur Abwasserbehandlung verwendete Aktivkohle wird durch Verkokung von Kohle, Braunkohle, Kokosnussschalen und einigen landwirtschaftlichen Rückständen erzeugt. Die karbonisierten Produkte werden weiter behandelt, um ihre Porosität zu verbessern und sie aktiver zu machen. Aktivkohlen auf Kohle- und Braunkohlenbasis können mikroporös (Poren mit einem Durchmesser von 500 A °) sein.

Die mikroporösen Kohlenstoffe würden eine signifikante Menge an Mesoporen (Poren mit einem Durchmesser von 20 bis 500 A °) aufweisen. Mikroporöse Kohlenstoffe eignen sich gut für die Adsorption von organischen Stoffen mit niedrigem Molekulargewicht, während makroporöse Kohlenstoffe zum Entfernen von organischen Stoffen mit mittlerem bis hohem Molekulargewicht geeignet sind. Aktivierte Kokosnussschalenkohlenstoffe sind hauptsächlich mikroporös (Porendurchmesser = 10A °) und eignen sich hervorragend zum Entfernen von niedermolekularen organischen Bestandteilen.

Wenn ein Abwasser mit niedermolekularen und hochmolekularen organischen Stoffen kontaminiert ist, werden diese bevorzugt adsorbiert. Infolgedessen werden niedermolekulare organische Stoffe nur schlecht entfernt, wenn nicht eine relativ große Menge an Kohlenstoff verwendet wird.

Aus Sicht der Teilchengröße wird Aktivkohle in zwei Gruppen eingeteilt, nämlich pulverisierte (feine) Kohlenstoffe und granulierte Kohlenstoffe. Pulverförmige Kohlenstoffe können eine Teilchengröße im Bereich von 5-50 um haben und eine große Oberfläche pro Masseneinheit aufweisen. Ein großer Teil dieser Partikel geht während der Regeneration verloren. Daher werden diese Partikel sehr oft nach dem Gebrauch verworfen. Die Größe der granulierten Kohlenstoffpartikel liegt zwischen 0, 1 und 2, 5 mm. Diese werden regeneriert und wiederverwendet.

Die Anwesenheit anorganischer Salze im Abwasser kann zu einer schlechten Adsorption organischer Substanzen führen, da die schwerlöslichen anorganischen Substanzen auf den Partikeloberflächen ausgefällt werden und Poren verstopfen. Starke Ausfällungen können zu einer Verklumpung von Kohlenstoffteilchen führen, was nicht nur die Adsorptionskapazität herabsetzt, sondern auch die Kohlenstoffteilchen für die Regeneration ungeeignet macht.

Das Potenzial dieser Bedrohung kann durch Schätzung des Langelier-Index ermittelt werden. Ein positiver Wert des Langelier-Index würde auf ein solches Problem hinweisen. In einer solchen Situation wäre es besser, die anorganischen Salze vor dem Adsorptionsvorgang zu entfernen.

Wenn Biomasse und / oder andere Partikel in einem Abwasserstrom vorhanden sind, sammeln sich diese in einer Adsorbersäule an. Die Ansammlung solcher Feststoffpartikel würde zu einem höheren Druckabfall über eine Säule führen. Dies würde ein häufiges Rückspülen erfordern, was die Lebensdauer des Kohlenstoffbettes verringern würde. Um ein solches Problem zu überwinden, sollte ein Filter vor einem Kohlenstoffadsorber stehen.

Bevor Sie sich für die Installation eines Adsorbers entscheiden, müssen Sie die Durchführbarkeit überprüfen. Die Ziele für die Bewertung der Durchführbarkeit sollten sein (1), um eine geeignete Art von Aktivkohle auszuwählen, und (2) um Daten zu Konstruktionszwecken zu sammeln.

Machbarkeitsstudien können nach einem der folgenden Ansätze durchgeführt werden:

(a) zur Erfassung von Adsorptionsgleichgewichtsdaten aus verschiedenen Quellen,

(b) um experimentell die Adsorptionsisotherme für jede spezifizierte Kohlenstoff-Abwasserkombination zu bewerten,

c) Durchführung von Kolonnenversuchen im kleinen Maßstab

(d) Durchführung von Pilotversuchen im Pilotmaßstab.

Die Ansätze (c) und / oder (d) würden zuverlässigere Informationen liefern, während die Ansätze (a) oder (b) einige vorläufige Informationen liefern würden.

