Trattamento terziario delle acque reflue (con diagramma)

Leggi questo articolo per conoscere il trattamento terziario delle acque reflue. I metodi di trattamento terziario sono: 1. Filtrazione 2. Stripping aria / vapore 3. Processi biologici 4. Adsorbimento 5. Processi di separazione delle membrane 6. Processo di scambio ionico 7. Precipitazione 8. Ossidazione e riduzione e 9. Disinfezione.

Dopo adeguati trattamenti primari e secondari, le acque reflue possono contenere ancora alcuni o ciascuno dei seguenti inquinanti:

Particelle sospese,

Sostanze organiche dissolte, quali biodegradabili non reagiti, biodegradabili recalcitranti,

Prodotti organici non biodegradabili,

Odorifero e sostanze coloranti,

Inorganici disciolti, e

Microrganismi compresi i patogeni.

I metodi di trattamento utilizzati per l'abbattimento degli inquinanti sopra citati sono definiti come metodi di trattamento terziario. Questi metodi e la loro efficacia sono elencati nella Tabella 9.13

La selezione di uno schema di trattamento, cioè i metodi di trattamento da impiegare e il loro sequenziamento dipenderebbero dagli inquinanti presenti in una corrente di acque reflue, dalla loro concentrazione e dal fatto che l'effluente trattato debba essere riutilizzato o smaltito.

I diversi metodi di trattamento elencati nella Tabella 9.13 sono brevemente descritti qui di seguito.

Filtrazione:

È spesso necessario impiegare l'operazione di filtrazione come parte dello schema di trattamento terziario per la rimozione di particelle molto fini in sospensione da un flusso di acque reflue. Come parte del trattamento primario e dopo il trattamento secondario, la maggior parte delle particelle sospese viene rimossa dalla sedimentazione. Allo stesso modo, dopo il processo di precipitazione, i precipitati vengono rimossi per sedimentazione.

L'operazione di sedimentazione è in grado di rimuovere particelle solide fini, tuttavia particelle molto fini possono rimanere sospese. Tali particelle devono essere rimosse da una corrente di acque reflue se la stessa deve essere ulteriormente trattata mediante processi quali adsorbimento, scambio ionico, separazione a membrana, disinfezione, ecc. Le particelle sospese fini interferiscono con le prestazioni dei processi sopra menzionati. Per la rimozione delle particelle sospese dopo la sedimentazione generalmente un flusso viene sottoposto a filtrazione.

L'attrezzatura, che può essere utilizzata per la rimozione di particelle solide sospese fini e molto fini mediante filtrazione, è un filtro granulare, un filtro micro, un filtro a tamburo rotante, un filtro a disco e un filtro a membrana. Di questi un filtro multimediale granulare è il più economico. I criteri per la selezione di un tipo di filtro in una data situazione sono la concentrazione e la dimensione delle particelle sospese, la portata del flusso e il grado di rimozione desiderato.

Stripping aria / vapore :

L'operazione di spelatura viene anche definita desorbimento. In questa operazione i soluti disciolti, come i gas e i liquidi volatili, vengono trasferiti da una fase liquida a una fase gas / vapore. I soluti trasferiti necessitano di ulteriore trattamento per il loro recupero e / o smaltimento.

Se la concentrazione di soluto (inquinante) è relativamente alta, può essere utilizzato lo strippaggio a vapore delle acque reflue. L'altro criterio per la selezione dell'operazione di strippaggio a vapore è che gli inquinanti presenti dovrebbero essere altamente volatili, cioè dovrebbero avere un basso punto di ebollizione.

In questo processo, il vapore vivo viene portato a contatto con le acque di scarico a causa del quale la temperatura dell'acqua aumenterebbe e gli inquinanti si volatilizzerebbero. Viene prodotta una miscela di vapore soluto e vapore condensata.

La condensa deve essere ulteriormente trattata sia per il recupero dei soluti (se di valore) o per la loro distruzione. Una colonna impaccata può essere utilizzata per questa operazione, in cima alla quale viene introdotta una acqua di scarico contenente sostanze inquinanti. Il vapore viene introdotto alla base di tale colonna. Questo processo sarebbe fattibile se i soluti recuperati sono preziosi.

Se la concentrazione di inquinanti è bassa e non hanno alcun valore di mercato, l'aria può essere utilizzata per la rimozione al posto del vapore. La rimozione dell'aria può essere applicata per la rimozione di sostanze inquinanti, come ammoniaca disciolta e / o composti organici volatili. L'attrezzatura utilizzata per lo spappolamento dell'aria è un controstampo funzionante a colonna impaccata.

La corrente d'aria che lascia la colonna nella sua parte superiore contiene gli inquinanti e quindi non può essere scaricata nell'atmosfera in quanto tale. Il flusso deve essere trattato da uno qualsiasi o da una combinazione dei seguenti processi: raffreddamento (condensazione), lavaggio, ossidazione termica / catalitica, assorbimento del carbonio. Si dovrebbe notare qui che se un flusso di acque reflue contenente sali di ammonio deve essere rimosso dall'aria; Deve essere trattato con calce in un primo momento in modo da produrre ammoniaca libera.

Approccio al design :

Nella maggior parte dei casi di operazioni di spappolamento dell'aria la concentrazione di inquinanti nelle acque reflue sarebbe bassa, quindi l'acqua di scarico può essere considerata una soluzione diluita.

