Trattamento primario delle acque reflue
Leggi questo articolo per conoscere il trattamento primario delle acque reflue: 1. Screening 2. Rimozione della grana 3. Ispessimento / sedimentazione 4. Galleggiamento dell'aria e 5. Rimozione del colloidale.
Dopo la regolazione e l'equalizzazione del pH, un flusso di acque reflue viene sottoposto a trattamento primario. L'obiettivo del trattamento primario è rimuovere le sostanze sospese dalle acque reflue. La selezione di una tecnica / tecniche da impiegare per la rimozione di sostanze sospese da una corrente di acque reflue dipende dal fatto che le particelle siano solide o liquide.
La selezione della tecnica dipende anche dalla densità e dalla dimensione delle particelle solide. La rimozione di particelle solide è essenziale in quanto è probabile che si accumulino in condotte, pompe e unità di trattamento successive e quindi interrompano il funzionamento dell'impianto di trattamento degli effluenti (ETP). La rimozione del liquido sospeso (oli, grassi e grassi) dalle acque reflue deve essere effettuata in quanto potrebbero influire negativamente sulle prestazioni delle unità di trattamento secondario e terziario.
Le particelle solide più grandi (15 mm o più) vengono rimosse mediante screening. Particelle grossolane (0, 1 mm o più grandi) e più dense vengono arrestate in una camera a grana o in un idrociclone. Le particelle di densi più sottili di 0, 1 mm (ma non i colloidi) possono essere depositate in un addensante o rimosse mediante la tecnica di galleggiamento ad aria disciolta (DAF) o di galleggiamento indotto.
In effetti, la completa rimozione di particelle fini sia più pesanti che più leggere può essere ottenuta solo mediante filtrazione. Tuttavia, l'operazione di filtrazione per la rimozione di particelle fini generalmente impiegata solo come parte del trattamento finale (lucidatura) e non come parte del trattamento primario.
Per la rimozione delle particelle solide sospese, le operazioni vengono eseguite nella seguente sequenza:
1. Screening,
2. Rimozione della grana (rimozione della camera di granigliatura-95% se di 0, 2 mm o superiore; rimozione di idro ciclone-95% di 0, 1 mm o superiore),
3. Ispessimento / sedimentazione,
4. DAF / galleggiamento pneumatico indotto,
5. Rimozione del colloidale.
1. Screening:
Lo screening dovrebbe essere fatto proprio all'ingresso di un impianto di trattamento delle acque reflue. Lo scopo è quello di rimuovere le particelle più grandi sia più leggere che più pesanti dell'acqua per proteggere le unità di trattamento a valle dall'otturazione.
I materiali discutibili che devono essere rimossi sono stracci, pezzi di gomma e plastica, componenti / pezzi rotti di macchinari e altri materiali vari. Gli schermi utilizzati sono metallici e hanno aperture rettangolari o circolari uniformi.
Questi possono essere costituiti da barre o barre parallele, grigliati, piastre forate, reti metalliche, ecc. Le schermature vengono rimosse manualmente o meccanicamente e possono essere smaltite come materiali di discarica o inceneriti. Gli schermi sono classificati come grossolani, medi o fini a seconda delle dimensioni delle aperture. Gli schermi grossolani hanno aperture di 75-150 mm, quelli medi hanno 20-50 mm e gli schermi sottili hanno aperture inferiori a 20 mm.
Gli schermi sono generalmente di due tipi:
1. Un rack composto da barre o barre parallele disposte ad angolo con il piano orizzontale.
2. Uno schermo mobile, un tamburo rotante orizzontale o un disco rotante verticale fatto di lamiera perforata o rete metallica.
Un rack è costruito posizionando barre o aste parallelamente ad un angolo con il piano orizzontale in modo da coprire l'intera larghezza di un canale di flusso di acque reflue. Le barre o le aste sono saldate a un telaio con una piattaforma orizzontale nella parte superiore. La piattaforma potrebbe presentare delle perforazioni in modo tale che le scaffalature memorizzate temporaneamente possano scaricarsi. Una disposizione alternativa è quella di posizionare un carrello sulla piattaforma per la raccolta e la rimozione della scaffalatura.
Le barre sono utilmente larghe da 10 a 15 mm sul lato a monte e si assottigliano leggermente verso il lato a valle. La distanza tra le barre e l'angolo di un rack con il piano orizzontale dipende dal fatto che debba essere pulito manualmente o meccanicamente. Le caratteristiche comunemente utilizzate di un rack sono fornite nella Tabella 9.1.
La frequenza di pulizia dipende dal tasso di accumulo di solidi sospesi in sospensione. La pulizia manuale si ottiene spazzando un rastrello manualmente verso l'alto periodicamente, mentre la pulizia meccanica viene eseguita con l'ausilio di un rastrello rotante verso l'alto. Un rastrello meccanico può essere azionato in modo continuo a bassa velocità o in modo intermittente.
La velocità lineare delle acque reflue nel canale di avvicinamento non deve essere inferiore a 0, 3 m / s per evitare la deposizione di sedimenti nel canale. La velocità attraverso gli schermi dovrebbe normalmente essere da 0, 6 m / sa 1, 2 m / s.
La perdita di carico attraverso uno schermo a barre è normalmente compresa tra 0, 08 e 0, 15 m. Non dovrebbe essere più di 0, 3 m. Oltre agli schermi a barre, vengono utilizzati anche schermi a tamburo rotante e a disco in acciaio inossidabile o fogli perforati non ferrosi o reti metalliche. Le aperture di tali schermi generalmente variano tra 0, 2 mm e 3 mm.
Gli schermi a tamburo rotante sono posizionati orizzontalmente con l'estremità a monte aperta e l'estremità a valle chiusa. Si trova in un canale che copre tutta la sua larghezza e normalmente viene tenuto semisommerso. Attraverso l'estremità aperta del cestello entra l'acqua di scarico e il filtrato scorre attraverso le aperture periferiche.
Il tamburo ruota a bassa velocità (da 4 a 7 giri / min). Quando il tamburo gira, i solidi raccolti vengono sollevati al di sopra del livello dell'acqua e infine quelli vengono lavati indietro in un recipiente o un trasportatore situato all'interno del tamburo vicino al punto più alto del tamburo.
Un disco circolare verticale fatto di uno schermo ruota su un albero orizzontale a metà circa sommerso coprendo l'intera sezione trasversale di un canale aperto. L'acqua di scarico scorre attraverso le aperture dello schermo e le particelle solide sospese vengono trattenute sulla sua superficie. Mentre lo schermo che trasporta le particelle solide si alza sopra il livello del liquido, queste vengono risciacquate in un trogolo.
triturazione:
Un'alternativa all'operazione di screening è la comminuzione. Elimina i problemi associati alla raccolta, rimozione, conservazione e gestione delle proiezioni. I dispositivi di sminuzzamento noti come comminutori intercettano le grandi particelle solide sospese e li tagliano sminuzzando e macinando in piccoli pezzi senza rimuoverli dall'acqua. Le particelle triturate e macinate passano attraverso il comminutore. Questi sono infine separati dalle acque reflue in una camera a grana o in una vasca di decantazione primaria.
2. Rimozione della grana:
Le graniglie sono particelle solide inorganiche granulari più pesanti dell'acqua.
La rimozione di tali particelle dalle acque reflue è necessaria per raggiungere i seguenti obiettivi:
1. Per evitare l'usura dei componenti meccanici delle apparecchiature di trattamento a valle, come pompe, agitatori, ecc. A causa dell'abrasione,
2. Per evitare l'intasamento delle condotte, e
3. Per prevenire l'accumulo nelle unità di trattamento secondario che altrimenti richiederebbero una pulizia frequente
Le particelle solide inorganiche essendo più pesanti dell'acqua si separano da una corrente che scorre a causa della gravità. Una camera in cui viene effettuata tale separazione è indicata come una camera di graniglia. La camera è progettata in modo tale che pochissime particelle organiche sospese, che sono generalmente più leggere dell'acqua, si sistemano in essa.
In alternativa, la grana può essere rimossa da un flusso di acque reflue in un idrociclone. Una camera di graniglia è fondamentalmente un canale aperto all'estremità di scarico (uscita) di cui uno stramazzo o altra ostruzione è posizionato in modo da mantenere una velocità costante del liquido nel canale indipendentemente dalla profondità del liquido in esso.
Generalmente una camera di graniglia è progettata per la rimozione di circa il 95% delle particelle solide di 0, 2 mm. La velocità del liquido mantenuta in una camera di graniglia è nell'intervallo da 0, 15 m / sa 0, 30 m / s. Molto spesso la velocità è di circa 0, 3 m / s. Le particelle solide, che si depositano sul letto del canale, vengono rimosse manualmente o meccanicamente.
Una camera di graniglia può essere di sezione trasversale rettangolare o parabolica (trapezoidale). Il dispositivo di controllo del flusso usato all'estremità di uscita di una camera a grana di sezione trasversale rettangolare può essere uno stramazzo di tipo proporzionale o uno stramazzo di tipo sutro o un par-shall flume.
Sia lo stramazzo proporzionale che lo stramazzo sutro hanno uno sbarramento e un orifizio come mostrato nelle Figg. 9.3A e 9.3B:
Il bordo inferiore di uno sbarramento proporzionale è dritto e orizzontale. Si trova ad un'altezza compresa tra 15 e 30 cm sopra il letto del canale. I lati dell'orifizio sono curvi. Lo stramazzo sutro è un tipo di diga proporzionale. Un lato del suo orifizio è dritto e verticale mentre l'altro lato è curvo.
