Primaire behandeling van afvalwater
Lees dit artikel voor meer informatie over de primaire behandeling van afvalwater: 1. Screening 2. Korrelverwijdering 3. Verdikking / sedimentatie 4. Luchtverzwaring en 5. Colloïdeverwijdering.
Na pH-regeling en egalisatie wordt een afvalwaterstroom onderworpen aan primaire behandeling. Het primaire doel is om de gesuspendeerde stoffen uit afvalwater te verwijderen. Selectie van een techniek / technieken om te worden toegepast voor het verwijderen van gesuspendeerde materie uit een afvalwaterstroom hangt af van of de deeltjes vast of vloeibaar zijn.
De techniekkeuze zou ook afhangen van de dichtheid en grootte van de vaste deeltjes. Verwijdering van vaste deeltjes is essentieel omdat deze zich waarschijnlijk ophopen in pijpleidingen, pompen en daaropvolgende behandelingseenheden en daardoor de werking van de effluentbehandelingsinstallatie (ETP) verstoren. Verwijdering van gesuspendeerde vloeistoffen (oliën, vetten en vetten) uit afvalwater moet worden uitgevoerd, omdat deze de prestaties van de secundaire en tertiaire behandelingseenheden nadelig kunnen beïnvloeden.
Grotere vaste deeltjes (15 mm of meer) worden door zeven verwijderd. Grof (0, 1 mm of groter) en dichtere deeltjes worden gestopt in een gritkamer of een hydro-cycloon. Denser deeltjes fijner dan 0, 1 mm (maar niet colloïden) kunnen worden afgezet in een verdikkingsmiddel of worden verwijderd door de opgeloste lucht flotatie (DAF) of de techniek van de geïnduceerde luchtdrijving.
Het volledig verwijderen van fijne deeltjes, zowel zwaarder als lichter, kan in feite alleen door filtratie worden bereikt. Filtratiebewerking voor het verwijderen van fijne deeltjes wordt echter in het algemeen alleen gebruikt als een deel van de uiteindelijke (polijst) behandeling en niet als een deel van de primaire behandeling.
Voor het verwijderen van gesuspendeerde vaste deeltjes worden bewerkingen in de volgende volgorde uitgevoerd:
1. Screening,
2. Korrelverwijdering (Korrekamer-95% verwijdering als 0, 2 mm of groter; Hydrocycloon-95% verwijdering van 0, 1 mm of groter),
3. Verdikking / sedimentatie,
4. DAF / geïnduceerde luchtflotatie,
5. Colloïdverwijdering.
1. Screening:
De screening moet plaatsvinden bij de ingang van een afvalwaterzuiveringsinstallatie. Het doel is om grote deeltjes zowel lichter als zwaarder dan water te verwijderen om de stroomafwaartse behandelingseenheden te beschermen tegen verstopping.
De verwerpelijke materialen die moeten worden verwijderd zijn vodden, stukjes rubber en kunststof, component / kapotte onderdelen van machines en andere diverse materialen. De gebruikte schermen zijn van metaal en ze hebben eenvormige rechthoekige of cirkelvormige openingen.
Deze kunnen bestaan uit evenwijdige staven of stangen, roosters, geperforeerde platen, draadgaas, enz. De afschermingen worden met de hand of mechanisch verwijderd en kunnen tenslotte als stortmateriaal of door verbranding worden verwijderd. Schermen worden geclassificeerd als grof, gemiddeld of fijn, afhankelijk van de grootte van de openingen. Grove schermen hebben openingen van 75-150 mm, middelgrote schermen hebben 20-50 mm en fijne schermen hebben minder dan 20 mm openingen.
Schermen zijn over het algemeen van twee typen:
1. Een rek samengesteld uit evenwijdige staven of stangen die onder een hoek met het horizontale vlak zijn geplaatst.
2. Een bewegend scherm, hetzij een horizontale roterende trommel of een verticale roterende schijf gemaakt van geperforeerde plaat of gaas.
