المعالجة الثلاثية لمياه الصرف (مع رسم بياني)
اقرأ هذه المقالة للتعرف على المعالجة الثلاثية للمياه العادمة. طرق المعالجة الثلاثية هي: 1. الترشيح 2. تجريد الهواء / البخار 3. العمليات البيولوجية 4. الامتزاز 5. عمليات الفصل الغشائي 6. عملية التبادل الأيوني 7. الترسيب 8. الأكسدة والاختزال و 9. التطهير.
بعد العلاجات الأولية والثانوية السليمة ، قد تحتوي المياه العادمة على بعض أو كل من الملوثات التالية:
الجسيمات العالقة،
المواد العضوية المذابة ، مثل التحلل البيولوجي غير المتفاعل ، التحلل البيولوجي القابل للتحلل ،
المواد العضوية غير القابلة للتحلل البيولوجي ،
المادة الدهنية والتلوين ،
غير العضوية الذائبة ، و
الكائنات الدقيقة بما في ذلك مسببات الأمراض.
تُعرف طرق العلاج المستخدمة لتخفيف الملوثات المذكورة أعلاه باسم طرق المعالجة الثلاثية. هذه الطرق وفعاليتها مدرجة في الجدول 9.13
يعتمد اختيار نظام المعالجة ، أي طرق المعالجة المستخدمة وتسلسلها ، على الملوثات الموجودة في تيار مياه الصرف ، وتركيزها وما إذا كان يجب إعادة استخدام أو التخلص من النفايات السائلة المعالجة.
طرق المعالجة المختلفة المذكورة في الجدول 9.13 موصوفة باختصار أدناه.
الترشيح:
غالبًا ما يكون من الضروري استخدام عملية الترشيح كجزء من نظام المعالجة الثلاثية لإزالة جسيمات معلقة عالية الدقة من تيار مياه الصرف. كجزء من المعالجة الأولية وبعد المعالجة الثانوية يتم إزالة غالبية الجسيمات المعلقة عن طريق الترسيب. وبالمثل ، بعد عملية الترسيب ، تتم إزالة الرواسب بالترسيب.
عملية الترسيب قادرة على إزالة جزيئات صلبة دقيقة ، ومع ذلك ، قد تظل الجسيمات الدقيقة جداً معلقة. تحتاج مثل هذه الجسيمات إلى إزالتها من تيار مياه الصرف الصحي إذا كان الأمر بحاجة إلى مزيد من المعالجة عن طريق العمليات ، مثل الإمتزاز ، التبادل الأيوني ، الفصل الغشائي ، التطهير ، الخ. الجسيمات العالقة الدقيقة تتداخل مع أداء العمليات المذكورة أعلاه. لإزالة الجسيمات العالقة بعد الترسب يتم تعريض التيار بشكل عام للترشيح.
إن المعدات ، التي يمكن استخدامها لإزالة الجزيئات الصلبة العالقة والجميلة جداً بالترشيح ، هي مرشح وسائط محبب ، مصفاة صغيرة ، مرشح أسطوانة دوراني ، مرشح للقرص ومرشح للأغشية. من هذه تصفية الوسائط الحبيبية هو أرخص. إن معايير اختيار نوع المرشح في حالة معينة هي تركيز وحجم الجسيمات المعلقة ، ومعدل تدفق الدفق ودرجة الإزالة المرغوبة.
تجريد الهواء / البخار :
عملية التعرية يشار إليها أيضًا باسم الإمتصاص. في هذه العملية ، يتم نقل المواد المذابة المذابة ، مثل الغازات والسوائل المتطايرة من الطور السائل إلى مرحلة الغاز / البخار. المحاليل المحولة تحتاج إلى مزيد من المعالجة لاستعادتها و / أو التخلص منها.
يمكن استخدام تجريد المياه العادمة بالبخار إذا كان تركيز المذاب (الملوث) مرتفعًا نسبيًا. المعيار الآخر لاختيار عملية تجريد البخار هو أن الملوثات الحالية يجب أن تكون متقلبة للغاية ، أي أنه ينبغي أن يكون لها نقطة غليان منخفضة.
في هذه العملية يتم توصيل البخار الحي بالمياه العادمة نتيجة لزيادة درجة حرارة الماء وتذبذب الملوثات. يتم إنتاج خليط من بخار المذاب والبخار وهو مكثف.
يجب معالجة المزيد من المكثفات إما لاستعادة المحاليل (إذا كانت قيمة) أو لتدميرها. يمكن استخدام عمود معبأ لهذه العملية ، وفي مقدمتها يتم إدخال ملوث مياه صرف. يتم تقديم البخار في قاعدة هذا العمود. هذه العملية ستكون قابلة للحياة إذا كانت المحاليل المستعادة ذات قيمة.
إذا كان تركيز الملوث منخفضًا وليس له أي قيمة سوقية ، فقد يتم استخدام الهواء للتخلص من البخار. يمكن تطبيق تجريد الهواء لإزالة الملوثات ، مثل الأمونيا الذائبة و / أو المركبات العضوية المتطايرة. إن المعدات المستخدمة في تجريد الهواء عبارة عن عمود تشغيل معبأ في الوقت الحالي.
سيحتوي تيار الهواء الذي يترك العمود في قمته على الملوثات وبالتالي لا يمكن تصريفه في الغلاف الجوي. يجب معالجة التيار بواسطة أي من أو مجموعة من العمليات التالية: التبريد (التكثيف) ، الفرك ، الأكسدة الحرارية / الحفازة ، امتزاز الكربون. وتجدر الإشارة هنا إلى أنه في حالة تجريد تيار من مياه الصرف يحتوي على أملاح الأمونيوم ، يجب تجريده من الهواء ؛ يجب معالجته بالجير أولاً حتى ينتج أمونيا حرة.
نهج التصميم :
في معظم حالات عملية تجريد الهواء ، يكون تركيز الملوثات في المياه العادمة منخفضًا ، وبالتالي قد يعتبر الماء المتسرب محلولًا مخففًا.
بالنسبة لمثل هذا الحل ، فإن علاقة التوازن (بين الطور الغازي والطور السائل المتوازن) تحكمها قوانين هنري ، والتي يمكن التعبير عنها على النحو التالي:
y e = mx e ..................... (9.91)
حيث m = ثابت التوازن ،
x e = تركيز الذائبة في الطور السائل عند التوازن المعبر عنه بوحدة الكسر الجزيئي و
y e = تركيز المادة المذابة بالغاز عند الاتزان ، معبراً عنه بوحدة الكسر الجزيئي.