Per tale soluzione la relazione di equilibrio (tra una fase gassosa e la fase liquida equilibrata) è regolata dalla legge di Henry, che può essere espressa come:

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

dove m = costante di equilibrio,

x _e = concentrazione di soluto in fase liquida all'equilibrio, espressa in unità di frazione molare, e

y _e = concentrazione di soluto in fase gassosa all'equilibrio, espressa in unità di frazione molare.

Il valore numerico della costante di equilibrio m dipende dal sistema gas-soluto-liquido, dalla sua temperatura e pressione. È indipendente dalla concentrazione di soluto in fase liquida a bassa concentrazione.

Molto spesso il peso molecolare / peso molecolare medio degli inquinanti presenti nelle acque reflue non può essere conosciuto, quindi la relazione di equilibrio deve essere modificata come

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

dove x 'e y' indicano la concentrazione di inquinanti rispettivamente nella fase liquida e nella fase gassosa ed espressi in ppm, ovvero unità mg / l.

L'altezza imballata Z 0 di tale colonna può essere stimata usando l'Eq. (9.93).

Dove a = superficie d'imballaggio per unità di volume imballato (il suo valore numerico dipende dal tipo e dalla dimensione dell'imballaggio da utilizzare)

A = L / m 'G,

G = portata d'aria in m ^{3 /} h ²

K _L = coefficiente di trasferimento di massa fase liquida in unità appropriata,

L - tasso di liquido in m-Vhr.m ²

m '= costante di equilibrio, Eq. (9.92),

x '= concentrazione di inquinanti in fase liquida in unità ppm.

L'altezza impaccata Z ₀ e l'area della sezione trasversale della torre possono essere calcolati attraverso i seguenti passaggi:

1. Viene scelto un tipo di imballaggio adatto e le sue dimensioni.

2. La portata d'aria minima è stimata usando la relazione:

G _min = Q / m 'in m ³ / h

= portata d'aria totale minima in m ³ / ora che risulterà in Y½ in equilibrio con X ½

Q = portata totale delle acque reflue in m ³ / ora.

3. Una portata d'aria effettiva G _effettiva / viene assunta in modo tale che Gactual> Gmin

Si noti qui che un valore più alto di G effettivo significherebbe un'area di sezione trasversale della colonna più grande e un'altezza imballata più corta.

4. In base al G _{reale, il rapporto} <L / G viene calcolato utilizzando la relazione

Q / G _actual = L / G

5. Utilizzando il valore calcolato del rapporto L / G e le informazioni disponibili sulle caratteristiche di allagamento dell'imballaggio scelto (nei normali libri di trasferimento di massa) viene stimato un valore numerico adatto di G.

6. In base al valore calcolato del rapporto L / G e al valore stimato di G viene calcolato il valore numerico di L.

7. L'area della sezione trasversale della torre A _c viene valutata come, A _c = Q / L

8. Infine, l'altezza della pila Z _Q è stimata con l'aiuto dell'Eq. (9.93).

È necessario sottolineare qui che la procedura di progettazione sopra descritta si basa su due fattori scelti arbitrariamente come elencato di seguito:

1. Un tipo di imballaggio e le sue dimensioni,

2. Un valore ipotizzato di G effettivo-

Quindi è desiderabile ottimizzare la dimensione della colonna (area della sezione trasversale e altezza del pacco) minimizzando il costo totale, cioè la somma del costo iniziale e del costo operativo (costo di pompaggio).

Processi biologici :

Dopo il trattamento secondario, i prodotti organici ancora lasciati in un flusso di acque reflue possono essere principalmente biodegradabili recalcitranti e non biodegradabili. Oltre a quelli alcuni composti organici azotati e fosforo possono anche essere presenti. Questi possono essere rimossi con un trattamento biologico. Questi composti vengono spesso indicati come nutrienti per le piante poiché promuovono la crescita delle piante acquatiche quando una corrente di acque reflue contenente questi composti viene scaricata in un corpo idrico.

I composti di azoto e fosforo presenti nelle acque di scarico possono anche essere abbattuti con metodi diversi dai metodi biologici.

Trattamento biologico dei composti azotati :

Sia i composti azotati inorganici che organici presenti nelle acque reflue possono essere abbattuti con metodi biologici. Il processo di trattamento viene eseguito in due fasi consecutive, in particolare una fase aerobica e una fase anaerobica. Queste fasi possono essere eseguite durante il trattamento secondario stesso. Va detto che per il trattamento aerobico e anaerobico di composti azotati sono necessari organismi specifici e le fasi devono essere eseguite in reattori separati.

Processo di nitrificazione :

Durante il trattamento aerobico delle acque reflue inizialmente i composti carboniosi e nitrogenici complessi vengono idrolizzati a molecole più semplici, che vengono successivamente ossidate. I composti azotati originariamente presenti nelle acque reflue e quelli aggiunti, se presenti, durante il trattamento secondario come integratore sono parzialmente utilizzati per la sintesi di nuove cellule e le parti rimanenti vengono convertite in composti di ammonio.