Een rek wordt geconstrueerd door staven of staven parallel onder een hoek met het horizontale vlak te plaatsen om de gehele breedte van een afvalwaterstroomkanaal te bestrijken. De staven of stangen zijn gelast aan een frame met een horizontaal platform aan de bovenkant ervan. Het platform kan voorzien zijn van perforaties, zodat de tijdelijk opgeslagen stellingen hierdoor kunnen leeglopen. Een alternatieve regeling is om een kar op het platform te plaatsen voor het verzamelen en verwijderen van de stelling.
De staven zijn nuttig 10 tot 15 mm breed aan de stroomopwaartse zijde en lopen taps toe naar de stroomafwaartse zijde. De speling tussen de spijlen en de hoek van een rek met het horizontale vlak is afhankelijk van het feit of het handmatig of mechanisch moet worden gereinigd. De veelgebruikte kenmerken van een rek worden gegeven in Tabel 9.1.
De frequentie van het reinigen hangt af van de mate van accumulatie van gesuspendeerde afvalwatergedragen vaste stoffen. Handmatige reiniging wordt bereikt door een hark handmatig periodiek omhoog te vegen, terwijl mechanisch reinigen wordt uitgevoerd met behulp van een naar boven bewegende hark. Een mechanische hark kan ofwel continu op een lage snelheid of met tussenpozen worden bediend.
De lineaire snelheid van het afvalwater in het naderingskanaal mag niet minder zijn dan 0, 3 m / s om afzetting van sedimenten in het kanaal te voorkomen. De snelheid door de schermen zou normaal 0, 6 m / s tot 1, 2 m / s moeten zijn.
Het verlies van de kop door een barscherm ligt normaal tussen 0, 08 en 0, 15 m. Het mag niet meer dan 0, 3 m zijn. Anders dan staafschermen, worden roterende trommel- en schijfschermen gemaakt van roestvrij staal of non-ferro geperforeerde platen of draadgaas ook gebruikt. De openingen van dergelijke schermen liggen in het algemeen tussen 0, 2 mm tot 3 mm.
Roterende trommelschermen worden horizontaal geplaatst met het stroomopwaartse einde open en het stroomafwaartse einde gesloten. Het wordt geplaatst in een kanaal over de gehele breedte en normaal wordt het half verzonken gehouden. Door het open einde van de trommel komt afvalwater binnen en het filtraat stroomt door de perifere openingen.
De trommel draait op een lage snelheid (4 tot 7 rpm). Terwijl de trommel draait, worden de verzamelde vaste stoffen boven het waterniveau omhoog bewogen en tenslotte worden deze teruggespoeld in een trog of een transportband die zich in de trommel bevindt nabij ongeveer het hoogste punt van de trommel.
Een verticale cirkelvormige schijf gemaakt van een scherm roteert op een horizontale as die ongeveer half ondergedompeld is en de hele dwarsdoorsnede van een open kanaal bedekt. Afvalwater stroomt door de zeefopeningen en de gesuspendeerde vaste deeltjes worden op het oppervlak vastgehouden. Naarmate het scherm dat de vaste deeltjes draagt stijgt boven het vloeistofniveau, worden deze teruggespoeld in een trog.
vergruizing:
Een alternatief voor screeningsoperaties is de verkleining. Het elimineert de problemen die gepaard gaan met het verzamelen, verwijderen, opslaan en verwerken van screenings. Verkleiningsinrichtingen die bekend staan als comminutors onderscheppen de grote gesuspendeerde vaste deeltjes en versnijden die door ze in kleine stukjes te versnipperen en te malen zonder ze uit water te verwijderen. De versnipperde en gemalen deeltjes passeren de comminutor. Die worden uiteindelijk gescheiden van afvalwater in een gritkamer of een primaire bezinktank.
2. Korrelverwijdering:
Korrels zijn korrelvormige anorganische vaste deeltjes die zwaarder zijn dan water.
