Atık Suların Tersiyer Arıtımı (Diyagramlı)

Atık suyun tersiyer arıtımı hakkında bilgi edinmek için bu makaleyi okuyun. Üçüncül arıtma yöntemleri: 1. Filtrasyon 2. Hava / Buhar Sıyırma 3. Biyolojik İşlemler 4. Adsorpsiyon 5. Membran Ayırma İşlemleri 6. İyon Değiştirme İşlemi 7. Yağış 8. Yükseltgenme ve İndirgenme ve 9. Dezenfeksiyon.

Uygun birincil ve ikincil işlemlerden sonra, bir atık su hala aşağıdaki kirleticilerin bir kısmını veya her birini içerebilir:

Asılı parçacıklar,

Reaksiyona girmemiş biyobozunurlar, yeniden kirletici biyobozunurlar gibi çözünmüş organik maddeler,

Biyobozunur olmayan organikler,

Kokulu ve renklendirici maddeler,

Çözünmüş inorganikler ve

Patojenler dahil mikroorganizmalar.

Yukarıda sözü edilen kirleticilerin azaltılması için kullanılan arıtma yöntemleri, Üçüncü İşlem Yöntemleri olarak adlandırılır. Bu yöntemler ve etkinlikleri Tablo 9.13'te listelenmiştir.

Bir arıtma şemasının seçimi, yani, kullanılacak arıtma yöntemleri ve bunların dizilimi, bir atık su akışında bulunan kirletici maddelere, bunların konsantrasyonlarına ve işlem görmüş atık maddenin tekrar kullanılması veya atılmasının gerekip gerekmediğine bağlı olacaktır.

Tablo 9.13'te listelenen farklı tedavi yöntemleri aşağıda kısaca açıklanmıştır.

Filtrasyon:

Çok ince askıya alınmış parçacıkların bir atık su akımından çıkarılması için üçüncü işlem şemasının bir parçası olarak filtrasyon işleminin kullanılması genellikle gerekli olmaktadır. Birincil işlemin bir parçası olarak ve ikincil işlemden sonra askıya alınmış parçacıkların çoğu çökeltme ile uzaklaştırılır. Benzer şekilde, çökelme işleminden sonra çökeltiler çökeltme ile uzaklaştırılır.

Çökeltme işlemi ince katı parçacıkları çıkarabilir, ancak çok ince parçacıklar hala asılı kalabilir. Aynı partiküllerin, adsorpsiyon, iyon değişimi, membran ayrılması, dezenfeksiyon, vb. Gibi proseslerle daha fazla işlem görmesi gerekiyorsa, bu tür partiküllerin bir atık su akımından uzaklaştırılması gerekir. İnce süspansiyon haline getirilmiş partiküller yukarıda belirtilen işlemlerin performansını engeller. Sedimantasyondan sonra asılı parçacıkların çıkarılması için, genellikle bir akış filtrasyona tabi tutulur.

İnce ve çok ince süspanse edilmiş katı partiküllerin filtrasyon yoluyla uzaklaştırılması için kullanılabilen ekipman granül ortam filtresi, mikro süzgeç, döner tambur filtresi, disk filtresi ve membran filtresidir. Bunlardan bir taneli ortam filtresi en ucuzudur. Belirli bir durumda bir filtre tipinin seçimi için kriterler, süspansiyon halindeki partiküllerin konsantrasyonu ve büyüklüğü, akış akış hızı ve istenen ayrılma derecesidir.

Hava / Buhar Sıyırma :

Sıyırma işlemine ayrıca desorpsiyon denir. Bu işlemde, gazlar ve uçucu sıvılar gibi çözünmüş çözeltiler, bir sıvı fazdan bir gaz / buhar fazına transfer edilir. Transfer edilen çözünenlerin geri kazanılmaları ve / veya bertaraf edilmeleri için ilave işlemlere ihtiyaçları vardır.

Eğer çözünen (kirletici) konsantrasyonun nispeten yüksek olması halinde, atık suyun buharla sıyrılması kullanılabilir. Buhar sıyırma işleminin seçimi için bir başka kriter, mevcut kirleticilerin yüksek derecede uçucu olması gerektiği, yani düşük kaynama noktalarına sahip olmalarıdır.

Bu süreçte, su sıcaklığının artacağı ve kirletici maddelerin uçucu hale geleceği neticesinde, canlı buhar atık suyla temas halindedir. Çözülmüş buhar ve buharın bir karışımı üretilir ve bu da yoğunlaşır.

Yoğuşma suyu ayrıca çözünen maddelerin geri kazanılması (değerliyse) veya imhası için işleme tabi tutulmalıdır. Bu işlem için, üstünde kirletici bir atık su içeren bir dolgulu sütun kullanılabilir. Böyle bir sütunun tabanında buhar verilir. Bu işlem, geri kazanılan çözünenlerin değerli olması halinde geçerli olacaktır.

Eğer kirletici konsantrasyonu düşükse ve herhangi bir piyasa değerine sahip değilse, buhar yerine sıyırma için hava kullanılabilir. Havadan sıyırma, çözünmüş amonyak ve / veya uçucu organik bileşikler gibi kirleticilerin uzaklaştırılması için uygulanabilir. Havadan sıyırma için kullanılan ekipman, şu anda karşı işlem yapan dolu bir sütundur.

Kolonu tepesinde bırakan hava akımı kirletici maddeler içerecek ve dolayısıyla atmosfere bu şekilde boşaltılamaz. Akış, aşağıdaki işlemlerin herhangi biri veya bir kombinasyonu ile işleme tabi tutulur: soğutma (yoğuşma), fırçalama, termal / katalitik oksidasyon, karbon adsorpsiyon. Burada, amonyum tuzları içeren bir atık su akımının hava ile sıyrılması gerektiği belirtilmelidir; serbest amonyak üretmek için ilk önce kireç ile muamele edilir.

Tasarım Yaklaşımı :

Çoğu hava-sıyırma işleminde atık sudaki kirletici konsantrasyonu düşük olacaktır, bu nedenle atık su seyreltik bir çözelti olarak düşünülebilir.

