Tratamento Primário de Águas Residuais

Leia este artigo para aprender sobre o tratamento primário de águas residuais: 1. Triagem 2. Remoção de grãos 3. Espessamento / sedimentação 4. Flutuação do ar e 5. Remoção de colóides.

Após a regulação e equalização do pH, um fluxo de águas residuais é submetido a tratamento primário. O objetivo do tratamento primário é remover as substâncias suspensas das águas residuais. A seleção de uma técnica / técnica a ser empregada para remoção de matérias suspensas de um fluxo de águas residuais depende se as partículas são sólidas ou líquidas.

A seleção técnica também dependeria da densidade e do tamanho das partículas sólidas. A remoção de partículas sólidas é essencial, uma vez que é provável que elas se acumulem em tubulações, bombas e unidades de tratamento subsequentes e, assim, interrompam a operação da planta de tratamento de efluentes (ETP). A remoção do líquido suspenso (óleos, gorduras e graxas) das águas residuais deve ser realizada, pois isso pode afetar adversamente o desempenho das unidades de tratamento secundário e terciário.

Partículas sólidas maiores (15 mm ou mais) são removidas por peneiramento. Partículas grossas (0, 1 mm ou maiores) e mais densas são retidas em uma câmara de areia ou em um hidrociclone. Partículas mais densas, mais finas que 0, 1 mm (mas não colóides), podem ser assentadas em um espessante ou removidas pela técnica de flutuação de ar dissolvido (DAF) ou induzida por flutuação de ar.

De fato, a remoção completa de partículas finas mais pesadas e mais leves pode ser obtida apenas por filtração. No entanto, a operação de filtração para a remoção de partículas finas geralmente é empregada apenas como parte do tratamento final (polimento) e não como parte do tratamento primário.

Para remoção de partículas sólidas suspensas, as operações são realizadas na seguinte seqüência:

1. Triagem,

2. Remoção de areia (Câmara de areia - 95% de remoção, se 0, 2 mm ou maior; Hidrone ciclone - 95% de remoção de 0, 1 mm ou maior),

3. Espessamento / sedimentação

4. DAF / flutuação do ar induzida

5. Remoção de colóides.

1. Triagem:

A triagem deve ser feita exatamente na entrada de uma instalação de tratamento de águas residuais. O objetivo é remover partículas grandes, mais leves e mais pesadas que a água, para proteger as unidades de tratamento a jusante do entupimento.

Os materiais desagradáveis ​​que precisam ser removidos são trapos, pedaços de borracha e plásticos, componentes / peças quebradas de máquinas e outros materiais diversos. As telas utilizadas são metálicas e possuem aberturas retangulares ou circulares uniformes.

Estes podem consistir em barras paralelas ou barras, grades, placas perfuradas, tela de arame, etc. As peneiras são removidas manualmente ou mecanicamente e podem finalmente ser descartadas como material de aterro ou por incineração. As telas são classificadas como grosseiras, médias ou finas, dependendo do tamanho das aberturas. Telas grosseiras têm aberturas de 75 a 150 mm, as médias de 20 a 50 mm e telas finas têm aberturas de menos de 20 mm.

Telas são geralmente de dois tipos:

1. Um rack composto de barras paralelas ou barras colocadas em um ângulo com o plano horizontal.

2. Uma tela móvel, um tambor rotativo horizontal ou um disco rotativo vertical feito de chapa perfurada ou malha de arame.

Um rack é construído colocando barras ou hastes paralelamente em um ângulo com o plano horizontal, de modo a cobrir toda a largura de um canal de escoamento de águas residuais. As barras ou hastes são soldadas a uma armação tendo uma plataforma horizontal em seu topo. A plataforma pode ter perfurações para que a estante armazenada temporariamente possa escoar. Um arranjo alternativo é colocar um carrinho na plataforma para coleta e remoção das estantes.

As barras são de 10 a 15 mm de largura úteis no lado a montante e afunilam ligeiramente para o lado a jusante. A folga entre as barras e o ângulo de um rack com o plano horizontal depende se ele deve ser limpo manualmente ou mecanicamente. Os recursos comumente usados ​​de um rack são fornecidos na Tabela 9.1.

A frequência de limpeza depende da taxa de acumulação de sólidos suspensos da água residual. A limpeza manual é conseguida varrendo-se um ancinho manualmente para cima periodicamente, enquanto a limpeza mecânica é feita com a ajuda de um ancinho de deslocamento ascendente. Um ancinho mecânico pode ser operado continuamente a uma velocidade lenta ou intermitentemente.

A velocidade linear das águas residuais no canal de aproximação não deve ser inferior a 0, 3 m / s, a fim de evitar a deposição de sedimentos no canal. A velocidade através das telas deve normalmente ser de 0, 6 m / s a ​​1, 2 m / s.

A perda de carga através de uma tela de barra é normalmente entre 0, 08 e 0, 15 m. Não deve ser superior a 0, 3 m. Além de telas de barras, telas de tambor rotativo e disco feitas de aço inoxidável ou folhas perfuradas não-ferrosas ou malha de arame também são usadas. As aberturas de tais telas geralmente variam entre 0, 2 mm e 3 mm.

As telas do tambor rotativo são colocadas horizontalmente com a extremidade a montante aberta e a extremidade a jusante fechada. Ele é colocado em um canal que cobre toda a sua largura e normalmente é mantido semi-submerso. Através da extremidade aberta do tambor, a água residual entra e o filtrado flui através das aberturas periféricas.

O tambor gira a uma velocidade lenta (4 a 7 rpm). À medida que o tambor gira, os sólidos recolhidos são levantados acima do nível da água e, finalmente, são novamente lavados para um depósito ou transportador localizado dentro do tambor, próximo do ponto mais alto do tambor.

Um disco circular vertical feito de uma tela gira em um eixo horizontal sobre a metade submersa cobrindo toda a seção transversal de um canal aberto. A água residual flui através das aberturas da tela e as partículas sólidas suspensas são retidas em sua superfície. À medida que a tela que transporta as partículas sólidas se eleva acima do nível do líquido, elas são lavadas de novo em uma depressão.

Cominuição:

Uma alternativa para a operação de triagem é a cominuição. Elimina os problemas associados com a coleta, remoção, armazenamento e manuseio de rastreios. Dispositivos de fragmentação conhecidos como cominutores interceptam as partículas sólidas suspensas grandes e as cortam por trituração e moagem em pequenos pedaços sem removê-los da água. As partículas trituradas e moídas passam pelo cominutor. Esses são finalmente separados da água residual em uma câmara de areia ou um tanque de decantação primário.

2. Remoção de areia:

Grits são partículas sólidas inorgânicas granulares mais pesadas que a água.

A remoção dessas partículas das águas residuais é necessária para atingir os seguintes objetivos:

1. Para evitar o desgaste dos componentes mecânicos do equipamento de tratamento a jusante, tais como bombas, agitadores, etc., devido à abrasão,

2. Para evitar o entupimento de tubulações, e

3. Evitar a acumulação nas unidades de tratamento secundário que, de outro modo, exigiriam uma limpeza frequente

As partículas sólidas inorgânicas que são mais pesadas que a água são separadas de um fluxo devido à gravidade. Uma câmara na qual tal separação é realizada é chamada de Câmara de Areia. A câmara é projetada de modo que muito pouco das partículas orgânicas suspensas, que são geralmente mais leves do que a água se instalaria nela.

Como alternativa, as partículas podem ser removidas de um fluxo de águas residuais em um ciclone hidrodinâmico. Uma câmara de areia é basicamente um canal aberto na descarga (saída) no qual uma barragem ou outra obstrução é colocada de modo a manter uma velocidade de líquido constante no canal, independentemente da profundidade do líquido na mesma.

Geralmente uma câmara de areia é projetada para a remoção de cerca de 95% das partículas sólidas de tamanho de 0, 2 mm. A velocidade do líquido mantida em uma câmara de areia está na faixa de 0, 15 m / sa 0, 30 m / s. Na maioria das vezes a velocidade é de cerca de 0, 3 m / s. As partículas sólidas, que assentam no leito do canal, são removidas manual ou mecanicamente.

Uma câmara de areia pode ser de secção transversal rectangular ou parabólica (trapezoidal). O dispositivo de controlo de fluxo utilizado na extremidade de saa de uma cara de areia de seco transversal rectangular pode ser uma calha do tipo proporcional ou uma calha do tipo sutro ou uma caleira de paragens.

Tanto o açude proporcional como o açude de sutro têm um açude e um orifício, como mostrado nas Figs. 9.3A e 9.3B:

A borda inferior de um açude proporcional é reta e horizontal. Está localizado a uma altura de 15 a 30 cm acima do leito do canal. Os lados do orifício são curvos. O açude do sutro é um tipo de açude proporcional. Um lado de seu orifício é reto e vertical enquanto o outro lado é curvado.