Het verwijderen van dergelijke deeltjes uit afvalwater is noodzakelijk om de volgende doelstellingen te bereiken:
1. Om slijtage van mechanische componenten van stroomafwaartse behandelingsapparatuur, zoals pompen, roerwerken, enz., Als gevolg van slijtage te voorkomen,
2. Om verstopping van pijpleidingen te voorkomen, en
3. Om ophoping in de secundaire behandelingseenheden te voorkomen die anders vaak moeten worden gereinigd
De anorganische vaste deeltjes die zwaarder zijn dan water, worden vanwege de zwaartekracht gescheiden van een stromende stroom. Een kamer waarin een dergelijke scheiding wordt uitgevoerd, wordt een gritkamer genoemd. De kamer is zo ontworpen dat heel weinig van de gesuspendeerde organische deeltjes, die over het algemeen lichter zijn dan water erin zouden bezinken.
Als alternatief kunnen gruis worden verwijderd uit een afvalwaterstroom in een hydrocycloon. Een korrelkamer is in feite een open kanaal aan het uiteinde van de ontlading (uitlaat) waarvan een overloop of een dergelijke andere obstructie is geplaatst om een constante vloeistofsnelheid in het kanaal te handhaven, ongeacht de vloeistofdiepte erin.
In het algemeen is een korrelkamer ontworpen voor het verwijderen van ongeveer 95% van de vaste deeltjes met een afmeting van 0, 2 mm. De vloeistofsnelheid die wordt gehandhaafd in een korrelkamer ligt in het bereik van 0, 15 m / s tot 0, 30 m / s. Meestal is de snelheid ongeveer 0, 3 m / s. De vaste deeltjes, die bezinken op het kanaalbed, worden handmatig of mechanisch verwijderd.
Een korrelkamer kan rechthoekig of parabolisch (trapeziumvormig) zijn. De stroomregelinrichting die wordt gebruikt aan het uitlaateinde van een korrelige kamer met een rechthoekige dwarsdoorsnede, kan of een overloop van het proportionele type zijn of een sutro-type overloop of een par-shall-goot.
Zowel de proportionele stuw als de sutro-waterkering hebben een overloop en een opening zoals getoond in de fign. 9.3A en 9.3B:
De onderrand van een proportionele waterkering is recht en horizontaal. Hij bevindt zich op een hoogte van 15 tot 30 cm boven het kanaalbed. De zijkanten van de opening zijn gebogen. De sutro-waterkering is een soort proportionele waterkering. De ene kant van de opening is recht en verticaal terwijl de andere kant is gebogen.
Rechthoekige doorsneden Gritkamerontwerpaanpak:
In een korrelige kamer zetten discrete deeltjes van relatief grovere afmetingen zich onder invloed van de zwaartekracht in terwijl het stromende afvalwater deze probeert te voeren naar het uitlaateinde van de kamer. De afmetingen van de kamer moeten zodanig zijn dat de meeste deeltjes met een vooraf gekozen grootte op de kamerbodem vallen voordat ze uit het kanaal worden gesleept.
Normaal gesproken is het ontworpen voor het volledig verwijderen van deeltjes met een afmeting van 0, 2 mm of groter uit een afvalwaterstroom. De stroomregelinrichting en de kamerdoorsnede moeten zodanig zijn ontworpen dat de vloeistofsnelheid door de kamer uniform is, ongeacht de volumestroomsnelheid van het afvalwater op een bepaald moment.
Rechthoekige kamerafmetingen en stuwconstructie:
De afmetingen van een rechthoekige gritkamer en de waterkering kunnen worden geschat via de volgende stappen:
Stap-I
Selecteer de kleinste deeltjesgrootte, die in de kamer moet worden bewaard. Bepaal de dichtheid ervan.
Bij afwezigheid van de specifieke informatie kan het volgende worden verondersteld:
dp = 0, 2 mm en sp. gr. = 2, 65
Stap-II :
Bereken de schuursnelheid en de vrije bezinkingssnelheid van het geselecteerde deeltje met behulp van Vgl. (9.1) en (9.2) respectievelijk
waar c = 0, 03 voor korrelige zanddeeltjes en 0, 06 voor kleverige deeltjes,
f = 0, 03
g = 9, 81 m / s 2
dp = deeltjesdiameter in m en θ 0 in m / s
waar C D = coëfficiënt verslepen
waarbij v = kinematische viscositeit van water bij de bedrijfstemperatuur.
