Tratamento Terciário de Águas Residuais (com Diagrama)

Leia este artigo para aprender sobre o tratamento terciário de águas residuais. Os métodos de tratamento terciário são: 1. Filtração 2. Decapagem de Ar / Vapor 3. Processos Biológicos 4. Adsorção 5. Processos de Separação de Membranas 6. Processo de Troca Iônica 7. Precipitação 8. Oxidação e Redução e 9. Desinfecção.

Após os tratamentos primário e secundário adequados, uma água residual pode ainda conter alguns ou cada um dos seguintes poluentes:

Particulas suspensas,

Orgânicos dissolvidos, como biodegradáveis ​​não reagidos, biodegradáveis ​​recalcitrantes,

Orgânicos não biodegradáveis,

Odorífero e corante,

Inorgânicos dissolvidos e

Microrganismos, incluindo patógenos.

Os métodos de tratamento utilizados para reduzir os poluentes acima mencionados são denominados Métodos de Tratamento Terciário. Estes métodos e sua eficácia estão listados na Tabela 9.13.

A seleção de um esquema de tratamento, isto é, os métodos de tratamento a serem empregados e seu seqüenciamento dependerá dos poluentes presentes em um fluxo de água residual, sua concentração e se o efluente tratado deve ser reutilizado ou descartado.

Os diferentes métodos de tratamento listados na Tabela 9.13 são brevemente descritos abaixo.

Filtração:

Frequentemente, é necessário empregar a operação de filtração como parte do esquema de tratamento terciário para a remoção de partículas suspensas muito finas de um fluxo de águas residuais. Como parte do tratamento primário e após o tratamento secundário, a maioria das partículas suspensas é removida por sedimentação. Da mesma forma, após o processo de precipitação, os precipitados são removidos por sedimentação.

A operação de sedimentação é capaz de remover partículas sólidas finas, no entanto, partículas muito finas ainda podem permanecer suspensas. Tais partículas precisam ser removidas de um fluxo de água residual se o mesmo for ainda tratado por processos, tais como adsorção, troca iônica, separação por membranas, desinfecção, etc. As partículas finas suspensas interferem no desempenho dos processos mencionados acima. Para a remoção de partículas suspensas após a sedimentação, geralmente um fluxo é submetido a filtração.

O equipamento, que pode ser utilizado para a remoção de partículas sólidas suspensas finas e muito finas por filtração, é um filtro de meio granular, micro-filtro, filtro de tambor rotativo, filtro de disco e filtro de membrana. Destes, um filtro de mídia granular é o mais barato. Os critérios para a seleção de um tipo de filtro em uma dada situação são a concentração e o tamanho das partículas suspensas, a taxa de fluxo da corrente e o grau de remoção desejado.

Descascamento do ar / vapor :

A operação de decapagem é também referida como dessorção. Nesta operação, os solutos dissolvidos, como gases e líquidos voláteis, são transferidos de uma fase líquida para uma fase de gás / vapor. Os solutos transferidos precisam de tratamento adicional para sua recuperação e / ou descarte.

A decapagem a vapor de águas residuais pode ser utilizada se a concentração de soluto (poluente) for relativamente alta. O outro critério para a seleção da operação de decapagem a vapor é que os poluentes presentes devem ser altamente voláteis, ou seja, devem ter baixo ponto de ebulição.

Neste processo, o vapor vivo é posto em contato com águas residuais, em conseqüência das quais a temperatura da água aumentaria e os poluentes se volatilizariam. Uma mistura do vapor de soluto e vapor é produzida, a qual é condensada.

O condensado deve ser tratado adicionalmente para a recuperação dos solutos (se valiosos) ou para a sua destruição. Uma coluna empacotada pode ser usada para esta operação, no topo da qual um poluente contendo águas residuais é introduzido. O vapor é introduzido na base de tal coluna. Esse processo seria viável se os solutos recuperados fossem valiosos.

Se a concentração de poluentes for baixa e eles não tiverem nenhum valor de mercado, então o ar pode ser usado para decapagem em vez de vapor. O decapamento do ar pode ser aplicado para remoção de poluentes, como amônia dissolvida e / ou compostos orgânicos voláteis. O equipamento usado para decapagem de ar é uma coluna empacotada operando em contra-corrente.

O fluxo de ar que deixa a coluna em seu topo conteria os poluentes e, portanto, não poderia ser descarregado para a atmosfera como tal. O fluxo deve ser tratado por qualquer um ou por uma combinação dos seguintes processos: resfriamento (condensação), depuração, oxidação térmica / catalítica, adsorção de carbono. Deve-se salientar aqui que, se um fluxo de águas residuais contendo sais de amônio deve ser retirado com ar; deve ser tratado com cal no início para produzir amônia livre.

Abordagem de Design :

Na maioria dos casos de operação de decapagem de ar, a concentração de poluentes na água residual seria baixa, pelo que a água residual pode ser considerada uma solução diluída.

Para tal solução, a relação de equilíbrio (entre uma fase gasosa e a fase líquida equilibrada) é governada pela lei de Henry, que pode ser expressa como:

y _e = mx _e ……………… (9, 91)

onde m = constante de equilíbrio,

x _e = concentração de soluto em fase líquida em equilíbrio, expressa em unidade de fração molar, e

y _e = concentração de soluto na fase gasosa em equilíbrio, expressa em unidade de fração molar.

O valor numérico da constante de equilíbrio m depende do sistema gás-soluto-líquido, sua temperatura e pressão. É independente da concentração de soluto da fase líquida em baixa concentração.

Muito frequentemente, o peso molecular / peso molecular médio dos poluentes presentes nas águas residuais pode não ser conhecido, daí a relação de equilíbrio ter de ser modificada como

y '= m'x' ……………… (9, 92)

onde x 'e y' significam concentração de poluentes na fase líquida e fase gasosa respectivamente e expressos em ppm, isto é, unidade mg / L.