Approccio alla progettazione della camera a grana rettangolare a sezione trasversale:
In una camera a grana particelle discrete di dimensioni relativamente più grossolane si depositano sotto l'influenza della gravità mentre l'acqua di scarico che scorre cerca di trasportarle verso l'estremità di uscita della camera. Le dimensioni della camera dovrebbero essere tali che la maggior parte delle particelle di una dimensione preselezionata si depositino sul pavimento della camera prima di essere trascinate fuori dal canale.
Normalmente è progettato per la rimozione totale di particelle aventi dimensioni pari o superiori a 0, 2 mm da un flusso di acque reflue. Il dispositivo di controllo del flusso e la sezione trasversale della camera devono essere progettati in modo tale che la velocità del liquido attraverso la camera sia uniforme indipendentemente dalla portata volumetrica dell'acqua di scarico in un determinato istante di tempo.
Dimensionamento camera e design stramazzo rettangolari:
Le dimensioni di una camera a grana rettangolare e lo stramazzo possono essere valutate attraverso i seguenti passaggi:
Step-I
Seleziona la dimensione minima delle particelle, che deve essere trattenuta nella camera. Accertare la sua densità
In assenza delle informazioni specifiche si può ipotizzare quanto segue:
dp = 0, 2 mm e sp. gr. = 2, 65
Step-II :
Calcola la velocità di purga e la velocità di sedimentazione libera della particella selezionata usando le Eq. (9.1) e (9.2) rispettivamente
dove c = 0, 03 per particelle granulari sabbiose e 0, 06 per particelle appiccicose,
f = 0, 03
g = 9, 81 m / s 2
dp = diametro della particella in m e θ 0 in m / s
dove C D = coefficiente di resistenza
dove v = viscosità cinematica dell'acqua alla temperatura di esercizio.
Quando non sono disponibili informazioni sufficienti per la stima di v 0 e v s, vengono presi come 0.3 m / s.
Step-Ill:
L'area della sezione trasversale della camera è stimata come
dove Q = portata volumetrica massima del flusso di acque reflue in m 3 / s.
Step-IV :
La profondità del liquido h nel canale corrispondente alla portata Q viene stimata assumendo un'ampiezza della camera W adeguata utilizzando l'Eq. (9.4),
La profondità effettiva della camera H è considerata come
H = h + altezza scheda libera + profondità di graniglia accumulata / profondità del trasportatore meccanico.
L'altezza della scheda libera è pari a 0, 3-0, 6 me la profondità del trasportatore è compresa tra 0, 15 e 0, 3 m.
Step-V :
Il rapporto teorico tra la lunghezza della camera L e la profondità del liquido h deve essere uguale a quello di u 0 a u s per la rimozione completa delle particelle preselezionate di dimensione dp.
La lunghezza effettiva della camera dovrebbe essere presa come
L actual = 1 -5 a 2 volte la lunghezza teorica calcolata L theo .
Tali dimensioni di una camera di graniglia dovrebbero comportare un tempo di detenzione di circa 30 a 60 secondi.
Step-VI Weir Design:
A. Weir proporzionale:
Per una diga simmetrica (proporzionale) le dimensioni (Fig. 9.3.A) da calcolare sono h, W ', a e b. h per una diga proporzionale viene calcolata usando l'Eq. (9.4).
La velocità di flusso attraverso tale sbarramento è data dalla seguente equazione:
La dimensione di un intervallo tra 25 e 50 mm. Normalmente è preso come 37 mm.
b è stimato usando l'Eq. (9.6) dopo aver assunto un valore adeguato di a. Il profilo dei bordi curvi dello sbarramento (orifizio) si ottiene usando l'Eq. (9.7) come mostrato di seguito.
B. Sutro Weir:
Uno stramazzo sutro è una diga proporzionale asimmetrica (Fig. 9.3B). La sua procedura di progettazione è simile a quella di una diga proporzionale. Le seguenti equazioni devono essere utilizzate per il calcolo delle dimensioni della traversa,
a ', b', w 'e h. h è considerato uguale a quello calcolato usando l'Eq. (9.4). La dimensione di un 'può essere presa come 37 mm. b 'è stimato usando l'Eq. (9.8) indicato di seguito.
Il profilo del bordo curvo della diga viene stimato usando l'Eq. (9.9) come indicato qui sotto.
Approccio alla progettazione della camera a grana a sezione trasversale trapezoidale:
Una camera di graniglia dotata di uno stramazzo a larghezza fissa dovrebbe teoricamente avere una sezione trasversale parabolica in modo da mantenere una velocità in avanti costante nella camera indipendentemente dalla profondità del liquido in essa. La perdita di carico nella sezione di controllo di tale camera è molto inferiore rispetto a quella di una camera a sezione trasversale rettangolare. Tuttavia, poiché è difficile costruire una camera con una sezione trasversale parabolica, il profilo della sezione trasversale effettivo viene approssimato da un trapezio.
Le dimensioni di una camera a grana e quelle dello stramazzo di controllo possono essere stimate utilizzando la seguente procedura:
Step-I:
La velocità di purga θ O e la velocità di sedimentazione libera delle particelle di dimensioni più piccole, che devono essere trattenute nella camera di graniglia, devono essere calcolate usando Eq. (9.1) e (9.2) rispettivamente.
Step-II:
Utilizzando il valore calcolato di 0 l'area della sezione trasversale della camera viene stimata con l'aiuto dell'Eq. (9.3).
Step-Ill:
In questo tipo di camera di graniglia, la larghezza è una funzione del livello del liquido sopra lo spazio / spazio di stoccaggio della sabbia per un trasportatore meccanico. Si assume la larghezza massima, W max, della camera. Sulla base di questo W max ipotizzato e della portata massima dell'acqua di scarico specificata, la profondità del liquido nella camera proposta deve essere calcolata utilizzando l'Eq. (9.10).
La profondità effettiva della camera H deve essere presa come
H = h + altezza scheda libera + profondità di graniglia accumulata / profondità del trasportatore meccanico.
La larghezza della camera alla sua base dipende dalla larghezza del trasportatore da utilizzare. Può essere preso come 0, 6 m in assenza di informazioni specifiche.
Basandosi sul presupposto W la larghezza della base e la h calcolata, le dimensioni di un trapezio che si approssimano a una parabola sono accertate come mostrato in Fig. 9.4.
Step-IV:
La lunghezza di una camera di granulosità trapezoidale viene calcolata nello stesso modo di una camera di sezione rettangolare, cioè utilizzando l'Eq. (9.5):
Step - V:
La sezione di controllo per una camera a grana trapezoidale è un'apertura rettangolare verticale di larghezza costante a. La larghezza a viene calcolata utilizzando l'equazione del bilancio energetico tra un punto a monte e il punto critico (sezione di controllo).
dove d c e ν c sono rispettivamente la profondità e la velocità del liquido nei punti critici.
L'ultimo termine sulla destra di Eq. (9.11) indica la perdita di carico alla diga. Nel punto critico
h e ν o essendo noto, u c è calcolato usando l'Eq. (9.13) che si ottiene combinando Eq (9.11) e (9.12) e riorganizzando l'equazione combinata
La larghezza a della diga deve essere stimata bilanciando la portata volumetrica attraverso la sezione di controllo.
Esempio 9.2: Granula :
Una camera di graniglia deve essere progettata per la gestione delle acque reflue ad una velocità di 1035 m 3 / ora. Le seguenti informazioni sono disponibili
Temperatura ambiente media = 26 ° C,
Sp. gr. di particelle di sabbia da separare = 2, 60
Diametro delle particelle di sabbia più piccole (sabbiose) da rimuovere = 0, 25 mm.
Soluzione:
Camera di graniglia rettangolare dotata di una diga proporzionale.
Dimensioni di una camera rettangolare:
Le seguenti equazioni e relazioni devono essere utilizzate per trovare le dimensioni di una camera rettangolare:
Area della sezione trasversale della camera:
Profondità di liquido in camera:
Profondità di liquido in camera:
Profondità effettiva della camera:
Lunghezza della camera:
Disegno Weir proporzionale:
Camera a grana trapezoidale:
La profondità del liquido nella camera deve essere calcolata usando l'Eq. (9.10):
Si presuppone che la larghezza della camera sia di 1, 75 m.
Profondità della camera, H = h + bordo libero + profondità del trasportatore
= (1, 4 + 0, 3 + 0, 2) m = 1, 9 m.
Lunghezza teorica della camera,
La larghezza della rete a viene calcolata usando le seguenti equazioni:
Profilo della camera trapezoidale:
Il profilo della camera viene calcolato attraverso i seguenti passaggi:
Step-I:
Si stima che il profilo di una parabola soddisfi la condizione,
Corrispondente alla profondità del liquido 1, 4 m sopra il trasportatore.
dove h '- profondità del liquido sopra il trasportatore e
w = larghezza della parabola corrispondente a
Area della sezione della parabola corrispondente a h '= h = 1, 4 m
e W '= W = 1, 75 mis
L'area A di una parabola con altezza h e larghezza W è espressa come
Quindi, il profilo della parabola sarebbe
Step-II:
Questi dati sono tracciati su una scala adeguata e una curva liscia viene disegnata attraverso i punti come mostrato in Fig. Es. 9.2 A h '= 0 viene disegnata una tangente alla parabola. Su questa linea sono contrassegnati ± 0, 3 m che rappresentano la larghezza di un trasportatore. La larghezza del trasportatore è pari a 0, 6 m in assenza di informazioni specifiche sulla larghezza del trasportatore.