Als er onvoldoende informatie beschikbaar is voor het schatten van v 0 en v s, worden die als 0, 3 m / s genomen.
Stap-Ill:
Het oppervlak van de doorsnede van de kamer wordt geschat als
waarbij Q = maximale volumestroomsnelheid van de afvalwaterstroom in m 3 / s.
Stap-IV :
De vloeistofdiepte h in het kanaal overeenkomend met de stroomsnelheid Q wordt geschat uitgaande van een geschikte kamerbreedte W met gebruik van Vgl. (9, 4),
Werkelijke kamerdiepte H wordt genomen als
H = h + vrije plaathoogte + diepte van de geaccumuleerde korrel / diepte van de mechanische transportband.
De vrije plaathoogte wordt genomen als 0, 3 tot 0, 6 m en de transportdiepte als 0, 15 tot 0, 3 m.
Stap-V :
De theoretische verhouding van kamerlengte L tot de vloeistofdiepte h moet dezelfde zijn als die van u 0 tot en met u voor volledige verwijdering van de vooraf geselecteerde deeltjes met een afmeting dp.
De werkelijke lengte van de kamer moet worden genomen als
L feitelijk = 1 -5 tot 2 maal de berekende theoretische lengte L theo .
Dergelijke afmetingen van een korrelkamer zouden moeten resulteren in een detentietijd van ongeveer 30 tot 60 seconden.
Step-VI Weir Design:
A. Proportionele waterkering:
Voor een symmetrische (proportionele) overloop zijn de te berekenen dimensies (Fig. 9.3.A) h, W ', a en b. h voor een proportionele overloop wordt berekend met behulp van Vgl. (9.4).
De stroomsnelheid door een dergelijke waterkering wordt gegeven door de volgende vergelijking:
De afmeting van een bereik van 25 tot 50 mm. Normaal wordt dit als 37 mm genomen.
b wordt geschat met behulp van Vgl. (9.6) na het aannemen van een geschikte waarde van a. Het profiel van de gebogen randen van de overloop (opening) wordt verkregen met behulp van Vgl. (9.7) zoals hieronder getoond.
B. Sutro Weir:
Een sutro-waterkering is een asymmetrische proportionele waterkering (Fig. 9.3B). De ontwerpprocedure is vergelijkbaar met die voor een proportionele waterkering. De volgende vergelijkingen moeten worden gebruikt voor de berekening van de overloopafmetingen,
a ', b', w 'en h. h wordt genomen als hetzelfde als berekend met behulp van Vgl. (9.4). De afmeting van een 'kan worden genomen als 37 mm. b 'wordt geschat met behulp van Vgl. (9.8) hieronder gegeven.
Het gebogen randprofiel van de overloop wordt geschat met behulp van Vgl. (9.9) zoals hier onder gegeven.
Trapeziumvormige dwarsdoorsnede ontwerp met korrelkamerontwerp:
Een gritkamer uitgerust met een stuw van het type met een vaste breedte zou theoretisch een parabolische dwarsdoorsnede moeten hebben om een constante voorwaartse snelheid in de kamer te handhaven, ongeacht de vloeistofdiepte erin. Het verlies van de kop bij de regelsectie van een dergelijke kamer is veel minder vergeleken met die voor een kamer met een rechthoekige dwarsdoorsnede. Aangezien het echter moeilijk is om een kamer te construeren met een parabolische dwarsdoorsnede, wordt het werkelijke profiel van de dwarsdoorsnede benaderd door een trapezium.
De afmetingen van een dergelijke gritkamer en die van de controlerook kunnen worden geschat met behulp van de volgende procedure:
Stap-I:
De schuursnelheid θO en de vrije bezinkingssnelheid us van de kleinste deeltjes, die in de korrelkamer moeten worden vastgehouden, moeten worden berekend met behulp van Vgl. (9.1) en (9.2) respectievelijk.
