Tratamiento Terciario de Aguas Residuales (Con Diagrama)

Lea este artículo para aprender sobre el tratamiento terciario de las aguas residuales. Los métodos de tratamiento terciario son: 1. Filtración 2. Eliminación de aire / vapor 3. Procesos biológicos 4. Adsorción 5. Procesos de separación de membrana 6. Proceso de intercambio iónico 7. Precipitación 8. Oxidación y reducción y 9. Desinfección.

Después de los tratamientos primarios y secundarios adecuados, un agua residual puede contener algunos o cada uno de los siguientes contaminantes:

Partículas suspendidas,

Orgánicos disueltos, como los biodegradables sin reaccionar, los biodegradables recalcitrantes,

Orgánicos no biodegradables,

Odoríferas y colorantes,

Inorgánicos disueltos, y

Microorganismos incluidos los patógenos.

Los métodos de tratamiento utilizados para la reducción de los contaminantes mencionados anteriormente se denominan métodos de tratamiento terciario. Estos métodos y su efectividad se enumeran en la Tabla 9.13.

La selección de un esquema de tratamiento, es decir, los métodos de tratamiento que se emplearán y su secuencia dependerán de los contaminantes presentes en una corriente de agua residual, su concentración y si el efluente tratado se va a reutilizar o eliminar.

Los diferentes métodos de tratamiento enumerados en la Tabla 9.13 se describen brevemente a continuación.

Filtración:

A menudo es necesario emplear la operación de filtración como parte del esquema de tratamiento terciario para la eliminación de partículas suspendidas muy finas de una corriente de agua residual. Como parte del tratamiento primario y después del tratamiento secundario, la mayoría de las partículas suspendidas se eliminan mediante sedimentación. De manera similar, después del proceso de precipitación, los precipitados se eliminan por sedimentación.

La operación de sedimentación es capaz de eliminar partículas sólidas finas, sin embargo, las partículas muy finas aún pueden permanecer suspendidas. Dichas partículas deben eliminarse de una corriente de agua residual si la misma se trata más adelante mediante procesos como la adsorción, el intercambio iónico, la separación de membranas, la desinfección, etc. Para la eliminación de partículas en suspensión después de la sedimentación, generalmente una corriente se somete a filtración.

El equipo, que se puede usar para la eliminación de partículas sólidas suspendidas finas y muy finas por filtración, es un filtro de medios granulares, un micro filtro, un filtro de tambor rotativo, un filtro de disco y un filtro de membrana. De estos, un filtro de medios granular es el más barato. Los criterios para la selección de un tipo de filtro en una situación dada son la concentración y el tamaño de las partículas suspendidas, la velocidad de flujo de la corriente y el grado de eliminación deseado.

Desmontaje aire / vapor :

La operación de pelado también se conoce como desorción. En esta operación, los solutos disueltos, como gases y líquidos volátiles, se transfieren de una fase líquida a una fase de gas / vapor. Los solutos transferidos necesitan tratamiento adicional para su recuperación y / o eliminación.

Se puede usar la extracción con vapor de agua residual si la concentración de soluto (contaminante) es relativamente alta. El otro criterio para la selección de la operación de extracción de vapor es que los contaminantes presentes deben ser altamente volátiles, es decir, deben tener un punto de ebullición bajo.

En este proceso, el vapor de agua se pone en contacto con las aguas residuales, como resultado de lo cual la temperatura del agua aumentaría y los contaminantes se volatilizarán. Se produce una mezcla del vapor de soluto y vapor que se condensa.

El condensado debe tratarse adicionalmente para la recuperación de los solutos (si son valiosos) o para su destrucción. Se puede usar una columna empaquetada para esta operación, en la parte superior de la cual se introduce un contaminante que contiene aguas residuales. El vapor se introduce en la base de dicha columna. Este proceso sería viable si los solutos recuperados son valiosos.

Si la concentración de contaminante es baja y no tienen ningún valor de mercado, entonces se puede usar aire para eliminar en lugar de vapor. Se puede aplicar una extracción con aire para eliminar los contaminantes, como el amoníaco disuelto y / o los compuestos orgánicos volátiles. El equipo utilizado para la extracción de aire es una columna empacada que funciona a contracorriente.

La corriente de aire que deja la columna en su parte superior contendría los contaminantes y, por lo tanto, no puede descargarse a la atmósfera como tal. La corriente debe tratarse mediante uno cualquiera o una combinación de los siguientes procesos: enfriamiento (condensación), lavado, oxidación térmica / catalítica, adsorción de carbono. Cabe señalar aquí que si una corriente de agua residual que contiene sales de amonio debe ser despojada por aire; Debe tratarse con cal al principio para producir amoníaco libre.

Enfoque de diseño :

En la mayoría de los casos de operaciones de extracción de aire, la concentración de contaminante en el agua residual sería baja, por lo que el agua residual puede considerarse una solución diluida.