Abordagem retangular de projeto de câmara de seção transversal:

Numa c�ara de cascalho, part�ulas discretas de tamanhos relativamente mais grosseiros assentam sob a influ�cia da gravidade, enquanto a �ua residual fluida tenta transport�las para a extremidade de sa�a da c�ara. As dimenss da cara devem ser tais que a maioria das partulas de um tamanho prseleccionado assentasse no ch da cara antes de ser arrastada para fora do canal.

Normalmente é projetado para remoção total de partículas com tamanho 0, 2 mm ou maior de um fluxo de água residual. O dispositivo de controle de fluxo e a seção transversal da câmara devem ser projetados de tal forma que a velocidade do líquido através da câmara seja uniforme, independentemente da vazão volumétrica da água residual em um determinado instante de tempo.

Dimensionamento de câmara retangular e projeto Weir:

As dimensões de uma câmara de areia retangular e do açude podem ser estimadas através das seguintes etapas:

Etapa I

Selecione o menor tamanho de partícula, que precisa ser retido na câmara. Verifique sua densidade.

Na ausência de informações específicas, pode-se considerar o seguinte:

dp = 0, 2 mm e sp. gr. = 2, 65

Etapa II :

Calcule a velocidade de limpeza e a velocidade de acomodação livre da partícula selecionada usando Eqs. (9.1) e (9.2) respectivamente

onde c = 0, 03 para partículas de areia granular e 0, 06 para partículas pegajosas,

f = 0, 03

g = 9, 81 m / s ²

dp = diâmetro da partícula em m e ϑ ₀ m / s

onde C _D = coeficiente de arrasto

onde v = viscosidade cinemática da água na temperatura de operação.

Quando informações suficientes não estão disponíveis para estimação de v ₀ e v _s, elas são consideradas como 0, 3 m / s.

Etapa-doente:

A área da seção transversal da câmara é estimada como

onde Q = vazão volumétrica máxima do fluxo de águas residuais em m ³ / s.

Etapa IV :

A profundidade do líquido h no canal correspondente ao caudal Q é estimada assumindo uma largura de câmara adequada W utilizando a Eq. (9.4)

A profundidade real da câmara H é tomada como

H = h + altura livre do tabuleiro + profundidade do grão acumulado / profundidade do transportador mecânico.

A altura livre da prancha é de 0, 3 a 0, 6 me a profundidade do transportador é de 0, 15 a 0, 3 m.

Etapa V :

A relação teórica entre o comprimento da câmara L e a profundidade do líquido h deve ser a mesma de u ₀ a u _s para a remoção completa das partículas pré-selecionadas de tamanho dp.

O comprimento real da câmara deve ser considerado

L _real = 1 -5 a 2 vezes o comprimento teórico calculado L _theo .

Tais dimensões de uma câmara de areia devem resultar em um tempo de detenção de cerca de 30 a 60 segundos.

Projeto do Weir da Etapa VI:

A. Weir Proporcional:

Para um açude simétrico (proporcional), as dimensões (Fig. 9.3.A) a serem calculadas são h, W ', a e b. h para um açude proporcional é calculado usando a Eq. (9, 4).

A taxa de fluxo através desse açude é dada pela seguinte equação:

A dimensão de um varia entre 25 a 50 mm. Normalmente é tomado como 37 mm.

b é estimado usando Eq. (9.6) depois de assumir um valor adequado de a. O perfil das bordas curvas do açude (orifício) é obtido usando a Eq. (9.7) como mostrado abaixo.

B. Sutro Weir:

Um açude de sutro é um açude proporcional assimétrico (Fig. 9.3B). Seu procedimento de design é semelhante ao de um açude proporcional. As seguintes equações devem ser usadas para o cálculo das dimensões do açude,

a ', b', w 'e h. h é considerado igual ao calculado usando Eq. (9, 4). A dimensão de um 'pode ser tomada como 37 mm. b 'é estimado usando Eq. (9.8) abaixo.

O perfil de borda curvada do açude é estimado usando Eq. (9.9) como dado aqui abaixo.

Abordagem Trapezoidal de Design de Câmara de Seção de Grão:

Uma câmara de areia equipada com uma barragem de largura fixa deveria, teoricamente, ter uma secção transversal parabólica de modo a manter uma velocidade de avanço constante na câmara, independentemente da sua profundidade líquida. A perda de carga na seção de controle de tal câmara é muito menor em comparação com a de uma câmara de seção transversal retangular. No entanto, uma vez que é difícil construir uma câmara com uma secção transversal parabólica, o perfil da secção transversal real é aproximado por um trapezóide.

As dimensões de uma tal câmara de areia e as do açude de controle podem ser estimadas usando o seguinte procedimento:

Etapa I:

A velocidade de escoamento ϑ _O e a velocidade de assentamento livre das partículas de menor tamanho, que devem ser retidas na câmara de areia, devem ser calculadas usando Eqs. (9.1) e (9.2) respectivamente.

Etapa II:

Usando o valor calculado de u ₀ a área da seção transversal da câmara é estimada com a ajuda da Eq. (9, 3).

Etapa-doente:

Neste tipo de câmara de grão, a largura é uma função do nível de líquido acima do espaço / espaço de armazenamento de grão para um transportador mecânico. A largura máxima, W _max, da câmara é assumida. Com base nesta suposta W _max e no caudal máximo especificado de águas residuais, a profundidade do líquido na câmara proposta deve ser calculada usando a Eq. (9.10).

A profundidade real da câmara H deve ser tomada como

H = h + altura livre do tabuleiro + profundidade do grão acumulado / profundidade do transportador mecânico.

A largura da câmara na sua base depende da largura do transportador a ser usado. Pode ser tomado como 0, 6 m na ausência de qualquer informação específica.

Com base no pressuposto W da largura da base e do h calculado, as dimensões de um trapézio que se aproxima de uma parábola são determinadas como mostra a Fig. 9.4.

Etapa IV:

O comprimento de uma câmara de areia trapezoidal é calculado da mesma maneira que para uma câmara de seção transversal retangular, isto é, usando a Eq. (9.5):

Etapa - V:

A secção de controlo para uma câmara de areia trapezoidal é uma abertura rectangular vertical com uma largura constante a. A largura a é calculada usando a equação de balanço de energia entre um ponto a montante e o ponto crítico (seção de controle).

onde d _c e ν _c são a profundidade e a velocidade do líquido nos pontos críticos, respectivamente.

O último termo à direita da Eq. (9.11) significa a perda de carga no açude. No ponto crítico

e sendo conhecido, uc é calculado usando a Eq. (9.13) que é obtido combinando as equações (9.11) e (9.12) e rearranjando a equação combinada

A largura do açude deve ser estimada equilibrando-se a vazão volumétrica na seção de controle.

Exemplo 9.2: Câmara de areia :

Uma câmara de areia deve ser projetada para o manuseio de águas residuais a uma taxa de 1035 m ³ / h. As seguintes informações estão disponíveis

Temperatura ambiente média = 26 ° C,

Sp. gr. de partículas de areia a serem separadas = 2, 60

Diâmetro das menores partículas de areia (areia) a serem removidas = 0, 25 mm.

Solução:

Câmara de areia retangular equipada com um açude proporcional.

Dimensões de uma câmara retangular:

As seguintes equações e relações devem ser usadas para encontrar as dimensões de uma câmara retangular:

Área transversal da câmara:

Profundidade Líquida na Câmara:

Profundidade Líquida na Câmara:

Profundidade real da câmara:

Comprimento da Câmara:

Projeto de açude proporcional:

Câmara de Grão Trapezoidal:

A profundidade do líquido na câmara deve ser calculada usando a Eq. (9.10):

A largura da câmara é assumida como 1, 75 m.

Profundidade da câmara, H = h + bordo livre + profundidade do transportador

= (1, 4 + 0, 3 + 0, 2) m = 1, 9 m.

Comprimento teórico da câmara,

A largura a Weir é calculada usando as seguintes equações:

Perfil da Câmara Trapezoidal:

O perfil da Câmara é calculado através dos seguintes passos:

Etapa I:

O perfil de uma parábola é estimado satisfazendo a condição,

Correspondente à profundidade do líquido 1, 4 m acima do transportador.

onde h '- profundidade do líquido acima do transportador e

w = largura da parábola correspondente a

Área da seção da parábola correspondente a h '= h = 1, 4 m

e W '= W = 1, 75 mis

A área A de uma parábola com altura he largura W é expressa como

Assim, o perfil da parábola seria

Etapa II:

Esses dados são plotados em uma escala adequada e uma curva suave é desenhada através dos pontos, como mostrado na Fig. Ex. 9.2 Em h '= 0 uma tangente é desenhada para a parábola. Nesta linha são marcados ± 0, 3 m, o que significa a largura de um transportador. A largura do transportador é tomada como 0, 6 m na ausência de qualquer informação específica sobre a largura do transportador.