تعتمد القيمة العددية لثابت التوازن m على نظام السائل المذاب بالغاز ودرجة حرارته وضغطه. وهو مستقل عن تركيز مذيب الطور السائل عند التركيز المنخفض.
في كثير من الأحيان قد لا يكون الوزن الجزيئي / متوسط الوزن الجزيئي للملوثات الموجودة في مياه الصرف الصحي معروفًا ، لذلك يجب تعديل علاقة التوازن
y '= m'x' ..................... (9.92)
حيث تمثل x و y لتركيز الملوثات في الطور السائل والمرحلة الغازية على التوالي ويعبر عنها في جزء في المليون ، أي وحدة mg / L.
يمكن تقدير الارتفاع المرزوم Z O لمثل هذا العمود باستخدام المعادل. (9.93).
حيث = مساحة سطح التعبئة لكل وحدة حجم معبأة (تعتمد قيمتها العددية على نوع وحجم العبوة المستخدمة)
A = L / m 'G ،
G = معدل الهواء في m 3 /hr.m 2
K L = النقل الجماعي للطور السائل معًا في الوحدة المناسبة ،
L - معدل السائل في m-Vhr.m 2
m'= ثابت التوازن ، المعادل. (9.92)،
x '= تركيز ملوث الطور السائل في وحدة جزء في المليون.
يمكن حساب الارتفاع المرزوم Z 0 ومساحة المقطع العرضي للبرج من خلال الخطوات التالية:
1. يتم اختيار نوع مناسب من التعبئة وحجمها.
2. يقدر معدل تدفق الهواء الأدنى باستخدام العلاقة:
G min = Q / m 'in m 3 / hr
= الحد الأدنى لمجموع الهواء الإجمالي في m 3 / hr والذي ينتج عنه Y½ في حالة توازن مع X ½
Q = إجمالي معدل تدفق مياه الصرف في m 3 / hr.
3. معدل تدفق الهواء الفعلي G الفعلي / يفترض أن Gactual> Gmin
تجدر الإشارة هنا إلى أن القيمة الأعلى لـ G الفعلي ستعني عمود أكبر مساحة المقطع العرضي وارتفاعًا قصيرًا معبأًا.
4. بناءً على افتراض أن نسبة G <L / G الفعلية المفترضة يتم حسابها باستخدام العلاقة
Q / G الفعلي = L / G
5. الاستفادة من القيمة المحسوبة لنسبة L / G والمعلومات المتوفرة حول خصائص الغمر للتعبئة المختارة (في الكتب القياسية للنقل الجماعي) والتي تقدر القيمة العددية المناسبة لـ G.
6. استناداً إلى القيمة المحسوبة لنسبة L / G والقيمة المقدرة لـ G ، يتم حساب القيمة العددية لـ L.
7. يتم تقييم منطقة المقطع العرضي للبرج A c كـ ، A c = Q / L
8. وأخيرا يتم تقدير ارتفاع العمود المعبأ Z Q بمساعدة المعادل. (9.93).
يجب الإشارة هنا إلى أن إجراء التصميم الموضح أعلاه يستند إلى عاملين تم اختيارهما بشكل عشوائي كما هو موضح أدناه:
1. نوع التعبئة وحجمها ،
2. القيمة المفترضة لـ G الفعلي
ومن ثم فمن المستحسن تحسين حجم العمود (منطقة المقطع العرضي والارتفاع المعبأ) عن طريق تقليل التكلفة الإجمالية ، أي مجموع التكلفة الأولية وتكلفة التشغيل (تكلفة الضخ).
العمليات البيولوجية :
بعد المعالجة الثانوية ، يمكن أن تظل المواد العضوية المتبقية في مجرى مائي قابل للتحلل بشكل أساسي عبارة عن مواد بيولوجية قابلة للتحلل وغير قابلة للتحلل البيولوجي. بخلاف تلك بعض المركبات العضوية النيتروجينية والفوسفورية قد تكون موجودة أيضا. هذه يمكن إزالتها عن طريق العلاج البيولوجي. وغالبًا ما يشار إلى هذه المركبات كمغذيات نباتية لأنها تعزز نمو النباتات المائية عندما يتم تصريف تيار مياه عادمة يحتوي على هذه المركبات في جسم مائي.
يمكن أيضًا اختزال مركبات النيتروجين والفوسفور الموجودة في مياه الصرف بطرق أخرى غير الطرق البيولوجية.
المعالجة البيولوجية للمركبات النيتروجينية :
يمكن اختزال كل من المركبات النيتروجينية العضوية وغير العضوية الموجودة في مياه الصرف بطرق بيولوجية. تتم عملية المعالجة في خطوتين متتاليتين ، وهما خطوة هوائية وخطوة لا هوائية. يمكن تنفيذ هذه الخطوات خلال المعالجة الثانوية نفسها. وتجدر الإشارة هنا إلى أنه بالنسبة للمعالجة الهوائية واللاهوائية للمركبات النيتروجينية ، هناك حاجة إلى كائنات معينة ، ويجب تنفيذ الخطوات في مفاعلات منفصلة.
عملية النترتة :
أثناء المعالجة الهوائية لمياه الصرف الصحي في البداية يتم تحلل المركبات الكربونية والنيتروجينية المعقدة إلى جزيئات أبسط ، والتي تتأكسد لاحقًا. يتم استخدام المركبات النيتروجينية الموجودة أصلاً في مياه الصرف الصحي وتلك المضافة ، إن وجدت ، أثناء المعالجة الثانوية كملحق جزئيًا لتخليق خلايا جديدة ويتم تحويل الأجزاء المتبقية إلى مركبات الأمونيوم.
هذه المركبات تتأكسد لاحقا إلى النتريت (NO 2 - ) و nitrate (NO 3 - ) في وجود بعض الكائنات الحية المحددة (Nitrosomonas و Nitrobacter bacteria). هذه البكتيريا هي autotrophes. وتسمى هذه التفاعلات بأنها تفاعلات النترتة وهي أبطأ من تفاعلات الأكسدة الكربونية. خلال عملية النترجة ، لا تحدث تفاعلات الأكسدة (الطاقة) فحسب ، بل يتم تصنيع خلايا جرثومية جديدة أيضًا. ردود الفعل قد تكون ملخصة تحت.