Para tal solución, la relación de equilibrio (entre una fase gaseosa y la fase líquida equilibrada) se rige por la ley de Henry, que se puede expresar como:

y e = mx e ……………… (9.91)

donde m = constante de equilibrio,

x e = concentración de soluto en fase líquida en equilibrio, expresada en unidades de fracción molar, y

y e = concentración de soluto en fase gaseosa en equilibrio, expresada en unidades de fracción molar.

El valor numérico de la constante de equilibrio m depende del sistema de gas soluto líquido, su temperatura y presión. Es independiente de la concentración de soluto en fase líquida a baja concentración.

Muy a menudo, el peso molecular / peso molecular promedio de los contaminantes presentes en el agua residual puede no conocerse, por lo que la relación de equilibrio debe modificarse como

y '= m'x' ……………… (9.92)

donde x 'y y' representan la concentración de contaminante en la fase líquida y en la fase gaseosa respectivamente y se expresan en ppm, es decir, unidad de mg / L.

La altura empaquetada Z O de tal columna se puede estimar utilizando la ecuación. (9.93).

Donde a = área de superficie de empaque por unidad de volumen empaquetado (su valor numérico depende del tipo y tamaño del empaque a ser usado)

A = L / m 'G,

G = velocidad del aire en m 3 / hr.m 2

K L = coeficiente de transferencia de masa en fase líquida en la unidad apropiada,

L - tasa de líquido en m-Vhr.m 2

m '= constante de equilibrio, Eq. (9.92),

x '= concentración de contaminante en fase líquida en ppm unidad.

La altura empaquetada Z 0 y el área de la sección transversal de la torre se pueden calcular a través de los siguientes pasos:

1. Se elige un tipo de embalaje adecuado y su tamaño.

2. El caudal de aire mínimo se estima utilizando la relación:

G min = Q / m 'en m 3 / h

= velocidad de aire total mínima en m 3 / h, lo que dará como resultado Y½ en equilibrio con X ½

Q = caudal de agua residual total en m 3 / h.

3. Se asume un caudal de aire real G real / tal que Gactual> Gmin

Aquí se debe tener en cuenta que un valor más alto de G real significaría un área de sección transversal de columna más grande y una altura empaquetada más corta.

4. Sobre la base de la supuesta G real, la relación L / G se calcula utilizando la relación

Q / G actual = L / G

5. Utilizando el valor calculado de la relación L / G y la información disponible sobre las características de inundación del embalaje elegido (en los libros de transferencia de masa estándar) se estima un valor numérico adecuado de G.

6. Sobre la base del valor calculado de la relación L / G y el valor estimado de G, se calcula el valor numérico de L.

7. El área de la sección transversal de la torre A c se evalúa como, A c = Q / L

8. Finalmente, la columna de altura empaquetada Z Q se estima con la ayuda de la ecuación. (9.93).

Es necesario señalar aquí que el procedimiento de diseño descrito anteriormente se basa en dos factores elegidos arbitrariamente como se enumeran a continuación:

1. Un tipo de embalaje y su tamaño.

2. Un valor supuesto de G actual

Por lo tanto, es deseable optimizar el tamaño de la columna (área de sección transversal y altura empaquetada) minimizando el costo total, es decir, la suma del costo inicial y el costo de operación (costo de bombeo).

Procesos biológicos :

Después del tratamiento secundario, las sustancias orgánicas que aún quedan en una corriente de agua residual pueden ser principalmente biodegradables recalcitrantes y no biodegradables. Aparte de estos, también pueden estar presentes algunos compuestos orgánicos nitrogenados y de fósforo. Estos pueden ser eliminados por tratamiento biológico. Estos compuestos se denominan a menudo nutrientes vegetales ya que promueven el crecimiento de las plantas acuáticas cuando una corriente de agua residual que contiene estos compuestos se descarga en un cuerpo de agua.

Los compuestos de nitrógeno y fósforo presentes en las aguas residuales también pueden reducirse con métodos distintos a los métodos biológicos.

Tratamiento biológico de compuestos nitrogenados :

Tanto los compuestos nitrogenados inorgánicos como los orgánicos presentes en el agua residual pueden ser eliminados por métodos biológicos. El proceso de tratamiento se lleva a cabo en dos pasos consecutivos, es decir, un paso aeróbico y un paso anaeróbico. Estos pasos pueden llevarse a cabo durante el tratamiento secundario en sí. Debe mencionarse aquí que para el tratamiento aeróbico y anaeróbico de compuestos nitrogenados se necesitan organismos específicos y los pasos deben llevarse a cabo en reactores separados.

Proceso de nitrificación :

Durante el tratamiento aeróbico de las aguas residuales, al principio los compuestos carbonosos y nitrogenados complejos se hidrolizan a moléculas más simples, que luego se oxidan. Los compuestos nitrogenados originalmente presentes en el agua residual y los que se agregan, si los hay, durante el tratamiento secundario como suplemento se utilizan parcialmente para la síntesis de nuevas células y las porciones restantes se convierten en compuestos de amonio.