Böyle bir çözüm için denge ilişkisi (bir gaz fazı ve dengelenmiş sıvı fazı arasındaki) Henry kanunları tarafından yönetilir ve şöyle ifade edilebilir:

y _e = mx _e ……………… (9.91)

m = denge sabiti,

x _e = dengede sıvı faz çözünen konsantrasyonu, mol fraksiyon biriminde ifade edilen ve

ee = mol fraksiyon biriminde ifade edilen dengede gaz fazı çözünme konsantrasyonu.

Denge sabiti m'nin sayısal değeri, gaz-çözünen-sıvı sistemine, sıcaklığına ve basıncına bağlıdır. Düşük konsantrasyonda sıvı faz çözünen konsantrasyonundan bağımsızdır.

Çok sık olarak, atık suda bulunan kirleticilerin moleküler ağırlığı / ortalama moleküler ağırlıkları bilinmeyebilir, bu nedenle denge ilişkisinin şu şekilde değiştirilmesi gerekir:

y '= m'x' ……………… (9.92)

burada x 've y' sırasıyla sıvı fazda ve gaz fazında kirletici konsantrasyonunu belirtir ve ppm, yani mg / L birimi olarak ifade edilir.

Böyle bir sütunun paketlenmiş yüksekliği ZO, Eşd. (9.93).

A = birim paketlenmiş hacim başına paketleme yüzey alanı (sayısal değeri kullanılacak paketin türüne ve boyutuna bağlıdır).

A = L / m 'G,

G = m ^{3 /} sa.m ^{2 olarak} hava hızı

K _L = Uygun birimde sıvı faz kütle transferi ortak verimli,

L - m-Vhr.m ^2'deki sıvı oranı

m '= denge sabiti, Denk. (9.92),

x '= ppm birimindeki sıvı faz kirletici konsantrasyonu.

Paketlenmiş yükseklik Z ₀ ve kule kesit alanı aşağıdaki adımlarla hesaplanabilir:

1. Uygun bir paketleme şekli ve ebadı seçilir.

2. Minimum hava debisi, aşağıdaki ilişkiyi kullanarak tahmin edilir:

G _dak = Q / m 'm3 / sa

= m3 / sa olarak minimum toplam hava hızı, bu da X ½ ile dengede Y½ ile sonuçlanacaktır.

Q = m3 / saat cinsinden toplam atık su debisi.

3. Gerçek bir hava akış hızı G _gerçek / Gactual> Gmin olacak şekilde varsayılır.

Burada, daha yüksek bir G gerçek değerinin daha büyük bir kolon kesit alanı ve daha kısa bir paketlenmiş yükseklik anlamına geleceği belirtilmelidir.

4. Varsayılan G'ye göre _gerçek <L / G oranı ilişki kullanılarak hesaplanır

Q / G _gerçek = L / G

5. Hesaplanan L / G oranının ve seçilen paketin taşma özellikleri hakkında mevcut bilgilerin (standart Kütle Aktarım Kitaplarında) kullanılmasıyla G'nin uygun bir sayısal değeri tahmin edilir.

6. L / G oranının hesaplanan değeri ve G'nin tahmini değeri temel alınarak L'nin sayısal değeri hesaplanır.

7. A _c kulesinin kesit alanı, A _c = Q / L olarak değerlendirilir.

8. Son olarak, sütun dolgusu yüksekliği Z _Q, Denklem yardımıyla hesaplanır. (9.93).

Yukarıda belirtilen tasarım prosedürünün aşağıda listelenen şekilde rastgele seçilen iki faktöre dayandığını belirtmek gerekir:

1. Ambalaj türü ve büyüklüğü,

2. Varsayılan G değeri-

Bu nedenle, toplam maliyeti, yani başlangıç ​​maliyetinin ve işletme maliyetinin (pompalama maliyeti) toplamını en aza indirerek sütun boyutunu (kesit alanı ve paketlenmiş yükseklik) optimize etmek arzu edilir.

Biyolojik Prosesler :

İkincil işlemden sonra, hala bir atık su akışında bırakılan organik maddeler esasen yeniden kirletici biyobozunurlar ve biyobozunur olmayanlar olabilir. Bunların dışında bazı organik azotlu ve fosforlu bileşikler de mevcut olabilir. Bunlar biyolojik arıtma ile uzaklaştırılabilir. Bu bileşikler genellikle, bu bileşikleri içeren bir atık su akışı bir su kütlesine boşaltıldığında su bitkilerinin büyümesini teşvik ettiği için bitki besinleri olarak adlandırılır.

Atık sularda bulunan azot ve fosfor bileşikleri de biyolojik yöntemlerden başka yöntemlerle azaltılabilir.

Azotlu Bileşiklerin Biyolojik Arıtımı :

Atık suda bulunan inorganik ve organik azotlu bileşikler biyolojik yöntemlerle azaltılabilir. Arıtma işlemi, ardışık iki adımda, yani bir aerobik adım ve bir anaerobik adım olarak gerçekleştirilir. Bu adımlar ikincil tedavi sırasında gerçekleştirilebilir. Burada azotlu bileşiklerin aerobik ve anaerobik arıtması için spesifik organizmaların gerekli olduğu ve adımların ayrı reaktörlerde gerçekleştirilmesi gerektiği belirtilmelidir.

Nitrifikasyon İşlemi :

Atık suyun ilk önce aerobik arıtılması sırasında, karmaşık karbonlu ve azotlu bileşikler daha sonra oksitlenen daha basit moleküllere hidrolize edilir. Aslen atık suda bulunan azotlu bileşikler ve varsa ilave olarak ikincil muamele sırasında eklenenler kısmen yeni hücrelerin sentezi için kullanılır ve kalan kısımlar amonyum bileşiklerine dönüştürülür.