Tangentes são atraídos para a parábola através dos pontos 0, ± 0.3. Duas linhas verticais são desenhadas através dos pontos 1.7, ± 0.875. Essas linhas cruzam as tangentes traçadas anteriormente nos pontos B e E. A figura trapezoidal ABCDEF representa o perfil da câmara de areia.

Hidrociclone:

Numa câmara de areia as partículas sólidas assentam no chão devido à força gravitacional, ao passo que numa separação de partículas de hidrociclone do volume de águas residuais ocorre devido à força centrífuga. Um hidrociclone é um pouco semelhante em aparência a um ciclone de poeira convencional, como mostrado na Fig. 9.5. Normalmente, seu diâmetro é muito menor em comparação com o de um ciclone de poeira.

Uma corrente de águas residuais contendo partículas sólidas em suspensão é introduzida tangencialmente perto do topo da porção cilíndrica. A suspensão após entrar no hidrociclone desenvolve movimento de rotação e espirais para baixo formando um vórtice. A força centrífuga desenvolvida devido ao movimento de rotação da suspensão força as partículas sólidas mais pesadas (que a água) e não muito finas em direção à parede do hidrociclone.

Ao atingir a parede, as partículas perdem seu ímpeto e deslizam para baixo ao longo da parede. À medida que a suspensão entra na seção cônica do hidrociclone, o teor de sólidos da lama que se move para baixo aumenta e a água que transporta mais fina, bem como as partículas mais leves, sobem na forma de um vórtice interno.

Finalmente, uma lama mais grossa deixa o dispositivo no ápice do cone, enquanto uma corrente relativamente mais limpa contendo as partículas remanescentes sai através de uma abertura de descarga ventilada localizada centralmente no topo da seção cilíndrica.

Em uma hidrocodona, a diferença de pressão entre a entrada tangencial e a saída central no topo é relativamente alta (relativamente à da câmara de areia). Portanto, o afluente (para um ciclone hidrodinâmico) deve estar sob pressão ou uma bomba deve ser instalada para bombear o afluente. A pressão na entrada deve ser pelo menos 0, 5 kg / cm ² maior do que na saída.

3. Espessamento / Sedimentação:

Espessamento também é um processo de separação por gravidade, como o processo de remoção de areia. Esta operação também é conhecida como sedimentação. É usado para remoção de partículas discretas finas, bem como de floes (aglomerados de partículas muito finas), mais pesados ​​que a água, como parte do esquema de tratamento primário. É também utilizado para remoção de partículas suspensas (lamas) após tratamento secundário e para remoção de precipitados produzidos durante o tratamento terciário. Partículas mais finas que 0, 2 mm são separadas das águas residuais por espessamento / sedimentação.

O objetivo do espessamento / sedimentação é dividir uma suspensão em um transbordamento mais limpo e um sedimento / lodo no fundo com um conteúdo sólido maior do que no afluente. As características de sedimentação das partículas finas suspensas dependem do seu tamanho, densidade, concentração e se estão presentes como partículas ou banquetas discretas.

O assentamento de partículas discretas a baixa concentração é referido como sedimentação livre. Durante a sedimentação livre, as partículas assentam individualmente sem qualquer interferência das partículas vizinhas. A velocidade de sedimentao livre das partulas pode ser calculada utilizando a equao de Stokes ou a equao de Newton dependendo da partula. Nero de Reynolds A concentrao de sido mais elevada de partulas discretas (mais de 2000 mg / L) a sedimentao de partulas individuais influenciada pelas partulas vizinhas. Esta situação é referida como resolução dificultada.

Normalmente, as partículas discretas presentes em um fluxo de águas residuais não teriam tamanho e densidade uniformes; Assim, para projetar um decantador, os dados da taxa de decantação são obtidos experimentalmente através da realização de testes em uma coluna de decantação (Fig. 9.6).

A maioria dos sólidos suspensos em águas residuais industriais é de natureza floculante. As bombas são aglomerados de partículas finas com água presa neles. Eles não têm nenhuma geometria e tamanho específicos; portanto, suas taxas de acomodação não podem ser estimadas com a ajuda de qualquer equação teoricamente derivada.

Enquanto se estabilizam, elas coalescem e seu tamanho e massa aumentam. Como resultado, sua velocidade de acomodação muda. Este tipo de sedimentação ocorre em colonos secundários, que são utilizados para a sedimentação de lamas aeróbicas e anaeróbicas, bem como para a sedimentação de banhos químicos produzidos durante a precipitação.

O assentamento de floes é referido como assentamento de zona.

O processo ocorre nos seguintes estágios durante uma avaliação em lote:

(1) Os blocos inicialmente homogéneos começam a assentar sem que a coalescência retenha uma posição relativamente fixa em relação uma à outra. Uma interface distinta sólido-líquido se desenvolve no topo. As camadas mais próximas do fundo de um colono repousam no chão e começam a coalescer.

(2) A espessura da camada superior livre de floes e a da camada mais coalescente aumentam. A espessura da zona homogênea diminui. Uma zona com uma consistência intermédia entre a camada homogénea e a camada coalescida é formada entre as duas.

(3) Conforme a colonização continua, a camada homogênea desaparece completamente.

(4) A compressão do lodo coalescente começa devido ao seu peso.

Parte da água aprisionada sai da camada coalescente na forma de pequenos geysers, como resultado do qual o volume de lama diminui ainda mais. A partir da descrição acima, é evidente que durante a separação das suspensões floculentas, tanto a clarificação do excesso de líquido como o espessamento do fluxo de lamas ocorrem.

As características de sedimentação de uma suspensão floculenta devem ser avaliadas experimentalmente para projetar um decantador pela realização de testes em lote em uma coluna de decantação (Fig. 9.6). Os dados a serem coletados dependeriam do tipo de decantador a ser projetado.

Para avaliação das características de sedimentação de partículas / flocos discretos presentes em uma amostra de águas residuais, uma coluna de plástico transparente com cerca de 3 m de altura e 15 cm de diâmetro equipada com torneiras de amostragem em intervalos de cerca de 0, 6 m pode ser usada (Fig. 9.6). Para realizar um teste, uma coluna deve ser preenchida com uma amostra de águas residuais. A altura do líquido na coluna deve, de preferência, ser a mesma que a do equipamento de decantação proposto.

O processo de acomodação deve ter permissão para prosseguir e os dados coletados. Os dados a serem obtidos e o método de sua análise dependeriam da natureza das partículas em suspensão (discreta / floculação), sua concentração e o tipo de decantador a ser projetado.

O equipamento usado para realizar a separação de partículas finas discretas é denominado como um espessante ou um clarificador, que pode ser de seção transversal retangular ou seção transversal circular.

Um espessante / classificador retangular é basicamente um tanque retangular, em uma extremidade da qual uma corrente de águas residuais é introduzida. Do outro lado do tanque, a efluência (água relativamente limpa) transborda. Em tal tanque, a água flui horizontalmente da extremidade do afluente para a extremidade do efluente, enquanto as partículas sólidas suspensas experimentam uma velocidade vertical descendente devido à gravidade.

As partículas, que se depositam no fundo do tanque, são raspadas no funil de lodo localizado próximo ao final do afluente. A raspagem pode ser feita manualmente ou mecanicamente. O lodo é removido do funil de lodo com a ajuda de uma bomba ou utilizando a diferença da cabeça hidrostática.

A largura de um tanque raspado mecanicamente é limitada pela largura do mecanismo de raspagem a ser empregado. A lama assentada no chão ou um espessador de pequena capacidade é varrido manualmente para um funil de lodo. A largura de tal espessante é relativamente menor comparada com a de um espessador mecanicamente varrido.

Às vezes tanques retangulares são fornecidos com defletores inclinados perto do topo. Essas unidades são denominadas como colonos de tubos ou lamelas. O tamanho do tubo / espaçamento da lamela é tipicamente de 25 a 50 mm. Aqueles estão dispostos em um ângulo maior que 40 ° com o plano horizontal. A inserção de defletores melhora a eficiência da sedimentação. A Figura 9.7 mostra um esboço de um tanque retangular típico.

Um tanque de sedimentação circular tem um topo cilíndrico montado em um cone truncado invertido. Um funil de lodo está localizado logo abaixo do cone. Está equipado com um raspador montado centralmente a uma velocidade baixa. A Figura 9.8 mostra um típico tanque de sedimentação circular.

O afluente é introduzido no centro próximo ao topo de um espessador circular. O líquido (água) depois de entrar flui para a periferia do tanque e transborda de lá. As partículas suspensas assentam devido à gravidade. O raspador rotativo de baixa velocidade induz o sedimento a assentar e o guia para o funil de lodo.

Um tanque circular de clarificador / sedimentação geralmente dá o melhor desempenho. Tanques retangulares podem ser preferidos quando o espaço é limitado. Além disso, uma série de tanques retangulares seria mais barata de construir devido ao conceito de “parede compartilhada”.