تفاعلات الأكسدة:
وتجدر الإشارة هنا إلى أن عملية النترتة لا تحول المركبات النيتروجينية إلى بعض المواد غير الحميدة ولكنها تؤدي إلى أكسدة جزء منها إلى النتريت والنترات. يتم استيعاب الجزء الآخر في الكتلة الحيوية.
عملية النترتة حساسة لتغير الأس الهيدروجيني وتركيز التركيز. يتم منعه من قبل مجموعة متنوعة من المركبات العضوية وغير العضوية. في حالة عدم وجود مثبطات وفي تركيز DO يحدث أكثر من 1 ملغ / لتر الأكسدة البيوكيميائية للمركبات الكربونية والنيتروجينية في وقت واحد. ويشار إلى هذه العملية على أنها مرحلة واحدة. عند وجود مثبطات عضوية ، يتم أكسدة المركبات الكربونية في البداية ثم يتم إجراء عملية النترتة في مفاعل ثان.
يمكن إجراء عملية النترتة إما في مفاعل عضوي موقوف ، مثل وحدة الحمأة المنشطة أو في مفاعل فيلم ثابت ، مثل مرشح نوائب أو موصل بيولوجي دوار. يمكن تصميم وحدة النترتة بنفس طريقة وحدة النتروجين باستخدام معلمات الحركية النترية. يمكن تقدير القيم العددية لهذه المعلمات تجريبيا في حالة معينة أو الحصول عليها من المنشورات المنشورة.
تم ربط بيانات معدل النترجة باستخدام منهج Monod كما هو موضح أدناه:
حيث r s = معدل إزالة الركيزة الأمونيا - النيتروجين ،
[X] = تركيز الخلايا الميكروبية ،
[S] = تركيز الركيزة ،
و y = إنتاجية الكتلة الحيوية.
تم العثور على معدل إزالة الركيزة أن تعتمد على درجة الحرارة ، وتركيز الرقم الهيدروجيني DO.
إن النطاقات النموذجية لمعلمات التصميم والأداء لوحدات النترجة المنشطة هي:
عملية إزالة النتروجين:
ويشار إلى الحد البيولوجي من النتريت والنترات في مياه الصرف الصحي على أنها إزالة النترتة. خلال هذه العملية ، يتم تقليل النتريت والنترات في الغالب إلى النيتروجين الجزيئي ويتم دمج جزء منها في الكتلة الحيوية المركبة. بشكل عام ، يضاف الميثانول (CH 3 OH) كمكمل (كربوني) عندما تكون مركبات الكربون العضوية الكافية غير موجودة في المؤثر.
يجب أن تتم العملية في غياب الأكسجين الجزيئي (الحاضر كما DO). بهذا المعنى ، تكون العملية لاهوائية. ومع ذلك ، فإن المسارات هي بعض التعديلات في الأيروبيك ، وبالتالي يشار إلى العملية أحيانا باسم عملية الأكسجين أو عملية التنفس اللاهوائي.
البكتيريا ، التي تشارك في هذه العملية ، هي اختيارية في الطبيعة. غالباً ما توجد أنواع مختلفة ، مثل Achromobacter و Aerobacter و Alcaligenes و Bacillus و Flavobacterium و Micrococus و Proleus و Pseudomonas وغيرها ، تتعايش في وحدة إزالة النترجة.
وقد ذُكِر بالفعل أنه أثناء إزالة النتروجين ، يتم دمج جزء من النيتروجين نترات النيتروجين في الكتلة الحيوية المركبة ، ويشارك الجزء المتبقي في عملية التنفس اللاهوائي. ونتيجة لذلك ، تتأكسد مركبات الكربون الموجودة في مياه الصرف وتتحول النتريت إلى نيتروجين جزيئي و / أو بعض أكاسيد النيتروجين عبر خطوات مختلفة. قد يتم تمثيل العملية باسم
وتجدر الإشارة هنا إلى أن الجزء الرئيسي من النترات والنتريت يخضع لتفاعلات الاختزال. يجب أن تكون تفاعلات إزالة النتردة عبارة عن تفاعلات أكسدة تخفيض ، للتخلص الكامل من النتريت والنيترات على الأقل الكمية المتكافئة من بعض المواد المؤكسدة (المواد العضوية) يجب أن تكون موجودة. إذا ﮐﺎﻧت ﮐﻣﯾﺔ ﮐﺎﻓﯾﺔ ﻣن اﻟﻣﺎدة اﻟﻌﺿوﯾﺔ اﻟﻘﺎﺑﻟﺔ ﻟﻟﺗﺄﮐﯾد ﻏﯾر ﻣوﺟودة ﻓﻲ ﻣؤﺛر ، ﻓﯾﺗم إﺿﺎﻓﺔ اﻟﻣﯾﺛﺎﻧول ﮐﻣﻟﺣق ﻣﮐﻣول. عندما تكون المادة العضوية الموجودة في البداية أو المكملة لها أكثر من الكمية المتكافئة ، يتم تحلل الكمية الزائدة حيوياً بعد خطوة إزالة النتروجين.
من المناقشة السابقة ، من الواضح أن معدل عملية التخلص من النتروجين سيعتمد على تركيز كل من النيتروجين والنيتروجين [N] والركيزة العضوية [S].
يتم التعبير عن معادلة نوع Monod لهذه العملية على النحو التالي:
وقد بُذلت جهود لتقييم المعلمات الحركية لتفاعلات النتردة ، وهي: µm ، و AW ، و K s ، تجريبياً. تم تطوير معادلات التصميم من أجل مفاعلات نمط النمو المعلق (CSTR) على أساس المعلمات الحركية المذكورة أعلاه. كما تم تطوير معادلات التصميم للمفاعلات ذات النوع النمو (سرير معبأة). بعض هذه المعادلات مذكورة في الجدول 9.14. وغني عن القول أن المعلمات الحركية لعملية إزالة النتروجين يجب أن يتم تقييمها تجريبيا حيث أن تلك هي ركائز محددة.