Estos compuestos se oxidan posteriormente a nitrito (NO 2 - ) y nitrato (NO 3 - ) en presencia de algunos organismos específicos (bacterias Nitrosomonas y Nitrobacter). Estas bacterias son autótrofas. Las reacciones se denominan reacciones de nitrificación y son más lentas que las reacciones de oxidación carbonácea. Durante la nitrificación, no solo se producen reacciones de oxidación (que producen energía), sino que también se sintetizan nuevas células microbianas. Las reacciones pueden resumirse como debajo.

Reacciones de oxidación:

Cabe señalar aquí que el proceso de nitrificación no convierte los compuestos nitrogenados en algunas sustancias inocuas, sino que oxida una porción de ellos en nitrito y nitrato. La otra porción se asimila en biomasa.

El proceso de nitrificación es sensible al cambio de pH y la concentración de OD. Es inhibido por una variedad de compuestos orgánicos e inorgánicos. En ausencia de inhibidores y en una concentración de DO superior a 1 mg / L, se produce simultáneamente la oxidación bioquímica de compuestos carbonosos y nitrogenados. Esto se conoce como un proceso de una sola etapa. Cuando están presentes inhibidores orgánicos, los compuestos carbonosos se oxidan al principio y luego se lleva a cabo la nitrificación en un segundo reactor.

El proceso de nitrificación se puede realizar en un reactor de organismo suspendido, como una unidad de lodo activado o en un reactor de película fija, como un filtro de goteo o un contactor biológico giratorio. Una unidad de nitrificación se puede diseñar de la misma manera que la de una unidad aeróbica utilizando parámetros cinéticos de nitrificación. Los valores numéricos de estos parámetros pueden estimarse experimentalmente en una situación dada o pueden obtenerse de la literatura publicada.

Los datos de la tasa de nitrificación se han correlacionado utilizando el enfoque de Monod como se indica a continuación:

donde r s = tasa de eliminación de sustrato de amoniaco-nitrógeno,

[X] = concentración de células microbianas,

[S] = concentración de sustrato,

y y = rendimiento de biomasa.

Se ha encontrado que la velocidad de remoción del sustrato depende de la temperatura, el pH y la concentración de OD.

Los rangos típicos de los parámetros de diseño y rendimiento para las unidades de nitrificación de lodos activados son:

Proceso de desnitrificación:

La reducción biológica del nitrito y el nitrato en las aguas residuales se conoce como desnitrificación. Durante este proceso, el nitrito y el nitrato en su mayoría se reducen finalmente a nitrógeno molecular y una porción se incorpora a la biomasa sintetizada. En general, el metanol (CH3OH) se agrega como un suplemento (de carbono) cuando no están presentes suficientes compuestos de carbono orgánico en un influyente.

El proceso debe llevarse a cabo en ausencia de oxígeno molecular (presente como DO). En este sentido el proceso es anaeróbico. Sin embargo, las vías son algunas modificaciones de las aeróbicas, por lo que el proceso a veces se denomina proceso anóxico o proceso de respiración anaeróbica.

Las bacterias, que participan en este proceso, son de naturaleza facultativa. Varias especies, como Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Flavobacterium, Micrococus, Proleus, Pseudomonas, etc. a menudo coexisten en una unidad de desnitrificación.

Ya se ha mencionado que durante la desnitrificación, una porción del nitrógeno nitrito-nitrato se incorpora a la biomasa sintetizada y la porción restante participa en el proceso de respiración anaeróbica. Como resultado, los compuestos de carbono presentes en el agua residual se oxidan y el nitrito-nitrato se reduce a nitrógeno molecular y / o algunos óxidos de nitrógeno a través de varios pasos. El proceso puede ser representado como

Cabe señalar aquí que la mayor parte de nitrato y nitrito sufre las reacciones de reducción. Las reacciones de desitrificación son reacciones de oxidación-reducción, para la eliminación completa del nitrito y del nitrato, por lo menos debe estar presente la cantidad estequiométrica de algunas sustancias oxidables (materia orgánica). Si una cantidad suficiente de materia orgánica oxidable no está presente en un influyente, entonces se agrega metanol como un suplemento. Cuando la materia orgánica inicialmente presente o suplementada es mayor que la cantidad estequiométrica, la cantidad en exceso se biodegrada aeróbicamente después de la etapa de desnitrificación.

De la discusión anterior, es evidente que la velocidad del proceso de desnitrificación dependería de la concentración tanto de nitrato nitrato de nitrógeno [N] como de sustrato orgánico [S].

La ecuación de tipo Monod para este proceso se expresa como:

Se han realizado esfuerzos para evaluar los parámetros cinéticos de las reacciones de di-nitrificación, a saber, µ m, AW y K s experimentalmente. Se han desarrollado ecuaciones de diseño para reactores de tipo de crecimiento suspendido (CSTR) basados ​​en los parámetros cinéticos mencionados anteriormente. También se han desarrollado ecuaciones de diseño para reactores de tipo de crecimiento adjunto (lecho empaquetado). Algunas de estas ecuaciones se enumeran en la Tabla 9.14. No hace falta decir que los parámetros cinéticos del proceso de desnitrificación deben evaluarse experimentalmente, ya que son específicos del sustrato.