Questi composti successivamente vengono ossidati in nitrito (NO ₂ ^- ) e nitrato (NO ₃ ^- ) in presenza di alcuni organismi specifici (Nitrosomonas e Nitrobacter). Questi batteri sono autotrophes. Le reazioni sono chiamate reazioni di nitrificazione e sono più lente delle reazioni di ossidazione carboniosa. Durante la nitrificazione non si verificano solo reazioni di ossidazione (produzione di energia), ma vengono anche sintetizzate nuove cellule microbiche. Le reazioni possono essere riassunte come sotto.

Reazioni di ossidazione:

Va sottolineato che il processo di nitrificazione non converte i composti azotati in sostanze innocue, ma li ossida in nitriti e nitrati. L'altra parte è assimilata alla biomassa.

Il processo di nitrificazione è sensibile al cambiamento di pH e alla concentrazione di DO. È inibito da una varietà di composti organici e inorganici. In assenza di inibitori e ad una concentrazione di DO superiore a 1 mg / L ossidazione biochimica di composti carboniosi e azotati si verificano contemporaneamente. Questo è indicato come un processo a singolo stadio. Quando sono presenti inibitori organici i composti carboniosi sono ossidati inizialmente e quindi la nitrificazione viene effettuata in un secondo reattore.

Il processo di nitrificazione può essere condotto o in un reattore di organismi sospeso, come un'unità a fanghi attivi o in un reattore a film fisso, come un filtro percolatore o un contattore biologico rotante. Un'unità di nitrificazione può essere progettata nello stesso modo di un'unità aerobica utilizzando i parametri cinetici di nitrificazione. I valori numerici di questi parametri possono essere stimati sperimentalmente in una data situazione o ottenuti dalla letteratura pubblicata.

I dati del tasso di nitrificazione sono stati correlati usando l'approccio di Monod come indicato di seguito:

dove r _s = tasso di rimozione del substrato di ammoniaca-azoto,

[X] = concentrazione di cellule microbiche,

[S] = concentrazione del substrato,

e y = resa della biomassa.

La velocità di rimozione del substrato è risultata dipendente dalla temperatura, dal pH e dalla concentrazione di DO.

Le gamme tipiche dei parametri di progettazione e prestazioni per le unità di nitrificazione del tipo a fanghi attivi sono:

Processo di denitrificazione:

La riduzione biologica del nitrito e del nitrato nelle acque reflue è definita de-nitrificazione. Durante questo processo il nitrito e il nitrato si riducono per lo più all'azoto molecolare e una parte viene incorporata nella biomassa sintetizzata. In generale, il metanolo (CH ₃ OH) viene aggiunto come supplemento (di carbonio) quando i composti di carbonio organico sufficienti non sono presenti in un influente.

Il processo deve essere eseguito in assenza di ossigeno molecolare (presente come DO). In questo senso il processo è anaerobico. Tuttavia, i percorsi sono alcune modifiche di quelli aerobici, quindi il processo è a volte indicato come processo anossico o processo di respirazione anaerobica.

I batteri, che prendono parte a questo processo, sono di natura facoltativa. Varie specie, come Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Flavobacterium, Micrococus, Proleus, Pseudomonas, ecc., Si trovano spesso coesistenti in un'unità di denitrificazione.

È già stato detto che durante la denitrificazione una parte dell'azoto nitrito nitrito viene incorporata nella biomassa sintetizzata e la porzione rimanente prende parte al processo di respirazione anaerobica. Di conseguenza i composti di carbonio presenti nelle acque reflue vengono ossidati e il nitrito nitrico viene ridotto all'azoto molecolare e / o ad alcuni ossidi di azoto attraverso varie fasi. Il processo può essere rappresentato come

Va notato qui che la maggior parte di nitrati e nitriti subisce le reazioni di riduzione. Le reazioni di denitrificazione sono le reazioni di riduzione-ossidazione, per il completo abbattimento del nitrito e del nitrato deve essere presente almeno la quantità stechiometrica di alcune sostanze ossidabili (materia organica). Se una quantità sufficiente di materia organica ossidabile non è presente in un influente, allora il metanolo viene aggiunto come supplemento. Quando la materia organica inizialmente presente o integrata è superiore alla quantità stechiometrica, la quantità in eccesso viene biodegradata aerobicamente dopo la fase di denitrificazione.

Dalla precedente discussione è evidente che la velocità del processo di denitrificazione dipenderebbe dalla concentrazione sia dell'azoto nitrito nitrico [N] che del substrato organico [S].

L'equazione di tipo Monod per questo processo è espressa come:

Sono stati fatti sforzi per valutare sperimentalmente _i parametri cinetici delle reazioni di nitrificazione, ovvero μ _m, AW e K _s . Le equazioni progettuali sono state sviluppate per reattori a crescita sospesa (CSTR) sulla base dei parametri cinetici sopra menzionati. Sono state inoltre sviluppate equazioni di progetto per reattori di tipo a sviluppo annessi (a letto impaccato). Alcune di queste equazioni sono elencate nella Tabella 9.14. Va da sé che i parametri cinetici del processo di denitrificazione devono essere valutati sperimentalmente come quelli specifici del substrato.

1. Reattore di tipo a crescita sospesa (CSTR con riciclo)

Θ _C calcolato usando l'Eq. (9.59) basato su un carico medio dovrebbe essere moltiplicato per un fattore di sicurezza per ottenere l'attuale 8 _C. Lo scopo del fattore di sicurezza è di prendersi cura del carico di picco / carico transitorio ed è generalmente preso da 2 a 2, 5.