Bu bileşikler daha sonra bazı spesifik organizmaların (Nitrosomonas ve Nitrobacter bakterileri) varlığında nitrit (NO ₂ ^- ) ve nitrat (NO ₃ ^- ) 'a oksitlenir. Bu bakteriler ototroflardır. Reaksiyonlar nitrifikasyon reaksiyonları olarak adlandırılır ve karbonlu oksidasyon reaksiyonlarından daha yavaştırlar. Nitrifikasyon sırasında sadece oksidasyon (enerji üreten) reaksiyonları meydana gelmez, aynı zamanda yeni mikrobiyal hücreler de sentezlenir. Tepkiler altında olduğu gibi özetlenebilir.

Yükseltgenme Reaksiyonları:

Burada nitrifikasyon işleminin azotlu bileşikleri bazı masum maddelere dönüştürmediği, ancak bir kısmını nitrit ve nitrata okside ettiği belirtilmelidir. Diğer kısım biyokütle içine asimile edilir.

Nitrifikasyon işlemi pH değişimine ve DO konsantrasyonuna duyarlıdır. Çeşitli organik ve inorganik bileşikler tarafından inhibe edilir. İnhibitörlerin yokluğunda ve DO konsantrasyonunda 1 mg / L'den yüksek karbonlu ve azotlu bileşiklerin biyokimyasal oksidasyonu aynı anda meydana gelir. Bu, tek aşamalı bir süreç olarak adlandırılır. Organik inhibitörler mevcut olduğunda, karbonlu bileşikler ilk önce oksitlenir ve daha sonra nitrifikasyon ikinci bir reaktörde gerçekleştirilir.

Nitrifikasyon işlemi, aktive edilmiş çamur ünitesi gibi askıya alınmış bir organizma reaktöründe ya da bir damlama filtresi veya dönen bir biyolojik kontaktör gibi sabit bir film reaktöründe gerçekleştirilebilir. Bir nitrifikasyon ünitesi, nitrifikasyon kinetik parametreleri kullanan bir aerobik biriminkiyle aynı şekilde tasarlanabilir. Bu parametrelerin sayısal değerleri belirli bir durumda deneysel olarak tahmin edilebilir veya yayınlanmış literatürden elde edilebilir.

Nitrifikasyon oranı verileri, aşağıda verilen Monod'un yaklaşımı kullanılarak ilişkilendirilmiştir:

rs = amonyak-azot substrat uzaklaştırma oranı,

[X] = mikrop hücre konsantrasyonu,

[S] = substrat konsantrasyonu,

ve y = biyokütle verimi.

Substrat çıkarma oranının sıcaklık, pH ve DO konsantrasyonuna bağlı olduğu bulunmuştur.

Aktif çamur tipi nitrifikasyon ünitelerinin tasarım ve performans parametrelerinin tipik aralıkları şunlardır:

Nitrifikasyon giderme işlemi:

Atık sudaki nitrit ve nitratın biyolojik indirgenmesi nitrifikasyon olarak adlandırılır. Bu işlem sırasında nitrit ve nitrat çoğunlukla en sonunda moleküler azotta azalır ve bir kısmı sentezlenen biyokütleye dahil edilir. Genel olarak, yeterli organik karbon bileşikleri bir akıntıda bulunmadığında, bir (karbon) takviyesi olarak metanol (CH30H) eklenir.

İşlem, moleküler oksijenin yokluğunda (DO olarak mevcut) gerçekleştirilmelidir. Bu anlamda süreç anaerobiktir. Bununla birlikte, yollar aerobik olanların bazı modifikasyonlarıdır, bu nedenle işlem bazen anoksik bir işlem veya anaerobik solunum işlemi olarak adlandırılır.

Bu süreçte yer alan bakteriler doğada etkilidir. Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Flavobacterium, Micrococus, Proleus, Pseudomonas, vb. Gibi çeşitli türlerin çoğu zaman bir dehidrifikasyon ünitesinde bir arada bulunduğu bulunmuştur.

Nitrifikasyon sırasında nitrit nitrat azotunun bir kısmının sentezlenen biyokütleye dahil edildiği ve geri kalan kısmın anaerobik solunum işleminde yer aldığı belirtilmiştir. Sonuç olarak, atık suda bulunan karbon bileşikleri oksitlenir ve nitrit-nitrat, çeşitli aşamalar boyunca moleküler azot ve / veya bazı azot oksitlerine indirgenir. İşlem olarak temsil edilebilir

Burada, nitrat ve nitritin büyük bir kısmının indirgeme reaksiyonlarına maruz kaldığına dikkat edilmelidir. Nitrit ve nitratın tamamen azaltılması için, en azından bazı oksitlenebilir maddelerin (organik madde) stokiyometrik miktarının azaltılması için indirgeme-oksidasyon reaksiyonları olan nitrifikasyon reaksiyonları mevcut olmalıdır. Bir akıntıda yeterli miktarda okside edilebilir organik madde bulunmuyorsa, ek olarak metanol eklenir. Başlangıçta mevcut olan veya takviye edilen organik madde stokiyometrik miktardan daha fazla olduğunda, fazla miktar nitrifikasyon aşamasından sonra aerobik olarak biyolojik olarak parçalanır.

Yukarıdaki tartışmalardan, nitrifikasyon işlem hızının hem nitrit nitrat nitrojen [N] hem de organik substrat [S] konsantrasyonuna bağlı olacağı açıktır.

Bu işlem için Monod tipi denklem şöyle ifade edilir:

Deneysel olarak, di-nitrifikasyon reaksiyonlarının kinetik parametrelerini, yani, _mm, AW ve K'lerin değerlendirilmesi için çaba gösterilmiştir. Yukarıda belirtilen kinetik parametrelere dayanarak askıya alınmış büyüme tipi reaktörler (CSTR) için tasarım denklemleri geliştirilmiştir. Bağlı büyüme tipi reaktörler için (tasarımlı yataklar) tasarım denklemleri de geliştirilmiştir. Bu denklemlerin bazıları Tablo 9.14'te listelenmiştir. Nitrifikasyon işleminin kinetik parametrelerinin, substrata özgü olanlar gibi deneysel olarak değerlendirileceğini söylemeye gerek yoktur.