Projeto de um Tanque Retangular para Sedimentação de Partículas Discretas em Baixa Concentração:

Partículas discretas em baixa concentração estariam sedimentadas sob condições de sedimentação livre. Para projetar um tanque para sedimentação de tal suspensão do ponto de vista teórico, deve-se assumir um tamanho de partícula específico dp, cuja remoção completa deve ser alcançada. A velocidade de assentamento livre / velocidade terminal ( _{Ut, dp} ) da partícula escolhida pode ser calculada teoricamente usando a Eq. (9, 15).

Onde, g = aceleração devido à gravidade,

p _s = densidade de partículas,

p _L = densidade do líquido e

µ = viscosidade líquida.

Utilizando o U _t estimado _{, dp} o tempo de permanência, T, no tanque é avaliado com a ajuda da Eq. (9, 16)

onde, H = altura do tanque proposto.

Uma vez r é conhecido o comprimento L do tanque é calculado usando a relação

onde U = velocidade do líquido no tanque na direção para frente.

Utilizando esta abordagem, não seria possível estimar a eficiência de separação global total do tanque proposto ou projetar um tanque tendo uma eficiência de separação global desejada. Portanto, para projetar um tanque de decantação é essencial obter dados através da realização de ensaios experimentais em uma coluna de decantação. Os dados a serem coletados e seu processamento posterior devem ser feitos conforme descrito abaixo.

Dados de teste de lote:

onde C = concentração de suspensão na profundidade H do topo da coluna.

C ₀ = concentração inicial de suspensão

X ₁ X ₂ = concentração da suspensão na profundidade H ₁, H ₂, … respectivamente no tempo t ₁, t ₂ … .. em relação à concentração inicial, C ₀ .

H ₁, H ₂ são medidos a partir da superfície livre.

Com base nos dados obtidos experimentalmente, as velocidades de assentamento em vários momentos e várias profundidades são calculadas e tabuladas como mostrado abaixo.

onde v representa a velocidade de estabilização da suspensão.

Os dados registrados nestas duas tabelas são combinados e apresentados como P = C / C ₀ vs. v como mostrado abaixo.

Estes são traçados com P como a ordenada e v como a abscissa e através desses pontos uma curva suave é desenhada como mostrado na Fig. 9.9. P representa a fração de partículas com uma velocidade de sedimentação menor que v.

Abordagem de Design:

Deixe qualquer velocidade de assentamento específica. As partículas com uma velocidade de sedimentação v ≥ ₀ seriam completamente removidas num tanque de sedimentação e essas constituiriam uma fracção (1-P ₀ ) da massa inicial de partículas presentes numa corrente de águas residuais. Partículas (mais leves e mais finas) com uma velocidade de assentamento v <u ₀ seriam parcialmente removidas. A eficiência global de remoção R, em tal situação, pode ser expressa como

O segundo termo do lado direito da Eq. (9.18) deve ser estimado por integração numérica / gráfica.

A expressão para R in (Eq. (9.18) é baseada na suposição de que as partículas de vários tamanhos e densidades seriam uniformemente distribuídas em toda a profundidade do tanque de decantação proposto na extremidade de entrada e suas velocidades de sedimentação no tanque condição de fluxo) seriam os mesmos que os da coluna de decantação.

A dimensão do tanque proposto pode ser calculada através dos seguintes passos:

Etapa I:

Assumir um valor numérico para v ₀ e correspondente a esse R é calculado usando os dados obtidos pela realização de ensaios em uma coluna de liquidação.

Se o valor calculado de R não for aceitável, o passo I é iterado com um novo valor assumido de v ₀ . Este passo é repetido até que o valor de R obtido esteja próximo do valor desejado.

Etapa II:

Uma vez um valor aceitável de R é obtida a taxa de carregamento, isto é, a taxa de estouro é tomada como v ₀ m ³ / m ² dia.

Etapa-doente:

A área transversal horizontal de um tanque ideal com uma taxa de overflow v ₀ é estimada como

onde Q = vazão volumétrica de águas residuais em m ³ / dia.

Etapa IV :

A área real da seção transversal do tanque é calculada multiplicando-se a _ldeal por 1, 5,

Um _real = 1, 5 × A _ideal

Etapa V:

As dimensões do tanque proposto são estimadas usando as seguintes relações:

Altura do tanque, _tanque H = H _O (altura da coluna) + altura do tabuleiro livre.

Largura do tanque, W = Q / H _O × fluxo através da velocidade

Comprimento do tanque, L = A _real / w

Os outros detalhes são finalizados seguindo a prática normal, conforme listado na Tabela 9.2.

Projeto de um Tanque Retangular para Sedimentação de Partículas Floculentas em Baixa Concentração:

Os floes são aglomerados de várias partículas finas com água aprisionada em sua estrutura. Eles se estabelecem com sua estrutura intacta, portanto, sua taxa de acomodação é mais lenta do que a das partículas discretas. A taxa de sedimentação de uma suspensão floculenta é experimentalmente estudada em uma coluna de decantação (Fig. 9.6). Os dados são registrados e analisados ​​conforme indicado abaixo. Deve-se notar aqui que a abordagem de projeto de um tanque de decantação retangular para uma suspensão floculante é diferente daquela para um tanque de decantação de partículas discretas.

Etapa I:

Durante o teste de sedimentação descontínua em uma coluna, os dados de remoção percentual (y) das partículas suspensas em diferentes profundidades em diferentes momentos são registrados.

onde H _O é a profundidade do tanque de decantação proposto.

Etapa II:

Esses dados de remoção por cento são plotados com a profundidade como a ordenada e o tempo como a abscissa. Através dos pontos de dados, as linhas de remoção de um percentual são tiradas por interpolação ou por julgamento.

Etapa-doente:

Usando uma parcela como a Fig. 9.10 a remoção total R, em um tanque de sedimentação de fluxo horizontal ideal com uma profundidade H ₀ para um tempo de detenção específico t _s é estimada usando a expressão dada abaixo:

onde R ₀ é a remoção percentual em H _O correspondente ao tempo de detenção selecionado t _s . H ₁, H ₂, H ₃ … são as profundidades médias entre as linhas de percentual de iso diretamente acima de t _s . R ₁, R ₂, R ₃ —————— são os valores de remoção de percentual de iso diretamente acima de t _s como marcados no gráfico (Fig. 9.10). Etapa IV :

A taxa de transbordamento de um tanque ideal com profundidade H _O e tempo de detenção f _s é expressa como

Etapa V:

Para diferentes st, R e Q / A são calculados. Estes são plotados como mostrado na Fig. 9.11.

Etapa VI:

Para projetar um tanque de sedimentação ideal com uma remoção percentual desejada, R 'o tempo de detenção f _O e a taxa de extravasamento (Q / A) _ideal são estimados usando um gráfico semelhante à Fig. 9.11. Deve-se notar aqui que os parâmetros de projeto estimados para um tanque ideal (como descrito acima) são baseados nos dados obtidos em uma coluna de teste em condição quiescente e sem nenhum estouro. Em um tanque real, essas condições não prevaleceriam e, portanto, a eficiência de remoção de um tanque real seria menor do que a de um tanque ideal com os mesmos parâmetros de projeto.

Os fatores que influenciarão a eficiência de remoção de um tanque real são:

(1) Lavagem e

(2) Turbulência induzida pelo vento.

Os tanques retangulares equipados com defletores inclinados têm uma eficiência relativamente mais alta, já que os dois fatores acima mencionados são contrabalançados até certo ponto.

As regras de polegar usadas para o design atual são:

Tempo de detenção (residência) = 1, 75 t _O

Profundidade do tanque, H = (H _O ) + profundidade para a manutenção do lodo + altura do tabuleiro livre.

Posição do defletor = 5 a 10% de L perto do final do afluente

Altura do defletor (profundidade) = 0, 5 a 1 m.

Projeto de um tanque de sedimentação circular :

Para conceber um tanque circular, os ensaios de sedimentação por lotes são realizados numa coluna cilíndrica transparente. Os dados coletados para este fim são diferentes daqueles para um tanque de decantação retangular. A mudança na altura da interface de suspensão líquida em um horário diferente é notada. A abordagem de design é detalhada abaixo.

Etapa I:

Durante um teste de sedimentação em lote, as alturas de interface de suspensão líquida clara em diferentes momentos são registradas. A altura inicial da suspensão na coluna deve ser a mesma que a do colono proposto.

Etapa II:

Esses dados são plotados com a altura como o ordinal e o tempo como a abscissa. Através destes pontos de dados, uma curva suave é desenhada como mostrado nas Figuras 9.12.

Etapa-doente:

Correspondente ao lodo desejado sob concentração de fluxo C _U, a altura do lodo H _U é calculada com base na equação do balanço de material

onde C _O é a concentração inicial da suspensão.

Etapa IV:

A seguir, na curva de acomodação (Fig. 9.12), são realizadas as seguintes construções geométricas.