Stap-II:
Met behulp van de berekende waarde van u 0 wordt het oppervlak van de dwarsdoorsnede van de kamer geschat met behulp van Vgl. (9.3).
Stap-Ill:
In dit type gritkamer is de breedte een functie van het vloeistofniveau boven de opslagruimte / ruimte voor een mechanische transportband. De maximale breedte, Wmax, van de kamer wordt aangenomen. Op basis van deze veronderstelde W max en de gespecificeerde maximale afvalwaterstroomsnelheid, moet de vloeistofdiepte in de voorgestelde kamer worden berekend met behulp van Verg. (9.10).
De werkelijke kamerdiepte H moet worden genomen als
H = h + vrije plaathoogte + diepte van de geaccumuleerde korrel / diepte van de mechanische transportband.
De breedte van de kamer aan de basis hangt af van de breedte van de te gebruiken transportband. Het kan worden genomen als 0, 6 m in de afwezigheid van specifieke informatie.
Op basis van de aangenomen W de basisbreedte en de berekende h, worden de afmetingen van een trapezium die een parabool benadert, bepaald zoals getoond in Fig. 9.4.
Stap-IV:
De lengte van een trapexoïde korrelkamer wordt op dezelfde manier berekend als die voor een kamer met een rechthoekige doorsnede, dwz met behulp van Verg. (9.5):
Stap - V:
De besturingssectie voor een trapeziumvormige korrelkamer is een verticale rechthoekige opening met een constante breedte a. De breedte a wordt berekend met behulp van de energiebalansvergelijking tussen een stroomopwaarts gelegen punt en het kritieke punt (besturingssectie).
waarbij d c en v c de diepte en de vloeistofsnelheid zijn op respectievelijk de kritieke punten.
De laatste term aan de rechterkant van Vgl. (9.11) staat voor het hoofdverlies bij de waterkering. Op het kritieke punt
h en ν o wordt bekend, u c wordt berekend met behulp van Vgl. (9.13) die wordt verkregen door vergelijking van VGS (9.11) en (9.12) en het herschikken van de gecombineerde vergelijking
De breedte a van de overloop moet worden geschat door het volumetrische debiet over de regelsectie in evenwicht te brengen.
Voorbeeld 9.2: Grit Chamber :
Er moet een korrelkamer worden ontworpen voor het verwerken van afvalwater met een snelheid van 1035 m 3 / uur. De volgende informatie is beschikbaar
Gemiddelde omgevingstemperatuur = 26 ° C,
Sp. gr. van te scheiden gruisdeeltjes = 2, 60
Diameter van de kleinste gruisdeeltjes (zandig) die moet worden verwijderd = 0, 25 mm.
Oplossing:
Rechthoekige gritkamer voorzien van een proportionele overloop.
Afmetingen van een rechthoekige kamer:
De volgende vergelijkingen en relaties moeten worden gebruikt voor het vinden van de afmetingen van een rechthoekige kamer:
Dwarsdoorsnede kamer van de kamer:
Vloeibare diepte in de vergaderzaal:
Vloeibare diepte in de vergaderzaal:
Werkelijke kamer diepte:
Kamerlengte:
Proportioneel stuwenontwerp:
Trapezoidal Grit Chamber:
De vloeistofdiepte in de kamer moet worden berekend met behulp van Eq. (9.10):
De breedte van de kamer wordt verondersteld 1, 75 m te zijn.
Kamerdiepte, H = h + vrije plank + transportdiepte
= (1, 4 + 0, 3 + 0, 2) m = 1, 9 m.