1. مفاعل نوع النمو المعلق (CSTR مع إعادة التدوير)
calculated C محسوبة باستخدام Eq. يجب أن يتم ضرب (9.59) على أساس متوسط الحمولة من خلال عامل السلامة من أجل الحصول على 8 ج الفعلي. إن الغرض من عامل السلامة هو الاهتمام بحمل الحمل / الحمل العابر الذروة ، وعادة ما يتم اعتباره 2 إلى 2.5.
2. مفاعل نوع نمو الملحق (سرير معبأة).
العوامل التي تؤثر على عملية إزالة النتروجين هي درجة الحموضة ، ودرجة الحرارة وتركيز الأكسجين المذاب (DO). يجب أن يتراوح الرقم الهيدروجيني بين 6.0 و 8.0. ينخفض معدل إزالة النتروجين تحت الرقم الهيدروجيني وأعلى من 8.0. من الأسهل أن يكون الرقم الهيدروجيني حوالي 7. ومع ذلك ، فإن الرقم الهيدروجيني الأولي (المؤثر) الذي يقل عن 7 لا يشكل أي مشكلة أثناء إنتاج القلوية العملية. في حالة تميل مياه الصرف إلى أن تكون أكثر قلوية أثناء المعالجة ، يجب تنظيم الأس الهيدروجيني لها بحيث لا تتجاوز 8.0.
يزداد معدل إزالة النتروجين مع زيادة درجة الحرارة. وقد لاحظ بعض الباحثين أن مستويات معدل قبالة حوالي 20 درجة مئوية. وتكون هذه العملية لاهوائية بطبيعتها ويصبح معدلها صفر فوق تركيز DO 1 ملغم / لتر
اختيار المعدات :
يمكن إجراء إزالة النترتة إما في مفاعل نوع نمو معلق (CSTR) أو في مفاعل نوع نمو مرفق. وبما أن الأكسجين الذائب يثبط العملية فلا ينبغي أن يكون هناك دخول للهواء. يجب أن تنفث الغازات المنتجة أثناء العملية ، بشكل أساسي N 2 و CO 2 . إن معلمات التصميم والأداء للمفاعلات المذكورة أعلاه مذكورة في جدول 9.14.
تسلسل العملية:
تصنف عمليات إزالة النيتروجين البيولوجية إلى مجموعتين ، هما "المرحلة الواحدة" أو "الحمأة المفردة" و "مرحلتين" أو "الحمأة الثنائية". إن عملية "المرحلة الواحدة" تنطوي على خطوات النترتة والنزع الشرطي التي يتم تنفيذها على التوالي دون أي تصنيف / مستوطن للحمأة فيما بينها. عدة اختلافات مختلفة من هذا النوع من تسلسل العلاج في رواج. مثال على عملية "المرحلة الواحدة" هي عملية باردينفو ، والتي تظهر بشكل تخطيطي في الشكل 9.39.
تكمن ميزة "عملية المرحلة الواحدة" في عدم إضافة أي مصدر تكميلي للكربون (مانح الإلكترون). تعمل المركبات الكربونية الموجودة في مياه الصرف كمصدر للكربون في الوحدة (1) والكتلة الحيوية (الخلايا) المنتجة أثناء الخطوة الهوائية (2) كمصدر للكربون في الوحدة (3) في "مرحلتين" عملية "الوحدة الأولى هي وحدة الهوائية (النترجة). ويتبعه مرسم / مستوطن. الوحدة التالية هي وحدة لا هوائية (إزالة النتروجين). ويتبعه مستوضح آخر / مستوطن.
في مثل هذا الترتيب ، قد يكون من الضروري إضافة الميثانول كمصدر كربون (مانح إلكترون) إلى الوحدة اللاهوائية. إذا كان الميثانول يضاف إلى أكثر من الكمية المتكافئة المطلوبة لإزالة النترتة ، فيجب توفير وحدة هوائية إضافية بين الوحدة اللاهوائية والمصفق النهائي من أجل تقليل مستوى الطلب الأوكسجيني البيولوجي في المخلفات النهائية.
1. وحدة النترجة الهوائية ،
2. clarifier لفصل الحمأة الهوائية ،
3. وحدة إزالة النواة اللاهوائية ،
4. وحدة هوائية لإزالة الميثانول الزائد المتبقية ، إذا لزم الأمر ،
5. Clarifier لإزالة الحمأة النهائية.
وتجدر الإشارة هنا إلى أن إضافة الميثانول الزائد (على كمية القياس المتكافئ) مفيد في إزالة النترتة الكاملة وتحقيق معدل إزالة النتروجين. من الجدير بالذكر أنه عندما تتم إضافة الميثانول في فائض كبير (على سبيل المثال ، حوالي 3500 ملغم / لتر) فإنه يعمل كمثبط لإزالة النتروجين. ومع ذلك ، فمن النادر أن نضيف كمية كبيرة من الميثانول.
إزالة الفوسفور البيولوجي :
يمكن إزالة مركبات الفوسفور الموجودة في مياه الصرف إما كيميائياً أو بيولوجياً. العلاج الكيميائي يعني ترسيب الفوسفور مثل فوسفات الألومنيوم / فوسفات الحديد / فوسفات الكالسيوم.
نتائج العلاج البيولوجي في دمج الفوسفور في الخلايا المتراكمة الفوسفور. تكمن مزايا العملية البيولوجية على العملية الكيميائية في خفض التكلفة الكيميائية وتقليل إنتاج الحمأة والتخلص منها. في بعض الأحيان يتم استخدام مزيج من كلتا العمليتين.
يتم تنفيذ العملية البيولوجية على مرحلتين. في المرحلة الأولى يتم علاج التأثير اللاهوائي (≈ ≈ 0.5 إلى 1.0 ساعة) مع الكائنات المتراكمة الفسفورية. خلال هذه المرحلة تنتج هذه الكائنات وتخزن polyhydroxy butyrate (PHB) في الخلايا التي تستوعب الأسيتات وتستعمل الطاقة من تحويل ATP (أدينوزين ثلاثي الفوسفات) إلى ADP (أدينوزين دي فوسفات).
وبالتالي ، يتم تحرير orthophosphate. خلال المرحلة الهوائية التالية (SRT ≈ 2 إلى 4 أيام) تمكّن الطاقة الناتجة من أكسدة PHB الخلايا من التقاط orthophosphate من مياه الصرف وتحويل وتخزينها على أنها polyphosphate. الخلايا الجديدة التي يتم إنتاجها خلال المرحلة الهوائية أيضًا تلتقط الفوسفور وتخزن كالفوسفات.