Vor einer Machbarkeitsstudie muss natürlich eine Analyse der in einem Abwasserstrom vorhandenen Schadstoffe (Schadstoffe) vorliegen.

Prozessbeschreibung:

Behandlung mit Pulverkohle:

Die Abwasserbehandlung mit Kohlenstaubpulver wird nur diskontinuierlich durchgeführt, da der Druckabfall über eine mit solchen Partikeln gefüllte Säule hoch wäre. Im Allgemeinen wird für ein solches Verfahren ein Rührkessel verwendet. Die benötigte Kohlenstoffmenge und die Dauer eines Chargenbetriebs werden experimentell geschätzt.

Nach der Behandlung werden die Partikel durch Filtration aus dem behandelten Abwasser entfernt. Da Regeneration und Wiederverwendung der verbrauchten Partikel möglicherweise nicht wirtschaftlich sind, werden diese in geeigneter Weise entsorgt. Dieses Verfahren kann angewendet werden, wenn pulverisierter Kohlenstoff zu einem niedrigen Preis verfügbar ist oder wenn die zu behandelnde Abwassermenge eher gering ist.

Behandlung mit körnigem Kohlenstoff:

Zur Behandlung eines Abwasserstroms mit Aktivkohlegranulat kann eine der folgenden Ausrüstungstypen verwendet werden:

(i) ein gepacktes Bett,

(ii) ein erweitertes (expandiertes) Bett und

(iii) ein bewegliches Bett

Durch ein Festbett kann Abwasser entweder nach unten oder nach oben fließen. Durch ein ausgedehntes Bett verläuft die Strömung nach oben. In einem beweglichen Bett ist der Fluss Gegenstrom, das heißt, Abwasser fließt nach oben und das Kohlenstoffbett bewegt sich nach unten.

Das Bett ist in einer vertikalen zylindrischen Säule untergebracht, die nahe am Boden mit einer Bettstütze versehen ist. Ein gepacktes / erweitertes Bett wird in einem Halbchargenmodus betrieben, das heißt, sobald das Bett mit dem Adsorbat gesättigt ist, wird es zur Kohlenstoffregeneration abgenommen. Bei einem sich bewegenden Bett werden einige der verbrauchten Partikel periodisch von unten entfernt und einige frische / regenerierte Partikel werden oben zugegeben. Ein solches Bett wird kontinuierlich betrieben.

In einem Festbett während der Adsorption würden sich die Partikel nicht abtragen, da sie sich nicht bewegen würden. Während des Rückspülens (wenn ein Zufluss suspendierte Feststoffe enthält) kann es jedoch zu Abrieb und Verlust von Feinanteilen kommen. In einem ausgedehnten Bett oder einem beweglichen Bett würde ein Abrieb von Partikeln stattfinden, und somit würden Feinteile verloren gehen. Ein erweitertes Bett wird mit einer höheren Aufwärtsgeschwindigkeit betrieben, um die Partikel in Schwebe zu halten. Dies erhöht die Stoffübertragungsrate, wodurch der Prozess effizienter wird.

Das Abwasser wird normalerweise in gepackten Adsorptionskolonnen behandelt, die entweder in Reihe oder parallel angeordnet sind. Wenn die Spalten in Reihe angeordnet sind, werden drei Spalten verwendet. Zwei Säulen bleiben zu jedem Zeitpunkt online und eine dritte Säule nach der Regenerationsbehandlung bleibt als Standby-Modus. Der Blei-Adsorber wird bis zum Durchbruch betrieben. Während dieser Zeit fungiert die zweite Säule als Poliersäule.

Sobald die erste Kolonne die Durchbruchgrenze erreicht hat, wird sie für die Kohlenstoffregeneration isoliert und die zweite Kolonne wird als Leitsäule verwendet. Die Standby-Säule wird dann in Reihe geschaltet und dient als Poliersäule.

Eine solche Anordnung erfordert keine sehr häufige Überwachung des Abwassers aus der Leitsäule. Wenn Säulen parallel betrieben werden, ist keine Stützsäule erforderlich. Es muss jedoch eine sehr häufige Überwachung des Abwassers aus einer Säule durchgeführt werden, um einen Betrieb über die Durchbruchgrenze hinaus zu vermeiden.