A altura compactada ZO de tal coluna pode ser estimada usando a Eq. (9, 93).

Onde a = área de superfície de embalagem por volume de unidade compactada (seu valor numérico depende do tipo e tamanho da embalagem a ser usada)

A = L / m 'G,

G = taxa de ar em m ^{3 /} hm ²

K _L = coeficiente de transferência de massa em fase líquida em unidade apropriada,

L - taxa líquida em m-Vhr.m ²

m '= constante de equilíbrio, Eq. (9, 92)

x '= concentração de poluentes na fase líquida em ppm.

A altura compactada Z ₀ e a área da seção transversal da torre podem ser calculadas através das seguintes etapas:

1. Um tipo adequado de embalagem e seu tamanho são escolhidos.

2. O caudal mínimo de ar é estimado usando a relação:

G _min = Q / m 'em m ³ / h

= taxa de ar total mínima em m ³ / h, que resultará em Y½ em equilíbrio com X ½

Q = vazão total de água residual em m ³ / h.

3. Um caudal de ar real G _actual / é assumido de tal forma que Gactual> Gmin

Deve-se notar aqui que um valor mais alto de G real significaria uma coluna maior, área transversal e uma altura menor compactada.

4. Com base no G _{atual, a} razão <L / G é calculada usando a relação

Q / G _real = L / G

5. Utilizando o valor calculado da razão L / G e as informações disponíveis sobre as características de inundação da embalagem escolhida (em livros de transferência de massa padrão), um valor numérico adequado de G é estimado.

6. Com base no valor calculado da razão L / G e no valor estimado de G, o valor numérico de L é calculado.

7. A área da seção transversal da torre A _c é avaliada como A _c = Q / L

8. Finalmente, a altura da coluna Z _Q é estimada com a ajuda da Eq. (9, 93).

É necessário salientar aqui que o procedimento de projeto descrito acima é baseado em dois fatores arbitrariamente escolhidos, conforme listado abaixo:

1. Um tipo de embalagem e seu tamanho

2. Um valor assumido de G

Portanto, é desejável otimizar o tamanho da coluna (área da seção transversal e altura compactada), minimizando o custo total, ou seja, a soma do custo inicial e do custo operacional (custo de bombeamento).

Processos Biológicos :

Após o tratamento secundário, os orgânicos ainda deixados em um fluxo de águas residuais podem ser principalmente biodegradáveis ​​recalcitrantes e não biodegradáveis. Além daqueles, alguns compostos azotados e fosforados orgânicos também podem estar presentes. Estes podem ser removidos por tratamento biológico. Estes compostos são muitas vezes referidos como nutrientes para plantas, uma vez que promovem o crescimento de plantas aquáticas quando uma corrente de águas residuais contendo estes compostos é descarregada num corpo de água.

Os compostos de azoto e fósforo presentes nas águas residuais podem também ser abatidos por métodos que não os métodos biológicos.

Tratamento Biológico de Compostos Nitrogenados :

Os compostos nitrogenados inorgânicos e orgânicos presentes nas águas residuais podem ser abatidos por métodos biológicos. O processo de tratamento é realizado em dois passos consecutivos, nomeadamente um passo aeróbico e um passo anaeróbico. Estas etapas podem ser realizadas durante o tratamento secundário em si. Deve-se mencionar aqui que, para o tratamento aeróbico e anaeróbico de compostos nitrogenados, são necessários organismos específicos e as etapas devem ser realizadas em reatores separados.

Processo de nitrificação :

Durante o tratamento aeróbico das águas residuais, os compostos carbonados e nitrogenados complexos são inicialmente hidrolisados ​​para moléculas mais simples, que são subsequentemente oxidadas. Os compostos nitrogenados originalmente presentes na água residual e aqueles adicionados, se houver, durante o tratamento secundário como suplemento são parcialmente utilizados para a síntese de novas células e as porções restantes são convertidas em compostos de amônio.

Estes compostos são posteriormente oxidados em nitrito (NO ₂ ^- ) e nitrato (NO ₃ ^- ) na presença de alguns organismos específicos (bactérias Nitrosomonas e Nitrobacter). Essas bactérias são autótropos. As reações são denominadas reações de nitrificação e são mais lentas que as reações de oxidação carbonáceas. Durante a nitrificação não ocorrem apenas reações de oxidação (produtoras de energia), mas novas células microbianas também são sintetizadas. As reações podem ser resumidas como abaixo.

Reações de Oxidação:

Deve-se salientar aqui que o processo de nitrificação não converte os compostos nitrogenados em algumas substâncias inócuas, mas oxida uma parte delas para nitrito e nitrato. A outra porção é assimilada em biomassa.

Processo de nitrificação é sensível à mudança de pH e concentração de OD. É inibida por uma variedade de compostos orgânicos e inorgânicos. Na ausência de inibidores e em concentrações de DO superiores a 1 mg / L, a oxidação bioquímica de compostos carbonados e nitrogenados ocorre simultaneamente. Isso é chamado de processo de estágio único. Quando os inibidores orgânicos estão presentes, os compostos carbonáceos são oxidados no início e então a nitrificação é realizada em um segundo reator.

O processo de nitrificação pode ser conduzido em um reator de organismo suspenso, como uma unidade de lodo ativado ou em um reator de filme fixo, como um filtro de gotejamento ou um contator biológico rotativo. Uma unidade de nitrificação pode ser projetada da mesma forma que a de uma unidade aeróbica usando parâmetros cinéticos de nitrificação. Os valores numéricos desses parâmetros podem ser estimados experimentalmente em uma dada situação ou obtidos da literatura publicada.