يوضح الشكل 9.41 العملية الأساسية بشكل تخطيطي.
تم تطوير العديد من العمليات لتعديل العملية الأساسية للإزالة المتزامنة للمركبات النيتروجينية والفوسفورية بيولوجياً من مياه الصرف. يظهر مخطط تدفق لهذه العملية بطريقة تخطيطية في الشكل 9.42.
عندما يتعرض تيار مياه عادمة يحتوي على مركبات نيتروجينية وفوسفورية إلى المعالجة الهوائية ، تتأكسد المركبات النيتروجينية إلى النتريت والنيترات. يحتاج الخمور المنترزة إلى معالجة نازوتيا لإزالة النترتة ، وإلا فإن الحمأة الهوائية المعاد تدويرها المحتوية على النترات - النترات ستدخل الوحدة اللاهوائية وستقوم بقمع نشاط الكائنات المتراكمة للفوسفور. هذا من شأنه أن يؤدي إلى الحد من كفاءة إزالة الفوسفور من العملية بأكملها.
الامتزاز:
أكثر أمواجاً مستخدمةً بشكل شائع لمعالجة مياه الصرف هي الكربون المنشط ، والذي قد يكون إما مسحوقاً أو من شكل محبب. عندما يتم معالجة مياه الصرف باستخدام جسيمات الكربون المنشط ، يمكن أن تمتز المركبات العضوية الموجودة في مياه الصرف على السطوح الخارجية والمسامية للجسيمات.
من وجهة نظر الامتصاص يمكن تصنيف المركبات العضوية إلى ثلاث مجموعات عريضة ، وهي الوزن الجزيئي المنخفض ، الوزن الجزيئي المتوسط والمركبات ذات الوزن الجزيئي العالي. يشار إلى المركبات ذات الوزن الجزيئي المنخفض ، مثل البنزين والتولوين والزيلين ، والجزئيات البترولية المنخفضة المغلي ، والوزن الجزيئي المنخفض الأوكسجين والمركبات المكلورة والمركبات ذات الرائحة على أنها المركبات العضوية المتطايرة ، حيث أن هذه المركبات أكثر تقلبًا.
هذه هي سيئة نسبيا كثف بواسطة جزيئات الكربون وبالتالي لإزالة كتل جزيئات الكربون اللازمة سيكون أكثر. إن المواد العضوية ذات الوزن الجزيئي المتوسط هي أقل تقلبًا نسبيًا وقد تكون المواد العضوية الجزيئية عالية غير متطايرة.
فالزيوت والشحوم والهيدروكربونات المتعددة الكلور والفينول المكلور والمبيدات الحشرية ومبيدات الأعشاب والأصباغ ومواد التلوين تنتمي إلى الهيدروكربونات ذات الوزن الجزيئي المرتفع. تمتص هذه بقوة من جزيئات الكربون المنشط ، وبالتالي يمكن إزالتها بسهولة من مياه الصرف عن طريق الامتزاز.
يتم إنتاج الكربون المنشط المستخدم في معالجة المياه العادمة عن طريق تفحيم الفحم ، الليجنيت ، قشرة جوز الهند وبعض المخلفات الزراعية. تتم معالجة المنتجات المخصبة بشكل أكبر من أجل تحسين مسامحتها وجعلها أكثر نشاطًا. الفحم والكبريت المنشط على أساس الليجنيت يمكن أن يكون مساميًا (نوع القطر 500 درجة مئوية).
الكربونات المسامية الصغيرة سيكون لها كمية كبيرة من المسامات (المسام 20 - 500 درجة مئوية). الكربونات المسامية الصغيرة جيدة لامتصاص المواد العضوية منخفضة الوزن الجزيئي ، في حين أن الكربون الكربوني المسامي مناسب لإزالة المواد العضوية المتوسطة الوزن إلى الجزيئات العالية. إن "ذرات جوز الهند المنشط" هي أساسا مسامية صغيرة (قطر المسام = 10A °) وتلك ممتازة لإزالة المواد العضوية منخفضة الوزن الجزيئي.
عندما تتلوث مياه الصرف الصحي بأدوية عضوية منخفضة الوزن وكذلك ذات وزن جزيئي مرتفع ، تمتاز هذه الأخيرة بالثبات بشكل تفضيلي. ونتيجة لذلك فإن الأدوية العضوية ذات الوزن الجزيئي المنخفض تتم إزالتها بشكل سيئ ما لم يتم استخدام كمية كبيرة نسبيا من الكربون.
من وجهة نظر حجم الجسيمات يتم تصنيف الكربون المنشط إلى مجموعتين ، مصنفة ، وهما ، مسحوق الكربون (الكربوهيدرات) والكربون المحبب. قد يكون حجم ذرات الكربون المسحوق يتراوح بين 5-50 ميكرومتر وله مساحة سطح كبيرة لكل وحدة كتلة. يتم فقدان جزء كبير من هذه الجسيمات أثناء التجدد. وبالتالي ، يتم تجاهل هذه الجسيمات بعد الاستخدام. يتراوح حجم جسيمات الكربون الحبيبية بين 0.1 إلى 2.5 ملم. يتم تجديدها وإعادة استخدامها.
قد يتسبب وجود الأملاح غير العضوية في المياه العادمة في حدوث امتزاز ضعيف للمواد العضوية بسبب ترسيب المواد غير العضوية القابلة للذوبان على أسطح الجسيمات التي تؤدي إلى انسداد المسام. قد يؤدي هطول الأمطار الشديدة إلى جمع جسيمات الكربون ، الأمر الذي لن يؤدي إلى خفض قدرة الإدمصاص فحسب ، بل قد يجعل جسيمات الكربون غير مناسبة للتجديد.
يمكن التحقق من إمكانات هذا الخطر من خلال تقدير مؤشر Langelier. تشير القيمة الإيجابية لمؤشر Langelier إلى وجود مثل هذه المشكلة. في مثل هذه الحالة سيكون من الأفضل إزالة الأملاح غير العضوية قبل إجراء عملية الامتزاز.