Carbon Regeneration :

Granulierte Kohlenstoffteilchen können entweder durch Dampfstrippen in situ oder durch Luftoxidation nach Entfernung der Teilchen aus einer erschöpften Kolonne regeneriert werden. Adsorbate mit niedrigem und mittlerem Molekulargewicht können durch Dampfstrippen entfernt werden. Während des Dampfstrippens kann ein bestimmter Teil des Adsorbats adsorbiert bleiben. Dieser verbleibende Teil wird als "Ferse" bezeichnet. Dieses restliche Adsorbat verringert die "Arbeitsfähigkeit" einer Säule.

Eine Verringerung der "Ferse" kann entweder durch längeres Dämpfen unter Verwendung von Dampf bei einer höheren Temperatur erreicht werden. Adsorbentien mit hohem Molekulargewicht sind für das Strippen mit Dampf nicht geeignet. Diese werden durch Luftoxidation entfernt, wodurch die Adsorbentien oxidiert werden. Während dieses Prozesses können die Oberflächen der Kohlenstoffteilchen zu einem gewissen Grad einer Oxidation unterliegen, was zu einem Massenverlust der Teilchen führt.

Membrantrennverfahren :

Ein Membrantrennverfahren spaltet einen einströmenden Dampf in zwei Ströme auf, nämlich einen Retentat / Konzentrat / Ausschuß-Strom und einen Permeat / Mager-Strom. Der Permeatstrom würde sehr wenig der gelösten Stoffe im Zulauf enthalten, während das Retentat eine konzentrierte Lösung der gelösten Stoffe wäre.

Wenn ein Abwasserstrom einem geeigneten Membrantrennverfahren unterzogen wird, werden die darin enthaltenen Schadstoffe weder zerstört noch in unschädliche Substanzen umgewandelt, sondern diese werden im Retentatstrom konzentriert.

Das Herz einer Membrantrennanlage ist eine Komponente, die als Membran bezeichnet wird. Eine Membran kann als eine Substanz definiert werden, die bei Kontakt mit einer Flüssigkeit vorzugsweise einige der in der Flüssigkeit vorhandenen Bestandteile zurückhält oder einfängt und es einigen anderen Bestandteilen ermöglicht, die Membran zu passieren oder ungestört zu bleiben.

Der Aggregatzustand einer Membran kann fest oder flüssig oder gelförmig sein. Eine feste Membran kann ein anorganischer Film oder ein Polymerfilm sein. Eine Flüssigkeitsmembran muss mit der flüssigen Form, die einige gelöste Stoffe bevorzugt zu entfernen sind, nicht mischbar sein. Anorganische Film-, Flüssigkeits- und Gelmembranen haben begrenzte Anwendungsbereiche, während Polymermembranen viel breitere Anwendungsbereiche haben.

Eine Polymermembran kann entweder porös oder nicht porös sein. Die treibende Kraft der Prozesse, die eine Polymermembran verwenden, ist in den meisten Fällen ein Druckgradient. Bei einem druckgetriebenen Trennverfahren werden die Membranen durch Ablagerung der zurückgehaltenen Bestandteile auf ihren Oberflächen verschmutzt. Sie werden auch aufgrund des übergeordneten Drucks verdichtet. Aufgrund dieser Effekte nimmt die Permeationsrate mit der Zeit ab.

Es sei hier darauf hingewiesen, dass bei einem Membrantrennverfahren zur Behandlung eines Abwasserstroms das Retentat die meisten Schadstoffe enthalten würde und dasselbe zur Verringerung der Schadstoffe weiterbehandelt werden muss.

Membranen sind im Allgemeinen teuer und haben eine kurze Lebensdauer. Darüber hinaus sind die Betriebskosten relativ hoch. Daher werden normalerweise Membrantrennverfahren nicht zur Behandlung von Abwasserströmen verwendet, es sei denn, das Ziel besteht darin, einige wertvolle Materialien aus einem Abwasserstrom zu gewinnen oder das Permeat zur Wiederverwendung zurückzugewinnen.

Membrantrennverfahren wurden klassifiziert als Mikrofiltration (MF), Ultrafiltration (UF), Nanofiltration (NF), Umkehrosmose (OR), Dialyse, Elektrodialyse und Gastrennung. In Tabelle 9.15 sind die Merkmale, Einschränkungen und anderen hervorstechenden Merkmale dieser Prozesse aufgeführt.