Os dados da taxa de nitrificação foram correlacionados usando a abordagem da Monod, conforme abaixo:

onde r _s = taxa de remoção do substrato de nitrogênio amoniacal,

[X] = concentração de células microbianas,

[S] = concentração de substrato,

e y = rendimento de biomassa.

Verificou-se que a taxa de remoção de substrato depende da temperatura, pH e concentração de OD.

As faixas típicas dos parâmetros de projeto e desempenho para as unidades de nitrificação do lodo ativado são:

Processo de desnitrificação:

A redução biológica de nitrito e nitrato em águas residuais é referida como desnitrificação. Durante esse processo, o nitrito e o nitrato são finalmente reduzidos ao nitrogênio molecular e uma parte é incorporada na biomassa sintetizada. Geralmente, o metanol (CH3OH) é adicionado como um suplemento (carbono) quando compostos de carbono orgânico suficientes não estão presentes em um influente.

O processo deve ser realizado na ausência de oxigênio molecular (presente como DO). Nesse sentido, o processo é anaeróbico. No entanto, as vias são algumas modificações das aeróbicas, portanto, o processo é por vezes referido como processo anóxico ou processo de respiração anaeróbica.

As bactérias, que participam desse processo, são facultativas por natureza. Várias espécies, como Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Flavobacterium, Micrococus, Proleus, Pseudomonas, etc. são freqüentemente encontradas coexistindo em uma unidade de desnitrificação.

Já foi mencionado que durante a desnitrificação uma parte do nitrogênio nitrito-nitrato é incorporada na biomassa sintetizada e a porção restante participa do processo de respiração anaeróbica. Como resultado, os compostos de carbono presentes na água residual são oxidados e nitritos - o nitrato é reduzido a nitrogênio molecular e / ou a alguns óxidos de nitrogênio em várias etapas. O processo pode ser representado como

Deve-se notar aqui que a porção principal de nitrato e nitrito sofre as reações de redução. Reações de desnitrificação sendo reações de redução-oxidação, para a redução completa de nitrito e nitrato, pelo menos a quantidade estequiométrica de algumas substâncias oxidáveis ​​(matéria orgânica) deve estar presente. Se quantidade suficiente de matéria orgânica oxidável não estiver presente em um afluente, então o metanol é adicionado como um suplemento. Quando a matéria orgânica inicialmente presente ou suplementada é maior do que a quantidade estequiométrica, a quantidade em excesso é biodegradada aerobicamente após o passo de desnitrificação.

A partir da discussão anterior, é evidente que a taxa do processo de desnitrificação dependeria da concentração de nitrogênio nitrito-nitrato [N] e substrato orgânico [S].

A equação do tipo Monod para este processo é expressa como:

Esforços têm sido feitos para avaliar os parâmetros cinéticos das reações de di-nitrificação, nomeadamente µm, AW e K _s experimentalmente. Equações de projeto foram desenvolvidas para reatores tipo crescimento suspenso (CSTR) com base nos parâmetros cinéticos mencionados acima. Também foram desenvolvidas equações de projeto para reatores de tipo de crescimento acoplados (leito fixo). Algumas dessas equações estão listadas na Tabela 9.14. Escusado será dizer que os parâmetros cinéticos do processo de desnitrificação devem ser avaliados experimentalmente, uma vez que são específicos do substrato.

1. Reator do tipo de crescimento suspenso (CSTR com reciclagem)

ϴ _C calculado usando a Eq. (9.59) com base em uma carga média deve ser multiplicada por um fator de segurança, a fim de obter o 8 _C real. O objetivo do fator de segurança é cuidar da carga de pico / carga transitória e geralmente é considerado como 2 a 2, 5.

2. Reator de Tipo de Crescimento Adido (Cama Embalada).

Os fatores que influenciam o processo de desnitrificação são pH, temperatura e concentração de oxigênio dissolvido (DO). O pH deve variar entre 6, 0 e 8, 0. A taxa de desnitrificação diminui abaixo do pH e acima de 8, 0. Um pH em torno de 7 é preferível. No entanto, um pH inicial (influente) menor do que 7 não apresenta nenhum problema, pois durante o processo a alcalinidade é produzida. Caso uma água residual tenda a ser mais alcalina durante o tratamento, seu pH deve ser regulado de modo a não ultrapassar 8, 0.

A taxa de desnitrificação aumenta com o aumento da temperatura. Alguns pesquisadores observaram que os níveis de taxa estão em torno de 20 ° C. Sendo este processo de natureza anaeróbica, sua taxa torna-se zero acima de uma concentração de DO de 1 mg / L

Seleção de Equipamentos :

A desnitrif icação pode ser realizada quer num reactor de tipo de crescimento suspenso (CSTR) quer num reactor de tipo de crescimento ligado. Como o oxigênio dissolvido inibe o processo, não deve haver entrada de ar. Os gases produzidos durante o processo, principalmente N ₂ e CO _2, devem ser ventilados. Os parâmetros de projeto e desempenho dos reatores de tipo acima mencionados estão listados na Tabela 9.14.

Sequenciamento de Processos:

Os processos biológicos de remoção de nitrogênio são classificados em dois grupos: “estágio único” ou “lodo simples” e “estágio duplo” ou “dois lodo”. Um processo de estágio único implica etapas de nitrificação e desnitrificação sendo executadas consecutivamente sem qualquer classificador / coletor de lodo entre elas. Várias variações diferentes deste tipo de sequência de tratamento estão em voga. Um exemplo do 'processo de estágio único' é o Processo Bardenpho, que é mostrado esquematicamente na Figura 9.39.

A vantagem de um 'processo de estágio único' é que nenhuma fonte suplementar de carbono (doador de elétrons) deve ser adicionada. Os compostos carbonosos inicialmente presentes em águas residuais atuam como a fonte de carbono na unidade (1) e a biomassa (células) produzida durante a etapa aeróbica (2) atua como a fonte de carbono na unidade (3) em um estágio de duas etapas. processo 'a primeira unidade é uma unidade aeróbica (nitrificação). É seguido por um clarificador / decantador. A próxima unidade é uma unidade anaeróbica (desnitrificação). É seguido por outro clarificador / decantador.