Le tangenti vengono disegnate sulla parabola attraverso i punti 0, ± 0, 3. Due linee verticali sono tracciate attraverso i punti 1.7, ± 0.875. Queste linee intersecano le tangenti tracciate in precedenza nei punti B ed E. La figura trapezoidale ABCDEF rappresenta il profilo della camera di graniglia.
idrociclone:
In una camera di granulosità le particelle solide si depositano sul pavimento a causa della forza gravitazionale, mentre in un idrociclone la separazione delle particelle dalla maggior parte delle acque reflue avviene a causa della forza centrifuga. Un idrociclone è in qualche modo simile in apparenza ad un ciclone di polvere convenzionale come mostrato in Fig 9.5. Normalmente il suo diametro è molto più piccolo rispetto a quello di un ciclone di polvere.
Una corrente di acque reflue contenente particelle solide sospese viene introdotta tangenzialmente vicino alla sommità della porzione cilindrica. La sospensione dopo l'ingresso nell'idro-ciclone sviluppa il movimento rotatorio e le spirali verso il basso formano un vortice. La forza centrifuga sviluppata a causa del movimento rotatorio della sospensione forza le particelle solide più pesanti (rispetto all'acqua) e non troppo fini verso la parete dell'idro-ciclone.
Al raggiungimento del muro le particelle perdono il loro slancio e scivolano verso il basso lungo il muro. Quando la sospensione entra nella sezione conica dell'idro-ciclone, il contenuto solido della poltiglia in movimento verso il basso aumenta e l'acqua che trasporta particelle più sottili e più leggere si sposta verso l'alto sotto forma di un vortice interno.
Infine, una sospensione più densa lascia il dispositivo all'apice del cono, mentre una corrente relativamente più pulita contenente le particelle rimanenti esce attraverso un'apertura di sfioro ventilata posizionata centralmente nella parte superiore della sezione cilindrica.
In un idrocodone, la differenza di pressione tra l'ingresso tangenziale e l'uscita centrale nella parte superiore è relativamente elevata (rispetto a quella della camera di graniglia). Quindi, l'influente (a un idrociclone) dovrebbe essere sotto pressione o una pompa deve essere installata per pompare l'influenza. La pressione all'ingresso deve essere almeno 0, 5 kg / cm 2 superiore a quella in uscita.
3. Ispessimento / sedimentazione:
L'ispessimento è anche un processo di separazione per gravità come il processo di rimozione della sabbia. Questa operazione è anche indicata come sedimentazione. Viene utilizzato per la rimozione di particelle fini fini e di flo (cluster di particelle molto fini) più pesanti dell'acqua come parte dello schema di trattamento primario. Viene anche utilizzato per la rimozione di particelle sospese (fanghi) dopo il trattamento secondario e per la rimozione dei precipitati prodotti durante il trattamento terziario. Le particelle più fini di 0, 2 mm vengono separate dalle acque reflue mediante ispessimento / sedimentazione.
L'obiettivo di ispessimento / sedimentazione è quello di dividere una sospensione in un eccesso di detergente e un sedimento / fango di fondo con un contenuto solido maggiore di quello nell'influente. Le caratteristiche di sedimentazione delle particelle fini sospese dipendono dalla loro dimensione, densità, concentrazione e se sono presenti come particelle discrete o floes.
La sedimentazione di particelle discrete a bassa concentrazione viene indicata come sedimentazione libera. Durante la deposizione libera le particelle si depositano individualmente senza alcuna interferenza dalle particelle vicine. La velocità di decantazione libera delle particelle può essere calcolata utilizzando l'equazione di Stokes o l'equazione di Newton a seconda del numero di particelle di Reynolds A una concentrazione solida più elevata di particelle discrete (più di 2000 mg / L) la sedimentazione delle singole particelle è influenzata dalle particelle vicine. Questa situazione viene definita come un regolamento ostacolato.
Normalmente le particelle discrete presenti in un flusso di acque reflue non avrebbero dimensioni e densità uniformi; quindi, per progettare un colono, i dati relativi alla velocità di assestamento si ottengono sperimentalmente eseguendo prove su una colonna di sedimentazione (Fig. 9.6).
La maggior parte dei solidi sospesi nelle acque reflue industriali sono di natura estremamente fragile. I Flo sono agglomerati di particelle fini con acqua intrappolata in essi. Non hanno alcuna geometria e dimensione specifica; quindi i loro tassi di sedimentazione non possono essere stimati con l'aiuto di alcuna equazione teoricamente derivata.
Mentre si stabiliscono si uniscono e le loro dimensioni e la loro massa aumentano. Di conseguenza, la loro velocità di assestamento cambia. Questo tipo di sedimentazione avviene in coloni secondari, che vengono utilizzati per la sedimentazione dei fanghi aerobici e anaerobici e per la sedimentazione dei banchi chimici prodotti durante la precipitazione.
L'assestamento di banchi viene definito come assestamento di zone.
Il processo si svolge attraverso le seguenti fasi durante una prova batch:
(1) Il flo iniziale inizialmente omogeneo si deposita senza coalescenza mantenendo una posizione relativamente fissa l'una rispetto all'altra. Un'interfaccia solido solido liquido si sviluppa in alto. I carri si avvicinano al fondo di un giaciglio sul pavimento e iniziano a coalizzarsi.
(2) Lo spessore dello strato superiore libero dai flo e quello dello strato più coalescente più in basso aumenta. Lo spessore della zona omogenea diminuisce. Una zona che ha una consistenza intermedia tra lo strato omogeneo e lo strato coalescente è formata tra i due.
(3) Mentre la sedimentazione continua, lo strato omogeneo scompare del tutto.
(4) La compressione del fango coalescente inizia a causa del suo peso.
Parte dell'acqua intrappolata esce dallo strato coalescente sotto forma di piccoli geyser, a seguito della quale il volume dei fanghi diminuisce ulteriormente. Dalla descrizione di cui sopra è evidente che durante la separazione di sospensioni flocculanti avvengono sia la chiarificazione del trabocco del liquido che l'ispessimento del sottoflusso del fango.
Le caratteristiche di decantazione di una sospensione flocculenta devono essere valutate sperimentalmente per la progettazione di un colonizzatore eseguendo test in batch in una colonna di sedimentazione (Fig. 9.6). I dati da raccogliere dipendono dal tipo di colono da progettare.
Per la valutazione delle caratteristiche di sedimentazione di particelle / fiocchi discreti presenti in un campione di acque reflue, è possibile utilizzare una colonna di plastica trasparente di circa 3 m di altezza e 15 cm di diametro dotata di prese di campionamento a intervalli di circa 0, 6 m (Fig. 9.6). Per eseguire un test, una colonna deve essere riempita con un campione di acque reflue. L'altezza del liquido nella colonna dovrebbe essere preferibilmente uguale a quella del dispositivo di sedimentazione proposto.
Il processo di assestamento dovrebbe essere autorizzato a procedere e i dati raccolti. I dati da ottenere e il metodo della loro analisi dipenderebbero dalla natura delle particelle sospese (discrete / floc), dalla loro concentrazione e dal tipo di sedimentatore da progettare.
L'attrezzatura utilizzata per eseguire la separazione di particelle fini discrete è definita come addensante o chiarificatore, che può essere sia di sezione rettangolare che trasversale.
Un ispessitore / classificatore rettangolare è fondamentalmente un serbatoio rettangolare, a una estremità del quale viene introdotta una corrente di acque reflue. Dall'altra parte del serbatoio l'effluenza (acqua relativamente pulita) trabocca. In tale serbatoio, l'acqua scorre orizzontalmente dall'estremità influente all'estremità dell'effluente, mentre le particelle solide sospese subiscono una velocità verticale verso il basso dovuta alla gravità.
Le particelle, che si depositano sul fondo del serbatoio, vengono raschiate nella tramoggia di fanghi situata vicino all'estremità influente. La raschiatura può essere eseguita manualmente o meccanicamente. Il fango viene rimosso dalla tramoggia del fango con l'aiuto di una pompa o utilizzando la differenza di testa idrostatica.
La larghezza di un serbatoio raschiato meccanicamente è limitata dalla larghezza del meccanismo di raschiamento da impiegare. I fanghi depositati sul pavimento o un addensatore di piccola capacità vengono trascinati manualmente in una tramoggia di fanghi. La larghezza di un tale addensatore è relativamente minore rispetto a quella di un addensatore meccanicamente spazzato.
A volte vasche rettangolari sono dotate di deflettori inclinati nella parte superiore. Tali unità sono definite come coloni di tubi o di lamelle. La dimensione del tubo / distanza tra le lamelle è in genere 25-50 mm. Quelli sono disposti con un angolo maggiore di 40 ° rispetto al piano orizzontale. L'inserimento di deflettori migliora l'efficienza della sedimentazione. La Figura 9.7 mostra uno schizzo di un tipico serbatoio rettangolare.
Una vasca di sedimentazione circolare ha la parte superiore cilindrica montata su un tronco di cono rovesciato. Una tramoggia di fanghi si trova appena sotto il cono. È dotato di un raschietto montato centralmente che ruota a bassa velocità. La figura 9.8 mostra un tipico serbatoio di sedimentazione circolare.
L'influente viene introdotto al centro vicino alla sommità di un addensatore circolare. Il liquido (acqua) dopo essere entrato scorre verso la periferia del serbatoio e trabocca da lì. Le particelle sospese si depositano a causa della gravità. Il raschiatore rotante a bassa velocità induce il fango a depositarsi e lo guida alla tramoggia di fango.