2. Reattore di tipo attacca la crescita (letto confezionato).

I fattori che influenzano il processo di denitrificazione sono la concentrazione di pH, temperatura e ossigeno disciolto (DO). Il pH dovrebbe essere compreso tra 6, 0 e 8, 0. Il tasso di denitrificazione diminuisce al di sotto di pH e oltre 8, 0. È preferibile un pH intorno a 7. Tuttavia, un pH iniziale (influente) inferiore a 7 non pone alcun problema poiché durante il processo si produce alcalinità. Nel caso in cui l'acqua di scarico tende ad essere più alcalina durante il trattamento, il suo pH dovrebbe essere regolato in modo che non superi l'8, 0.

Il tasso di denitrificazione aumenta con l'aumento della temperatura. Alcuni ricercatori hanno osservato che i livelli di frequenza si aggirano intorno ai 20 ° C. Questo processo essendo di natura anaerobica, il suo tasso diventa zero sopra una concentrazione di DO di 1 mg / L

Selezione dell'attrezzatura :

La denitrificazione può essere effettuata in un reattore di tipo a crescita sospesa (CSTR) o in un reattore di tipo a crescita annessa. Poiché l'ossigeno disciolto inibisce il processo, non dovrebbe esserci ingresso di aria. I gas prodotti durante il processo, principalmente N ₂ e CO _2, devono essere scaricati. I parametri di progettazione e prestazioni dei reattori di tipo sopra menzionati sono elencati nella Tabella 9.14 Tabella.

Sequenziamento del processo:

I processi biologici di rimozione dell'azoto sono classificati in due gruppi, vale a dire "stadio singolo" o "singolo fango" e "due stadi" o "due fanghi". Un processo a "fase singola" implica che i passaggi di nitrificazione e de-nitrificazione vengano eseguiti consecutivamente senza alcun classificatore / colatore di fanghi tra di essi. Diverse varianti di questo tipo di sequenza di trattamento sono in voga. Un esempio del 'processo a singolo stadio' è il processo di Bardenpho, che è mostrato schematicamente in Fig. 9.39.

Il vantaggio di un "processo in un'unica fase" è che non deve essere aggiunta alcuna fonte di carbonio supplementare (donatore di elettroni). I composti carboniosi inizialmente presenti nelle acque reflue agiscono come fonte di carbonio nell'unità (1) e la biomassa (cellule) prodotta durante la fase aerobica (2) agisce come fonte di carbonio nell'unità (3) In un "doppio stadio" processo "la prima unità è un'unità aerobica (nitrificazione). È seguito da un chiarificatore / colono. L'unità successiva è un'unità anaerobica (denitrificazione). È seguito da un altro chiarificatore / colono.

In tale disposizione può essere necessario aggiungere metanolo come fonte di carbonio (donatore di elettroni) all'unità anaerobica. Se il metanolo aggiunto è superiore alla quantità stechiometrica richiesta per la denitrificazione, è necessario fornire un'unità aerobica aggiuntiva tra l'unità anaerobica e il chiarificatore finale al fine di ridurre il livello di BOD nell'effluente finale.

1. Unità di nitrificazione aerobica,

2. Chiarificatore per separazione aerobica dei fanghi,

3. Unità di denitrificazione anaerobica,

4. Unità aerobica per la rimozione del metanolo in eccesso, se necessario,

5. Chiarificatore per la rimozione del fango finale.

Va qui ricordato che l'aggiunta di metanolo in eccesso (oltre la quantità stechiometrica) è utile per la completa denitrificazione e per ottenere un più alto tasso di denitrificazione. Va sottolineato che quando il metanolo viene aggiunto in eccesso grande (ad esempio, circa 3500 mg / L) agisce come inibitore della denitrificazione. Tuttavia, è raramente necessario aggiungere una grande quantità in eccesso di metanolo.

Rimozione del fosforo biologico :

I composti del fosforo presenti nell'acqua di scarico possono essere rimossi sia chimicamente che biologicamente. Per trattamento chimico si intende la precipitazione del fosforo come fosfato di alluminio / fosfato di ferro / fosfato di calcio.

Il trattamento biologico risulta nell'incorporazione del fosforo in cellule che accumulano fosforo. I vantaggi del processo biologico rispetto al processo chimico sono costi chimici ridotti e produzione e smaltimento di fanghi ridotti. A volte viene utilizzata una combinazione di entrambi i processi.

Il processo biologico si svolge in due fasi. Nel primo stadio un influente viene trattato anaerobicamente (da τ ≈ 0, 5 a 1, 0 ore) con organismi che accumulano fosforo. Durante questo stadio questi organismi producono e immagazzinano il butirrato di polidroxy (PHB) nelle cellule che assimilano gli acetati e utilizzano l'energia derivante dalla trasformazione di ATP (adenosina trifosfato) in ADP (adenosina di-fosfato).

Di conseguenza, l'ortofosfato viene rilasciato. Durante il successivo stadio aerobico (SRT ≈ 2 o 4 giorni) l'energia prodotta dall'ossidazione del PHB consente alle cellule di raccogliere ortofosfato dalle acque reflue e convertirle e conservarle come polifosfato. Le nuove cellule prodotte durante la fase aerobica raccolgono anche fosforo e si conservano come polifosfati.