(a) H _u está localizado na Fig. 9.12 e uma linha horizontal é traçada através de H _U.

(b) Tangentes são atraídos para as extremidades da curva de decantação. O ângulo formado pelas tangentes é dividido. No ponto de intersecção da bissetriz e da curva de decantação, é traçada uma tangente. Do ponto de intersecção dessa tangente e da linha horizontal até H _v, uma linha vertical é desenhada na abscissa (eixo do tempo).

O ponto de intersecção no eixo do tempo é designado por t _Q. t _Q assim obtido representa o tempo necessário para que a suspensão atenda à concentração desejada de lodo de vazão C _U enquanto se estabelece em um tanque de sedimentação circular sob condições de fluxo.

Etapa V:

A carga superficial do tanque proposto e a área da seção transversal do tanque devem ser estimadas usando as Eqs. (9.22) e (9.23) respectivamente.

onde Q = vazão volumétrica de águas residuais a ser esclarecida.

Etapa VI:

O diâmetro do tanque é calculado usando a Eq. (9, 24)

Alguns parâmetros típicos de tanques de sedimentação retangulares e circulares estão listados na Tabela 9.2.

Exemplo 9.3: Espessador Circular :

Um espessante circular deve ser projetado com base nos seguintes dados característicos de decantação de uma corrente de água residual com uma concentração de sólidos suspensos de 5000 mg / L.

O espessador tem que lidar com o fluxo de águas residuais a uma taxa de 0, 12 m ³ / s. É desejável que o conteúdo sólido do underflow seja de 25000 mg / L.

Solução:

O problema é resolvido graficamente através dos seguintes passos:

1. Os dados característicos de acomodação são plotados como na Fig. Ex. 9.3 e uma curva suave é desenhada através dos pontos de dados.

2. As tangentes são desenhadas para as extremidades da curva de decantação, que se cruzam e formam um ângulo A.

3. O ângulo A é dividido.

4. A bissetriz cruza a curva de acomodação em um ponto B.

5. Uma tangente é desenhada para a curva de decantação no ponto B.

6. Correspondendo à concentração de subfluxo de lodo desejada C _U = 25.000 mg / L, a altura de lodo H _U é calculada usando a Eq. (9, 21)

7. H _U = 0, 5 m está localizado na Fig. Ex. 9.3 e uma linha é desenhada paralela ao eixo X através de H _U.

8. A tangente desenhada no ponto B cruza a linha através de H _U em um ponto C.

9. A partir do ponto C, desenha-se uma linha vertical que corresponde ao eixo X em = 77 min.

10. A carga superficial do tanque proposto e sua área de seção transversal são estimados usando Eqs. (9.21), (9.22) e (9.23) respectivamente.

Carregamento de superfície,

Área da seção transversal do colono,

4. Flutuação do Ar:

Para a remoção de partículas sólidas mais finas de um fluxo de águas residuais, o processo de flutuação de ar pode ser utilizado como alternativa ao processo de sedimentação. O processo de flutuação do ar é capaz de separar / remover não apenas partículas sólidas mais finas (mais densas e mais leves que a água), mas também gotículas de óleo, gordura e graxa.

Partículas sólidas mais finas e menos densas têm baixa velocidade terminal; daí a sedimentação exigiria maior tempo de detenção. Mesmo assim, a eficiência de remoção pode não ser alta. A remoção de tais partículas pode ser conseguida mais eficientemente pelo processo de flutuação do ar.

O processo de flutuação do ar é realizado em duas etapas. No primeiro estágio, o ar é dispersado em água residual ou dissolvido nele. Quando o ar é disperso em águas residuais como bolhas finas, o processo é denominado flutuação do ar induzida (IAF), enquanto que quando o ar é dissolvido em águas residuais, o processo é denominado como flutuação do ar dissolvido (DAF). A dissolução do ar nas águas residuais pode ser realizada à pressão atmosférica ou a uma pressão elevada.

No segundo estágio, a mistura de ar e água residual é alimentada em um tanque chamado de tanque de flutuação. Neste tanque as partículas suspensas com bolhas de ar aderidas flutuam à medida que sua densidade efetiva se torna menor que a da água. Eles formam uma camada de espuma na interface ar-água. A camada de espuma é removida pelo skimmer de superfície. As partículas maiores e mais pesadas assentam no piso do tanque de flutuação e são removidas como lodo. Um efluente relativamente claro é retirado de um local adequado abaixo da camada de espuma.

Processo de Flutuação Aérea Induzida (IAF):

O processo de flutuação de ar induzido é um pouco semelhante ao processo de flutuação de espuma usado para beneficiamento de minério.

Neste processo, o ar é disperso em águas residuais sob a forma de bolhas finas por qualquer uma das seguintes técnicas:

(1) Difusão de ar através de um meio poroso submerso num tanque contendo água residual,

(2) Rotação de um rotor variado reto suspenso em águas residuais,

(3) Mistura de ar e um fluxo de águas residuais com a ajuda de um edutor ou um bocal.

Em unidades industriais do IAF, os dispositivos utilizados são rotores ou edutores ou bicos de venturi. Um edutor / bocal venturi é um dispositivo mais simples do que um rotor. A dispersão de gás é melhor quando um edutor de venturi ou um bocal é usado do que quando um rotor é usado.

Dispersão de ar, flutuação e remoção de espuma são realizadas em uma célula de flutuação. Um sistema do IAF consiste em várias (normalmente quatro) células de flutuação operando em série. À medida que a água residual flui de uma célula para outra, progressivamente mais e mais matérias suspensas são removidas.

Processo de Flutuação de Ar Dissolvido (DAF) :

O ar pode ser dissolvido em águas residuais ou à pressão atmosférica ou a uma pressão elevada. Quando o ar é dissolvido à pressão atmosférica, o segundo estágio de operação, isto é, a operação de flutuação é realizada sob vácuo em uma câmara fechada.

Assim, o processo é referido como flutuação a vácuo. No entanto, quando o ar é dissolvido em um fluxo de água residual a uma pressão elevada, o segundo estágio de operação é realizado em um tanque aberto para a atmosfera. Tal processo é denominado como Flutuação de Ar Dissolvido (DAF - Dissolved Air Floatation). Para operação em larga escala, mais frequentemente, esse processo (DAF) é usado.

Flutuação a Vácuo:

Neste processo, o ar é dissolvido em um fluxo de água residual à pressão atmosférica em um absorvedor. A corrente de �ua residual aerada �ent� deixada a fluir atrav� de uma v�vula redutora de press� para um tanque de flutua�o cil�drico fechado mantido sob v�uo. O tanque está equipado com um mecanismo de remoção de espuma adequado.

No tanque de flutuação, o ar dissolvido é liberado como pequenas bolhas de ar, que se ligam às partículas suspensas. As partículas suspensas com as bolhas de ar aderidas flutuam e formam uma camada de espuma na interface ar-água. O mecanismo de remoção de espuma varre a espuma para a periferia do tanque e descarrega o mesmo em um reservatório, que também é mantido sob vácuo. Do lodo sump é bombeado para fora. A água tratada é removida do tanque de flutuação com a ajuda de outra bomba.

Flutuação de Ar Dissolvido (DAF):

Este processo difere do processo de flutuação a vácuo em dois aspectos, a saber:

(i) A dissolução do ar é realizada sob pressão e não pressão atmosférica (como no caso de flutuação a vácuo) e

(ii) A operação de flutuação é realizada em um tanque aberto e não em um tanque fechado sob vácuo.

O arranjo de fluxo na seção de dissolução do ar depende da taxa de fluxo do fluxo de água residual, bem como da concentração de partículas suspensas nele contidas. Os detalhes da seção de flutuação são independentes dos fatores mencionados acima.

Os arranjos alternativos da seção de dissolução de ar são:

(i) Unidade de pressurização de fluxo total de baixa pressão,

ii) Unidade de pressurização de fluxo parcial de alta pressão e

(iii) Unidade de pressurização de fluxo de reciclagem de alta pressão. Estes arranjos são descritos abaixo.

(i) Unidade de Pressurização Total de Baixa Pressão:

Tal unidade é usada quando a vazão de uma corrente de águas residuais não é alta e a concentração de partículas sólidas suspensas é baixa. A unidade de dissolução do ar é operada a uma pressão de 3 a 4 atm. A Figura 9.13 mostra um esboço de tal unidade.

(ii) Unidade de Pressurização de Fluxo Parcial de Alta Pressão:

Uma unidade de pressurização de fluxo parcial é usada quando a vazão de água residual é alta e sua concentração de sólidos suspensos é baixa. Nesta disposição, uma porção de uma corrente de águas residuais é pressurizada e misturada com ar a cerca de 5 a 6 atm.