Theoretische lengte van de kamer,
Weir breedte a wordt berekend met behulp van de volgende vergelijkingen:
Trapezoïdale kamerprofiel:
Het profiel Kamer wordt berekend via de volgende stappen:
Stap-I:
Het profiel van een parabool wordt naar schatting aan de conditie aangepast,
Dit komt overeen met de vloeistofdiepte 1, 4 m boven de transportband.
waar h '- vloeistofdiepte boven de transportband en
w = breedte van de parabool overeenkomend met
Gebied van het gedeelte van de parabool dat overeenkomt met h '= h = 1, 4 m
en W '= W = 1, 75 mis
Het gebied A van een parabool met hoogte h en breedte W wordt uitgedrukt als
Vandaar dat het profiel van de parabool zou zijn
Stap-II:
Deze gegevens worden geplot op een geschikte schaal en een vloeiende kromme wordt getrokken door de punten zoals getoond in Fig. Ex. 9.2 Bij h '= 0 wordt een raaklijn getrokken naar de parabool. Op deze lijn is ± 0, 3 m gemarkeerd wat staat voor de breedte van een transportband. De breedte van de transportband wordt genomen als 0, 6 m in afwezigheid van specifieke informatie over de breedte van de transportband.
Raaklijnen worden door de punten 0, ± 0, 3 naar de parabool getrokken. Twee verticale lijnen worden getrokken door de punten 1.7, ± 0.875. Deze lijnen kruisen de raaklijnen die eerder in punt B en E werden getrokken. De trapezoïde figuur ABCDEF vertegenwoordigt het profiel van de korrelkamer.
Hydrocyclone:
In een gritkamer neerslaan de vaste deeltjes op de vloer als gevolg van zwaartekracht, terwijl in een hydrocycloon scheiding van deeltjes uit de bulk van afvalwater plaatsvindt als gevolg van de middelpuntvliedende kracht. Een hydrocycloon lijkt enigszins op het uiterlijk van een conventionele stofcycloon zoals weergegeven in Fig. 9.5. Normaal is de diameter veel kleiner in vergelijking met die van een stofcycloon.
Een afvalwaterstroom die gesuspendeerde vaste deeltjes bevat wordt tangentiaal ingebracht nabij de bovenkant van het cilindrische gedeelte. De suspensie na het binnengaan van de hydrocycloon ontwikkelt een rotatiebeweging en buigt neerwaarts en vormt een werveling. De centrifugale kracht die wordt ontwikkeld als gevolg van de roterende beweging van de suspensie, dwingt de zwaardere (dan water) en niet te fijne vaste deeltjes naar de wand van de hydrocycloon.
Bij het bereiken van de muur verliezen de deeltjes hun momentum en glijden langs de wand naar beneden. Wanneer de suspensie de conische sectie van de hydrocycloon binnengaat, neemt het vaste-stofgehalte van de neerwaarts bewegende slurry toe en beweegt waterdragend, zowel fijner als lichtere deeltjes naar boven in de vorm van een inwendige werveling.
Tenslotte verlaat een dikkere suspensie de inrichting bij de top van de kegel, terwijl een relatief schonere stroom die de overblijvende deeltjes bevat door een geventileerde overloopopening loopt die centraal aan de bovenkant van de cilindrische sectie is gelegen.
In een hydrocodon is het drukverschil tussen de tangentiële inlaat en de centrale uitlaat aan de bovenkant relatief (ten opzichte van die van de korrelkamer) hoog. Daarom moet het influent (voor een hydrocycloon) onder druk staan of moet er een pomp worden geïnstalleerd voor het pompen van het influent. De druk aan de inlaat moet ten minste 0, 5 kg / cm2 hoger zijn dan die aan de uitlaat.
3. Verdikking / sedimentatie:
Verdikking is ook een zwaartekrachtscheidingsproces zoals het proces voor het verwijderen van grind. Deze bewerking wordt ook wel sedimentatie genoemd. Het wordt gebruikt voor het verwijderen van fijne discrete deeltjes en ook voor floes (clusters van zeer fijne deeltjes) die zwaarder zijn dan water als onderdeel van het primaire behandelingsschema. Het wordt ook gebruikt voor het verwijderen van gesuspendeerde deeltjes (slib) na secundaire behandeling en voor het verwijderen van precipitaten die worden geproduceerd tijdens de tertiaire behandeling. Deeltjes fijner dan 0, 2 mm worden door verdikking / sedimentatie gescheiden van afvalwater.