1. Askıya Alınmış Büyüme Tipi Reaktör (geri dönüşümlü CSTR)

_D, Eq kullanılarak hesaplandı. (9.59) ortalama bir yüke dayanarak, gerçek 8 _C'yi elde etmek için bir güvenlik faktörü ile çarpılmalıdır. Güvenlik faktörünün amacı tepe yük / geçici yüke dikkat etmektir ve genellikle 2 ila 2, 5 olarak alınır.

2. Ataşesi Büyüme Tipi Reaktör (Paketlenmiş Yatak).

Dezenfekte etme işlemini etkileyen faktörler pH, sıcaklık ve çözünmüş oksijen (DO) konsantrasyonudur. PH 6.0 ile 8.0 arasında değişmelidir. Dezenfekte etme oranı pH'nin altına ve 8.0'ın üzerine düşer. 7 civarında bir pH tercih edilir. Bununla birlikte, 7'den daha düşük bir başlangıç ​​(etkili) pH değeri, alkalilik işlemi sırasında üretildiği gibi herhangi bir problem oluşturmaz. Bir atık suyun arıtma sırasında daha fazla alkali olma eğiliminde olması durumunda, pH değeri 8, 0'den daha fazla olmayacak şekilde düzenlenmelidir.

Nitrifikasyon oranı sıcaklıktaki artışla artar. Bazı araştırmacılar oranın 20 ° C civarında olduğunu gözlemledi. Doğada anaerobik olan bu işlem, hızı 1 mg / L DO konsantrasyonunun üzerinde sıfır olur.

Ekipman Seçimi :

De-nitrifikasyon, askıya alınmış bir büyüme tipi reaktörde (CSTR) veya ekli bir büyüme tipi reaktörde gerçekleştirilebilir. Çözünmüş oksijen işlemi engellediği için hava girişi olmamalıdır. İşlem sırasında üretilen gazların, çoğunlukla N2 ve CO2'nin boşaltılması gerekir. Yukarıda belirtilen tip reaktörlerin tasarım ve performans parametreleri, Tablo 9.14 Tablo'da listelenmiştir.

İşlem sıralaması:

Biyolojik azot giderme işlemleri 'tek aşamalı' veya 'tek çamur' ve 'iki aşamalı' veya 'iki çamur' olmak üzere iki gruba ayrılır. Bir 'tek aşamalı' işlem, nitrifikasyon ve de nitrifikasyon adımlarının, aralarında herhangi bir çamur sınıflandırıcısı / çökeltici olmadan art arda gerçekleştirilmesi anlamına gelir. Bu tip tedavi sekansının birkaç farklı varyasyonu modadır. 'Tek aşamalı işlemin' bir örneği, Şekil 9.39'da şematik olarak gösterilen Bardenpho İşlemidir.

'Tek aşamalı bir sürecin' avantajı, hiçbir ek karbon kaynağının (elektron donörü) eklenmemesidir. İlk olarak atık suda bulunan karbonlu bileşikler, ünitedeki (1) karbon kaynağı ve aerobik aşamada (2) üretilen biyokütle (hücreler), ünitedeki (3) karbon kaynağı olarak görev yapar. işlem 'birinci birim bir aerobik (nitrifikasyon) birimdir. Bunu bir temizleyici / çözümleyici izler. Bir sonraki birim bir anaerobik (de-nitrifikasyon) birimdir. Bunu başka bir açıklayıcı / çözümleyici izler.

Böyle bir düzenlemede, anaerobik üniteye bir karbon kaynağı (elektron donörü) olarak metanol eklemek gerekli olabilir. Eklenen metanol nitrifikasyon için gereken stokiyometrik miktardan daha fazlaysa, son atık sudaki BOD seviyesini azaltmak için anaerobik ünite ile nihai temizleyici arasında ilave bir aerobik ünite sağlanacaktır.

1. Aerobik Nitrifikasyon Ünitesi,

2. Aerobik Çamur Ayırma için Arıtıcı,

3. Anaerobik Dezenfektan Ünitesi,

4. Gerekirse Artık Aşırı Metanolün Giderilmesi için Aerobik Birimi,

5. Son Çamur Giderimi için Arıtıcı.

Burada, fazla miktarda metanol ilavesinin (stokiyometrik miktarın üstünde), tam bir nitrifikasyon işleminin tamamlanmasında ve daha yüksek bir nitrat giderme oranının elde edilmesinde yardımcı olduğu belirtilmelidir. Metanol çok fazla miktarda ilave edildiğinde (örneğin yaklaşık 3500 mg / L), bir nitrifikasyon önleyici olarak hareket ettiği belirtilmelidir. Bununla birlikte, çok fazla miktarda metanol ilave etmek nadiren gerekli olmaktadır.

Biyolojik Fosfor Giderimi :

Atık suda bulunan fosfor bileşikleri, kimyasal ya da biyolojik olarak uzaklaştırılabilir. Kimyasal işlem, fosforun alüminyum fosfat / demir fosfat / kalsiyum fosfat olarak çökeltilmesi anlamına gelir.

Biyolojik arıtma, fosforun fosfor biriken hücrelere dahil edilmesine yol açar. Biyolojik işlemin kimyasal işlem üzerindeki avantajları, kimyasal maliyetin düşürülmesi ve daha az çamur üretimi ve imhasıdır. Bazen her iki işlemin bir kombinasyonu kullanılır.

Biyolojik işlem iki aşamada gerçekleştirilir. İlk aşamada, bir fosfor biriken organizmalar ile anaerobik olarak (τ ≈ 0.5 ila 1.0 saat) bir işlem gerçekleştirilir. Bu aşamada bu organizmalar, asetatları özümseyen ve ATP'nin (adenosin trifosfat) dönüşümünden ADP'ye (adenosin di-fosfat) dönüşümünden enerji kullanan hücrelerde polihidroksi bütirat (PHB) üretir ve depolar.