A mistura pressurizada de águas residuais e ar é subsequentemente despressurizada e misturada com a porção restante da corrente de águas residuais. Um esboço de tal. unidade é mostrada na Fig. 9.14. Este arranjo é usado para evitar que uma unidade de pressurização maior seja operada a uma pressão de 3 a 4 atm.

(iii) Unidade de Pressurização de Fluxo Reciclado de Alta Pressão:

O arranjo de fluxo de reciclagem é usado quando um fluxo de água residual contém muito de partículas sólidas suspensas. Neste processo, o ar é dissolvido em uma porção do efluente reciclado (tratado) de um tanque de flutuação. A pressurização e a dissolução do ar são realizadas entre 5 e 6 atm.

Esta mistura é então misturada com a corrente de entrada de água residual e finalmente alimentada em um tanque de flutuação após a despressurização. Este arranjo ajuda a evitar o acúmulo de partículas sólidas no tanque de dissolução do ar. A Figura 9.15 mostra um esboço da unidade de pressurização do fluxo de reciclagem.

Abordagem de Design da Unidade de Flutuação:

Projeto do absorvente:

Uma Unidade de Flutuação de Ar Dissolvido é composta por um absorvedor de ar e um tanque de flutuação. A unidade teria alguns acessórios além dos dois itens acima mencionados. A finalidade de um absorvedor é dissolver o ar em águas residuais contendo sólidos suspensos ou em água tratada reciclada. Este processo é realizado sob pressão. Como o ar não reage com a água, o processo de dissolução é físico.

Em um absorvedor (uma coluna com alguns internos) o ar e a água são postos em contato íntimo um com o outro. Os internos da coluna devem ser tais que o acúmulo de partículas sólidas dentro dela seja insignificante. Como a solubilidade do ar na água é baixa, a linha de equilíbrio seria linear. Não haveria resistência à transferência de massa na fase gasosa.

A quantidade de ar que seria dissolvida em um absorvedor pode ser estimada usando as seguintes equações:

(i) pressurização de fluxo total :

(ii) Pressurização de Fluxo Parcial / Reciclado :

onde C _s = Solubilidade do ar na água a 1 atm de pressão e na temperatura de operação.

f = Saturação de fração em absorvedores, depende do tamanho do absorvedor e de seus internos. Pode ser tão alto quanto 0, 8 a 0, 9.

F = taxa de entrada de águas residuais para os absorvedores.

P = pressão de operação do absorvedor em atm.

R = taxa de entrada parcial / reciclagem para o absorvedor.

X = concentração sólida suspensa no fluxo de águas residuais.

O tempo de imobilização num absorvedor pode ser de cerca de 0, 5 a 3 min.

Projeto do tanque de flutuação:

Águas residuais contendo ar dissolvido após a despressurização entrariam em um tanque de flutuação. Na despressurização, a concentração do ar dissolvido residual seria C _s . A quantidade de ar liberado seria FC _s (f P-1) ou RC _s (f P-1) dependendo do processo de absorção de pressurização de fluxo total ou parcial / reciclagem de fluxo. O ar liberado na forma de pequenas bolhas se ligaria às partículas sólidas suspensas e às gotículas líquidas. Estes então subiriam e alcançariam a interface ar-água.

A informação básica necessária para o dimensionamento de um tanque de flutuação é a taxa de elevação do flutuador expressa em unidade cm / min. Esta informação deve ser obtida através da realização de ensaios experimentais.

O tempo de detenção t em um tanque de flutuação pode ser estimado usando a relação

τ = H _O / taxa de aumento (9.27)

onde H _O = Profundidade do líquido no tanque = 1, 5 - 3 m.

O tempo de detenção em um tanque de flutuação pode ser de 20 a 60 minutos. A profundidade real do tanque H seria H = H _O + altura da prancha livre.

A área transversal horizontal do tanque de flutuação pode ser calculada usando a Eq. (9, 28).

A = F ^τ / H _O (9, 28)

A largura W do tanque dependerá da largura do mecanismo de remoção de lodo.

Comparação dos sistemas IAF e DAF:

Um sistema do IAF exige menor espaço e menor custo de capital do que um sistema DAF. Um sistema DAF requer menos energia do que a necessária para um sistema IAF. Em um sistema DAF, a adição de um coagulante químico é mais efetiva, já que a flotação ocorre em uma condição quiescente. Enquanto que em um sistema do IAF a formação de floes e seu crescimento ficam prejudicados devido à sua alta turbulência, conseqüentemente a adição de coagulantes químicos torna-se menos efetiva.

Filtração:

Filtração é outro método, que é usado para a separação de partículas sólidas de uma suspensão. Este método é capaz de remover partículas de qualquer tamanho e densidade. Contudo, não pode separar partículas coloidais de uma suspensão.

Durante a filtração, o líquido flui através dos interstícios de um meio filtrante, enquanto as partículas suspensas são retidas no meio. As partículas são presas por uma combinação de mecanismos, como inércia, impactação, interceptação e adsorção. Partículas mais finas do que os interstícios podem passar junto com o líquido (filtrado) enquanto as partículas retidas formam uma camada no meio filtrante.

A camada depositada age como um meio filtrante adicional e impede que algumas das partículas mais finas passem junto com o filtrado. À medida que a operação continua, mais e mais partículas se acumulam no meio filtrante e a resistência ao fluxo de líquido aumenta. Isso resulta em uma diminuição na taxa de filtração se a operação for realizada a uma pressão constante.

Quando a taxa se torna bastante baixa, a operação é interrompida e as partículas acumuladas são removidas fisicamente (por retrolavagem) e então a operação de filtração é reiniciada. A retrolavagem produz um subproduto contendo uma suspensão concentrada que é normalmente devolvida a um tanque de decantação / sedimentação. A taxa de filtração em geral é muito mais lenta que a de triagem, remoção de areia e sedimentação. Devido a esta limitação, não é utilizado para tratamento de águas residuais.

No entanto, é usado para remover:

(i) Bordo biológico residual após assentamento,

ii) precipitados residuais (após sedimentação) de hidróxidos, fosfatos, etc., e

(iii) Como pré-tratamento antes de operações como adsorção de carvão ativado, processo de troca iônica, separação de membranas, etc.

O equipamento normalmente usado para filtração é de dois tipos:

(1) cama granular e

(2) filtro rotativo.

Filtros de Cama Granular :

Uma cama granular pode ser de mídia mono-média ou dupla ou multimídia. Os meios usados ​​comercialmente como coque antracite, areia, granada, terra diatomácea, carvão, carvão ativado, resina sintética, etc. O fluxo através de um leito de filtro pode ser fluxo descendente ou ascendente, sendo mais comum o fluxo descendente. Os leitos filtrantes são classificados como rasos, convencionais e profundos, dependendo da profundidade do leito.

As profundidades típicas da cama são:

Em leitos rasos e profundos, utiliza-se mono-médio. Grânulos grossos (2-4 mm) são utilizados em leitos profundos, enquanto em leitos rasos e convencionais são utilizados grânulos relativamente mais finos (0, 2-2 mm). A extensão da remoção de partículas depende do tamanho da mídia e do tamanho da partícula. O tamanho dos grânulos deve ser escolhido de forma a proporcionar maior eficiência de remoção do que a desejada.

Grânulos finos são normalmente usados ​​em filtros de tipo proprietário, com facilidade de retrolavagem automática ou disposição de fluxo pulsátil. Tais unidades requerem retrolavagem frequente durante a condição de perturbação da planta ou tratamento de águas residuais contendo alto teor de sólidos. Os filtros de mídia grossa são caracterizados por trechos de filtro mais longos. Estes podem resistir a condições de perturbação da planta.

Nas unidades duplas / multimídia de baixo fluxo, os grânulos mais grossos formam a (s) camada (s) superior (es) e os grânulos mais finos são colocados abaixo. Tal arranjo possibilita continuar a operação de filtração por um período mais longo. Também facilita a lavagem reversa. Estes são geralmente usados ​​para tratamento terciário.

Um filtro granular é normalmente um recipiente cilíndrico vertical feito de concreto ou aço. Na parte inferior da embarcação é colocada uma grade. A Figura 9.16 mostra um esboço de um filtro granular típico. Na grade uma camada de cascalho é colocada. A camada de cascalho atua como suporte para o leito do filtro. Na unidade de fluxo descendente, um distribuidor de influências é colocado acima do leito e um coletor de efluentes está localizado abaixo da grade.

São providenciados arranjos para introdução de água de refluxo e sua remoção. Uma parte do filtrado é usada para a lavagem traseira. Um arranjo para lavagem de ar do leito do filtro é por vezes incorporado. A limpeza do ar facilita a remoção de partículas sólidas alojadas entre os grânulos.

A decisão sobre o tipo de leito e o tipo de meio a ser usado em uma dada situação depende da carga sólida suspensa, bem como do tamanho e da natureza física das partículas presentes em um fluxo influente. A filtração do meio granular é, em geral, uma operação semi-contínua ou cíclica. Para evitar a interrupção do processo, são utilizados pelo menos dois leitos para que, quando um for lavado, o outro esteja em operação.