1. Reactor de tipo de crecimiento suspendido (CSTR con reciclaje)

ϴ C calculada usando la ec. (9.59) basado en una carga promedio se debe multiplicar por un factor de seguridad para obtener el 8 C real. El propósito del factor de seguridad es cuidar la carga máxima / carga transitoria y generalmente se toma de 2 a 2.5.

2. Tipo de crecimiento tipo Attache (cama empacada).

Los factores que influyen en el proceso de desnitrificación son el pH, la temperatura y la concentración de oxígeno disuelto (OD). El pH debe oscilar entre 6.0 y 8.0. La tasa de desnitrificación disminuye por debajo del pH y por encima de 8, 0. Un pH alrededor de 7 es preferible. Sin embargo, un pH inicial (influyente) inferior a 7 no plantea ningún problema, ya que durante el proceso se produce alcalinidad. En caso de que un agua residual tiende a ser más alcalina durante el tratamiento, su pH debe ser regulado para que no supere los 8.0.

La tasa de desnitrificación aumenta con el aumento de la temperatura. Algunos investigadores han observado que la tasa de niveles de alrededor de 20 ° C. Este proceso es de naturaleza anaeróbica y su tasa se vuelve cero por encima de una concentración de OD de 1 mg / L

Selección de equipos :

La desnitrificación se puede llevar a cabo en un reactor de tipo de crecimiento suspendido (CSTR) o en un reactor de tipo de crecimiento unido. Como el oxígeno disuelto inhibe el proceso, no debe haber entrada de aire. Los gases producidos durante el proceso, principalmente N 2, y CO 2 deben ser ventilados. Los parámetros de diseño y rendimiento de los reactores de tipo mencionados anteriormente se enumeran en la Tabla 9.14 Tabla.

Proceso de secuenciación:

Los procesos biológicos de eliminación de nitrógeno se clasifican en dos grupos, a saber, 'etapa única' o 'fango único' y 'etapa doble' o 'fango de dos etapas'. Un proceso de "una sola etapa" implica que las etapas de nitrificación y desnitrificación se lleven a cabo consecutivamente sin que haya un clasificador / decantador de lodos entre ellas. Varias variaciones diferentes de este tipo de secuencia de tratamiento están en boga. Un ejemplo del 'proceso de una sola etapa' es el Proceso de Bardenpho, que se muestra esquemáticamente en la figura 9.39.

La ventaja de un 'proceso de una sola etapa' es que no se debe agregar una fuente de carbono suplementaria (donante de electrones). Los compuestos carbonosos presentes inicialmente en las aguas residuales actúan como la fuente de carbono en la unidad (1) y la biomasa (células) producida durante la etapa aeróbica (2) actúa como la fuente de carbono en la unidad (3) En dos etapas proceso 'la primera unidad es una unidad aeróbica (nitrificación). Es seguido por un clarificador / colono. La siguiente unidad es una unidad anaeróbica (de-nitrificación). Le sigue otro clarificador / colono.

En tal disposición, puede ser necesario agregar metanol como fuente de carbono (donador de electrones) a la unidad anaeróbica. Si el metanol agregado es mayor que la cantidad estequiométrica requerida para la desnitrificación, entonces se debe proporcionar una unidad aeróbica adicional entre la unidad anaeróbica y el clarificador final para reducir el nivel de DBO en el efluente final.

1. Unidad de nitrificación aeróbica,

2. Clarificador para la separación de lodos aeróbicos.

3. Unidad de De-Nitrificación Anaeróbica,

4. Unidad aeróbica para la eliminación del exceso de metanol residual, si es necesario,

5. Clarificador para la eliminación final de lodos.

Debe mencionarse aquí que la adición de metanol en exceso (sobre la cantidad estequiométrica) es útil para la desnitrificación completa y para lograr una mayor tasa de desnitrificación. Cabe señalar que cuando se agrega metanol en un gran exceso (por ejemplo, alrededor de 3500 mg / L) actúa como un inhibidor de la desnitrificación. Sin embargo, rara vez es necesario agregar una gran cantidad en exceso de metanol.

Eliminación de fósforo biológico :

Los compuestos de fósforo presentes en las aguas residuales pueden eliminarse química o biológicamente. El tratamiento químico significa la precipitación de fósforo como fosfato de aluminio / fosfato de hierro / fosfato de calcio.

El tratamiento biológico da como resultado la incorporación de fósforo en las células que acumulan fósforo. Las ventajas del proceso biológico sobre el proceso químico son un costo químico reducido y una menor producción y eliminación de lodos. A veces se utiliza una combinación de ambos procesos.

El proceso biológico se lleva a cabo en dos etapas. En la primera etapa, un afluente se trata anaeróbicamente (τ ≈ 0.5 a 1.0 hr) con organismos que acumulan fósforo. Durante esta etapa, estos organismos producen y almacenan polihidroxi butirato (PHB) en las células que asimilan los acetatos y utilizan la energía de la transformación de ATP (trifosfato de adenosina) en ADP (di-fosfato de adenosina).