Em tal arranjo, pode ser necessário adicionar metanol como fonte de carbono (doador de elétrons) à unidade anaeróbica. Se o metanol adicionado for maior do que a quantidade estequiométrica necessária para a desnitrificação, então uma unidade aeróbica adicional deve ser fornecida entre a unidade anaeróbica e o clarificador final a fim de reduzir o nível de DBO no efluente final.

1. Unidade de nitrificação aeróbica,

2. Clarificador para Separação de Lodo Aeróbico,

3. Unidade de desnitrificação anaeróbica,

4. Unidade aeróbia para remoção do excesso de metanol residual, se necessário,

5. Clarificador para Remoção Final de Lodo.

Deve-se mencionar aqui que a adição de metanol em excesso (acima da quantidade estequiométrica) é útil para desnitrificação completa e para alcançar uma maior taxa de desnitrificação. É de salientar que, quando o metanol é adicionado em grande excesso (digamos, cerca de 3500 mg / L), actua como um inibidor da desnitrificação. No entanto, raramente é necessário adicionar uma grande quantidade em excesso de metanol.

Remoção Biológica de Fósforo :

Os compostos de fósforo presentes nas águas residuais podem ser removidos quimicamente ou biologicamente. Tratamento químico significa precipitação de fósforo como fosfato de alumínio / fosfato de ferro / fosfato de cálcio.

O tratamento biológico resulta na incorporação de fósforo em células acumuladoras de fósforo. As vantagens do processo biológico sobre o processo químico são o custo químico reduzido e a menor produção e disposição de lodo. Às vezes, uma combinação de ambos os processos é usada.

O processo biológico é realizado em duas etapas. No primeiro estágio, um influente é tratado anaerobicamente (τ ≈ 0, 5 a 1, 0 h) com organismos acumuladores de fósforo. Durante esta fase, estes organismos produzem e armazenam o butirato polihidroxi (PHB) nas células, assimilando os acetatos e utilizando energia da transformação de ATP (adenosina trifosfato) em ADP (adenosina di-fosfato).

Consequentemente, o ortofosfato é liberado. Durante o próximo estágio aeróbico (SRT ≈ 2 a 4 dias), a energia produzida pela oxidação do PHB permite que as células captem o ortofosfato das águas residuais e as convertam e armazenem como polifosfato. Novas células produzidas durante o estágio aeróbico também captam fósforo e armazenam como polifosfato.

A Figura 9.41 mostra o processo básico esquematicamente.

Vários processos foram desenvolvidos modificando o processo básico para a remoção simultânea de compostos nitrogenados e fósforo biologicamente a partir de águas residuais. Um fluxograma de tal processo é mostrado esquematicamente na Fig. 9.42.

Quando uma corrente de águas residuais contendo compostos de azoto e fósforo é submetida a tratamento aeróbico, os compostos azotados são oxidados em nitrito e nitrato. O licor nitrificado precisa ser tratado anoxicamente para desnitrificação, caso contrário o lodo aeróbico reciclado contendo nitrato de nitrato entraria na unidade anaeróbica e suprimiria a atividade dos organismos acumuladores de fósforo. Isso resultaria em uma redução da eficiência de remoção de fósforo de todo o processo.

Adsorção:

O adsorvente mais comumente usado para o tratamento de águas residuais é o carvão ativado, que pode estar em pó ou na forma granular. Quando a água residual é tratada com partículas de carvão ativado, os compostos orgânicos presentes na água residual podem ser adsorvidos nas superfícies externas e de poros das partículas.

Do ponto de vista da adsorção, os compostos orgânicos podem ser classificados em três grandes grupos, nomeadamente, baixo peso molecular, peso molecular médio e compostos de alto peso molecular. Os compostos de baixo peso molecular, como benzeno, tolueno, xileno, frações de petróleo com baixo ponto de ebulição, compostos oxigenados e clorados de baixo peso molecular e compostos odoríferos são chamados de VOCs, pois são mais voláteis.

Estes são relativamente pouco adsorvidos pelas partículas de carbono e, portanto, pela sua remoção, a massa de partículas de carbono necessária seria mais. Os orgânicos de peso molecular médio são relativamente menos voláteis e os compostos orgânicos de alto peso molecular podem ser não voláteis.

Óleos, graxas, hidrocarbonetos policlorados, fenóis clorados, pesticidas, herbicidas, corantes, corantes pertencem aos hidrocarbonetos de alto peso molecular. Estes são fortemente adsorvidos por partículas de carvão ativado e, portanto, podem ser facilmente removidos das águas residuais por adsorção.

O carvão ativado usado para o tratamento de águas residuais é produzido pela carbonização do carvão, linhito, casca de coco e alguns resíduos agrícolas. Os produtos carbonizados são posteriormente tratados para melhorar sua porosidade e torná-los mais ativos. Os carvões activados à base de carvão e linhite podem ser do tipo micro poroso (poros de 500 ° de diâmetro).

Os micro carbonos porosos teriam uma quantidade significativa de mesoporos (poros de 20 a 500 A de diâmetro). Os carbonos microporosos são bons para adsorção de orgânicos de baixo peso molecular, enquanto os carbonos macro porosos são adequados para remoção de orgânicos de médio a alto peso molecular. Os carbonos da casca de coco ativados são principalmente microporosos (diâmetro do poro = 10 °) e são excelentes para remoção de orgânicos de baixo peso molecular.