La Figura 9.41 mostra schematicamente il processo di base.

Sono stati sviluppati diversi processi che modificano il processo di base per la rimozione simultanea di composti azotati e fosforo biologicamente dalle acque reflue. Un diagramma di flusso di tale processo è mostrato schematicamente in Fig. 9.42.

Quando una corrente di acque reflue contenente composti sia azotati che fosforici viene sottoposta a trattamento aerobico, i composti azotati vengono ossidati in nitriti e nitrati. Il liquore nitrificato deve essere trattato anossicamente per la denitrificazione, altrimenti il ​​fango aerobico riciclato contenente nitrito nitrico entrerebbe nell'unità anaerobica e sopprimerebbe l'attività degli organismi che accumulano fosforo. Ciò comporterebbe una riduzione dell'efficienza di rimozione del fosforo dell'intero processo.

adsorbimento:

L'adsorbente più comunemente utilizzato per il trattamento delle acque reflue è carbone attivo, che può essere in polvere o in forma granulare. Quando l'acqua di scarico viene trattata con particelle di carbone attivo, i composti organici presenti nell'acqua di scarico possono essere adsorbiti sulle superfici esterne e dei pori delle particelle.

Dal punto di vista dell'assorbimento, i composti organici possono essere classificati in tre grandi gruppi, vale a dire composti a basso peso molecolare, peso molecolare medio e alto peso molecolare. I composti a basso peso molecolare, come benzene, toluene, xilene, frazioni di petrolio a basso punto di ebollizione, composti ossigenati e clorurati a basso peso molecolare e composti odoriferi sono indicati come VOC poiché sono più volatili.

Questi sono relativamente poco assorbiti dalle particelle di carbonio e quindi per la loro rimozione la massa di particelle di carbonio necessaria sarebbe di più. Le sostanze organiche a medio peso molecolare sono relativamente meno volatili e le sostanze organiche molecolari elevate possono essere non volatili.

Oli, grassi, idrocarburi policlorurati, fenoli clorurati, pesticidi, erbicidi, coloranti, sostanze coloranti appartengono agli idrocarburi ad alto peso molecolare. Questi sono fortemente assorbiti dalle particelle di carbone attivo e quindi possono essere facilmente rimossi dalle acque di scarico mediante adsorbimento.

Il carbone attivo utilizzato per il trattamento delle acque reflue è prodotto dalla carbonizzazione di carbone, lignite, guscio di noce di cocco e alcuni residui agricoli. I prodotti carbonizzati vengono ulteriormente trattati in modo da migliorarne la porosità e renderli più attivi. I carboni attivati ​​a base di carbone e lignite possono essere di tipo micro poroso (diametro dei pori 500 A °).

I carboni micro porosi avrebbero una quantità significativa di mesopori (pori 20 - 500 A ° di diametro). I carboni micro porosi sono adatti per l'assorbimento di sostanze organiche a basso peso molecolare, mentre i carboni macro porosi sono adatti per la rimozione di sostanze organiche di peso molecolare medio-alto. I carboni attivati ​​del guscio di noce di cocco sono principalmente micro porosi (diametro dei pori = 10 °) e quelli sono eccellenti per la rimozione di sostanze organiche a basso peso molecolare.

Quando un'acqua di scarico è contaminata da sostanze organiche di basso peso e alto peso molecolare, queste ultime sono assorbite preferenzialmente. Di conseguenza, i composti organici a basso peso molecolare vengono scarsamente rimossi a meno che non venga utilizzata una quantità relativamente grande di carbonio.

Dal punto di vista delle dimensioni delle particelle il carbonio attivato è classificato in due gruppi, classificati, cioè, carboni (fini) in polvere e carboni granulari. I carboni in polvere possono avere una dimensione delle particelle compresa tra 5 e 50 μm e avere un'ampia superficie per unità di massa. Una grande parte di queste particelle viene persa durante la rigenerazione. Quindi, molto spesso queste particelle vengono scartate dopo l'uso. Le dimensioni delle particelle di carbonio granulate variano tra 0, 1 e 2, 5 mm. Questi sono rigenerati e riutilizzati.

La presenza di sali inorganici nelle acque reflue può causare uno scarso adsorbimento di sostanze organiche a causa della precipitazione degli inorganici scarsamente solubili sulle superfici delle particelle che portano al blocco dei pori. Una forte precipitazione può portare alla formazione di particelle di carbonio, che non solo abbasserebbero la capacità di adsorbimento, ma potrebbero rendere le particelle di carbonio inadatte alla rigenerazione.

Il potenziale di questa minaccia può essere accertato stimando l'indice di Langelier. Un valore positivo dell'Indice Langelier indicherebbe l'esistenza di un tale problema. In una tale situazione sarebbe meglio rimuovere i sali inorganici prima di eseguire un'operazione di adsorbimento.

Quando la biomassa e / o altre particelle sono presenti in un flusso di acque reflue, queste si accumulerebbero in una colonna di adsorbimento. L'accumulo di tali particelle solide darebbe luogo a una maggiore caduta di pressione attraverso una colonna. Ciò richiederebbe frequenti lavaggi in controcorrente che ridurrebbero la vita del letto di carbonio. Per superare tale problema un filtro dovrebbe precedere un adsorbitore di carbonio.