Geralmente, o período de retrolavagem é menor que o período de execução da filtragem. O tempo em serviço entre duas limpezas sucessivas é denominado como o comprimento de execução. Nos filtros de fluxo descendente, o fluxo ocorre mais frequentemente através da cama devido à gravidade. No entanto, para aumentar a taxa de filtração, por vezes, o processo é realizado sob pressão.

Foram desenvolvidos leitos granulares modificados que operam virtualmente de forma contínua. A taxa de filtração num leito granular de fluxo descendente pode ser aumentada mantendo uma pressão / cabeça de fluido superior acima do leito. Uma taxa muito alta causaria a penetração das partículas sólidas além do meio grosseiro e o acúmulo das partículas no meio mais fino. Uma taxa de filtração muito baixa resultaria no acúmulo de partículas sólidas somente na superfície superior do meio grosseiro.

A qualidade do efluente depende em certa medida da taxa de filtração. A adição de coagulantes antes da filtração melhora a qualidade do efluente. Muito do acúmulo de sólidos em uma cama exigiria maior volume de água de refluxo.

Backwashing pode ser facilitado de duas maneiras:

(1) agitação da superfície durante a lavagem e

(2) lavagem de ar durante a lavagem.

Filtros rotativos:

Diferentes tipos de filtros rotativos estão comercialmente disponíveis. Ao contrário dos filtros granulares, os filtros rotativos são geralmente operados continuamente sem qualquer interrupção para remoção das partículas sólidas retidas. Os filtros rotativos são conhecidos por vários nomes, tais como filtro de tambor rotativo, filtro rotativo, micro-filtro, etc. Um filtro rotativo é muitas vezes um cilindro oco, uma extremidade circular está aberta e a outra está fechada. A periferia (superfície cilíndrica) é coberta por uma tela. A tela pode ser feita de aço inoxidável ou tecido.

As aberturas da tela podem ser grossas (6 mm ou mais). As telas finas teriam aberturas menores que 6 mm, enquanto as aberturas de micro-tela podem variar de 20 a 70 µm. Estes são montados com seus eixos horizontais e são colocados em uma piscina de água a ser filtrada. Eles estão parcialmente submersos e rodados a baixa velocidade (digamos, cerca de 4 rpm). O filtrado pode passar através da tela de fora para dentro ou para o outro lado. As partículas são retidas na superfície da tela. À medida que o cilindro gira, as partículas retidas emergem da piscina de água.

Quando as partículas retidas atingem uma posição adequada, elas são removidas da superfície da tela com um jato de água ou um raspador. Na maioria dos filtros, as filtrações ocorrem devido à diferença da cabeça hidrostática entre o interior e o exterior de um filtro, mas no caso dos filtros de tambor a filtração ocorre devido ao gradiente de pressão.

A eficiência de remoção de partículas (de partículas finas) de um filtro rotativo pode ser menor que a de um leito granular. A eficiência pode ser aumentada reduzindo a velocidade de rotação e removendo incompletamente as partículas acumuladas. As partículas que aderem às telas aumentam a operação de triagem. No entanto, essas etapas resultariam em uma redução da capacidade de filtragem.

5. Remoção de colóide:

Partículas muito finas, particularmente os colóides (10-1000 A) não podem ser separadas de um fluxo de águas residuais por quaisquer processos / operações. Essas partículas não podem ser separadas por sedimentação, pois sua velocidade de sedimentação é muito baixa. Eles passam por um leito filtrante menor que as dimensões do poro médio do filtro. Por outro lado, os colóides são partículas carregadas, repelem-se e, assim, mantêm-se em suspensão.

Os colóides de origem hídrica são geralmente moléculas orgânicas complexas contendo um número maior de átomos. Estas podem ser proteínas, amidos, hemiceluloses, polipéptidos, etc. Possuem cargas negativas e são na sua maioria de natureza liofílica. Eles podem ter grupos iônicos em sua estrutura. Alguns destes podem ionizar em água e, assim, transmitir cargas (por exemplo, NH ₂ ⁺, COO ^- ) às partículas.

Essas partículas, por sua vez, atraem íons de carga oposta (OH ^- ou H ⁺ ) e, como resultado, uma dupla camada de cargas é formada ao redor delas. Algumas outras partículas têm a capacidade de adsorver íons (H ⁺ ou OH ^- ) do meio dispersante (água). O caráter dos íons adsorvidos nas partículas controla a maneira pela qual essas partículas se comportariam em um campo elétrico. Tais partículas com cargas adsorvidas atraem iões da carga oposta e formam uma camada dupla. A dupla camada de cargas ao redor das partículas faz uma suspensão coloidal muito estável.

A fim de remover as partículas coloidais da água residual, os colóides devem ser desestabilizados a princípio, ou seja, suas cargas superficiais devem ser neutralizadas para que possam se aglomerar e formar partículas maiores. A aglomeração pode ser conseguida por ligação, isto é, unindo as partículas neutralizadas com algumas outras substâncias que possuem uma estrutura semelhante a fio.

A neutralização de carga de partículas coloidais pode ser realizada pela adição de alguns produtos químicos, que são denominados como coagulantes. Sais inorgânicos, como sulfato de alumínio [A1 ₂ (SO ₄ ) ₃ ], sulfato ferroso [Fe SO ₄ ], sulfato férrico [Fe ₂ (SO ₄ ) ₃ ], cloreto férrico [Fe Cl ₃ ] e polieletrólitos (alguns tipos específicos de polímeros orgânicos) são comumente usados ​​como coagulantes.

Coagulantes Inorgânicos:

Soluções aquosas de coagulantes inorgânicos (sais) sob condições de pH adequadas produzem precipitados de hidróxido de metal (tipo gel) que adquirem carga positiva. Estes são capazes de neutralizar as cargas das partículas coloidais. Os hidróxidos adquirem cargas mais altas que os íons metálicos e são coagulantes mais eficazes.

As partículas coloidais neutralizadas coalescem e formam aglomerados. Estes são então aprisionados pelas camadas de sedimentação dos precipitados de hidróxido. Os íons metálicos (Al ³⁺, Fe ²⁺, Fe ³⁺ ) reagem com alcalinidade da água e íons fosfato presentes na água residual, se houver. Eles também causam a precipitação de alguns dos metais pesados ​​presentes nas águas residuais.

A faixa efetiva de pH desses coagulantes é:

Estudos indicaram que o sulfato de alumínio é um coagulante mais eficaz para o tratamento de águas residuais contendo compostos carbonados, ao passo que os sulfatos de ferro são mais eficazes na coagulação de partículas coloidais proteináceas. Soluções aquosas dos agentes coagulantes inorgânicos (sais inorgânicos) são ácidos e, portanto, são corrosivos. Uma solução a 1% de FeCl ₃ tem um pH em torno de 2. Os tanques de dissolução, tubulações, bombas e outros auxiliares usados ​​para armazenamento e manuseio dessas soluções devem ser feitos de materiais resistentes à corrosão.

Polieletrólitos:

Alguns pol�eros org�icos sol�eis em �ua sint�icos transportam cargas i�icas ao longo das suas cadeias polim�icas. Estes são denominados polieletrólitos. Aqueles portadores de cargas positivas são chamados de catiônicos e aqueles portadores de cargas negativas são chamados de aniônicos. Existem alguns polímeros que não carregam nenhuma carga elétrica. Estes são chamados não-iônicos. Todos esses polímeros em baixa concentração produzem floes desses polieletrólitos. O tipo catiônico é geralmente mais eficaz em desestabilizar colóides.

Os mecanismos pelos quais os polieletrólitos do tipo iônico provocam a remoção de colóides são:

(1) por adsorção de partículas coloidais nos locais carregados das cadeias poliméricas,

(2) por reticulação das cadeias poliméricas para formar pontes entre as partículas coloidais, e

(3) aprisionando as partículas coloidais em camadas tridimensionais.

Os polieletrólitos do tipo não-iônico não podem neutralizar as cargas coloidais. Eles removem partículas coloidais formando pontes e aprisionando. Os polieletrólitos não iônicos são usados ​​como auxiliares de coagulação e floculação. Uma solução aquosa de um polielectrólito é quase neutra em pH e, portanto, nenhum material de construção resistente à corrosão é necessário para os acessórios usados ​​para armazenamento, transporte e dosagem de tal solução. A dosagem requerida pode ser de cerca de 0, 1 a 2 mg / l de águas residuais. Uma solução estoque contendo cerca de 0, 1 a 2% de um polieletrólito é geralmente usada para dosagem.

O lodo de polieletrólito é relativamente mais denso que o lodo de hidróxido de metal e ele deságua facilmente. No entanto, os polectolitos são mais caros que os coagulantes inorgânicos. Os coagulantes inorgânicos produzem maiores quantidades de lodo do que os polieletrólitos.