Membranmaterial:

Im Handel sind verschiedene Typen von organischen Polymermembranen erhältlich. Es sind Membranen aus Celluloseacetat, aromatischem Polyamid, Acrylalkylpolyamid, Polyvinylalkohol, Polycarbonat, Polysulfon, Polyacrylnitril, Polyethylen, Polypropylen, Polytetrafluorethylen usw. erhältlich.

Die Auswahl des Membranmaterials in einer bestimmten Situation hängt von folgenden Faktoren ab:

1. Das Ziel

2. Die beizubehaltenden Bestandteile

3. Die anderen anwesenden Bestandteile

4. Der einflussreiche pH-Wert und

5. Die Kosten

Prozessbeschreibung:

Mikrofiltration (MF):

Mikrofiltrationsmembranen sind porös. Die Porengröße liegt zwischen 0, 02 und 2 um. Die zurückgehaltenen Partikel (feine Partikel und Kolloide) sowie Bakterien und andere Mikroorganismen einschließlich einiger Viren.

Das Permeat aus einem solchen Prozess würde gelöste anorganische und organische Ionen und Moleküle und Viren (mit einer linearen Abmessung von weniger als 0, 02 um) und natürlich die Trägerflüssigkeit (Wasser) enthalten. Das Verfahren kann zur Vorbehandlung von Abwasser vor der Nanofiltration oder Umkehrosmose verwendet werden. Es wird manchmal als Teil einer Membran-Bio-Reaktor-Einheit (MBR) verwendet.

Der Mechanismus der Trennung dieses Prozesses ist die Oberflächenfiltration / das Sieben. Die Partikel, die größer als die Poren sind, bleiben erhalten. Diese Membranen erfahren sowohl internes als auch externes Fouling. Internes Fouling tritt aufgrund der Anlagerung von Partikeln in den Poren und Adsorption / Ausfällung auf der Membranoberfläche auf. Externe Verunreinigung nimmt Paläste als Folge der Bildung einer stehenden Schicht von Partikeln, die durch den permeierenden Strom zur Membranoberfläche getragen werden und von der Membran zurückgehalten werden. Der Mikrofiltrations-Permeatfluss ist höher als der der Ultrafiltration, der Nanofiltration und der Umkehrosmose. Es ist ein Niederdruckprozess.

Ultrafiltration (UF):

Dies ist auch ein Niederdruckprozess; In diesem Fall ist der Druckgradient jedoch größer als der für die Mikrofiltration. UF-Membranen sind wie MF-Membranen porös. Die Porengröße ist kleiner. Diese Membranen lassen Wasser, gelöste anorganische und gelöste kleinere organische Moleküle passieren. In einer bestimmten Situation hängt die Auswahl der Membran (Porengröße) tatsächlich von der kleinsten Spezies ab, die beibehalten werden soll.

Es ist durch den Molekulargewichts-Cutoff-Index (MWCO) gekennzeichnet. Die Abstoßung durch eine Membran hängt nicht allein von der MWCO ab, sondern auch von der Struktur (Verzweigung) der gelösten Moleküle. Verschmutzung und Konzentrationspolarisation von UF-Membranen sind schwerer als bei MF-Membranen. Der Permeatfluss und der Druckgradient hängen von der Porengröße der Membran ab. Ultrafiltration wird im Allgemeinen zur Herstellung von hochreinem Wasser für die Wiederverwendung verwendet.

Nanofiltration (NF):

Nanofiltration ist als "lose RO" bekannt. Es ist in der Lage, Partikel mit einer Größe von bis zu 0, 001 um zu entfernen, wie organische Substanzen mit hohem Molekulargewicht, Anionen mit höheren Ladungen (mehrwertige Metallionen) und natürlich Mikroben, einschließlich Viren. Das Permeat (Wasser) ist von guter Qualität. Es erfordert nicht viel Desinfektionsbehandlung. Der Druckgradient für NF ist geringer als der für RO, aber größer als der für NF und UF.

Umkehrosmose (RO):

Unter den verschiedenen Membrantrennverfahren, die zur Behandlung von kontaminiertem Wasser eingesetzt werden, erzeugt die Umkehrosmose die beste Wasserqualität. Die für RO verwendeten Membranen werden als anisotrope (asymmetrische) nicht poröse Membranen bezeichnet. Eine solche Membran hat drei Schichten: eine dichte Oberflächenhaut, eine Zwischenschicht und eine poröse Basisschicht. Die Haut verursacht tatsächlich eine Trennung, während die anderen beiden Schichten die Haut mechanisch unterstützen.