Prima di optare per l'installazione di un adsorbitore è necessario verificarne la fattibilità. Gli obiettivi per valutare la fattibilità dovrebbero essere (1) selezionare un tipo adatto di carbone attivo e (2) raccogliere i dati per scopi progettuali.

Gli studi di fattibilità possono essere effettuati utilizzando uno dei seguenti approcci:

(a) Per raccogliere dati sull'equilibrio di adsorbimento da diverse fonti,

(b) Valutare sperimentalmente l'isoterma di adsorbimento per ciascuna combinazione specificata di acque reflue di carbonio,

(c) Per effettuare prove su colonna su piccola scala,

(d) Effettuare prove pilota su scala.

Gli approcci (c) e / o (d) darebbero informazioni più attendibili, mentre gli approcci (a) o (b) darebbero alcune informazioni preliminari.

Naturalmente, prima di effettuare uno studio di fattibilità, deve essere disponibile un'analisi dei contaminanti (inquinanti) presenti in un flusso di acque reflue.

Descrizione del processo:

Trattamento con carbone in polvere:

Il trattamento delle acque reflue con carbone in polvere viene effettuato solo in modalità batch, poiché la caduta di pressione attraverso una colonna piena di tali particelle sarebbe elevata. Generalmente, un serbatoio mescolato viene utilizzato per tale processo. La quantità di carbonio richiesta e la durata di un'operazione batch sono stimate sperimentalmente.

Dopo il trattamento le particelle vengono rimosse dall'effluente trattato mediante filtrazione. Poiché la rigenerazione e il riutilizzo delle particelle esaurite potrebbero non essere economiche, queste vengono smaltite in modo adeguato. Questo processo può essere utilizzato se il carbonio in polvere è disponibile a un prezzo basso o se la quantità di acque reflue da trattare è piuttosto ridotta.

Trattamento con carbone granulare:

Per il trattamento di un flusso di acque reflue con carbone attivo granulare è possibile utilizzare uno dei seguenti tipi di apparecchiature:

(i) un letto imballato,

(ii) Un letto esteso (ampliato) e

(iii) un letto mobile.

Attraverso un letto pieno, l'acqua di scarico può fluire sia verso il basso sia verso l'alto. Attraverso un letto esteso il flusso è verso l'alto. In un letto mobile il flusso è in controcorrente, cioè l'acqua di scarico scorre verso l'alto e il letto di carbone si muove verso il basso.

Il letto è alloggiato in una colonna cilindrica verticale, dotata di un supporto letto vicino al fondo. Un letto imballato / esteso viene fatto funzionare in modalità semi-batch, cioè, una volta che il letto diventa saturo di adsorbato, viene tolto per la rigenerazione del carbonio. Nel caso di un letto mobile alcune delle particelle esauste vengono rimosse periodicamente dal fondo e alcune particelle fresche / rigenerate vengono aggiunte nella parte superiore. Tale letto funziona in modalità continua.

In un letto impaccato durante l'adsorbimento non vi sarebbe alcun attrito delle particelle, poiché non si sposterebbero. Tuttavia, durante il controlavaggio (se un influente contiene solidi sospesi) potrebbe esserci qualche attrito e perdita di multe. In un letto esteso o in un letto mobile si avrebbe un attrito di particelle e quindi ci sarebbe una perdita di multe. Un letto esteso viene azionato ad una velocità superiore verso l'alto in modo da mantenere le particelle sospese. Ciò aumenta la velocità di trasferimento di massa, di conseguenza il processo diventa più efficiente.

Le acque reflue sono normalmente trattate in colonne ad adsorbimento impaccate disposte in serie o in parallelo. Quando le colonne sono disposte in serie, vengono utilizzate tre colonne. Due colonne rimangono in linea in qualsiasi istante di tempo e una terza colonna dopo il trattamento di rigenerazione rimane in standby. L'adsorbitore di piombo viene fatto funzionare fino allo sfondamento. Durante questo periodo la seconda colonna funge da colonna di lucidatura (backup).

Quando la prima colonna raggiunge il limite di sfondamento viene isolata per la rigenerazione del carbonio e la seconda colonna viene utilizzata come colonna di piombo. La colonna di attesa viene quindi collegata in serie e funge da colonna di lucidatura.

Tale disposizione non richiede un monitoraggio molto frequente dell'effluente dalla colonna di piombo. Quando le colonne vengono azionate in parallelo, non è richiesta alcuna colonna di sostegno, tuttavia è necessario eseguire un monitoraggio molto frequente degli effluenti da una colonna per evitare il suo funzionamento oltre il limite di sfondamento.

Rigenerazione del carbonio :

Le particelle di carbonio granulate possono essere rigenerate mediante stripping del vapore in situ o mediante ossidazione dell'aria dopo aver rimosso le particelle da una colonna esausta. Gli adsorbati a peso molecolare medio-basso possono essere rimossi mediante stripping del vapore. Durante lo stripping del vapore, una certa porzione di adsorbato può rimanere adsorbita. Questa porzione rimanente viene definita "tallone". Questo adsorbato residuo riduce la "capacità di lavoro" di una colonna.

La riduzione del "tallone" può essere raggiunta o mediante vapore prolungato utilizzando vapore a una temperatura più elevata. Gli adsorbenti ad alto peso molecolare non sono suscettibili allo stripping del vapore. Quelli sono rimossi dall'ossidazione dell'aria per cui gli adsorbenti vengono ossidati. Durante questo processo le superfici delle particelle di carbonio possono subire l'ossidazione in una certa misura con conseguente perdita di massa delle particelle.