عندما تكون الكتلة الحيوية و / أو أي مواد جسيمية أخرى موجودة في تيار من مياه الصرف الصحي ، فإن تلك النفايات تتراكم في عمود ممتص. تراكم هذه الجسيمات الصلبة من شأنه أن يؤدي إلى انخفاض الضغط أعلى عبر عمود. هذا من شأنه أن يدعو إلى الغسيل العكسي المتكرر الذي من شأنه أن يقلل من حياة السرير الكربون. للتغلب على مثل هذه المشكلة ، يجب أن يسبق الفلتر إمتزاز الكربون.
قبل اختيار تثبيت adsorber من الضروري التحقق من جدواه. يجب أن تكون أهداف تقييم الجدوى (1) اختيار نوع مناسب من الكربون المنشط ، و (2) لجمع البيانات لغرض التصميم.
يمكن إجراء دراسات الجدوى باستخدام أي من الطرق التالية:
(أ) لجمع بيانات توازن الامتزاز من مصادر مختلفة ،
(ب) تقييم متساوي الحرارة لمحلول الإمتصاص لكل مجموعة محددة من المياه المستعملة للنفايات الكربونية ،
(ج) إجراء تجارب على نطاق ضيق ،
(د) إجراء تجارب على نطاق تجريبي.
ومن شأن النهج (ج) و / أو (د) أن تسفر عن معلومات أكثر موثوقية ، في حين أن النهج (أ) أو (ب) من شأنها أن تسفر عن بعض المعلومات الأولية.
بالطبع قبل إجراء دراسة جدوى ، يجب أن يتوفر تحليل الملوثات (الملوثات) الموجودة في تيار مياه الصرف الصحي.
وصف العملية:
العلاج مع مسحوق الكربون:
تتم معالجة مياه الصرف باستخدام الكربون المسحوق في وضع الدفعات فقط ، حيث يكون انخفاض الضغط عبر عمود معبأ بهذه الجسيمات مرتفعًا. عموما ، يتم استخدام خزان محززة لمثل هذه العملية. يتم تقدير كمية الكربون المطلوبة ومدة عملية الدفعات بشكل تجريبي.
بعد المعالجة ، تتم إزالة الجسيمات من النفايات السائلة المعالجة عن طريق الترشيح. كما التجديد وإعادة استخدام الجسيمات المستهلكة قد لا تكون اقتصادية يتم التخلص منها بشكل مناسب. يمكن استخدام هذه العملية إذا كان يتوفر مسحوق الكربون بسعر منخفض ، أو إذا كانت كمية مياه الصرف المعالجة التي ينبغي معالجتها صغيرة نوعًا ما.
العلاج باستخدام الكربون الحبيبي:
لمعالجة تيار مياه الصرف باستخدام الكربون المنشط الحبيبي ، يمكن استخدام أي من أنواع المعدات التالية:
(1) سرير معبأ ،
(2) سرير موسع (موسع) و
(ثالثا) سرير متحرك.
من خلال السرير المعبأ ، قد تتدفق مياه الصرف إما في الاتجاه الهابط أو في الاتجاه الصعودي. من خلال سرير ممتد ، يكون التدفق في الاتجاه التصاعدي. في سريان متحرك ، يكون التدفق تيارًا مضادًا ، أي أن مياه الصرف تتدفق إلى الأعلى ويتحرك سرير الكربون لأسفل.
يقع السرير في عمود أسطواني رأسي مزود بدعامة للسرير بالقرب من القاع. يتم تشغيل السرير المعبأ / الموسع في وضع شبه دفعي ، أي بمجرد أن يصبح السرير مشبعًا بالامتصاص ، يتم خلعه من أجل تجديد الكربون. في حالة وجود سرير متحرك ، يتم إزالة بعض الجسيمات المستهلكة دوريًا من الجزء السفلي ويتم إضافة بعض الجزيئات الطازجة / المجددة في الجزء العلوي. يتم تشغيل هذا السرير في وضع مستمر.
في السرير المعبأ أثناء الامتزاز لن يكون هناك استنزاف للجسيمات ، لأنها لن تتحرك. ومع ذلك ، أثناء الغسيل العكسي (إذا كان المؤثر يحتوي على مواد صلبة معلقة) قد يكون هناك بعض الاستنزاف وفقدان الغرامات. في سرير ممتد أو تآكل سرير متحرك من الجسيمات سيحدث ، وبالتالي سيكون هناك فقدان للغرامات. يتم تشغيل سرير إضافي بسرعة أعلى لأعلى للحفاظ على تعليق الجسيمات. هذا يزيد من معدل نقل الكتلة ، وبالتالي تصبح العملية أكثر كفاءة.
يتم معالجة المياه العادمة عادة في أعمدة الامتصاص المعبأة مرتبة إما في سلسلة أو بالتوازي. عندما يتم ترتيب الأعمدة في سلسلة ثلاثة أعمدة تستخدم. يبقى عمودين على الخط في أي لحظة من الزمن وعمود ثالث بعد العلاج التجديد لا يزال بمثابة الاستعداد. يتم تشغيل adsorber حتى يحدث اختراق. خلال هذه الفترة ، يعمل العمود الثاني كعمود تلميع (نسخ احتياطي).
وبمجرد وصول العمود الأول إلى حد الاختراق ، يتم عزله لتجديد الكربون ويستخدم العمود الثاني كعمود رئيسي. ثم يتم توصيل عمود الاستعداد في سلسلة ويعمل بمثابة عمود التلميع.
لا يتطلب مثل هذا الترتيب مراقبة متكررة للغاية للمخلفات السائلة من عمود الرصاص. عندما يتم تشغيل الأعمدة بشكل متزامن ، لا يلزم وجود عمود احتياطي ، ومع ذلك ، يجب إجراء مراقبة متكررة جدًا للمخلفات السائلة من عمود لتجنب تشغيله إلى ما يتجاوز حد الاختراق.
تجديد الكربون :
يمكن تجديد جسيمات الكربون الحبيبية إما عن طريق تجريد البخار في الموقع أو عن طريق أكسدة الهواء بعد إزالة الجسيمات من عمود مستنفد. قد تتم إزالة الوزن الجزيئي المنخفض والمتوسط من خلال التجفيف بالبخار. أثناء التجفيف بالبخار قد يظل جزء معين من كثف تمتز. يشار إلى هذا الجزء المتبقي باسم "كعب". يقلل هذا الامتصاص المتبقي من "القدرة على العمل" للعمود.