Sonuç olarak, ortofosfat serbest bırakılır. Bir sonraki aerobik aşamada (SRT ≈ 2 ila 4 gün) PHB oksidasyonundan elde edilen enerji, hücrelerin ortofosfatı atık sudan toplamasını ve bunları polifosfat olarak dönüştürmesini ve saklamasını sağlar. Aerobik aşamada üretilen yeni hücreler de fosforu alır ve polifosfat olarak depolar.

Şekil 9.41, temel süreci şematik olarak göstermektedir.

Biyolojik olarak azotlu ve fosforlu bileşiklerin atık sudan eşzamanlı olarak çıkarılması için temel işlemi değiştiren birkaç İşlem geliştirilmiştir. Böyle bir işlemin bir akış şeması, Şekil 9.42'de şematik olarak gösterilmiştir.

Hem azotlu hem de fosforlu bileşikler içeren bir atık su akışı aerobik arıtmaya tabi tutulduğunda, azotlu bileşikler nitrit ve nitrata oksitlenir. Nitrifiye edilmiş likörün nitrifikasyon için anoksi olarak muamele edilmesi gerekir, aksi halde nitrit-nitrat içeren geri dönüştürülmüş aerobik çamur anaerobik üniteye girer ve fosfor biriken organizmaların aktivitesini baskılayabilir. Bu, tüm işlemin fosfor giderim verimliliğinin düşmesine neden olur.

adsorpsiyon:

Atık su arıtımı için en yaygın olarak kullanılan adsorban, toz halinde veya granül halde olabilen aktif karbondur. Atık su, aktif karbon parçacıkları ile muamele edildiğinde, atık su içinde bulunan organik bileşikler, parçacıkların dış ve gözenekli yüzeylerinde adsorbe edilebilir.

Adsorpsiyon bakış açısından organik bileşikler üç geniş gruba, yani düşük molekül ağırlıklı, orta molekül ağırlıklı ve yüksek molekül ağırlıklı bileşiklere ayrılabilir. Benzen, toluen, ksilen, düşük kaynar petrol fraksiyonları, düşük moleküler ağırlıklı oksijenli ve klorlu bileşikler ve kokulu bileşikler gibi düşük moleküler ağırlıklı bileşikler, daha uçucu oldukları için VOC olarak adlandırılır.

Bunlar nispeten zayıf bir şekilde karbon parçacıkları tarafından adsorbe edilir ve dolayısıyla bunların çıkarılması için gereken karbon parçacıklarının kütlesi daha fazla olacaktır. Orta moleküler ağırlıklı organikler nispeten daha az uçucudur ve yüksek moleküler organikler uçucu olmayabilir.

Yağlar, gres, poliklorlu hidrokarbonlar, klorlu fenoller, pestisitler, herbisitler, boyalar, renklendirici madde, yüksek moleküler ağırlıklı hidrokarbonlara aittir. Bunlar, aktif karbon parçacıkları tarafından kuvvetlice adsorbe edilir ve bu nedenle adsorpsiyon yoluyla atık sudan kolayca çıkarılabilir.

Atık su arıtımında kullanılan aktif karbon, kömür, linyit, hindistan cevizi kabuğu ve bazı tarımsal artıkların karbonizasyonu yoluyla üretilir. Kömürleşmiş ürünler, gözenekliliklerini iyileştirmek ve daha aktif hale getirmek için ayrıca işlem görür. Kömür ve linyit esaslı aktif karbonlar mikro gözenekli (gözenekleri 500 A ° çap) tip olabilir.

Mikro gözenekli karbonlar önemli miktarda mezopor içerecektir (gözenekler 20 - 500 A ° çap). Mikro gözenekli karbonlar düşük moleküler ağırlıklı organiklerin adsorpsiyonu için iyidir, oysa makro gözenekli karbonlar orta ila yüksek moleküler ağırlıklı organiklerin uzaklaştırılması için uygundur. Aktive hindistan cevizi kabuğu 'karbonları temelde mikro gözeneklidir (gözenek çapı = 10A °) ve düşük moleküler ağırlıklı organiklerin uzaklaştırılması için mükemmeldir.

Bir atık su düşük ve aynı zamanda yüksek molekül ağırlıklı organik maddelerle kirlendiğinde, ikincisi tercihli olarak adsorbe edilir. Sonuç olarak, düşük molekül ağırlıklı organikler, nispeten büyük miktarda karbon kullanılmadığı sürece zayıf şekilde uzaklaştırılır.

Parçacık büyüklüğü açısından aktif karbon, toz haline getirilmiş (ince) karbonlar ve granül karbonlar olarak sınıflandırılmış iki gruba ayrılır. Toz haline getirilmiş karbonlar, 5-50 um arasında değişen bir partikül boyutuna sahip olabilir ve birim kütle başına geniş bir yüzey alanına sahip olabilir. Bu parçacıkların büyük bir kısmı rejenerasyon sırasında kaybolur. Bu nedenle, çok sık bu parçacıklar kullanımdan sonra atılır. Granül karbon parçacıklarının büyüklüğü 0, 1 ila 2, 5 mm arasındadır. Bunlar yeniden üretildi ve yeniden kullanıldı.

Atık suda inorganik tuzların varlığı, gözeneklerin tıkanmasına neden olan parçacık yüzeylerinde az miktarda çözünen inorganik maddelerin çökelmesinden dolayı organiklerin adsorpsiyonuna neden olabilir. Şiddetli yağış, yalnızca adsorpsiyon kapasitesini düşürmekle kalmayacak, aynı zamanda karbon partiküllerinin rejenerasyon için uygun olmamasına neden olacak şekilde karbon partiküllerinin topaklanmasına neden olabilir.

Bu tehdidin potansiyeli Langelier Endeksi tahmin edilerek belirlenebilir. Langelier Endeksinin pozitif bir değeri böyle bir sorunun varlığını gösterir. Böyle bir durumda, bir adsorpsiyon işlemi gerçekleştirmeden önce inorganik tuzları çıkarmak daha iyi olacaktır.