Un serbatoio di chiarificazione / sedimentazione circolare di solito offre prestazioni ottimali. I serbatoi rettangolari possono essere preferiti quando lo spazio è limitato. Inoltre una serie di serbatoi rettangolari sarebbe meno costosa da costruire a causa del concetto di "muro condiviso".
Progettazione di un serbatoio rettangolare per la sedimentazione di particelle discrete a bassa concentrazione:
Le particelle discrete a bassa concentrazione si depositerebbero in condizioni di assestamento libero. Per progettare un serbatoio per la sedimentazione di tale sospensione dal punto di vista teorico si deve assumere una dimensione particellare specifica dp, la cui rimozione completa deve essere raggiunta. La velocità di sedimentazione libera / velocità terminale (U t, dp ) della particella scelta può essere calcolata teoricamente usando l'Eq. (9.15).
Dove, g = accelerazione dovuta alla gravità,
p s = densità delle particelle,
p L = densità del liquido, e
μ = viscosità del liquido.
Utilizzando l'U t stimato , dp il tempo di residenza, T, nel serbatoio viene valutato con l'aiuto dell'Eq. (9.16)
dove, H = altezza del serbatoio proposto.
Una volta che r è noto, la lunghezza L del serbatoio viene calcolata usando la relazione
dove U = velocità del liquido nel serbatoio nella direzione in avanti.
Utilizzando questo approccio non sarebbe possibile stimare l'efficienza complessiva di separazione complessiva del serbatoio proposto o progettare un serbatoio con un'efficienza di separazione complessiva desiderata. Quindi, per progettare una vasca di sedimentazione è essenziale ottenere dati conducendo prove sperimentali in una colonna di sedimentazione. I dati da raccogliere e la loro ulteriore elaborazione devono essere eseguiti come descritto di seguito.
Dati di test in lotti:
dove C = concentrazione della sospensione alla profondità H dalla parte superiore della colonna.
C 0 = concentrazione iniziale della sospensione,
X 1 X 2 = concentrazione di sospensione alla profondità H 1, H 2, ... rispettivamente al tempo t 1, t 2 ... .. rispetto alla concentrazione iniziale, C 0 .
H 1, H 2 sono misurati dalla superficie libera.
Sulla base dei dati ottenuti sperimentalmente, le velocità di assestamento in momenti diversi e varie profondità vengono calcolate e tabulate come mostrato di seguito.
dove v sta per la velocità di assestamento della sospensione.
I dati registrati in queste due tabelle sono combinati e presentati come P = C / C 0 vs. v come mostrato di seguito.
Questi sono tracciati con P come l'ordinata e v come l'ascissa e attraverso questi punti viene disegnata una curva liscia come mostrato in Fig. 9.9. P sta per la frazione di particelle che hanno una velocità di sedimentazione inferiore a v.
Approccio di design:
Sia v o la specifica velocità di assestamento. Particelle aventi velocità di sedimentazione v ≥ v 0 sarebbero completamente rimosse in un serbatoio di sedimentazione e quelle costituirebbero una frazione (1-P 0 ) della massa iniziale di particelle presenti in una corrente di acque reflue. Particelle (più leggere e più fini) aventi una velocità di sedimentazione v <u 0 sarebbero parzialmente rimosse. L'efficienza di rimozione complessiva R, in tale situazione può essere espressa come
Il secondo termine sul lato destro dell'Eq. (9.18) deve essere stimato mediante integrazione numerica / grafica.
L'espressione per R in (Eq. (9.18) si basa sul presupposto che le particelle di varie dimensioni e densità siano uniformemente distribuite sull'intera profondità della vasca di sedimentazione proposta all'estremità di ingresso e le loro velocità di sedimentazione nel serbatoio (sotto condizione di flusso) sarebbe uguale a quelli nella colonna di sedimentazione.
La dimensione del serbatoio proposto può essere calcolata attraverso le seguenti fasi:
Step-I:
Assumere un valore numerico per v 0 e corrispondente a quello R viene calcolato utilizzando i dati ottenuti eseguendo prove in una colonna di sedimentazione.
Se il valore calcolato di R non è accettabile, il passaggio I viene iterato con un nuovo valore assunto di v 0 . Questo passo viene ripetuto fino a quando il valore di R ottenuto è vicino al valore desiderato.
Step-II:
Una volta ottenuto un valore accettabile di R, la velocità di caricamento è pari a v 0 m 3 / m 2 giorno.
Step-Ill:
L'area della sezione trasversale orizzontale di un serbatoio ideale con una velocità di trabocco v 0 è stimata come
dove Q = portata volumetrica delle acque di scarico in m 3 / giorno.
Step-IV :
L'area effettiva della sezione trasversale del serbatoio viene calcolata moltiplicando A ldeale per 1, 5,
Un ideale = 1, 5 × A ideale
Step-V:
Le dimensioni del serbatoio proposto sono stimate utilizzando le seguenti relazioni:
Altezza serbatoio, serbatoio H = H O (altezza colonna) + altezza bordo libero.
Larghezza del serbatoio, W = Q / H O × portata attraverso la velocità
Lunghezza del serbatoio, L = A effettivo / a
Gli altri dettagli sono finalizzati seguendo la normale pratica elencata nella Tabella 9.2.
Progettazione di un serbatoio rettangolare per la sedimentazione di particelle flocculanti a bassa concentrazione:
I Flo sono agglomerati di diverse particelle fini con acqua intrappolata nella loro struttura. Si stabiliscono con la loro struttura intatta, quindi il loro tasso di sedimentazione è più lento di quello delle particelle discrete. La velocità di sedimentazione di una sospensione flocculenta è studiata sperimentalmente in una colonna di sedimentazione (Fig. 9.6). I dati sono registrati e analizzati come indicato di seguito. Si deve notare qui che l'approccio di progettazione di un serbatoio di sedimentazione rettangolare per una sospensione flocculenta è diverso da quello per un serbatoio di sedimentazione di particelle discrete.
Step-I:
Durante il test di sedimentazione in batch in una colonna vengono registrati i dati di rimozione percentuale (y) delle particelle sospese a diversa profondità in tempi diversi.
dove H O è la profondità della vasca di sedimentazione proposta.
Step-II:
Questi dati di rimozione percentuale sono tracciati con profondità come l'ordinata e il tempo come l'ascissa. Tramite i punti dati le linee di rimozione dell'iso per cento vengono tracciate per interpolazione o usando il giudizio.
Step-Ill:
Utilizzando un grafico come la Fig. 9.10, la rimozione totale R, in un serbatoio di sedimentazione orizzontale ideale con una profondità H 0 per un tempo di trattenimento specifico t s, è stimata usando l'espressione indicata di seguito:
dove R 0 è la percentuale di rimozione a H O corrispondente al tempo di detenzione selezionato t s . H 1, H 2, H 3 ... sono le profondità medie tra le linee iso-percento direttamente sopra t s . R 1, R 2, R 3 ------ sono le cifre di rimozione dell'iso per cento direttamente sopra t s come indicato sul grafico (Fig. 9.10). Step-IV :
Il tasso di tracimazione da un serbatoio ideale con una profondità H O e un tempo di detenzione f s è espresso come
Step-V:
Per diversi ts, vengono calcolati R e Q / A. Questi sono tracciati come mostrato in Fig. 9.11.
Step-VI:
Per progettare un serbatoio di sedimentazione ideale con una percentuale di rimozione desiderata R 'il tempo di detenzione f O e il tasso di troppopieno (Q / A) ideale sono stimati utilizzando un grafico simile a Fig. 9.11. Si noti qui che i parametri di progetto stimati per un serbatoio ideale (come descritto sopra) si basano sui dati ottenuti in una colonna di test in condizioni di quiescenza e senza alcun trabocco. In un serbatoio reale queste condizioni non prevalgono e quindi l'efficienza di rimozione di un serbatoio reale sarebbe inferiore a quella di un serbatoio ideale con gli stessi parametri di progettazione.
I fattori che influenzeranno l'efficienza di rimozione di un serbatoio reale sono:
(1) Purga, e
(2) Turbolenza indotta dal vento.
I serbatoi rettangolari muniti di deflettori inclinati hanno un'efficienza relativamente più elevata in quanto i due fattori sopra menzionati vengono in parte neutralizzati.
Le regole del pollice utilizzate per il design effettivo sono:
Tempo di detenzione (residenza) = 1, 75 t O
Profondità del serbatoio, H = (H O ) + profondità per il contenimento dei fanghi + altezza del bordo libera.
Posizione del deflettore = 5-10% di L vicino alla fine influente,
Altezza del deflettore (profondità) = da 0, 5 a 1 m.
Progettazione di un serbatoio di sedimentazione circolare :
Per la progettazione di un lotto circolare di serbatoi, le prove di sedimentazione vengono eseguite in una colonna cilindrica trasparente. I dati raccolti per questo scopo sono diversi da quelli per un serbatoio di sedimentazione rettangolare. Si nota la variazione dell'altezza dell'interfaccia sospensione-liquido in tempi diversi. L'approccio alla progettazione è dettagliato di seguito.
Step-I:
Durante un test di sedimentazione discontinua vengono registrate le chiare altezze dell'interfaccia sospensione-liquido in tempi diversi. L'altezza iniziale della sospensione nella colonna dovrebbe essere la stessa di quella del colono proposto.
Step-II:
Questi dati sono tracciati con l'altezza come ordinale e il tempo come l'ascissa. Attraverso questi punti dati viene disegnata una curva uniforme come mostrato nelle Figure 9.12.