يمكن تحقيق خفض "الكعب" إما عن طريق التبخير لفترة طويلة باستخدام البخار عند درجة حرارة أعلى. ارتفاع الوزن الجزيئي الممتزات ليست قابلة للتجديد بالبخار. تتم إزالة تلك عن طريق أكسدة الهواء حيث تحصل على أكسدة الممتزات. خلال هذه العملية ، قد تخضع أسطح جسيمات الكربون للأكسدة إلى حد ما مما يؤدي إلى فقدان كتلة الجسيمات.
عمليات فصل الغشاء :
تقسم عملية الفصل الغشائي بخارًا مؤثرًا إلى تيارين ، وهما تيار retentate / concentrate / reject وتيار permeate / lean. قد يحتوي التيار المتخلل على قليل جدا من المواد المذابة الموجودة في المؤثر ، في حين أن retentate سيكون محلول مركز من المذاب.
عندما يتعرض تيار مياه الصرف الصحي لعملية فصل غشاء مناسبة ، لا يتم تدمير الملوثات الموجودة فيه ولا تحويلها إلى مواد غير ضارة ولكن تتركز في تيار الحفظ.
قلب وحدة فصل الغشاء هو مكون ، والذي يسمى غشاء. يمكن تعريف الغشاء بأنه المادة التي عند احتجازه مع السائل يحتفظ أو يلتقط بشكل مفضل بعض المكونات الموجودة في السائل ويسمح لبعض المكونات الأخرى بالمرور عبر الغشاء أو البقاء دون إزعاج.
قد تكون حالة تجميع الغشاء صلبة أو سائلة أو هلام. قد يكون الغشاء الصلب عبارة عن فيلم غير عضوي أو فيلم بوليمر. يجب أن يكون الغشاء السائل غير قابل للامتزاج مع شكل السوائل التي يجب إزالة بعض المواد المذابة بشكل تفضيلي. تحتوي الأغشية اللاعضوية والأغشية السائلة والهلامية على مناطق محدودة للتطبيق ، في حين أن الأغشية البوليمرية لها مجالات أوسع للتطبيق.
قد يكون الغشاء البوليمر إما مسامي أو غير مسامي. القوة الدافعة للعمليات التي تستخدم غشاء بوليمري في معظم الحالات هي الضغط التدرج. في عملية فصل مدفوعة بالضغط تتعطل الأغشية بسبب ترسب المكونات المحتفظ بها على أسطحها. كما يتم ضغطها بسبب الضغط المفرط. بسبب هذه التأثيرات ، ينخفض معدل التخلل بمرور الوقت.
وتجدر الإشارة هنا إلى أنه عندما يتم استخدام عملية فصل الغشاء لمعالجة تيار من مياه الصرف ، فإن المحتوي سيحتوي على معظم الملوثات ، ويتعين معالجة الشيء نفسه من أجل تقليل الملوثات.
الأغشية بشكل عام مكلفة ولها حياة قصيرة. علاوة على ذلك ، فإن تكلفة التشغيل (الطاقة) عالية نسبياً. وبالتالي ، لا تستخدم عمليات فصل الغشاء عادةً لمعالجة مياه الصرف الصحي ما لم يكن الهدف هو استرداد بعض المواد القيمة من تيار مياه الصرف أو لاستعادة النفاذية لإعادة استخدامها.
وقد تم تصنيف عمليات فصل الأغشية كترشيح دقيق (MF) وترشيح فائق (UF) وترشيح نانو (NF) وتناضح عكسي (OR) وغسيل الكلى وغسيل الكلى وفصل الغاز. في الجدول 9.15 ، يتم سرد الخصائص والقيود والسمات البارزة الأخرى لهذه العمليات.
المادة الغشائية:
أنواع مختلفة من الأغشية البوليمرية العضوية متوفرة تجاريا. تتوفر أغشية مصنوعة من أسيتات السليلوز ، وبولياميد عطري ، وأكريل ألكيل ألكيل ، وبولي فينيل أسيكول ، وبولي كربونات ، وبولي سلفون ، وبولي أكريلونيتريل ، وبولي إثيلين ، وبولي بروبيلين ، وتيتيل فلورو إيثيلين ، إلخ.
يعتمد اختيار المادة الغشائية في حالة معينة على العوامل التالية:
1. الهدف ،
2. المكونات التي سيتم الاحتفاظ بها ،
3. المكونات الأخرى الموجودة ،
4. الرقم الهيدروجيني المؤثر ، و
5. التكلفة.
وصف العملية:
الترشيح الدقيق (MF):
أغشية الترشيح الدقيقة هي مسامية. يتراوح حجم المسام بين 0.02-2 ميكرومتر. جزيئات الاحتفاظ (الجسيمات الدقيقة والغرويات) وكذلك البكتيريا والكائنات الدقيقة الأخرى بما في ذلك بعض الفيروسات.
قد تتخلل هذه العملية من أيونات ذائبة عضوية وغير عضوية وجزيئات وفيروسات (أصغر من 0.02 ميكرومتر في البعد الخطي) وبالطبع السائل الناقل (الماء). يمكن استخدام هذه العملية من أجل المعالجة المسبقة لمياه الصرف الصحي قبل تنقية النانو أو التناضح العكسي. يستخدم أحيانا كجزء من وحدة المفاعل الحيوي الغشائي (MBR).
آلية الفصل بين هذه العملية هي تنقية السطح / الغربلة. يتم الاحتفاظ الجسيمات أكبر من المسام. هذه الأغشية تجربة على حد سواء الداخلية وكذلك الخارجية fouling. يحدث التلوث الداخلي بسبب ارتباط الجسيمات داخل المسام والامتزاز / الهطول على سطح الغشاء. يأخذ القاذورات الخارجية القصر نتيجة لتشكيل طبقة راكدة من الجسيمات التي تنقل إلى سطح الغشاء عن طريق مجرى التخلل ويتم الاحتفاظ بها بواسطة الغشاء. الترشيح الدقيق يتخلل تدفق أعلى من تلك الترشيح الفائق ، الترشيح نانو والتناضح العكسي. إنها عملية ضغط منخفض.