Biyokütle ve / veya diğer partikül maddeler bir atık su akışında bulunduğunda, bunlar bir adsorbe kolonunda birikecektir. Bu tür katı parçacıkların birikmesi, bir kolon boyunca daha yüksek basınç düşüşüne yol açacaktır. Bu, karbon yatak ömrünü azaltan sık geri yıkama gerektirecektir. Böyle bir sorunun üstesinden gelmek için, bir filtre karbon adsorbe ediciden önce gelmelidir.

Bir adsorberin kurulumunu seçmeden önce fizibilitesini kontrol etmek gerekir. Fizibilite değerlendirmesi için hedefler (1) uygun bir aktif karbon türü seçmek ve (2) tasarım amacıyla veri toplamak olmalıdır.

Fizibilite çalışmaları aşağıdaki yaklaşımlardan herhangi biri kullanılarak yapılabilir:

(a) Farklı kaynaklardan adsorpsiyon denge verilerini toplamak,

(b) Her bir karbon-atık su kombinasyonu için adsorpsiyon izotermini deneysel olarak değerlendirmek,

(c) Küçük ölçekli kolon denemeleri yapmak,

(d) Pilot ölçekli denemeler yapmak.

(C) ve / veya (d) yaklaşımları daha güvenilir bilgi verirken, (a) veya (b) yaklaşımları bir miktar ön bilgi verir.

Elbette bir fizibilite çalışması yapmadan önce, bir atık su akışında bulunan kirletici maddelerin (kirleticiler) bir analizi mevcut olmalıdır.

Süreç açıklaması:

Toz Karbon ile Tedavi:

Toz haline getirilmiş karbon ile atık su arıtımı sadece parti modunda gerçekleştirilir, çünkü bu tür parçacıklarla dolu bir kolon boyunca basınç düşüşü yüksek olacaktır. Genellikle, böyle bir işlem için karıştırılmış bir tank kullanılır. Gereken karbon miktarı ve bir parti işleminin süresi deneysel olarak tahmin edilir.

İşlemden sonra, tanecikler arıtılmış atık sudan süzülerek uzaklaştırılır. Harcanan partiküllerin yenilenmesi ve tekrar kullanılması ekonomik olarak uygun olmayabilirler. Bu işlem, eğer karbon karbon düşük bir fiyattan temin edilebilirse veya arıtılacak atık su miktarı oldukça küçükse kullanılabilir.

Granül Karbon ile Tedavi:

Granül aktif karbon ile bir atık su akışının arıtılması için aşağıdaki ekipman türlerinden herhangi biri kullanılabilir:

(i) Dolu bir yatak,

(ii) Genişletilmiş (genişletilmiş) yatak ve

(iii) Hareketli bir yatak.

Dolgulu bir yatak içinden atık su aşağı ya da yukarı yönde akabilir. Uzatılmış bir yatak boyunca akış yukarı yöndedir. Hareketli bir yatakta, akış ters akımdır, yani atık su yukarı doğru akar ve karbon yatak aşağı doğru hareket eder.

Yatak, tabana yakın bir yatak desteği ile donatılmış dikey bir silindir sütununda barındırılmıştır. Paketlenmiş / uzatılmış bir yatak yarı parti modunda çalıştırılır, yani yatak adsorbatla doygun hale geldiğinde, karbon yenilenmesi için çıkarılır. Hareketli bir yatak durumunda, harcanan parçacıkların bazıları alttan periyodik olarak çıkarılır ve bazı taze / rejenere edilmiş parçacıklar üste eklenir. Böyle bir yatak sürekli modda çalıştırılır.

Adsorpsiyon sırasındaki dolgulu bir yatakta, hareket etmeyecekleri için parçacıkların yıpranması olmaz. Bununla birlikte, geri yıkama sırasında (bir akışkan askıda katı maddeler içeriyorsa), bir miktar yıpranma ve para cezaları kaybı olabilir. Uzatılmış bir yatakta ya da hareketli bir yatakta parçacıkların yıpranması meydana gelir ve dolayısıyla para cezaları kaybı olur. Uzatılmış bir yatak, parçacıkları asılı tutmak için daha yüksek bir yukarı hızda çalıştırılır. Bu, kütle transfer hızını arttırır, dolayısıyla işlem daha verimli hale gelir.

Atık su normalde seri veya paralel olarak düzenlenmiş dolu adsorpsiyon kolonlarında arıtılır. Sütunlar seri halinde düzenlendiğinde, üç sütun kullanılır. Herhangi bir anda iki sütun hatta kalır ve rejenerasyon işleminden sonra üçüncü sütun bekleme olarak kalır. Önde gelen adsorber atılım gerçekleşene kadar çalıştırılır. Bu süre zarfında, ikinci sütun parlatma (yedekleme) sütunu görevi görür.

İlk sütun çığır açan sınıra ulaştığında, karbon yenilenmesi için izole edilir ve ikinci sütun ana sütun olarak kullanılır. Bekleme sütunu daha sonra seri bağlanır ve parlatma sütunu görevi görür.

Böyle bir düzenleme, atık suyun kurşun sütundan çok sık izlenmesini gerektirmez. Sütunlar paralel olarak çalıştırıldığında, yedekleme sütunu gerekli değildir, ancak, bir çıkış sınırının ötesinde çalışmasını önlemek için bir sütundan atık suyun çok sık izlenmesi gerekir.

Karbon Rejenerasyonu :

Granüle edilmiş karbon partikülleri, partikülleri bitmiş bir kolondan çıkardıktan sonra yerinde buharla sıyırma veya hava oksidasyonu ile yeniden üretilebilir. Düşük ve orta molekül ağırlıklı adsorbatlar, buharla soyma yoluyla giderilebilir. Buharla sıyırma sırasında adsorbatın belirli bir kısmı adsorbe edilmiş kalabilir. Bu kalan kısma 'topuk' denir. Bu artık adsorbat, bir sütunun “çalışma kapasitesini” azaltır.