Quando uma água residual é contaminada com produtos orgânicos de baixo e alto peso molecular, estes últimos são preferencialmente adsorvidos. Como resultado, os orgânicos de baixo peso molecular são pouco removidos, a menos que uma quantidade relativamente grande de carbono seja usada.

Do ponto de vista do tamanho de partícula, o carvão ativado é classificado em dois grupos, classificados como carbonos em pó (finos) e carbonos granulados. Os carbonos em pó podem ter um tamanho de partícula variando entre 5-50 µm e ter uma grande área superficial por unidade de massa. Uma grande parte dessas partículas é perdida durante a regeneração. Por isso, muitas vezes essas partículas são descartadas após o uso. O tamanho das partículas de carbono granulado varia entre 0, 1 e 2, 5 mm. Estes são regenerados e reutilizados.

A presença de sais inorgânicos em águas residuais pode causar fraca adsorção de compostos orgânicos devido à precipitação dos inorgânicos fracamente solúveis nas superfícies das partículas, levando ao bloqueio dos poros. A precipitação severa pode levar à agregação de partículas de carbono, o que não só diminuiria a capacidade de adsorção, mas também tornaria as partículas de carbono inadequadas para a regeneração.

O potencial dessa ameaça pode ser determinado pela estimativa do Índice de Langelier. Um valor positivo do Índice Langelier indicaria a existência de tal problema. Em tal situação, seria melhor remover os sais inorgânicos antes de realizar uma operação de adsorção.

Quando a biomassa e / ou outros materiais particulados estão presentes em um fluxo de águas residuais, estes se acumulam em uma coluna de adsorção. A acumulação de tais partículas sólidas daria origem a uma maior queda de pressão ao longo de uma coluna. Isso exigiria uma retrolavagem frequente que reduziria a vida da cama de carbono. Para superar esse problema, um filtro deve preceder um adsorvente de carbono.

Antes de optar pela instalação de um adsorvente é necessário verificar a sua viabilidade. Os objetivos para avaliar a viabilidade devem ser (1) selecionar um tipo adequado de carvão ativado e (2) coletar dados para fins de projeto.

Estudos de viabilidade podem ser realizados usando qualquer uma das seguintes abordagens:

(a) Para coletar dados de equilíbrio de adsorção de diferentes fontes,

b) Avaliar experimentalmente a isoterma de adsorção para cada combinação específica de água destilada,

c) Realizar ensaios em coluna de pequena escala,

(d) Realizar ensaios em escala piloto.

As abordagens (c) e / ou (d) renderiam informações mais confiáveis, enquanto as abordagens (a) ou (b) produziriam algumas informações preliminares.

É claro que, antes de realizar um estudo de viabilidade, uma análise dos contaminantes (poluentes) presentes em um fluxo de águas residuais deve estar disponível.

Descrição do processo:

Tratamento com Carbono em Pó:

O tratamento de águas residuais com carvão em pó é realizado apenas em modo de lote, uma vez que a queda de pressão através de uma coluna cheia com essas partículas seria elevada. Geralmente, um tanque agitado é usado para tal processo. A quantidade de carbono necessária e a duração de uma operação em lote são estimadas experimentalmente.

Após o tratamento, as partículas são removidas do efluente tratado por filtração. Como a regeneração e a reutilização das partículas gastas podem não ser económicas, são dispostas adequadamente. Este processo pode ser usado se o carbono em pó estiver disponível a um preço baixo, ou se a quantidade de água residual a ser tratada for bastante pequena.

Tratamento com Carbono Granular:

Para o tratamento de um fluxo de águas residuais com carvão ativado granular, qualquer um dos seguintes tipos de equipamentos pode ser usado:

i) uma cama acondicionada,

(ii) uma cama estendida (expandida) e

(iii) uma cama em movimento.

Através de um leito empacotado, a água pode fluir tanto para baixo como para cima. Através de uma cama estendida, o fluxo está no sentido ascendente. Em um leito móvel, o fluxo é contracorrente, isto é, a água residual flui para cima e o leito de carbono se move para baixo.

O leito alojado em uma coluna cilíndrica vertical, que é equipado com um suporte de cama perto do fundo. Um leito empacotado / estendido é operado em modo semi-descontínuo, isto é, uma vez que o leito fica saturado com o adsorbato, ele é retirado para a regeneração do carbono. No caso de um leito móvel, algumas das partículas gastas são removidas periodicamente do fundo e algumas partículas frescas / regeneradas são adicionadas no topo. Tal leito é operado em modo contínuo.

Em um leito fixo durante a adsorção, não haveria atrito das partículas, pois elas não se movimentariam. No entanto, durante a retrolavagem (se um afluente contiver sólidos suspensos), pode haver algum atrito e perda de finos. Em uma cama estendida ou em uma cama em movimento, o atrito de partículas ocorreria e, portanto, haveria perda de finos. Um leito estendido é operado a uma velocidade ascendente mais alta, de modo a manter as partículas suspensas. Isso aumenta a taxa de transferência de massa, consequentemente, o processo se torna mais eficiente.

A água residual é normalmente tratada em colunas de adsorção compactadas dispostas em série ou em paralelo. Quando as colunas estão dispostas em série, são utilizadas três colunas. Duas colunas permanecem on-line em qualquer instante de tempo e uma terceira coluna após o tratamento de regeneração permanece em espera. O adsorvedor principal é operado até que ocorra um avanço. Durante este período, a segunda coluna funciona como uma coluna de polimento (backup).

Uma vez que a primeira coluna atinja o limite de ruptura, ela é isolada para regeneração de carbono e a segunda coluna é usada como coluna principal. A coluna de espera é então conectada em série e atua como a coluna de polimento.

Tal arranjo não requer monitoramento muito frequente do efluente da coluna de chumbo. Quando colunas são operadas paralelamente, nenhuma coluna de backup é necessária, no entanto, o monitoramento muito frequente de efluentes de uma coluna precisa ser feito para evitar sua operação além do limite de ruptura.