Die Haut scheint bei der Untersuchung unter einem Rasterelektronenmikroskop nicht porös zu sein. Die Häute solcher Membranen haben kleine Defekte (entwickelt während der Produktion). Durch diese Defekte kommt es zu einem Austritt von Einstrom (Futter) zusammen mit den gelösten Stoffen. Da es sich bei den Membranen um nicht poröse Typen handelt, muss ein beträchtlich großer Druckunterschied zwischen den Membranen aufrechterhalten werden.

Es wurden verschiedene Modelle vorgeschlagen, um das Umkehrosmosephänomen zu erklären. Dies sind zwei Arten:

(a) nicht poröses Lösungsmodell und

(b) Poröses Transportmodell. Einige andere Modelle wurden ebenfalls vorgeschlagen. Keines davon kann jedoch alle experimentellen Beobachtungen erklären.

Es wurde festgestellt, dass das Ausmaß der Ablehnung anorganischer (ionischer) Substanzen von der Wertigkeit der Ionen abhängt. Sie steigt mit der Valenzzunahme. Der Grad der Abstoßung organischer Moleküle hängt von ihrer Größe, dem Typ der Membran (Polymer) und ihrer Struktur ab.

RO-Membranen sind auch anfällig für Verschmutzungen wie MF- und UF-Membranen. Die Permeat (Wasser) -Fluxrate in einem RO-Prozess ist im Vergleich zu den MF- und UF-Prozessen viel geringer. Da eine RO-Membran einem höheren Betriebsdruck ausgesetzt wird, verdichtet sie sich mit der Zeit, was zu einer fortschreitenden Abnahme des Permeatflusses führt. Einem RO-Prozess sollten Prozesse wie Tiefenfiltration / Mikrofiltration / Ultrafiltration vorangestellt werden, um Membranverschmutzung durch Ansammlung von Partikeln und großen Molekülen auf der Membranoberfläche zu reduzieren.

Dialyse:

Der Dialyseprozess wird verwendet, um bestimmte gelöste Stoffe aus einem Zuflussstrom zu entfernen und nicht in einen Retentat- und einen Permeatstrom zu spalten, wie dies bei den Membrantrennprozessen der Fall ist. Die verwendete Membran ist eine homogene poröse. Die Porengröße in einer bestimmten Situation würde von der Größe des gelösten Moleküls abhängen, die man aus einem Zufluss entfernen möchte.

Während der Dialyse erfolgt der Transport der gelösten Stoffe aufgrund ihres Konzentrationsgradienten und nicht aufgrund des Druckgradienten über eine Membran. Lösungsmittelpermeation über die Membran wird verhindert. Zur Durchführung eines Dialyseprozesses fließt ein Einstrom über eine Membranoberfläche, während ein anderer Strom (das Dialysat) über die andere Oberfläche fließt.

Das Dialysat dient zwei Zwecken:

(i) Verhindert einen Massenstrom des Lösungsmittels durch die Membran und

(ii) Er erhält den oder die gelösten Stoffe, die durch die Membran wandern (diffundieren).

Die Dialysatzusammensetzung sollte so sein, dass sie den gleichen osmotischen Druck wie der des Zuflusses hat. Dies würde einen Massenfluss des Lösungsmittels durch die Membran verhindern. Die Diffusionsgeschwindigkeit des gelösten Moleküls durch die Membran hängt von seiner Größe und seiner Konzentration durch die Membran ab. Dieses Verfahren wird nicht zur Behandlung von Abwasser verwendet. Eine bekannte Anwendung des Dialyseverfahrens ist die Blutreinigung.

Elektrodialyse:

Die Elektrodialyse ähnelt dem Dialyseverfahren in dem Sinne, dass sie nicht druckgetrieben ist. Dieser Prozess wird durchgeführt, indem ein Gleichstrompotentialgradient über einer Anordnung von Membranzellen aufrecht erhalten wird, die parallel angeordnet sind. Es ist in der Lage, nur ionische Bestandteile aus einem Zuflussstrom zu entfernen.

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.

Diese sind:

(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.

Die Reaktionen können dargestellt werden als:

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.