"Topuk" un azaltılması, daha yüksek bir sıcaklıkta buhar kullanılarak uzun süreli buharda pişirme ile sağlanabilir. Yüksek moleküler ağırlıklı adsorbanlar buharla soymaya elverişli değildir. Bunlar, adsorbanların oksitlendiği hava oksidasyonu ile uzaklaştırılır. Bu işlem sırasında karbon partiküllerinin yüzeyleri bir dereceye kadar oksidasyona uğrayabilir ve partiküllerin kütle kaybına neden olabilir.

Membran Ayırma İşlemleri :

Bir membran ayırma işlemi, etkili bir buharı iki akışa, yani bir retentat / konsantre / reddetme akışına ve bir permeat / yağsız akışa böler. Geçirgen akışı akıntı içinde mevcut olan çözünen maddelerin çok azını içerecektir, oysa tutulan madde çözünen maddelerin konsantre bir çözeltisi olacaktır.

Bir atık su akışı uygun bir membran ayırma işlemine tabi tutulduğunda, içinde bulunan kirleticiler tahrip edilmez veya zararsız maddelere dönüştürülmez, ancak bunlar retentat akışında konsantre edilir.

Membran ayırma biriminin kalbi, membran olarak adlandırılan bir bileşendir. Bir membran, bir akışkanla temas ettiğinde akışkan içinde mevcut bileşenlerin bazılarını tercihli bir şekilde tutan veya tutan ve bazı diğer bileşenlerin membrandan geçmesine veya rahatsız edilmemesine izin veren bir madde olarak tanımlanabilir.

Bir zarın birikme durumu katı veya sıvı veya jel olabilir. Katı bir membran inorganik bir film veya bir polimer film olabilir. Bir sıvı zarın, bazı çözünenlerin tercihli bir şekilde çıkarılması gereken sıvı formuyla karıştırılmaması gerekir. İnorganik film, sıvı ve jel membranlar sınırlı uygulama alanlarına sahipken, polimerik membranlar daha geniş uygulama alanlarına sahiptir.

Polimerik bir membran gözenekli veya gözeneksiz olabilir. Çoğu durumda bir polimerik membran kullanan işlemlerin itici gücü, basınç gradyanıdır. Basınç tahrikli bir ayırma işleminde, tutulan bileşenlerin yüzeyleri üzerinde birikmesi nedeniyle membranlar kirlenir. Ayrıca, üst üste gelen baskı yüzünden sıkışırlar. Bu etkilerden dolayı, nüfuz etme oranı zamanla azalır.

Burada, bir atık su akışının arıtılması için bir zar ayırma işlemi kullanıldığında, retentatın kirletici maddelerin çoğunu içereceği ve aynı zamanda kirleticilerin azaltılması için daha fazla arıtılması gerektiği belirtilmelidir.

Genel olarak membranlar pahalıdır ve kısa ömürlüdür. Ayrıca, işletme (güç) maliyeti nispeten yüksektir. Bu nedenle normal olarak membran ayırma işlemleri, atık su akımlarının arıtılması için kullanılmaz, amaç, bazı değerli materyalleri bir atık su akımından geri kazanmak veya permeatı yeniden kullanım için geri kazanmak değildir.

Membran ayırma işlemleri mikro filtrasyon (MF), ultra filtrasyon (UF), Nano filtrasyon (NF), ters osmoz (OR), diyaliz, elektro-diyaliz ve gaz ayrımı olarak sınıflandırılmıştır. Tablo 9.15'te bu işlemlerin özellikleri, kısıtlamaları ve diğer belirgin özellikleri listelenmiştir.

Membran Malzemesi:

Ticari olarak çeşitli organik polimerik membran türleri mevcuttur. Selüloz asetat, aromatik poliamid, akril-alkil poliamid, polivinil aikol, polikarbonat, polisülfon, poliakrilonitril, polietilen, polipropilen, politetrafloroetilen vb.

Belirli bir durumda membran malzemesinin seçimi, aşağıdaki faktörlere bağlıdır:

1. Amaç,

2. Tutulacak unsurlar,

3. Mevcut diğer bileşenler,

4. Etkili pH ve

5. Maliyet.

Süreç açıklaması:

Mikro filtrasyon (MF):

Mikro filtrasyon membranları gözeneklidir. Gözenek ebadı 0.02-2 um arasında değişmektedir. Tutulan parçacıklar (ince parçacıklar ve kolloidler) yanı sıra bakteri ve bazı virüsleri içeren diğer mikro-organizmalar.

Bu tür bir işlemden gelen nüfuz, çözünmüş inorganik ve organik iyonları ve molekülleri ve virüsleri (doğrusal boyutta 0.02 um'den küçük) ve tabii ki taşıyıcı sıvıyı (su) içerecektir. İşlem, Nano filtrasyondan veya ters ozmozdan önce atık suyun ön arıtılması için kullanılabilir. Bazen bir membran biyo-reaktör (MBR) biriminin bir parçası olarak kullanılır.

Bu işlemin ayrılma mekanizması yüzey filtrasyonu / elemedir. Gözeneklerden daha büyük olan parçacıklar korunur. Bu membranlar hem iç hem de dış kirlenmeye maruz kalır. İç kirlenme, gözeneklerin içindeki partiküllerin bağlanması ve membran yüzeyine adsorpsiyon / çöktürme nedeniyle oluşur. Dış kirlenme, nüfuz eden akış tarafından membran yüzeyine taşınan ve membran tarafından tutulan durgun bir parçacık tabakası oluşumu sonucu saray alır. Mikro filtrasyon permeat akısı, ultra filtrasyon, Nano filtrasyon ve ters ozmozdan daha yüksektir. Düşük basınçlı bir işlemdir.