Regeneração de Carbono :

Partículas de carvão granulado podem ser regeneradas por remoção de vapor in situ ou por oxidação ao ar após a remoção das partículas de uma coluna exausta. Os adsorvatos de baixo e médio peso molecular podem ser removidos por evaporação a vapor. Durante a decapagem a vapor, uma certa porção do adsorbato pode permanecer adsorvida. Esta parte restante é referida como o "calcanhar". Esse adsorvente residual reduz a “capacidade de trabalho” de uma coluna.

A redução do 'calcanhar' pode ser conseguida por vapor prolongado usando vapor a uma temperatura mais alta. Os adsorventes de alto peso molecular não são passíveis de decapagem por vapor. Estas são removidas por oxidação ao ar, pelo que os adsorventes são oxidados. Durante este processo, as superfícies das partículas de carbono podem sofrer oxidação até certo ponto, resultando numa perda de massa das partículas.

Processos de Separação de Membranas :

Um processo de separa�o por membrana divide um vapor influente em duas correntes, nomeadamente, uma corrente de retentado / concentrado / rejeitado e uma corrente de permeado / pobre. A corrente de permeado conteria muito pouco dos solutos presentes no afluente, enquanto o retentado seria uma solução concentrada dos solutos.

Quando uma corrente de águas residuais é submetida a um processo de separação por membrana adequado, os poluentes nela presentes não são destruídos nem convertidos em substâncias inócuas, mas são concentrados na corrente de retentado.

O coração de uma unidade de separação de membrana é um componente, que é denominado como uma membrana. Uma membrana pode ser definida como uma substância que quando em contacto com um fluido retém ou captura preferencialmente alguns dos constituintes presentes no fluido e permite que alguns outros constituintes atravessem a membrana ou permaneçam inalterados.

O estado de agregação de uma membrana pode ser sólido ou líquido ou gel. Uma membrana sólida pode ser um filme inorgânico ou um filme polimérico. Uma membrana líquida deve ser imiscível com a forma fluida que alguns solutos devem ser preferencialmente removidos. Filmes inorgânicos, membranas líquidas e de gel têm áreas de aplicação limitadas, enquanto membranas poliméricas têm campos de aplicação muito mais amplos.

Uma membrana polimérica pode ser porosa ou não porosa. A força motriz dos processos que empregam uma membrana polimérica na maioria dos casos é o gradiente de pressão. Em um processo de separação acionado por pressão, as membranas ficam sujas devido à deposição dos constituintes retidos em suas superfícies. Eles também são compactados por causa da pressão super-incumbente. Por conta desses efeitos, a taxa de permeação diminui com o tempo.

Deve salientar-se aqui que, quando se utiliza um processo de separação por membrana para o tratamento de uma corrente de águas residuais, o retentado conteria a maior parte dos poluentes e o mesmo tem que ser tratado adicionalmente para reduzir os poluentes.

Membranas em geral são caras e têm vida curta. Além disso, o custo operacional (energia) é relativamente alto. Portanto, normalmente os processos de separação por membrana não são usados ​​para o tratamento de correntes de águas residuais, a menos que o objetivo seja recuperar alguns materiais valiosos de um fluxo de água residual ou recuperar o permeado para reutilização.

Os processos de separação de membranas foram classificados como microfiltração (MF), ultrafiltração (UF), nanofiltração (NF), osmose reversa (OR), diálise, eletro-diálise e separação de gases. Na Tabela 9.15, estão listadas as características, limitações e outras características salientes desses processos.

Material de Membrana:

Vários tipos de membranas poliméricas orgânicas estão disponíveis comercialmente. Membranas feitas de acetato de celulose, poliamida aromática, acrilalquil poliamida, polivinilalcool, policarbonato, polissulfona, poliacrilonitrila, polietileno, polipropileno, politetrafluoretileno, etc. estão disponíveis.

A seleção do material da membrana em uma determinada situação depende dos seguintes fatores:

1. O objetivo,

2. Os constituintes a serem conservados,

3. Os outros constituintes presentes,

4. O pH influente e

5. O custo

Descrição do processo:

Micro-filtração (MF):

As membranas de microfiltração são porosas. O tamanho dos poros varia entre 0, 02-2 µm. As partículas de retenção (partículas finas e colóides), bem como bactérias e outros microrganismos, incluindo alguns vírus.

O permeado de tal processo conteria iões e moléculas inorgânicos e orgânicos dissolvidos e vírus (menor que 0, 02 um na dimensão linear) e, claro, o líquido transportador (água). O processo pode ser usado para pré-tratamento de águas residuais antes da nanofiltração ou da osmose reversa. Às vezes é usado como parte de uma unidade de bio-reator de membrana (MBR).

O mecanismo de separação deste processo é filtração / peneiramento de superfície. As partículas maiores que os poros são retidas. Essas membranas sofrem tanto de incrustações internas quanto externas. A incrustação interna ocorre devido à fixação de partículas dentro dos poros e adsorção / precipitação na superfície da membrana. A incrustao externa toma o palcio como um resultado da formao de uma camada estagnada de partculas transportadas at a superfcie da membrana pela corrente de permeao e retida pela membrana. O fluxo de permeação de microfiltração é superior ao da ultrafiltração, nanofiltração e osmose reversa. É um processo de baixa pressão.

Ultrafiltração (UF):

Este também é um processo de baixa pressão; no entanto, neste caso, o gradiente de pressão é maior do que o da microfiltração. As membranas de UF são porosas como membranas MF. O tamanho dos poros é menor. Essas membranas permitem a passagem de água, moléculas orgânicas menores, inorgânicas e dissolvidas. De fato, em uma situação específica, a seleção da membrana (tamanho dos poros) depende da menor espécie de peso molecular a ser retida.