Ajuda Coagulante:

Certos materiais particulados inorgânicos insolúveis, tais como carvão ativado, sílica ativada, pó de bentonita, pó de calcário, etc., quando adicionados juntamente com coagulantes inorgânicos ou polieletrólitos, ajudam na formação da placa. Essas partículas atuam como núcleos de floe. Como eles têm densidade, os floes produzidos assentam rapidamente e desaguam facilmente.

Jar Test:

Uma dosagem apropriada de um coagulante (sal inorgânico / polieletrólito) é determinada pela realização de testes em frascos. Para a realização de testes em frascos, um volume igual de amostras de águas residuais é coletado em vários frascos feitos de vidro ou plástico. To these jars different amounts of a coagulant (in the form of a concentrated solution) is added. While dosing ajar its contents are vigorously mixed. Then stirring is continued slowly for about 30 minutes to promote floe formation. Finally, the floes are allowed to settle for about 60 minutes.

The minimum (coagulant) dose, which gives satisfactory clarification, is accepted as the appropriate dose of that coagulant. Similar tests are conducted with other coagulants. In some situations a combination of an inorganic coagulant and a polyelectrolyte produces quick settling floes and clearer treated effluent. Only by conducting jar tests selection and dosage of the right coagulant and/or polyectrolyte can be decided.

Coagulation and Flocculation Set-up:

The following pieces of equipment are required for carrying out coagulation and flocculation processes:

1. A storage vessel for a coagulant/polyelectrolyte.

2. A feeder and auxiliaries for feeding a coagulant/polyelectrolyte into a dissolution tank.

3. A dissolution tank for preparation of a concentrated stock solution.

4. A holding tank for storing a stock solution.

5. A dosing pump and auxiliaries for addition of the stock solution into a mixer.

6. An in-line mixing device or vessel fitted with a suitable mechanical agitator for quick dispersion of the dosed solution in the incoming waste water stream.

During dosing very rapid and thorough mixing is essential as otherwise there will be local reactions and hence more of the coagulant/ polyelectrolyte will be required in order to achieve the desired degree of clarification

7. A flocculation chamber provided with slow moving paddles, which promote formation and growth of floes.

Stationary arms located between paddles break up liquid rotation and thereby promote floe growth.

The parameters normally maintained in a flocculation chamber are:

Detention time = 20-60 min

Paddle tip speed = 0.3-1 m/s

8. A settling/floatation chamber for separation of floes from the treated water.

Coagulation and flocculation techniques may be used not only for removal of colloids but also for removal of very fine particles. Fine particles get trapped in the floes and are removed.

It should be mentioned here that this method would not be economical for suspended particle removal if the particle concentration were less than 50 mg/L. If the suspended particle concentration be high (>2000 mg/L) then settling of floes is hindered due to excessive inter-particle contact.

Removal of Oils and Greases:

Waste water may contain not only suspended solid particles but also semi-solid and liquid particles/ droplets of fats, oils and greases. These may enter waste water as waste products from processes and a or spent lubricants from process equipment. Of these, fats and greases may be in solid or semi-solid state at ambient temperature. Oils if present would be in liquid state. They are lighter than water and, in general, insoluble in water. Other than these sometimes insoluble/slightly soluble organic compounds (liquid) may also be present in waste water.

In waste water oils and greases are present in dispersed state. Depending on their degree of dispersion they are referred to either as free or as emulsion. When the particle sizes are larger or when present in the form of a film on water surface the state is termed as a free state. But when those are present in the form of finely dispersed particles, say, in the range of 0.1 to more than 1 µm in diameter, the state is termed as an emulsion.

Removal of Free Oils and Greases:

The processes for separation and removal of free oil, fat and grease from waste water are based on the fact that those are lighter than water. When a pool of waste water containing these substances is left relatively undisturbed they rise to the free surface and float.

Dissolved air floatation operation or induced air floatation operation or injection of finely dispersed air in a pool of waste water increases the rate of rise of the dispersed particles and thereby enhances the separation process. Once they reach the free air-water surface they form a layer, which is skimmed off and removed. For treatment of a low flow rate waste water stream containing free oils and greases a 'grease trap' is used. Figure 9.17 shows a sketch of a 'grease trap'. The floating layer of oil and grease, which accumulates at the top of the chamber, is removed manually from time to time.

For treatment of a high flow rate waste water stream the size of the (separation) chamber would be large. The floating oil and grease layer has to be removed continuously using a suitable mechanical device. Moreover, the settle sludge, if any, has also to be removed from the chamber.

In such a chamber sometimes air is introduced as fine bubbles to aid the floatation process. Figure 9.18 shows a sketch of an American Petroleum Institute (API) separator, which may be used when the floating layer contains only oil.

The skimmer in an API separator is a rotating pipe having rectangular longitudinal slots. It scoops the floating oil layer and thereby removes it. A belt-skimmer may be used for removal of floating oil as well as grease.

An API separator is capable of separating oil droplets larger than 0.15 mm. However, when a relatively large amount of finer oil droplets, say, 0.06 mm in diameter, are present in a wastewater stream an API separator fitted with inclined parallel plates or corrugated plates may be used.

Such a separator may produce a treated effluent having oil content of 10 mg/L corresponding to an influent oil content around 1%. However, if the influent oil content were more than 1%, the separation efficiency may decrease due to shearing and re-entrainment of the collected oil droplets. This problem may be partly overcome by using a cross-flow arrangements.

Removal of Emulsified Oil:

Waste water originating from process industries sometimes contains finely dispersed oils and greases. When the dispersed particle size range from 0.1 to more than 1 µm in diameter, they do not coalesce and rise to the free surface readily. Such dispersions are known as emulsions. These are stable, that is, they remain dispersed.

The stability of such dispersions may be due to the smaller particle size and the molecular structure of the dispersed phase and/or due to the presence of some chemicals (termed as emulsifiers) on the surfaces of the dispersed droplets. These chemicals get adsorbed as a film on the dispersed droplet surfaces and thereby prevent their coalescence.

In the absence of an emulsifier an oil-in-water emulsion may cream on standing, that is, the dispersed particles (oil droplets) may concentrate at the free surface (air-water interface) without coalescing. The first step in removing oil droplets present as an emulsion in waste water is to de-emulsify, ie, break up the emulsion whereby the fine droplets would coalesce and form larger drops.

One de- emulsification is completed the larger oil droplets are separated in an API separator. De-emulsification, ie, breaking up of an emulsion can be achieved by any one of the following processes or a combination of some of them.

1. Physical Processes:

(a) Coalescence by agitation,

(b) Coalescence by heating,

(c) Coalescence by centrifuging.

2. Electrical Processes.

3. Chemical Processes.

1. Physical Processes :

Agitation:

Gentle agitation brings the dispersed droplets present in a wastewater stream closer to each other and thereby induces them to coalesce. Such coalescence breaks the emulsion. The free larger oil drops then rises upwards and forms a layer at the air-water interface.

Heating:

On heating an oil-water emulsion the viscosity of the continuous phase (water) decreases. This lowering of viscosity results in thinning of the water layers separating the oil droplets from each other. Consequently, the droplets come closer to each other and coalesce. During heating of an emulsion gentle stirring helps the process of coalescence.

Centrifuging:

When an emulsion is centrifuged at a high speed, the lighter phase (oil droplets) moves towards the centre while the denser phase (water) goes towards the periphery. The oil droplets coalesce resulting in breaking of emulsion. However, a high speed centrifuge being a costly piece of equipment is used only when the objective is to recover the emulsified oil.

2. Electrical Processes:

In this process a high voltage DC field is applied to an oil-in-water emulsion. For the process to be successful the continuous phase (water phase) should be electrically conductive. Since the initial investment and the operating cost of an electrical process unit are high it is not used for de-emulsification of waste water.

3. Chemical Processes:

De-emulsification of an oil-in-water emulsion may be done chemically either by addition of an electrolyte or by adding a chemical (de-emulsifier) which would react with the emulsifying agent present. Addition of electrolytes containing bivalent or trivalent actions (positively charged ions) or polyelectrolytes (polymers) breaks an emulsion and causes the droplets to coalesce. It should be pointed out here that use of polyvalent cationic salts, such as iron or aluminum salts would result in generation of large quantities of sludge.

When an emulsifier is present in an emulsion, de-emulsification can be done by adding a chemical which would react with the emulsifier, thereby making the same ineffective. If the chemical nature of the emulsifier present and its concentration be known then it would be easier to select a suitable de-emulsifier (chemical) and to decide its dose. When an unknown emulsifier is present, the chemical to be added for counter-acting the emulsifier and its dose have to be decided by conducting laboratory trials.

The process to be used and the conditions to be maintained for emulsion breaking in a given situation are established by carrying out trials in a laboratory. At a low concentration of oil (say, up to 1 %) physical methods may work, but at a higher concentration chemical treatment may be necessary.