الترشيح الفائق (UF):
هذا هو أيضا عملية الضغط المنخفض. ومع ذلك ، في هذه الحالة ، يكون تدرج الضغط أكثر من الترشيح الدقيق. الأغشية الجبهة المتحدة هي مسامية مثل الأغشية MF. حجم المسام أصغر. هذه الأغشية تسمح للماء ، والجزيئات العضوية الصغيرة غير العضوية المذابة والمذابة بالمرور ، من خلال. في الواقع ، في حالة محددة يعتمد اختيار الغشاء (حجم المسام) على أصغر أنواع الوزن الجزيئي ليتم الاحتفاظ بها.
يتميز بخفض الوزن الجزيئي (MWCO). لا يعتمد الرفض بواسطة غشاء على MWCO وحده ولكن أيضًا على البنية (المتفرعة) لجزيئات الذائبة. استقطاب وتركيز الاستقطاب من أغشية الجبهة المتحدة هي أكثر شدة من تلك للأغشية MF. يعتمد التدفق المتخلل وتدفق الضغط على حجم مسام الغشاء. يستخدم الترشيح الفائق بشكل عام لإنتاج مياه إعادة استخدام عالية النقاء.
نانو الترشيح (NF):
يُعرف الترشيح الدقيق بـ "RO RO". إنه قادر على إزالة الجزيئات الصغيرة مثل 0.001 بعد الظهر ، مثل المواد العضوية عالية الوزن الجزيئي ، والأنيونات ذات الشحنات الأعلى (أيونات المعادن متعددة التكافؤ) وبالطبع الميكروبات بما في ذلك الفيروسات. يتخلل (الماء) من نوعية جيدة. لا يتطلب الكثير من العلاجات التطهير. يكون تدرج الضغط لـ NF أقل من ذلك بالنسبة لـ RO ولكنه أكثر من ذلك بالنسبة لـ NF و UF.
التناضح العكسي (RO):
من عمليات فصل الغشاء المختلفة المستخدمة لمعالجة المياه الملوثة ، ينتج التناضح العكسي أفضل نوعية للمياه. يشار إلى الأغشية المستخدمة ل RO على أنها أغشية غير قابلة للاختراق (غير متماثلة) غير قابلة للاختراق. يحتوي هذا الغشاء على ثلاث طبقات: سطح سطحي كثيف وطبقة وسيطة وطبقة قاعدة مسامية. الجلد في الواقع يسبب الانفصال في حين أن الطبقتين الأخريين تعطي الدعم الميكانيكي للبشرة.
يبدو أن الجلد غير مسامي عند فحصه تحت المجهر الإلكتروني الماسح. وقد انتشرت جلود الأغشية من هذه العيوب الصغيرة (التي تطورت أثناء الإنتاج). من خلال هذه العيوب ، يحدث تسرب من المؤثر (تغذية) جنبا إلى جنب مع المذوبات. بما أن الأغشية غير مسامية ، فيجب الحفاظ على فرق الضغط الكبير بشكل كبير عبر الأغشية.
تم اقتراح نماذج مختلفة لشرح ظاهرة التناضح العكسي. هذه من نوعين:
(أ) نموذج الحل غير المسامي ، و
(ب) نموذج النقل المسامي. كما تم اقتراح بعض النماذج الأخرى. لكن لا يمكن لأي من هؤلاء تفسير جميع الملاحظات التجريبية.
تم العثور على مدى رفض المواد غير العضوية (الأيونية) تعتمد على تكافؤ الأيونات. يزيد مع زيادة في التكافؤ. تعتمد درجة رفض الجزيئات العضوية على حجمها ونوعها (بوليمر) وبنيتها.
أغشية RO هي أيضا عرضة لتلوث مثل الأغشية MF و UF. معدل التدفق المتخلل (الماء) في عملية التناضح العكسي أقل بكثير مقارنة بتلك الموجودة في عمليات MF و UF. علاوة على ذلك ، عندما يتعرض غشاء RO لضغط تشغيل أعلى ، فإنه يتم ضغطه مع مرور الوقت مما يؤدي إلى انخفاض تدريجي في تدفق التخلل. يجب أن تسبق عملية التناضح العكسي عمليات مثل ترشيح عمق / ترشيح دقيق / ترشيح فائق وذلك لتقليل تلوث الغشاء بسبب تراكم الجزيئات والجزيئات الكبيرة على سطح الغشاء.
غسيل الكلى:
يتم استخدام عملية الغسيل الكلوي لإزالة بعض المواد المذابة المحددة من تيار ذي تأثير وليس لتقسيمها إلى تيار متكرر وتخلل كما يحدث في عمليات فصل الأغشية. الغشاء المستخدم هو واحد مسامي متجانس. ويعتمد حجم المسام في حالة معينة على حجم جزيء الذائبة ، الذي يود الشخص إزالته من أي تأثير.
خلال غسيل الكلى نقل المذاب يحدث عبر الغشاء بسبب تدرج تركيزها وليس بسبب التدرج الضغط. يتم منع نفاذ المذيب عبر الغشاء. لتنفيذ عملية غسيل الكلى يتم إجراء تأثير على تدفق فوق سطح الغشاء بينما يتدفق تيار آخر (الديالايت) على السطح الآخر.
يخدم dialysate غرضين:
(ط) يمنع تدفق الجزء الأكبر من المذيب عبر الغشاء و
(2) يتلقى المذاب (s) الذي يهاجر (منتشر) من خلال الغشاء.
يجب أن تكون تركيبة الديالايتات بحيث يكون لها نفس الضغط التناضحي مثل ذلك التأثير. هذا من شأنه منع التدفق الكلي للمذيب عبر الغشاء. يعتمد معدل انتشار جزيء الذائب من خلال الغشاء على حجمه وتركيزه عبر الغشاء. لا تستخدم هذه العملية لمعالجة مياه الصرف الصحي. تطبيق معروف جيدا لعملية غسيل الكلى هو تنقية الدم.
غسيل الكلى الكهربائي:
الغسيل الكهربى يشبه إلى حد ما عملية غسيل الكلى بمعنى أنه ليس مدفوعا بالضغط. يتم تنفيذ هذه العملية عن طريق الحفاظ على تدرج كهربائي كهربائي محتمل عبر مجموعة من الخلايا الغشائية وضعت متوازي. إنه قادر على إزالة المكونات الأيونية فقط من تيار مؤثر.
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.
هؤلاء هم:
(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.
يمكن تمثيل ردود الفعل على النحو التالي:
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:
أكسدة:
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
التطهير:
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.