É caracterizada pelo índice de exclusão de peso molecular (MWCO). A rejeição por uma membrana não depende apenas do MWCO mas também da estrutura (ramificação) das moléculas de soluto. As polarizações de incrustação e concentração das membranas de ultrafiltração são mais severas do que as das membranas de MF. O fluxo de permeado e o gradiente de pressão dependem do tamanho do poro da membrana. A ultrafiltração é geralmente usada para a produção de água de reutilização de alta pureza.

Nano-filtração (NF):

A nanofiltração é conhecida como 'RO solto'. É capaz de remover partículas tão pequenas quanto 0, 001 pm, tais como orgânicos de alto peso molecular, ânions com cargas mais altas (íons metálicos multivalentes) e, é claro, micróbios, incluindo vírus. O permeado (água) é de boa qualidade. Não requer muito tratamento de desinfecção. O gradiente de pressão para NF é menor do que para RO, mas mais do que para NF e UF.

Osmose Reversa (RO):

Dos diferentes processos de separação por membranas usados ​​no tratamento de água contaminada, a osmose reversa produz a melhor qualidade de água. As membranas usadas para RO são referidas como membranas não porosas anisotrópicas (assimétricas). Essa membrana tem três camadas: uma superfície superficial densa, uma camada intermediária e uma camada de base porosa. A pele realmente causa a separação, enquanto as outras duas camadas dão suporte mecânico à pele.

A pele parece não ser porosa quando examinada sob um microscópio eletrônico de varredura. As peles de tais membranas espalharam pequenos defeitos (desenvolvidos durante a produção). Através destes defeitos, ocorre vazamento de influente (alimentação) junto com os solutos. Como as membranas são de tipos não porosos, uma diferença de pressão substancialmente grande precisa ser mantida através das membranas.

Vários modelos foram propostos para explicar o fenômeno da osmose reversa. Estes são de dois tipos:

(a) modelo de solução não porosa, e

b) Modelo de transporte poroso. Alguns outros modelos também foram propostos. Mas nenhum deles é capaz de explicar todas as observações experimentais.

A extensão da rejeição de substâncias inorgânicas (iônicas) depende da valência dos íons. Aumenta com o aumento da valência. O grau de rejeição de moléculas orgânicas depende do seu tamanho, tipo de membrana (polímero) e sua estrutura.

As membranas RO também são suscetíveis a incrustações como as membranas MF e UF. A taxa de fluxo do permeado (água) em um processo de RO é muito menor em comparação com aqueles nos processos de MF e UF. Além disso, à medida que uma membrana de OR é submetida a uma pressão de operação mais alta, ela é compactada com o tempo, o que resulta na diminuição progressiva do fluxo de permeado. Um processo de RO deve ser precedido por processos como filtração de profundidade / microfiltração / ultrafiltração, de modo a reduzir a incrustação da membrana devido ao acúmulo de partículas e moléculas grandes na superfície da membrana.

Diálise:

O processo de diálise é usado para remover alguns solutos específicos de uma corrente afluente e não para dividi-lo em um retentado e uma corrente de permeado como é feito nos processos de separação por membrana. A membrana usada é homogênea porosa. O tamanho dos poros em uma situação específica dependeria do tamanho da molécula de soluto, que se gostaria de remover de um influente.

Durante a diálise, o transporte de solutos ocorre através de uma membrana devido ao seu gradiente de concentração e não devido ao gradiente de pressão. A permeação de solvente através da membrana é impedida. Para levar a cabo um processo de diálise, faz-se um afluente fluir sobre uma superfície de membrana enquanto outro fluxo (o dialisado) flui sobre a outra superfície.

O dialisado serve a dois propósitos:

(i) Impede o fluxo em massa do solvente através da membrana e

(ii) recebe o (s) soluto (s) que migram (difuso) através da membrana.

A composição do dialisante deve ser tal que tenha a mesma pressão osmótica que a do influente. Isso evitaria o fluxo em massa do solvente através da membrana. A taxa de difusão da molécula de soluto através da membrana dependeria do seu tamanho e da sua concentração através da membrana. Este processo não é utilizado para o tratamento de águas residuais. Uma aplicação bem conhecida do processo de diálise é a purificação do sangue.

Electro-diálise:

A eletro diálise é um pouco semelhante ao processo de diálise, no sentido de que não é dirigida por pressão. Este processo é realizado mantendo um gradiente de potencial elétrico de CC através de um conjunto de células de membrana colocadas paralelamente. É capaz de remover apenas constituintes iônicos de um fluxo influente.

An electro-dialyser is made of several anion (+charged) and cation (-charged) semi-permeable membranes placed in alternate fashion so as to form channels in between two adjacent membranes. Two membranes enclosing a volume of an influent constitutes a cell. An assembly of such cells is placed between two electrodes (a cathode and an anode), which are connected to a DC source.

The DC voltage impressed upon a cell is not large enough to cause electrolytic dissociation but sufficient to carry on migration of ions through the membranes. The cation exchange membranes allow only the positively charged cations to pass through and migrate towards the cathode, while the anion exchange membranes permit the negatively charged anions to travel towards the anode.

As a result of such migration concentration of ions (both cations and anions) increases in cell and thereby the solution flowing through the cell becomes richer in ions while the solution flowing through the neighboring cell becomes depleted of the ions initially present it. Figure 9.43 shows a schematic diagram of an electro-dialyser assembly.

The field of application of the electro dialysis process for treatment of waste water is rather restricted. It may be used cost-effectively for recovery of metal ions from a waste water stream.

For smooth operation of an electro-dialyser the following factors/aspects need proper monitoring:

(i) Pre-treatment of the influent stream for removal of low solubility salts and suspended solids (including colloids),

(ii) PH,

(iii) Temperature, and

(iv) Flow rates of influent in the adjoining cells.