Step-Ill:
Corrispondente al fango desiderato sotto la concentrazione di flusso C U l'altezza del fango H U viene calcolata in base all'equazione del bilancio del materiale
dove C O è la concentrazione iniziale di sospensione.
Step-IV:
Successivamente sulla curva di assestamento (Fig. 9.12) vengono eseguite le seguenti costruzioni geometriche.
(a) H u si trova in Fig. 9.12 e una linea orizzontale viene tracciata attraverso H U.
(b) Le tangenti sono disegnate alle estremità della curva di sedimentazione. L'angolo formato dalle tangenti è bisecato. Nel punto di intersezione della bisettrice e della curva di sedimentazione viene disegnata una tangente. Dal punto di intersezione di questa tangente e dalla linea orizzontale attraverso H v viene disegnata una linea verticale sull'asse delle ascisse (asse del tempo).
Il punto di intersezione sull'asse del tempo è designato come t Q. t Q così ottenuto rappresenta il tempo necessario affinché la sospensione assuma la concentrazione di fango di underflow desiderata C U mentre si deposita in una vasca di sedimentazione circolare in condizioni di scorrimento.
Step-V:
Il carico superficiale del serbatoio proposto e l'area della sezione trasversale del serbatoio devono essere stimati utilizzando le Eq. (9.22) e (9.23) rispettivamente.
dove Q = portata volumetrica delle acque reflue da chiarire.
Step-VI:
Il diametro del serbatoio è calcolato usando l'Eq. (9.24)
Alcuni parametri tipici delle vasche di sedimentazione rettangolari e circolari sono elencati nella Tabella 9.2.
Esempio 9.3: Addensatore circolare :
Un ispessitore circolare deve essere progettato sulla base dei seguenti dati caratteristici di sedimentazione di una corrente di acque reflue avente una concentrazione solida sospesa di 5000 mg / L.,
L'addensatore deve gestire il flusso di acque reflue al tasso di 0, 12 m 3 / s. Si desidera che il contenuto solido del underflow sia di 25000 mg / L.
Soluzione:
Il problema è risolto graficamente attraverso i seguenti passaggi:
1. I dati delle caratteristiche di assestamento sono riportati come in Fig. Es. 9.3 e una curva liscia viene disegnata attraverso i punti dati.
2. Le tangenti sono disegnate alle estremità della curva di sedimentazione, che si intersecano e formano un angolo A.
3. L'angolo A è bisecato.
4. La bisettrice interseca la curva di sedimentazione in un punto B.
5. Una tangente viene disegnata sulla curva di sedimentazione nel punto B.
6. Corrispondente alla concentrazione di underflow del fango desiderata C U = 25.000 mg / L, l'altezza del fango H U viene calcolata utilizzando l'Eq. (9.21)
7. H U = 0, 5 m si trova sulla Fig. Es. 9.3 e una linea viene disegnata parallelamente all'asse X attraverso H U.
8. La tangente tracciata nel punto B interseca la linea attraverso H U in un punto C.
9. Dal punto C viene tracciata una linea verticale che incontra l'asse X a = 77 min.
10. Il carico superficiale del serbatoio proposto e la sua area di sezione trasversale sono stimati utilizzando Eq. (9.21), (9.22) e (9.23) rispettivamente.
Caricamento superficiale,
Area della sezione trasversale del colono,
4. Floatation dell'aria:
Per la rimozione di particelle solide più fini da un flusso di acque reflue, il processo di galleggiamento dell'aria può essere utilizzato come alternativa al processo di sedimentazione. Il processo di fluttuazione dell'aria è in grado di separare / rimuovere non solo particelle solide più fini (più dense e più leggere dell'acqua) ma anche goccioline di olio, grasso e grasso.
Le particelle solide più fini e meno dense hanno velocità terminale bassa; quindi la loro sedimentazione richiederebbe tempi di detenzione più lunghi. Anche allora l'efficienza di rimozione potrebbe non essere elevata. La rimozione di tali particelle può essere ottenuta in modo più efficiente dal processo di flottazione dell'aria.
Il processo di flottazione dell'aria viene effettuato in due fasi. Nel primo stadio l'aria viene dispersa in acque reflue o disciolte in esso. Quando l'aria viene dispersa nell'acqua di scarico sotto forma di bolle fini, il processo viene definito come galleggiamento indotto (IAF), mentre quando l'aria viene disciolta nelle acque reflue il processo viene definito come flottazione ad aria disciolta (DAF). La dissoluzione dell'aria nelle acque reflue può essere effettuata a pressione atmosferica o ad una pressione elevata.
Nella seconda fase la miscela di acque reflue viene alimentata in un serbatoio indicato come un serbatoio di galleggiamento. In questo serbatoio le particelle sospese con bolle d'aria attaccate fluttuano quando la loro densità effettiva diventa inferiore a quella dell'acqua. Formano uno strato di schiuma all'interfaccia aria-acqua. Lo strato di schiuma viene rimosso dallo skimmer di superficie. Le particelle più grandi e più pesanti si depositano sul fondo del serbatoio di galleggiamento e vengono rimosse come fango. Un effluente relativamente chiaro viene prelevato da una posizione adatta al di sotto dello strato di schiuma.
Processo di galleggiamento indotto (IAF):
Il processo di galleggiamento indotto è in qualche modo simile al processo di flottazione della schiuma utilizzato per il beneficio del minerale.
In questo processo l'aria viene dispersa in acque reflue sotto forma di bolle fini mediante una qualsiasi delle seguenti tecniche:
(1) Diffusione di aria attraverso un mezzo poroso immerso in un serbatoio contenente acque reflue,
(2) Rotazione di un rotore rettilineo sospeso in acque di scarico,
(3) Miscelazione di aria e flusso di acque reflue con l'aiuto di un educatore o di un ugello.
Nelle unità industriali IAF i dispositivi utilizzati sono rotori o venturi educatori o ugelli. Un educatore / ugello venturi è un dispositivo più semplice di un rotore. La dispersione del gas è migliore quando si utilizza un ugello di venturi o un ugello rispetto a quando viene utilizzato un rotore.
La dispersione dell'aria, il galleggiamento e la rimozione della schiuma sono effettuati in una cella di galleggiamento. Un sistema IAF consiste di diverse (normalmente quattro) celle di galleggiamento che operano in serie. Man mano che le acque reflue fluiscono da una cellula all'altra, vengono rimosse sempre più questioni sospese.
Dissoluzione del processo di flottazione dell'aria (DAF) :
L'aria può essere dissolta in acque reflue a pressione atmosferica o ad una pressione elevata. Quando l'aria viene disciolta a pressione atmosferica, il secondo stadio di funzionamento, cioè l'operazione di galleggiamento, viene eseguita sotto vuoto in una camera chiusa.
Quindi, il processo è indicato come flottazione del vuoto. Tuttavia, quando l'aria viene disciolta in una corrente di acqua di scarico ad una pressione elevata, la seconda fase di funzionamento viene eseguita in un serbatoio aperto all'atmosfera. Tale processo è definito come Dissolved Air Floatation (DAF). Per operazioni su larga scala, più spesso questo processo (DAF) viene utilizzato.
Vuoto Floatation:
In questo processo l'aria viene disciolta in un flusso di acque reflue a pressione atmosferica in un assorbitore. Il flusso di acque reflue aerate viene quindi lasciato fluire attraverso una valvola di riduzione della pressione in un serbatoio cilindrico di galleggiamento chiuso mantenuto sotto vuoto. Il serbatoio è dotato di un meccanismo di rimozione della schiuma adatto.
Nel serbatoio di galleggiamento l'aria disciolta viene rilasciata sotto forma di minuscole bolle d'aria che si attaccano alle particelle sospese. Le particelle sospese con le bolle d'aria attaccate galleggiano verso l'alto e formano uno strato di schiuma all'interfaccia aria-acqua. Il meccanismo di rimozione della schiuma spazza la schiuma verso la periferia del serbatoio e scarica la stessa in una coppa, che viene mantenuta anche sotto vuoto. Dalla melma viene pompato il fango. L'acqua trattata viene rimossa dal serbatoio di galleggiamento con l'aiuto di un'altra pompa.
Dissolved Air Floatation (DAF):
Questo processo differisce dal processo di flottazione del vuoto sotto due aspetti, vale a dire:
(i) La dissoluzione dell'aria viene effettuata sotto pressione e non a pressione atmosferica (come nel caso del galleggiamento sottovuoto) e
(ii) L'operazione di galleggiamento viene eseguita in un serbatoio aperto e non in un serbatoio chiuso sotto vuoto.
La disposizione del flusso nella sezione di dissoluzione dell'aria dipende dalla portata del flusso di acque reflue e dalla concentrazione di particelle sospese in esso. I dettagli della sezione di galleggiamento sono indipendenti dai fattori sopra menzionati.
Le disposizioni alternative della sezione di dissoluzione dell'aria sono:
(i) Unità di pressurizzazione a piena portata a bassa pressione,
(ii) Unità di pressurizzazione a flusso parziale ad alta pressione, e
(iii) Unità di pressurizzazione del flusso di ricircolo ad alta pressione. Queste disposizioni sono descritte qui di seguito.
(i) Unità di pressurizzazione completa a bassa pressione:
Tale unità viene utilizzata quando una portata di flusso di acque reflue non è elevata e la concentrazione di particelle solide sospese in essa è bassa. L'unità di dissoluzione dell'aria viene fatta funzionare a una pressione compresa tra 3 e 4 atm. La Figura 9.13 mostra uno schizzo di tale unità.