En consecuencia, se libera ortofosfato. Durante la siguiente etapa aeróbica (SRT 2 a 4 días), la energía producida por la oxidación de PHB permite que las células capten el ortofosfato de las aguas residuales y las conviertan y almacenen como polifosfato. Las nuevas células producidas durante la etapa aeróbica también recogen el fósforo y se almacenan como polifosfato.

La figura 9.41 muestra esquemáticamente el proceso básico.

Se han desarrollado varios procesos que modifican el proceso básico para la eliminación simultánea de compuestos nitrogenados y de fósforo biológicamente de las aguas residuales. Un diagrama de flujo de tal proceso se muestra esquemáticamente en la figura 9.42.

Cuando una corriente de agua residual que contiene compuestos nitrogenados y de fósforo se somete a un tratamiento aeróbico, los compuestos nitrogenados se oxidan a nitrito y nitrato. El licor nitrificado debe tratarse anóxicamente para la desnitrificación, ya que, de lo contrario, el lodo aeróbico reciclado que contiene nitrito y nitrato entrará en la unidad anaeróbica y suprimirá la actividad de los organismos que acumulan fósforo. Esto daría lugar a una reducción de la eficiencia de eliminación de fósforo de todo el proceso.

Adsorción:

El adsorbente más utilizado para el tratamiento de aguas residuales es el carbón activado, que puede estar en polvo o en forma granular. Cuando el agua residual se trata con partículas de carbón activado, los compuestos orgánicos presentes en el agua residual pueden ser adsorbidos en las superficies externas y de los poros de las partículas.

Desde el punto de vista de la adsorción, los compuestos orgánicos se pueden clasificar en tres grupos amplios, a saber, compuestos de bajo peso molecular, peso molecular medio y alto peso molecular. Los compuestos de bajo peso molecular, como el benceno, el tolueno, el xileno, las fracciones de petróleo de bajo punto de ebullición, los compuestos oxigenados y clorados de bajo peso molecular y los compuestos odoríferos se denominan VOC, ya que son más volátiles.

Estas son relativamente poco adsorbidas por las partículas de carbono y, por lo tanto, para su eliminación, la masa de partículas de carbono necesaria sería mayor. Los compuestos orgánicos de peso molecular medio son relativamente menos volátiles y los compuestos orgánicos de alto peso molecular pueden ser no volátiles.

Los aceites, grasas, hidrocarburos policlorados, fenoles clorados, pesticidas, herbicidas, colorantes, colorantes pertenecen a los hidrocarburos de alto peso molecular. Estos se adsorben fuertemente por partículas de carbón activado y, por lo tanto, pueden eliminarse fácilmente de las aguas residuales por adsorción.

El carbón activado utilizado para el tratamiento de aguas residuales se produce mediante la carbonización de carbón, lignito, cáscara de coco y algunos residuos agrícolas. Los productos carbonizados se tratan más para mejorar su porosidad y hacerlos más activos. Los carbonos activados a base de carbón y lignito pueden ser de tipo microporoso (poros de 500 A ° de diámetro).

Los carbones micro porosos tendrían una cantidad significativa de mesoporos (poros 20 - 500 A ° de diámetro). Los carbones micro porosos son buenos para la adsorción de compuestos orgánicos de bajo peso molecular, mientras que los carbones macro porosos son adecuados para la eliminación de compuestos orgánicos de peso molecular medio a alto. Los carbonos de cáscara de coco activados son principalmente microporosos (diámetro de poro = 10A °) y son excelentes para la eliminación de compuestos orgánicos de bajo peso molecular.

Cuando un agua residual está contaminada con compuestos orgánicos de bajo y alto peso molecular, estos últimos se adsorben preferentemente. Como resultado, los compuestos orgánicos de bajo peso molecular se eliminan pobremente a menos que se use una cantidad relativamente grande de carbono.

Desde el punto de vista del tamaño de partícula, el carbón activado se clasifica en dos grupos, clasificados, a saber, los carbonos en polvo (fino) y los carbonos granulados. Los carbonos en polvo pueden tener un tamaño de partícula que oscila entre 5 y 50 µm y tienen un área de superficie grande por unidad de masa. Una gran parte de estas partículas se pierde durante la regeneración. Por lo tanto, muy a menudo estas partículas se descartan después de su uso. El tamaño de las partículas de carbono granulado oscila entre 0, 1 y 2, 5 mm. Estos son regenerados y reutilizados.

La presencia de sales inorgánicas en el agua residual puede causar una mala absorción de los compuestos orgánicos debido a la precipitación de los compuestos inorgánicos poco solubles en las superficies de las partículas que conducen a la obstrucción de los poros. La precipitación severa puede llevar a la acumulación de partículas de carbono, lo que no solo disminuiría la capacidad de adsorción, sino que podría hacer que las partículas de carbono no sean adecuadas para la regeneración.

El potencial de esta amenaza puede determinarse estimando el Índice de Langelier. Un valor positivo del Índice Langelier indicaría la existencia de tal problema. En tal situación, sería mejor eliminar las sales inorgánicas antes de realizar una operación de adsorción.