Membrane Configuration and Geometry :

Polymeric membranes used are of the following types:

(i) Flat sheets, and

(ii) Tubular.

Depending on membrane module configuration they are broadly classified as:

1. Plate-and-frame device,

2. Spirally-wound device,

3. Tubular device, and

4. Hollow fibre device.

1. Plate-and-Frame Device:

A plate-and-frame module is similar to a plate-and-frame filter press. It consists of several flat membrane sheets supported by plates and interspaced with frames. Two plates and a frame constitute a cell. Several of such cells are placed side by side parallelly to make up a module.

The cells of a module are held together mechanically so as to prevent any leakage of liquid. A waste water stream (feed) to be treated is passed through a frame on either sides of which there are membranes. The permeate stream after passing through a membrane flows along the adjacent plate surface into a common header. The retentate stream flows out of the frame into another header.

Such a set up has the following advantages:

(i) The fouled and defective membrane sheets may be replaced easily, and

(ii) More cells may added to an existing unit and thereby increase its capacity.

The major disadvantages of a such a unit are:

(i) The membrane surface area per unit volume of a set up is relatively less, and

(ii) The operation has to be interrupted occasionally for cleaning the fouled membrane surfaces.

2. Spirally-Wound Device:

A spirally wound device is fabricated by placing two rectangular membrane sheets back to back with a flexible permeate spacer in between them. Three edges of such an envelope are sealed. The open end of the envelope is attached to a perforated pipe longitudinally and rolled tightly around the pipe into a cylindrical configuration. The roll is then placed inside a cylindrical shell.

The waste water to be treated is introduced into the cylindrical shell at one of its ends and it flows longitudinally. The permeate enters the membrane envelope radically and finally enters the inner pipe through which it flows longitudinally.

3. Tubular Device:

A tubular device is somewhat similar to a shell-and-tube heat exchanger. It consists of several tubes housed in a cylindrical shell. Each tube is made up of a tubular membrane cast inside a perforated pipe (may be 12 mm id). The feed (waste water) enters a tube at one and flows along its length. The product (treated water) permeating through the membrane tube wall enters the shell.

The concentrate (retentate) comes out at the other end of each tube. The deposits inside the tubes may be cleaned easily by circulating chemicals or by pumping a “foam ball” through each tube. The membrane surface area of a tubular module per unit volume of its assembly is relatively high compared to that of a plate-and-frame type module.

4. Hollow Fibre Device:

Hollow fibre membrane tubles have very small diameter. Unlike tubular type membranes these tubles do not need any mechanical support. A bundle of such tubles forming an assembly is inserted in a cylindrical housing (shell). The feed (waste water) may enter the tubles and flow along their length.

The permeate in such an arrangement would flow inside-out through the cylindrical surfaces of the tubles into the shell while the retentate would flow out through other end of the tubles. Alternatively the feed may be introduced at end of the shell and flow axially.

The permeate in such an arrangement would enter the tubles through their outer cylindrical surfaces and flow out axially. The retentate would emerge at the other end of shell. Any deposit on the inside/outside surfaces of the tubles cannot be cleaned, hence the feed for a hollow fibre device should be freed from suspended particles and other fouling matter.

Ion Exchange Process:

Ion exchange process is carried out by bringing a waste water stream containing some ionized species (cations and anions) in contact with some solid particles having replaceable ions. The solid particles are referred to as ion exchangers. During the process ions (of a specific type) in solution replace the ions of the same type from the exchangers.

The process is a reversible one, that is, the arrested ions may be replaced with another similar type of ions subsequently. The exchanges are basically chemical reactions. The ion exchangers may be natural or synthetic zeolite having replaceable cations or synthetic resins having either replaceable cations or anions. The cation exchangers may have either replaceable sodium ions (Na ⁺ ) or hydrogen ions (H ⁺ ), while the anion exchangers may have replaceable chloride ions (CI ⁺ ) or hydroxyl ions (OH ^– )

The exchange reactions may be represented typically as follows:

Cation Exchanger :

Zeolite Exchanger:

Synthetic Resin Exchanger:

Anion Exchanger :

Synthetic Resin Exchanger:

The synthetic ion exchangers are classified as follows depending on their degree of ionization under the process conditions, mainly the pH.

1. Cation Exchange Resin:

(i) Strong acid type:

These have sulfonated groups, R-S0 ₃ Na ⁺ + or R-SO ₃ ^– H ⁺ over the entire pH range these are highly ionized.

(ii) Weak acid type:

These have carboxylic type functional groups, R—COO ^– H ⁺ and they are weakly ionized.

2. Anion Exchange Resin:

(i) Strong base type:

These have strong basic functional groups. These ionize strongly over the entire pH range.

(ii) Weak base type:

These have week basic functional groups. Their degree of ionization depends on the prevalent pH. Each particle of an ion-exchanger would have a limited number of exchangeable ions. It is an important property of an ion exchanger. It is referred to as exchange capacity. The exchange capacity is expressed in the unit of g. eq/L or g. eq/kg. The other important properties of ion exchanger particles are their structural changes, such as swelling or shrinking and chemical degradation during use.

As the ion-exchanger particles have limited capacity they become exhausted after sometime during the (exchange) process. At that point of time those particles need to be regenerated, that is, restored to their reuse. The regeneration process is carried out by reacting those (spent particles) with appropriate inorganic chemicals (in aqueous solutions).

The regeneration reactions may be represented as:

Regeneration of Cation Exchangers :

Zeolite Exchanger:

Synthetic Resin Exchanger:

Regeneration of Anion Exchangers

Synthetic Resin Exchanger:

The ion exchange processes are classified into three groups depending upon the treatment objective.

Esses são:

(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.

As reações podem ser representadas como:

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:

Oxidação:

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

Desinfecção:

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.