(ii) Unità di pressurizzazione a flusso parziale ad alta pressione:
Un'unità di pressurizzazione a flusso parziale viene utilizzata quando la portata dell'acqua di scarico è elevata e la sua concentrazione solida sospesa è bassa. In questa disposizione una parte di una corrente di acque reflue viene pressurizzata e miscelata con aria a circa 5 a 6 atm.
La miscela pressurizzata di acque reflue e aria viene successivamente depressurizzata e miscelata con la restante parte del flusso di acque reflue. Uno schizzo di tale l'unità è mostrata in Fig. 9.14. Questa disposizione viene utilizzata per evitare di far funzionare un'unità di pressurizzazione più grande ad una pressione di 3 a 4 atm.
(iii) Unità di pressurizzazione del flusso di riciclo ad alta pressione:
La disposizione del flusso di riciclo viene utilizzata quando una corrente di acque reflue contiene troppe particelle solide sospese. In questo processo l'aria viene disciolta in una parte dell'effluente riciclato (trattato) da un serbatoio di galleggiamento. La pressurizzazione e la dissoluzione dell'aria vengono effettuate a 5-6 atm.
Questa miscela viene quindi miscelata con il flusso di acque reflue in ingresso e infine immessa in un serbatoio di galleggiamento dopo la depressurizzazione. Questa disposizione aiuta ad evitare l'accumulo di particelle solide nel serbatoio di dissoluzione dell'aria. La Figura 9.15 mostra uno schizzo dell'unità di pressurizzazione del flusso di riciclo.
Approccio alla progettazione delle unità di galleggiamento:
Assorbitore:
Un'unità di galleggiamento ad aria disciolta è costituita da un assorbitore d'aria e un serbatoio di galleggiamento. L'unità avrebbe alcuni accessori oltre ai due articoli sopra menzionati. Lo scopo di un assorbitore è di dissolvere l'aria in acque reflue contenenti solidi in sospensione o in acqua trattata riciclata. Questo processo viene eseguito sotto pressione. Poiché l'aria non reagisce con l'acqua, il processo di dissoluzione è fisico.
In un assorbitore (una colonna con alcuni interni) l'aria e l'acqua sono portati in intimo contatto l'uno con l'altro. Gli interni delle colonne dovrebbero essere tali che l'accumulo di particelle solide al suo interno sarebbe trascurabile. Poiché la solubilità dell'aria nell'acqua è bassa, la linea di equilibrio sarebbe lineare. Non ci sarebbe resistenza al trasferimento di massa nella fase gassosa.
La quantità di aria che si dissolverebbe in un assorbitore può essere stimata usando le seguenti equazioni:
(i) Pressurizzazione a flusso completo :
(ii) Pressurizzazione del flusso parziale / riciclato :
dove C s = Solubilità dell'aria in acqua a 1 atm di pressione e alla temperatura di esercizio.
f = Saturazione della frazione in un assorbitore, dipende dalla dimensione dell'assorbitore e dei suoi interni. Potrebbe essere alto da 0, 8 a 0, 9.
F = tasso di afflusso delle acque reflue agli assorbitori.
P = pressione d'esercizio dell'assorbitore in atm.
R = tasso di afflusso parziale / di riciclaggio all'assorbitore.
X = concentrazione solida sospesa nel flusso di acque reflue.
Il tempo di detenzione in un assorbitore può essere tra 0, 5 e 3 min.
Floatation Tank Design:
Le acque reflue contenenti aria disciolta dopo la depressurizzazione entrerebbero in un serbatoio di galleggiamento. In caso di depressurizzazione, la concentrazione dell'aria disciolta residua sarebbe C s . La quantità di aria rilasciata sarebbe FC s (f P-1) o RC s (f P-1) a seconda della pressurizzazione a flusso pieno o del processo di assorbimento della pressurizzazione del flusso parziale / di ricircolo. L'aria rilasciata sotto forma di minuscole bolle si attaccerebbe alle particelle solide sospese e alle goccioline liquide. Questi poi salgono verso l'alto e raggiungono l'interfaccia aria-acqua.
Le informazioni di base necessarie per dimensionare un serbatoio di galleggiamento è il tasso di aumento del galleggiante espresso in unità cm / min. Questa informazione deve essere ottenuta effettuando prove sperimentali.
Il tempo di detenzione t in un serbatoio di galleggiamento può essere stimato usando la relazione
τ = H O / Rise rate (9.27)
dove H O = profondità del liquido nel serbatoio = 1, 5 - 3 m.
Il tempo di detenzione in un serbatoio di galleggiamento può essere di 20-60 minuti. La profondità effettiva del serbatoio H sarebbe H = H O + altezza della scheda libera.
L'area della sezione trasversale orizzontale del serbatoio di galleggiamento può essere calcolata usando l'Eq. (9.28).
A = F τ / H O (9.28)
La larghezza W del serbatoio dipenderebbe dalla larghezza del meccanismo di rimozione dei fanghi.
Confronto tra IAF e sistemi DAF:
Un sistema IAF richiede uno spazio minore e un costo di capitale inferiore rispetto a un sistema DAF. Un sistema DAF richiede meno energia di quella necessaria per un sistema IAF. In un sistema DAF, l'aggiunta di un coagulante chimico è più efficace in quanto la flottazione avviene in una condizione di quiescenza. Mentre in un sistema IAF la formazione del laghetto e la sua crescita vengono compromesse a causa della sua elevata turbolenza, di conseguenza l'aggiunta di coagulanti chimici diventa meno efficace.
Filtrazione:
La filtrazione è un altro metodo, che viene utilizzato per la separazione di particelle solide da una sospensione. Questo metodo è in grado di rimuovere particelle di qualsiasi dimensione e densità. Tuttavia, non può separare le particelle colloidali da una sospensione.
Durante la filtrazione il liquido scorre attraverso gli interstizi di un mezzo filtrante mentre le particelle sospese vengono trattenute sul terreno. Le particelle vengono arrestate da una combinazione di meccanismi, come inerzia, impattamento, intercettazione e adsorbimento. Le particelle più sottili degli interstizi possono passare attraverso il liquido (filtrato) mentre le particelle trattenute formano uno strato sul mezzo filtrante.
Lo strato depositato agisce come un mezzo filtrante aggiuntivo e impedisce ad alcune delle particelle più fini di passare attraverso il filtrato. Mentre l'operazione continua, sempre più particelle si accumulano sul mezzo filtrante e aumenta la resistenza al flusso di liquido. Ciò si traduce in una diminuzione della velocità di filtrazione se l'operazione viene eseguita a pressione costante.
Quando la velocità diventa piuttosto bassa, l'operazione viene interrotta e le particelle accumulate vengono rimosse fisicamente (mediante il controlavaggio) e quindi l'operazione di filtraggio viene riavviata. Il controlavaggio produce un sottoprodotto contenente una sospensione concentrata che viene normalmente restituita a un sedimentatore / serbatoio di sedimentazione. La velocità di filtrazione in generale è molto più lenta di quella dello screening, della rimozione della sabbia e della sedimentazione. A causa di questa limitazione non viene utilizzato per il trattamento delle acque reflue in quanto tale.
Tuttavia, è usato per rimuovere:
(i) il lume biologico residuo dopo la sedimentazione,
(ii) precipitati residui (previa sedimentazione) di idrossidi metallici, fosfati, ecc. e
(iii) Come pretrattamento prima di operazioni come adsorbimento del carbone attivo, processo di scambio ionico, separazione delle membrane, ecc.
L'attrezzatura normalmente utilizzata per la filtrazione è di due tipi:
(1) Letto granulare e
(2) Filtro rotante.
Filtri per letti granulari :
Un letto granulare può essere di tipo mono-medio o doppio o tipo multimediale. I media utilizzati commercialmente come coke antracite, sabbia, granato, farina fossile, carbone attivo, carbone attivo, resina sintetica, ecc. Il flusso attraverso un letto filtrante può essere sia down-flow che up-flow, down-flow essendo più comune. I letti filtranti sono classificati come poco profondi, convenzionali e profondi a seconda della profondità del letto.
Le profondità tipiche del letto sono:
Nei letti profondi e profondi viene utilizzato il mono-mezzo. I granuli più grossolani (2-4 mm) vengono utilizzati nei letti profondi, mentre nei letti poco profondi e convenzionali si utilizzano granuli relativamente più fini (0, 2-2 mm). L'entità della rimozione delle particelle dipende dalle dimensioni del supporto e dalla dimensione delle particelle. La dimensione dei granuli dovrebbe essere scelta in modo tale da fornire un'efficienza di rimozione maggiore di quella desiderata.
I granuli fini vengono normalmente utilizzati in filtri di tipo proprietario con impianto di controlavaggio automatico o disposizione a flusso pulsante. Tali unità richiedono frequenti controlavaggi durante condizioni di sconvolgimento della pianta o trattamento di acque reflue contenenti solidi elevati. I filtri a media grossa sono caratterizzati da tirature più lunghe del filtro. Questi possono resistere alle condizioni della pianta.
Nelle unità dual / multimedia down-flow, i granuli più grossolani formano lo / gli strato / i superiore / i e vengono posti sotto i granelli più fini. Tale disposizione consente di continuare l'operazione di filtrazione per un periodo più lungo. Inoltre facilita il controlavaggio. Questi sono generalmente utilizzati per il trattamento terziario.