Ultra filtreleme (UF):

Bu aynı zamanda düşük bir basınç işlemidir; Bununla birlikte, bu durumda, basınç gradyanı mikro-filtrasyon için olandan daha fazladır. UF membranları, MF membranları gibi gözeneklidir. Gözenek boyutu daha küçüktür. Bu membranlar suyun, çözünmüş inorganik ve çözünmüş daha küçük organik moleküllerin içinden geçmesine izin verir. Aslında, belirli bir durumda membran (gözenek boyutu) seçimi, tutulacak en küçük moleküler ağırlık türüne bağlıdır.

'Moleküler ağırlık kesme (MWCO) endeksi' ile tanımlanır. Bir membran tarafından reddetme, sadece MWCO'ya değil aynı zamanda çözünen moleküllerinin yapısına (dallanmasına) da bağlıdır. UF membranlarının kirlenmesi ve konsantrasyon polarizasyonu, MF membranlarındakilerden daha şiddetlidir. Geçirgen akı ve basınç gradyanı membran gözenek boyutuna bağlıdır. Ultra filtrasyon genellikle yüksek saflıkta yeniden kullanım suyu üretimi için kullanılır.

Nano filtrasyon (NF):

Nano filtrasyon 'gevşek RO' olarak bilinir. Yüksek moleküler ağırlıklı organikler, daha yüksek yüklü anyonlar (çok değerlikli metal iyonları) ve tabii ki virüs içeren mikroplar gibi 0.001 pm kadar küçük partikülleri temizleyebilir. Geçirgen (su) iyi kalitededir. Çok fazla dezenfeksiyon tedavisi gerektirmez. NF için basınç gradyanı RO için olandan düşüktür, ancak NF ve UF için olanlardan daha yüksektir.

Ters Ozmoz (RO):

Kirlenmiş suyun arıtılması için kullanılan farklı membran ayırma işlemlerinden ters osmoz en iyi kalitede suyu üretir. RO için kullanılan membranlara anizotropik (Asimetrik) gözenekli olmayan membranlar denir. Böyle bir zarın üç katmanı vardır: yoğun bir yüzey cildi, bir ara kat ve bir gözenekli baz kat. Deri aslında ayrılmaya neden olurken, diğer iki katman cilde mekanik destek verir.

Taramalı elektron mikroskobu altında incelendiğinde cildin gözeneksiz olduğu görülür. Bu tür membranların derileri küçük hatalara (üretim sırasında gelişti) dağıldı. Bu kusurlar sayesinde, çözünenlerle birlikte akışın (besleme) sızması meydana gelir. Membranlar gözeneksiz tip olduğundan, büyük ölçüde büyük bir basınç farkının membranlar boyunca korunması gerekir.

Ters ozmoz fenomenini açıklamak için çeşitli modeller önerilmiştir. Bunlar iki türdür:

(a) Gözeneksiz çözelti modeli ve

(b) Gözenekli taşıma modeli. Bazı başka modeller de önerilmiştir. Ancak bunların hiçbiri deneysel gözlemlerin hepsini açıklayamıyor.

İnorganik (iyonik) maddelerin reddedilme derecesinin iyonların değerine bağlı olduğu bulunmuştur. Değerlikteki artışla artar. Organik moleküllerin reddedilme derecesi, büyüklüklerine, membran (polimer) tipine ve yapısına bağlıdır.

RO membranları, MF ve UF membranları gibi tıkanmalara da duyarlıdır. Bir RO işleminde geçirgen (su) akı oranı, MF ve UF işlemlerine kıyasla çok daha düşüktür. Üstelik, bir RO membranı daha yüksek bir çalışma basıncına maruz kaldığından, zamanla sıkıştırılır ve bu da permeat akışında kademeli bir düşüşe neden olur. Bir RO prosesi, membran yüzeyinde partiküllerin ve büyük moleküllerin birikmesinden dolayı membran tıkanmasını azaltmak için derinlik filtrasyonu / mikro filtrasyon / ultra filtrasyon gibi proseslerden önce yapılmalıdır.

Diyaliz:

Diyaliz işlemi, bazı spesifik solütleri, etkili bir akımdan çıkarmak ve membran ayırma işlemlerinde olduğu gibi onu bir retentat ve bir permeat akışına bölmek için kullanılır. Kullanılan membran, homojen bir gözeneklidir. Belirli bir durumda gözenek büyüklüğü, birinin bir etkiden çıkarmak istediği çözünen molekül büyüklüğüne bağlı olacaktır.

Diyaliz sırasında, çözünen maddelerin taşınması, konsantrasyon gradyanları nedeniyle ve basınç gradyanları nedeniyle olmayan bir zar boyunca gerçekleşir. Zar boyunca solvent geçirgenliği önlenir. Bir diyaliz işleminin gerçekleştirilmesi için, bir membran yüzeyi üzerinde akarken, bir başka akış (diyalizat) diğer yüzeye akarken bir etkiye sahiptir.

Diyalizat iki amaca hizmet eder:

(i) Çözücünün zar boyunca toplu akışını önler ve

(ii) Membran içinden geçen (dağınık) çözünen (ler) i alır.

Diyalizat bileşimi, akışınki ile aynı ozmotik basınca sahip olacak şekilde olmalıdır. Bu, çözücünün zar boyunca toplu akışını önleyecektir. Çözünen molekülünün membrandan difüzyon hızı, büyüklüğüne ve membrandaki konsantrasyonuna bağlı olacaktır. Bu işlem atık suyun arıtılması için kullanılmaz. Diyaliz işleminin iyi bilinen bir uygulaması kan saflaştırmasıdır.

Elektro diyaliz:

Elektro diyaliz, basınçla tahrik edilmemesi anlamında diyaliz işlemine biraz benzemektedir. Bu işlem, paralel olarak yerleştirilmiş membran hücrelerinin bir tertibatı boyunca bir DC elektrik potansiyel gradyanının muhafaza edilmesiyle gerçekleştirilir. Etkili bir akıntıdan yalnızca iyonik bileşenleri kaldırabilir.

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.

Bunlar:

(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.

Tepkimeler şu şekilde temsil edilebilir:

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:

Oksidasyon:

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

Dezenfeksiyon:

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.