Cuando la biomasa y / u otros materiales particulados están presentes en una corriente de aguas residuales, se acumularán en una columna de adsorción. La acumulación de tales partículas sólidas daría lugar a una mayor caída de presión a través de una columna. Esto requeriría un lavado a contracorriente frecuente que reduciría la vida del lecho de carbono. Para superar un problema de este tipo, un filtro debe preceder a un adsorbedor de carbono.

Antes de optar por la instalación de un adsorbente es necesario comprobar su viabilidad. Los objetivos para evaluar la viabilidad deben ser (1) seleccionar un tipo adecuado de carbón activado y (2) recopilar datos para propósitos de diseño.

Los estudios de viabilidad se pueden llevar a cabo utilizando cualquiera de los siguientes métodos:

(a) Para recopilar datos de equilibrio de adsorción de diferentes fuentes,

(b) Evaluar experimentalmente la isoterma de adsorción para cada combinación de agua de carbono especificada,

(c) Realizar ensayos en columna a pequeña escala,

(d) Realizar ensayos a escala piloto.

Los enfoques (c) y / o (d) producirían información más confiable, mientras que los enfoques (a) o (b) producirían información preliminar.

Por supuesto, antes de realizar un estudio de factibilidad, debe estar disponible un análisis de los contaminantes (contaminantes) presentes en una corriente de aguas residuales.

Descripción del proceso:

Tratamiento con carbono en polvo:

El tratamiento de aguas residuales con carbón en polvo se lleva a cabo solo en modo discontinuo, ya que la caída de presión en una columna llena de partículas de este tipo sería alta. Generalmente, se usa un tanque agitado para tal proceso. La cantidad de carbono requerida y la duración de una operación por lotes se estiman experimentalmente.

Después del tratamiento, las partículas se eliminan del efluente tratado mediante filtración. Como la regeneración y la reutilización de las partículas gastadas pueden no ser económicas, éstas se eliminan adecuadamente. Este proceso puede usarse si el carbono en polvo está disponible a un precio bajo, o si la cantidad de agua residual a tratar es bastante pequeña.

Tratamiento con carbono granular:

Para el tratamiento de una corriente de aguas residuales con carbón activado granular, se puede usar cualquiera de los siguientes tipos de equipos:

(i) Una cama empacada,

(ii) Una cama extendida (expandida) y

(iii) Una cama móvil.

A través de un lecho empacado, el agua residual puede fluir hacia abajo o hacia arriba. A través de un lecho extendido el flujo es hacia arriba. En un lecho móvil, el flujo es contracorriente, es decir, el agua residual fluye hacia arriba y el lecho de carbono se mueve hacia abajo.

La cama alojada en una columna cilíndrica vertical, que está equipada con un soporte de cama cerca del fondo. Un lecho empacado / extendido se opera en modo semi-batch, es decir, una vez que el lecho se satura con el adsorbato, se retira para la regeneración de carbono. En el caso de un lecho móvil, algunas de las partículas gastadas se eliminan periódicamente de la parte inferior y algunas partículas frescas / regeneradas se agregan en la parte superior. Tal cama se opera en un modo continuo.

En un lecho lleno durante la adsorción no habría desgaste de las partículas, ya que no se moverían. Sin embargo, durante el lavado a contracorriente (si un afluente contiene sólidos suspendidos) puede haber cierto desgaste y pérdida de multas. En un lecho extendido o en un lecho móvil, se produciría un desgaste de partículas y, por lo tanto, habría pérdida de finos. Un lecho extendido se opera a una velocidad ascendente más alta para mantener las partículas suspendidas. Esto aumenta la tasa de transferencia de masa, por lo tanto, el proceso se vuelve más eficiente.

Las aguas residuales se tratan normalmente en columnas de adsorción empaquetadas dispuestas en serie o en paralelo. Cuando las columnas están dispuestas en serie, se utilizan tres columnas. Dos columnas permanecen en línea en cualquier momento del tiempo y una tercera columna después del tratamiento de regeneración permanece en espera. El adsorbedor de plomo funciona hasta que se produce un avance. Durante este período, la segunda columna actúa como una columna de pulido (copia de seguridad).

Una vez que la primera columna alcanza el límite de avance, se aísla para la regeneración de carbono y la segunda columna se utiliza como la columna principal. La columna de reserva se conecta en serie y actúa como la columna de pulido.

Tal disposición no requiere un monitoreo muy frecuente del efluente de la columna de plomo. Sin embargo, cuando las columnas se operan paralelamente, no se requiere una columna de respaldo, se debe realizar un monitoreo muy frecuente del efluente desde una columna para evitar su funcionamiento más allá del límite de avance.

Regeneración de carbono :

Las partículas de carbono granuladas se pueden regenerar mediante extracción con vapor in situ o mediante oxidación con aire después de eliminar las partículas de una columna agotada. Los adsorbatos de peso molecular bajo y mediano pueden eliminarse por extracción con vapor. Durante la extracción con vapor, una cierta porción del adsorbato puede permanecer adsorbida. Esta porción restante se conoce como el 'talón'. Este adsorbato residual reduce la "capacidad de trabajo" de una columna.