Un filtro granulare è normalmente un recipiente cilindrico verticale in cemento o acciaio. Nella parte inferiore della nave viene posizionata una griglia. La Figura 9.16 mostra uno schizzo di un tipico filtro granulare. Sulla griglia viene posato uno strato di ghiaia. Lo strato di ghiaia funge da supporto per il letto filtrante. Nell'unità down-flow un distributore influente è collocato sopra il letto e un collettore di effluenti si trova sotto la griglia.
Sono previste disposizioni per l'introduzione dell'acqua di controlavaggio e la sua rimozione. Una parte del filtrato viene utilizzata per il controlavaggio. A volte viene incorporata una soluzione per la purga dell'aria del letto filtrante. La purga dell'aria facilita la rimozione di particelle solide alloggiate tra i granuli.
La decisione sul tipo di letto e il tipo di supporto da utilizzare in una data situazione dipende dal carico solido sospeso nonché dalle dimensioni e dalla natura fisica delle particelle presenti in un flusso influente. La filtrazione granulare media è in generale un'operazione semi-continua o ciclica. Per evitare l'interruzione del processo, vengono utilizzati almeno due letti in modo tale che, quando si esegue il controlavaggio, l'altro sia in funzione.
Generalmente, il periodo di controlavaggio è più breve del periodo di filtraggio. Il tempo di servizio tra due pulizie successive viene definito come la durata della corsa. Nei filtri a flusso discendente il flusso si verifica più spesso attraverso il letto a causa della gravità. Tuttavia, per aumentare il tasso di filtrazione a volte il processo viene eseguito sotto pressione.
Sono stati sviluppati letti granulari modificati che funzionano virtualmente in modo continuo. La velocità di filtrazione in un letto granulare a flusso discendente può essere migliorata mantenendo una prevalenza / pressione del fluido superiore sopra il letto. Una velocità troppo alta causerebbe la penetrazione delle particelle solide oltre il mezzo grossolano e l'accumulo delle particelle sul mezzo più fine. Una velocità di filtrazione troppo bassa comporterebbe l'accumulo delle particelle solide sulla superficie superiore del mezzo grossolano.
La qualità dell'effluente dipende in una certa misura dalla velocità di filtrazione. L'aggiunta di coagulanti prima della filtrazione migliora la qualità dell'effluente. Troppa quantità di solido accumulo in un letto richiederebbe un maggiore volume di acqua di controlavaggio.
Il controlavaggio può essere facilitato in due modi:
(1) Agitazione superficiale durante il lavaggio e
(2) Purga dell'aria durante il lavaggio.
Filtri rotanti:
Diversi tipi di filtri rotanti sono disponibili in commercio. A differenza dei filtri granulari, i filtri rotanti sono generalmente azionati continuamente senza alcuna interruzione per la rimozione delle particelle solide trattenute. I filtri rotanti sono noti con vari nomi, come il filtro a tamburo rotante, lo schermo rotante, il micro-filtro, ecc. Un filtro rotante è spesso un cilindro cavo, una cui estremità circolare è aperta e l'altra è chiusa. La periferia (superficie cilindrica) è coperta da uno schermo. Lo schermo può essere realizzato in acciaio inossidabile o in tessuto.
Le aperture dello schermo potrebbero essere grossolane (6 mm o più). Gli schermi fini hanno aperture inferiori a 6 mm, mentre le aperture per microschede possono variare da 20 a 70 μm. Questi sono montati con il loro asse orizzontale e sono collocati in una pozza d'acqua per essere filtrati. Sono parzialmente immersi e ruotati a bassa velocità (ad esempio, circa 4 giri al minuto). Il filtrato può passare attraverso lo schermo dall'esterno verso l'interno o viceversa. Le particelle vengono trattenute sulla superficie dello schermo. Mentre il cilindro ruota, le particelle trattenute emergono dalla pozza d'acqua.
Quando le particelle trattenute raggiungono una posizione adatta, vengono rimosse dalla superficie dello schermo con uno spruzzo di acqua o un raschietto. Nella maggior parte dei filtri si verificano filtrazioni a causa della differenza di testa idrostatica tra l'interno e l'esterno di un filtro, ma nel caso dei filtri a tamburo la filtrazione avviene a causa del gradiente di pressione.
L'efficienza di rimozione delle particelle (di particelle fini) di un filtro rotante può essere inferiore a quella di un letto granulare. L'efficienza può essere aumentata riducendo la velocità di rotazione e la rimozione incompleta delle particelle accumulate. Le particelle che aderiscono agli schermi aumentano l'operazione di screening. Tuttavia, questi passaggi comporterebbero una riduzione della capacità di filtrazione.
5. Rimozione del colloidale:
Particelle molto fini, in particolare i colloidi (10-1000 A) non possono essere separati da un flusso di acque reflue da alcun processo / operazione. Queste particelle non possono essere separate dalla sedimentazione in quanto la loro velocità di sedimentazione è troppo bassa. Passano attraverso un letto filtrante più piccolo delle dimensioni dei pori del filtro medio. D'altra parte, i colloidi che vengono caricati particelle, si respingono a vicenda e quindi si mantengono in sospensione.
I colloidi trasportati dall'acqua di scarto sono generalmente molecole organiche complesse contenenti un numero maggiore di atomi. Questi possono essere proteine, amidi, emicellulose, polipeptidi, ecc. Possiedono cariche negative e sono per lo più di natura liofila. Possono avere gruppi ionici nella loro struttura. Alcuni di questi possono ionizzare in acqua e quindi impartire cariche (ad es. NH 2 +, COO - ) alle particelle.
Queste particelle a loro volta attraggono ioni di carica opposta (OH - o H + ) e di conseguenza si forma intorno a loro un doppio strato di cariche. Alcune altre particelle hanno la capacità di assorbire gli ioni (H + o OH - ) dal mezzo disperdente (acqua). Il carattere degli ioni adsorbiti sulle particelle controlla il modo in cui queste particelle si comporterebbero in un campo elettrico. Tali particelle con cariche assorbite attraggono ioni della carica opposta e formano un doppio strato. Il doppio strato di cariche attorno alle particelle rende la sospensione colloidale molto stabile.
Al fine di rimuovere le particelle colloidali dall'acqua di scarico, i colloidi devono essere prima destabilizzati, cioè le loro cariche superficiali devono essere neutralizzate in modo che possano agglomerarsi e formare particelle più grandi. L'agglomerazione può essere causata da un ponte, cioè unendo le particelle neutralizzate con alcune altre sostanze aventi una struttura filiforme.
La neutralizzazione della carica delle particelle colloidali può essere effettuata aggiungendo alcune sostanze chimiche, che vengono definite coagulanti. Sali inorganici, come solfato di alluminio [A1 2 (SO 4 ) 3 ], solfato ferroso [Fe SO 4 ], solfato ferrico [Fe 2 (SO 4 ) 3 ], cloruro ferrico [Fe Cl 3 ] e poli-elettroliti (alcuni tipi specifici di polimeri organici) sono comunemente usati come coagulanti.
Coagulanti inorganici:
Soluzioni acquose di coagulanti inorganici (sali) in condizioni di pH adeguate producono precipitati di idrossido di metallo (gelatinosi) che acquisiscono carica positiva. Questi sono in grado di neutralizzare le cariche delle particelle colloidali. Gli idrossidi acquisiscono cariche più elevate rispetto agli ioni metallici e sono coagulanti più efficaci.
Le particelle colloidali neutralizzate si uniscono e formano gli agglomerati. Questi sono quindi intrappolati dai sedimenti di sedimentazione di precipitati di idrossido. Gli ioni metallici (Al 3+, Fe 2+, Fe 3+ ) reagiscono con l'alcalinità dell'acqua e gli ioni fosfato presenti nelle acque reflue, se presenti. Inoltre causano la precipitazione di alcuni metalli pesanti presenti nelle acque reflue.
L'intervallo di pH efficace di questi coagulanti è:
Studi hanno indicato che il solfato di alluminio è un coagulante più efficace per il trattamento di acque reflue contenenti composti carboniosi, mentre i solfati di ferro sono più efficaci nella coagulazione di particelle colloidali proteiniche. Le soluzioni acquose degli agenti coagulanti inorganici (sali inorganici) sono acide e quindi sono corrosive. Una soluzione all'1% di FeCl 3 ha un pH intorno a 2. I serbatoi di dissoluzione, le tubazioni, le pompe e altri ausiliari utilizzati per lo stoccaggio e la movimentazione di queste soluzioni devono essere realizzati con materiali resistenti alla corrosione.
polielettroliti:
Alcuni polimeri organici solubili in acqua sintetici trasportano cariche ioniche lungo le loro catene polimeriche. Questi sono definiti come polielettroliti. Quelli che portano cariche positive sono chiamati cationici e quelli che portano cariche negative sono chiamati anionici. Ci sono alcuni polimeri, che non portano nessuna carica elettrica. Questi sono chiamati non-ionici. Tutti questi polimeri a bassa concentrazione producono floes di questi polielettroliti. Il tipo cationico è in generale più efficace nel destabilizzare i colloidi.
I meccanismi con cui i polielettroliti di tipo ionico determinano la rimozione dei colloidi sono:
(1) adsorbendo particelle colloidali nei siti carichi delle catene polimeriche,
(2) mediante reticolazione delle catene polimeriche per formare ponti tra le particelle colloidali, e
(3) intrappolando le particelle colloidali in flo tridimensionali.