Processi di separazione delle membrane :

Un processo di separazione a membrana divide un vapore influente in due flussi, vale a dire un flusso di ritenzione / concentrato / rifiuto e un flusso permeato / magro. Il flusso di permeato conterrebbe molto poco dei soluti presenti nell'influente, mentre il retentato sarebbe una soluzione concentrata dei soluti.

Quando una corrente di acque reflue viene sottoposta ad un adeguato processo di separazione a membrana, gli inquinanti presenti non vengono né distrutti né convertiti in sostanze innocue, ma sono concentrati nella corrente retentata.

Il cuore di un'unità di separazione della membrana è un componente, che viene definito come una membrana. Una membrana può essere definita come una sostanza che a contatto con un fluido trattiene o cattura preferenzialmente alcuni dei costituenti presenti nel fluido e consente ad alcuni altri costituenti di passare attraverso la membrana o di rimanere indisturbato.

Lo stato di aggregazione di una membrana può essere solido o liquido o gel. Una membrana solida può essere un film inorganico o un film polimerico. Una membrana liquida deve essere immiscibile con la forma fluida che alcuni soluti devono essere preferibilmente rimossi. Film inorganici, membrane liquide e gel hanno aree di applicazione limitate, mentre le membrane polimeriche hanno campi di applicazione molto più ampi.

Una membrana polimerica può essere porosa o non porosa. La forza trainante dei processi che impiegano una membrana polimerica nella maggior parte dei casi è il gradiente di pressione. In un processo di separazione guidato dalla pressione le membrane si sporcano a causa della deposizione dei costituenti trattenuti sulle loro superfici. Inoltre sono compattati a causa della pressione super-incumbent. A causa di questi effetti il ​​tasso di permeazione diminuisce nel tempo.

Va sottolineato che quando un processo di separazione delle membrane viene utilizzato per il trattamento di un flusso di acque reflue, il retentato conterrebbe la maggior parte degli inquinanti e lo stesso deve essere ulteriormente trattato per l'abbattimento degli inquinanti.

Le membrane in generale sono costose e hanno una vita breve. Inoltre, il costo operativo (potenza) è relativamente alto. Quindi, normalmente i processi di separazione delle membrane non sono utilizzati per il trattamento dei flussi di acque reflue a meno che l'obiettivo sia quello di recuperare alcuni materiali preziosi da un flusso di acque reflue o di recuperare il permeato per il riutilizzo.

I processi di separazione delle membrane sono stati classificati come microfiltrazione (MF), ultrafiltrazione (UF), Nano-filtrazione (NF), osmosi inversa (OR), dialisi, elettrodialisi e separazione dei gas. Nella Tabella 9.15 sono elencate le caratteristiche, i limiti e altre caratteristiche salienti di questi processi.

Materiale della membrana:

Vari tipi di membrane polimeriche organiche sono disponibili in commercio. Sono disponibili membrane di acetato di cellulosa, poliammide aromatica, acrilil-alchil poliammide, polivinilicoico, policarbonato, polisulfone, poliacrilonitrile, polietilene, polipropilene, politetrafluoroetilene, ecc.

La selezione del materiale della membrana in una determinata situazione dipende dai seguenti fattori:

1. L'obiettivo,

2. I componenti da conservare,

3. Gli altri componenti presenti,

4. Il pH influente e

5. Il costo.

Descrizione del processo:

Micro-filtrazione (MF):

Le membrane di microfiltrazione sono porose. La dimensione dei pori varia tra 0, 02-2 μm. Le particelle di ritenzione (particelle fini e colloidi), nonché i batteri e altri microrganismi compresi alcuni virus.

Il permeato di tale processo conterrebbe ioni inorganici e organici disciolti e molecole e virus (di dimensioni inferiori a 0, 02 μm in dimensione lineare) e, naturalmente, il liquido di trasporto (acqua). Il processo può essere utilizzato per il pre-trattamento delle acque reflue prima della Nano-filtrazione o dell'osmosi inversa. A volte è usato come parte di un'unità di bio-reattore a membrana (MBR).

Il meccanismo di separazione di questo processo è la filtrazione superficiale / setacciatura. Le particelle più grandi dei pori vengono trattenute. Queste membrane subiscono incrostazioni sia interne che esterne. Il fouling interno si verifica a causa dell'attaccamento di particelle all'interno dei pori e dell'adsorbimento / precipitazione sulla superficie della membrana. L'incrostazione esterna prende il palazzo come risultato della formazione di uno strato stagnante di particelle trasportate sulla superficie della membrana dal flusso permeante e trattenute dalla membrana. Il flusso di micro-filtrazione del permeato è superiore a quello dell'ultra filtrazione, della nano-filtrazione e dell'osmosi inversa. È un processo a bassa pressione.

Ultra-filtrazione (UF):

Questo è anche un processo a bassa pressione; tuttavia, in questo caso il gradiente di pressione è superiore a quello della microfiltrazione. Le membrane UF sono porose come le membrane MF. La dimensione dei pori è più piccola. Queste membrane permettono all'acqua, disciolte molecole organiche organiche disciolte e disciolte di passare attraverso. Infatti, in una situazione specifica la selezione della membrana (dimensione dei pori) dipende dalla più piccola specie di peso molecolare da conservare.