La reducción del "talón" se puede lograr mediante vaporización prolongada utilizando vapor a una temperatura más alta. Los adsorbentes de alto peso molecular no son susceptibles a la extracción con vapor. Estos se eliminan por oxidación del aire, por lo que los adsorbentes se oxidan. Durante este proceso, las superficies de las partículas de carbono pueden sufrir oxidación en cierta medida, lo que resulta en una pérdida de masa de las partículas.

Procesos de separación de membrana :

Un proceso de separación por membrana divide un flujo de vapor influyente en dos corrientes, a saber, una corriente de retenido / concentrado / rechazo y una corriente de permeado / magro. La corriente de permeado contendría muy poco de los solutos presentes en el influyente, mientras que el retenido sería una solución concentrada de los solutos.

Cuando una corriente de agua residual se somete a un proceso de separación de membrana adecuado, los contaminantes presentes en ella no se destruyen ni se convierten en sustancias inocuas, sino que se concentran en la corriente de material retenido.

El corazón de una unidad de separación de membrana es un componente, que se denomina membrana. Una membrana puede definirse como una sustancia que, cuando entra en contacto con un fluido, retiene o captura preferentemente algunos de los constituyentes presentes en el fluido y permite que otros constituyentes pasen a través de la membrana o permanezcan inalterados.

El estado de agregación de una membrana puede ser sólido o líquido o gel. Una membrana sólida puede ser una película inorgánica o una película de polímero. Una membrana líquida debe ser inmiscible con la forma fluida que algunos solutos deben eliminarse preferentemente. Las membranas de película inorgánica, líquida y de gel tienen áreas de aplicación limitadas, mientras que las membranas poliméricas tienen campos de aplicación mucho más amplios.

Una membrana polimérica puede ser porosa o no porosa. La fuerza impulsora de los procesos que emplean una membrana polimérica en la mayoría de los casos es el gradiente de presión. En un proceso de separación impulsado por presión, las membranas se ensucian debido a la deposición de los constituyentes retenidos en sus superficies. También se compactan debido a la presión súper incumbente. Debido a estos efectos, la tasa de permeación disminuye con el tiempo.

Debe señalarse aquí que cuando se usa un proceso de separación por membrana para el tratamiento de una corriente de aguas residuales, el retenido contendrá la mayoría de los contaminantes y el mismo debe ser tratado adicionalmente para la eliminación de los contaminantes.

Las membranas en general son costosas y tienen una vida corta. Además, el costo de operación (energía) es relativamente alto. Por lo tanto, normalmente los procesos de separación por membrana no se utilizan para el tratamiento de corrientes de aguas residuales a menos que el objetivo sea recuperar algunos materiales valiosos de una corriente de aguas residuales o recuperar el permeado para su reutilización.

Los procesos de separación de membrana se han clasificado como microfiltración (MF), ultrafiltración (UF), nanofiltración (NF), ósmosis inversa (OR), diálisis, electrodiálisis y separación de gases. En la Tabla 9.15 se enumeran las características, limitaciones y otras características sobresalientes de estos procesos.

Material de la membrana:

Varios tipos de membranas poliméricas orgánicas están disponibles comercialmente. Membranas hechas de acetato de celulosa, poliamida aromática, acrilalquil poliamida, poli (alcohol vinílico), policarbonato, polisulfona, poliacrilonitrilo, polietileno, polipropileno, politetrafluoroetileno, etc. están disponibles.

La selección del material de membrana en una situación dada depende de los siguientes factores:

1. El objetivo,

2. Los constituyentes a retener,

3. Los demás constituyentes presentes,

4. El pH influyente, y

5. El costo.

Descripción del proceso:

Microfiltración (MF):

Las membranas de microfiltración son porosas. El tamaño de los poros oscila entre 0, 02-2 µm. Las partículas de retención (partículas finas y coloides), así como las bacterias y otros microorganismos, incluidos algunos virus.

El permeado de tal proceso contendría iones y moléculas inorgánicos y orgánicos disueltos y virus (más pequeños que 0.02 µm en dimensión lineal) y, por supuesto, el líquido portador (agua). El proceso se puede utilizar para el tratamiento previo de las aguas residuales antes de la nanofiltración o la ósmosis inversa. Algunas veces se usa como parte de una unidad de biorreactor de membrana (MBR).

El mecanismo de separación de este proceso es la filtración / cribado de superficies. Las partículas más grandes que los poros son retenidas. Estas membranas experimentan ensuciamiento tanto interno como externo. La incrustación interna se produce debido a la unión de partículas dentro de los poros y la adsorción / precipitación en la superficie de la membrana. El ensuciamiento externo toma palacio como resultado de la formación de una capa estancada de partículas transportadas a la superficie de la membrana por la corriente de penetración y retenidas por la membrana. El flujo de permeato de microfiltración es mayor que el de ultrafiltración, nanofiltración y ósmosis inversa. Es un proceso de baja presión.