I polielettroliti di tipo non ionico non possono neutralizzare le cariche di colloidi. Rimuovono le particelle colloidali formando ponti e intrappolando. I polielettroliti non ionici sono usati come coaguli e aiuti alla flocculazione. Una soluzione acquosa di un polielettrolita è quasi neutra in pH e quindi non è richiesto materiale di costruzione resistente alla corrosione per gli accessori utilizzati per lo stoccaggio, il trasporto e il dosaggio di tale soluzione. Il dosaggio richiesto può essere di circa 0, 1-2 mg / L di acque reflue. Generalmente viene utilizzata una soluzione madre contenente da 0, 1 a 2% di un polielettrolita per il dosaggio.
Il fango di polielettrolita è relativamente più denso del fango di idrossido di metallo e si disidratano facilmente. Tuttavia, i polietolytes sono più costosi dei coagulanti inorganici. I coagulanti inorganici producono maggiori quantità di fango rispetto ai polielettroliti.
Aiuti del coagulante:
Alcuni materiali particellari inorganici insolubili, come carbone attivo, silice attivata, polvere di bentonite, polvere di calcare, ecc., Se aggiunti insieme a coagulanti o polielettroliti inorganici, aiutano la formazione di foglie. Queste particelle agiscono come nuclei floe. Poiché hanno densità, i banchi prodotti si depositano rapidamente e si disidratano facilmente.
Jar Test:
Un dosaggio appropriato di un coagulante (sale inorganico / polielettrolita) viene accertato eseguendo test del barattolo. Per l'esecuzione di prove con giara, un volume uguale di campioni di acque reflue viene prelevato in diversi vasi di vetro o plastica. To these jars different amounts of a coagulant (in the form of a concentrated solution) is added. While dosing ajar its contents are vigorously mixed. Then stirring is continued slowly for about 30 minutes to promote floe formation. Finally, the floes are allowed to settle for about 60 minutes.
The minimum (coagulant) dose, which gives satisfactory clarification, is accepted as the appropriate dose of that coagulant. Similar tests are conducted with other coagulants. In some situations a combination of an inorganic coagulant and a polyelectrolyte produces quick settling floes and clearer treated effluent. Only by conducting jar tests selection and dosage of the right coagulant and/or polyectrolyte can be decided.
Coagulation and Flocculation Set-up:
The following pieces of equipment are required for carrying out coagulation and flocculation processes:
1. A storage vessel for a coagulant/polyelectrolyte.
2. A feeder and auxiliaries for feeding a coagulant/polyelectrolyte into a dissolution tank.
3. A dissolution tank for preparation of a concentrated stock solution.
4. A holding tank for storing a stock solution.
5. A dosing pump and auxiliaries for addition of the stock solution into a mixer.
6. An in-line mixing device or vessel fitted with a suitable mechanical agitator for quick dispersion of the dosed solution in the incoming waste water stream.
During dosing very rapid and thorough mixing is essential as otherwise there will be local reactions and hence more of the coagulant/ polyelectrolyte will be required in order to achieve the desired degree of clarification
7. A flocculation chamber provided with slow moving paddles, which promote formation and growth of floes.
Stationary arms located between paddles break up liquid rotation and thereby promote floe growth.
The parameters normally maintained in a flocculation chamber are:
Detention time = 20-60 min
Paddle tip speed = 0.3-1 m/s
8. A settling/floatation chamber for separation of floes from the treated water.
Coagulation and flocculation techniques may be used not only for removal of colloids but also for removal of very fine particles. Fine particles get trapped in the floes and are removed.
It should be mentioned here that this method would not be economical for suspended particle removal if the particle concentration were less than 50 mg/L. If the suspended particle concentration be high (>2000 mg/L) then settling of floes is hindered due to excessive inter-particle contact.
Removal of Oils and Greases:
Waste water may contain not only suspended solid particles but also semi-solid and liquid particles/ droplets of fats, oils and greases. These may enter waste water as waste products from processes and a or spent lubricants from process equipment. Of these, fats and greases may be in solid or semi-solid state at ambient temperature. Oils if present would be in liquid state. They are lighter than water and, in general, insoluble in water. Other than these sometimes insoluble/slightly soluble organic compounds (liquid) may also be present in waste water.
In waste water oils and greases are present in dispersed state. Depending on their degree of dispersion they are referred to either as free or as emulsion. When the particle sizes are larger or when present in the form of a film on water surface the state is termed as a free state. But when those are present in the form of finely dispersed particles, say, in the range of 0.1 to more than 1 µm in diameter, the state is termed as an emulsion.
Removal of Free Oils and Greases:
The processes for separation and removal of free oil, fat and grease from waste water are based on the fact that those are lighter than water. When a pool of waste water containing these substances is left relatively undisturbed they rise to the free surface and float.
Dissolved air floatation operation or induced air floatation operation or injection of finely dispersed air in a pool of waste water increases the rate of rise of the dispersed particles and thereby enhances the separation process. Once they reach the free air-water surface they form a layer, which is skimmed off and removed. For treatment of a low flow rate waste water stream containing free oils and greases a 'grease trap' is used. Figure 9.17 shows a sketch of a 'grease trap'. The floating layer of oil and grease, which accumulates at the top of the chamber, is removed manually from time to time.
For treatment of a high flow rate waste water stream the size of the (separation) chamber would be large. The floating oil and grease layer has to be removed continuously using a suitable mechanical device. Moreover, the settle sludge, if any, has also to be removed from the chamber.
In such a chamber sometimes air is introduced as fine bubbles to aid the floatation process. Figure 9.18 shows a sketch of an American Petroleum Institute (API) separator, which may be used when the floating layer contains only oil.
The skimmer in an API separator is a rotating pipe having rectangular longitudinal slots. It scoops the floating oil layer and thereby removes it. A belt-skimmer may be used for removal of floating oil as well as grease.
An API separator is capable of separating oil droplets larger than 0.15 mm. However, when a relatively large amount of finer oil droplets, say, 0.06 mm in diameter, are present in a wastewater stream an API separator fitted with inclined parallel plates or corrugated plates may be used.
Such a separator may produce a treated effluent having oil content of 10 mg/L corresponding to an influent oil content around 1%. However, if the influent oil content were more than 1%, the separation efficiency may decrease due to shearing and re-entrainment of the collected oil droplets. This problem may be partly overcome by using a cross-flow arrangements.
Removal of Emulsified Oil:
Waste water originating from process industries sometimes contains finely dispersed oils and greases. When the dispersed particle size range from 0.1 to more than 1 µm in diameter, they do not coalesce and rise to the free surface readily. Such dispersions are known as emulsions. These are stable, that is, they remain dispersed.
The stability of such dispersions may be due to the smaller particle size and the molecular structure of the dispersed phase and/or due to the presence of some chemicals (termed as emulsifiers) on the surfaces of the dispersed droplets. These chemicals get adsorbed as a film on the dispersed droplet surfaces and thereby prevent their coalescence.
In the absence of an emulsifier an oil-in-water emulsion may cream on standing, that is, the dispersed particles (oil droplets) may concentrate at the free surface (air-water interface) without coalescing. The first step in removing oil droplets present as an emulsion in waste water is to de-emulsify, ie, break up the emulsion whereby the fine droplets would coalesce and form larger drops.
One de- emulsification is completed the larger oil droplets are separated in an API separator. De-emulsification, ie, breaking up of an emulsion can be achieved by any one of the following processes or a combination of some of them.
1. Physical Processes:
(a) Coalescence by agitation,
(b) Coalescence by heating,
(c) Coalescence by centrifuging.
2. Electrical Processes.
3. Chemical Processes.
1. Physical Processes :
Agitation:
Gentle agitation brings the dispersed droplets present in a wastewater stream closer to each other and thereby induces them to coalesce. Such coalescence breaks the emulsion. The free larger oil drops then rises upwards and forms a layer at the air-water interface.
Heating:
On heating an oil-water emulsion the viscosity of the continuous phase (water) decreases. This lowering of viscosity results in thinning of the water layers separating the oil droplets from each other. Consequently, the droplets come closer to each other and coalesce. During heating of an emulsion gentle stirring helps the process of coalescence.
Centrifuging:
When an emulsion is centrifuged at a high speed, the lighter phase (oil droplets) moves towards the centre while the denser phase (water) goes towards the periphery. The oil droplets coalesce resulting in breaking of emulsion. However, a high speed centrifuge being a costly piece of equipment is used only when the objective is to recover the emulsified oil.
2. Electrical Processes:
In this process a high voltage DC field is applied to an oil-in-water emulsion. For the process to be successful the continuous phase (water phase) should be electrically conductive. Since the initial investment and the operating cost of an electrical process unit are high it is not used for de-emulsification of waste water.
3. Chemical Processes:
De-emulsification of an oil-in-water emulsion may be done chemically either by addition of an electrolyte or by adding a chemical (de-emulsifier) which would react with the emulsifying agent present. Addition of electrolytes containing bivalent or trivalent actions (positively charged ions) or polyelectrolytes (polymers) breaks an emulsion and causes the droplets to coalesce. It should be pointed out here that use of polyvalent cationic salts, such as iron or aluminum salts would result in generation of large quantities of sludge.
When an emulsifier is present in an emulsion, de-emulsification can be done by adding a chemical which would react with the emulsifier, thereby making the same ineffective. If the chemical nature of the emulsifier present and its concentration be known then it would be easier to select a suitable de-emulsifier (chemical) and to decide its dose. When an unknown emulsifier is present, the chemical to be added for counter-acting the emulsifier and its dose have to be decided by conducting laboratory trials.
The process to be used and the conditions to be maintained for emulsion breaking in a given situation are established by carrying out trials in a laboratory. At a low concentration of oil (say, up to 1 %) physical methods may work, but at a higher concentration chemical treatment may be necessary.