E 'caratterizzato dall'indice' peso molecolare tagliato (MWCO). Il rigetto da parte di una membrana non dipende solo dal MWCO ma anche dalla struttura (ramificazione) delle molecole di soluto. La polarizzazione delle incrostazioni e delle concentrazioni delle membrane UF è più grave rispetto a quella delle membrane MF. Il flusso di permeato e il gradiente di pressione dipendono dalla dimensione dei pori della membrana. L'ultrafiltrazione viene generalmente utilizzata per la produzione di acqua di riutilizzo ad elevata purezza.

Nano-filtrazione (NF):

La nano-filtrazione è conosciuta come "RO sciolto". È in grado di rimuovere particelle di appena 0, 001 pm, come sostanze organiche ad alto peso molecolare, anioni con cariche più elevate (ioni di metalli multivalenti) e, naturalmente, microbi compresi i virus. Il permeato (acqua) è di buona qualità. Non richiede molto trattamento di disinfezione. Il gradiente di pressione per NF è inferiore a quello per RO ma più di quelli per NF e UF.

Osmosi inversa (RO):

Dei diversi processi di separazione delle membrane utilizzati per il trattamento dell'acqua contaminata, l'osmosi inversa produce l'acqua della migliore qualità. Le membrane utilizzate per la RO sono indicate come membrane anisotropiche (asimmetriche) non porose. Tale membrana ha tre strati: una pelle superficiale densa, uno strato intermedio e uno strato di base poroso. La pelle provoca effettivamente la separazione mentre gli altri due strati danno un supporto meccanico alla pelle.

La pelle sembra non porosa se esaminata con un microscopio elettronico a scansione. Le pelli di tali membrane hanno dispersi piccoli difetti (sviluppati durante la produzione). Attraverso questi difetti, si verifica una perdita di influenza (alimentazione) insieme ai soluti. Poiché le membrane sono tipi non porosi, è necessario mantenere una differenza di pressione sostanzialmente ampia attraverso le membrane.

Sono stati proposti vari modelli per spiegare il fenomeno dell'osmosi inversa. Questi sono di due tipi:

(a) Modello di soluzione non poroso, e

(b) Modello di trasporto poroso. Sono stati anche proposti alcuni altri modelli. Ma nessuno di questi è in grado di spiegare tutte le osservazioni sperimentali.

L'estensione del rigetto delle sostanze (organiche) inorganiche dipende dalla valenza degli ioni. Aumenta con l'aumento della valenza. Il grado di rigetto delle molecole organiche dipende dalla loro dimensione, dal tipo di membrana (polimero) e dalla sua struttura.

Le membrane RO sono anche suscettibili alle incrostazioni come le membrane MF e UF. La velocità del flusso di permeato (acqua) in un processo RO è molto inferiore rispetto a quella nei processi MF e UF. Inoltre, quando una membrana RO viene sottoposta ad una pressione operativa più elevata, viene compattata con il tempo che si traduce in una progressiva diminuzione del flusso di permeato. Un processo RO dovrebbe essere preceduto da processi come la filtrazione in profondità / microfiltrazione / ultrafiltrazione in modo da ridurre l'incrostazione della membrana dovuta all'accumulo di particelle e grandi molecole sulla superficie della membrana.

Dialisi:

Il processo di dialisi viene utilizzato per rimuovere alcuni soluti specifici da un flusso influente e non per dividerlo in un retentato e un flusso di permeato come avviene nei processi di separazione della membrana. La membrana utilizzata è porosa omogenea. La dimensione dei pori in una situazione specifica dipende dalla dimensione della molecola del soluto, che si vorrebbe rimuovere da un influente.

Durante la dialisi il trasporto dei soluti avviene attraverso una membrana a causa del loro gradiente di concentrazione e non a causa del gradiente di pressione. La permeazione del solvente attraverso la membrana è prevenuta. Per eseguire un processo di dialisi si fa influenzare il flusso su una superficie della membrana mentre un altro flusso (il dializzato) scorre sull'altra superficie.

Il dializzato ha due scopi:

(i) Impedisce il flusso di massa del solvente attraverso la membrana e

(ii) Riceve il / i soluto / i che migrano (diffusi) attraverso la membrana.

La composizione dializzata dovrebbe essere tale da avere la stessa pressione osmotica di quella dell'influente. Ciò impedirebbe il flusso di massa del solvente attraverso la membrana. Il tasso di diffusione della molecola di soluto attraverso la membrana dipende dalla sua dimensione e dalla sua concentrazione attraverso la membrana. Questo processo non è utilizzato per il trattamento delle acque reflue. Un'applicazione ben nota del processo di dialisi è la purificazione del sangue.

Elettro dialisi:

L'elettrodialisi è in qualche modo simile al processo di dialisi nel senso che non è guidata dalla pressione. Questo processo viene eseguito mantenendo un gradiente di potenziale elettrico CC attraverso un insieme di celle a membrana disposte parallelamente. È in grado di rimuovere solo i costituenti ionici da un flusso influente.

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.

Questi sono:

(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.

Le reazioni possono essere rappresentate come:

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:

Ossidazione:

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

Disinfezione:

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.