Ultra-filtración (UF):

Este es también un proceso de baja presión; sin embargo, en este caso el gradiente de presión es mayor que el de la microfiltración. Las membranas UF son porosas como las membranas MF. El tamaño de los poros es más pequeño. Estas membranas permiten que el agua, disuelta inorgánica y las moléculas orgánicas más pequeñas disueltas pasen, a través. De hecho, en una situación específica, la selección de membrana (tamaño de poro) depende de la especie de peso molecular más pequeño que se retendrá.

Se caracteriza por el índice de corte de peso molecular (MWCO). El rechazo por una membrana no depende del MWCO solo sino también de la estructura (ramificación) de las moléculas de soluto. La incrustación y la polarización de la concentración de las membranas UF son más graves que las de las membranas MF. El flujo de permeado y el gradiente de presión dependen del tamaño del poro de la membrana. La ultrafiltración se utiliza generalmente para la producción de agua de reutilización de alta pureza.

Nano-filtración (NF):

La nanofiltración se conoce como 'RO suelta'. Es capaz de eliminar partículas tan pequeñas como 0.001 pm, tales como compuestos orgánicos de alto peso molecular, aniones con cargas más altas (iones metálicos multivalentes) y, por supuesto, microbios que incluyen virus. El permeado (agua) es de buena calidad. No requiere mucho tratamiento desinfectante. El gradiente de presión para NF es menor que para RO, pero más que para NF y UF.

Osmosis Inversa (RO):

De los diferentes procesos de separación de membrana utilizados para el tratamiento de agua contaminada, la ósmosis inversa produce agua de la mejor calidad. Las membranas utilizadas para RO se denominan membranas no porosas anisotrópicas (asimétricas). Dicha membrana tiene tres capas: una superficie densa, una capa intermedia y una capa base porosa. La piel en realidad provoca la separación, mientras que las otras dos capas dan soporte mecánico a la piel.

La piel parece ser no porosa cuando se examina con un microscopio electrónico de barrido. Las pieles de tales membranas tienen pequeños defectos dispersos (desarrollados durante la producción). A través de estos defectos, se produce una fuga de influyente (alimentación) junto con los solutos. Dado que las membranas son de tipo no poroso, es necesario mantener una diferencia de presión sustancialmente grande a través de las membranas.

Se han propuesto varios modelos para explicar el fenómeno de la ósmosis inversa. Estos son de dos tipos:

(a) Modelo de solución no porosa, y

(b) Modelo de transporte poroso. También se han propuesto algunos otros modelos. Pero ninguno de estos puede dar cuenta de todas las observaciones experimentales.

Se ha encontrado que el grado de rechazo de sustancias inorgánicas (iónicas) depende de la valencia de los iones. Aumenta con el aumento de la valencia. El grado de rechazo de las moléculas orgánicas depende de su tamaño, tipo de membrana (polímero) y su estructura.

Las membranas RO también son susceptibles de ensuciarse, como las membranas MF y UF. La tasa de flujo de permeado (agua) en un proceso de RO es mucho menor en comparación con los procesos de MF y UF. Además, como una membrana RO se somete a una mayor presión de funcionamiento, se compacta con el tiempo, lo que resulta en una disminución progresiva del flujo de permeado. Un proceso de RO debe ir precedido por procesos como filtración profunda / microfiltración / ultrafiltración para reducir el ensuciamiento de la membrana debido a la acumulación de partículas y moléculas grandes en la superficie de la membrana.

Diálisis:

El proceso de diálisis se usa para eliminar algunos solutos específicos de un flujo de entrada y no para dividirlo en un retenido y un flujo de permeado, como se hace en los procesos de separación de membrana. La membrana utilizada es una porosa homogénea. El tamaño de los poros en una situación específica dependería del tamaño de la molécula de soluto, que uno desearía eliminar de un afluente.

Durante la diálisis, el transporte de solutos se realiza a través de una membrana debido a su gradiente de concentración y no debido al gradiente de presión. Se evita la permeación de disolventes a través de la membrana. Para llevar a cabo un proceso de diálisis, se hace que un influyente fluya sobre una superficie de membrana, mientras que otra corriente (el dializado) fluye sobre la otra superficie.

El dializado tiene dos propósitos:

(i) Evita el flujo masivo del solvente a través de la membrana y

(ii) Recibe el (los) soluto (s) que migran (difunde) a través de la membrana.

La composición del dializado debe ser tal que tenga la misma presión osmótica que la del afluente. Esto evitaría el flujo masivo del disolvente a través de la membrana. La velocidad de difusión de la molécula de soluto a través de la membrana dependerá de su tamaño y su concentración a través de la membrana. Este proceso no se utiliza para el tratamiento de aguas residuales. Una aplicación bien conocida del proceso de diálisis es la purificación de la sangre.

Electro diálisis:

La electrodiálisis es algo similar al proceso de diálisis en el sentido de que no es impulsado por presión. Este proceso se lleva a cabo manteniendo un gradiente de potencial eléctrico de CC a través de un conjunto de celdas de membrana colocadas en paralelo. Es capaz de eliminar solo los constituyentes iónicos de una corriente influyente.

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.

Estos son:

(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.

Las reacciones pueden representarse 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:

Oxidación:

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

Desinfección:

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.