Het doel van verdikking / sedimentatie is om een suspensie te splitsen in een schonere overloop en een bodemsediment / slib met een vastestofgehalte dat meer is dan dat in het influent. De bezinkingseigenschappen van fijne gesuspendeerde deeltjes hangen af van hun grootte, dichtheid, concentratie en of ze aanwezig zijn als afzonderlijke deeltjes of schotjes.
Het neerslaan van afzonderlijke deeltjes bij lage concentratie wordt vrije bezinking genoemd. Tijdens het vrij bezinken bezinken de deeltjes afzonderlijk zonder enige interferentie van de naburige deeltjes. De vrije bezinkingssnelheid van deeltjes kan worden berekend met behulp van de vergelijking van Stokes of de vergelijking van Newton, afhankelijk van het Reynolds-aantal deeltjes. Bij een hogere vaste stof concentratie van afzonderlijke deeltjes (meer dan 2000 mg / L) wordt het bezinken van afzonderlijke deeltjes beïnvloed door de naburige deeltjes. Deze situatie wordt gehinderde vestiging genoemd.
Normaal zouden de discrete deeltjes die aanwezig zijn in een afvalwaterstroom geen uniforme afmeting en dichtheid hebben; daarom worden voor het ontwerpen van een settler de bezinksnelheidsgegevens experimenteel verkregen door het uitvoeren van testen in een bezinkkolom (figuur 9.6).
De meeste van de gesuspendeerde vaste stoffen in industrieel afvalwater zijn van vlokachtige aard. Flo's zijn agglomeraten van fijne deeltjes met daarin gevangen water. Ze hebben geen specifieke geometrie en grootte; daarom kunnen hun bezinkingssnelheden niet worden geschat met behulp van een theoretisch afgeleide vergelijking.
Terwijl ze zich vestigen, vloeien ze samen en nemen hun omvang en massa toe. Als gevolg hiervan verandert hun bezinkingssnelheid. Dit type bezinking vindt plaats in secundaire kolonisten, die worden gebruikt voor sedimentatie van aërobe en anaerobe slibs en voor sedimentatie van chemische schotten geproduceerd tijdens neerslag.
Het bezinken van schotsen wordt zone-afzetting genoemd.
Het proces vindt plaats tijdens de volgende fasen tijdens een batchproef:
(1) De ijsschotsen die aanvankelijk homogeen zijn, beginnen te bezinken zonder dat coalescentie een relatief vaste positie ten opzichte van elkaar behoudt. Bovenaan ontwikkelt zich een duidelijk vaste stof-vloeistofinterface. De schotsen dichter bij de bodem van een kolonist rusten op de grond en beginnen samen te vloeien.
(2) De dikte van de toplaag vrij van schotsen en die van de meest gecoalesceerde bodemlaag neemt toe. De homogene zonedikte neemt af. Een zone met een consistentie tussen de homogene laag en de gecoalesceerde laag wordt gevormd tussen deze twee.
(3) Naarmate de bezinking voortduurt, verdwijnt de homogene laag helemaal.
(4) De samendrukking van het gecoalesceerde slib begint vanwege het gewicht ervan.
Een deel van het ingesloten water komt uit de coalescerende laag in de vorm van kleine geisers waardoor het slibvolume verder afneemt. Uit de bovenstaande beschrijving is het duidelijk dat tijdens de scheiding van vlokvormige suspensies zowel opheldering van de vloeistofoverloop en verdikking van de slibonderstroom plaatsvinden.
De bezinkingseigenschappen van een vlokvormige suspensie moeten experimenteel worden geëvalueerd voor het ontwerpen van een bezinker door batchtests uit te voeren in een bezinkkolom (figuur 9.6). De gegevens die moeten worden verzameld, zijn afhankelijk van het type settler dat moet worden ontworpen.
Voor de evaluatie van de bezinkingseigenschappen van afzonderlijke deeltjes / vlokken die aanwezig zijn in een afvalwatermonster, kan een transparante kunststof kolom met een hoogte van ongeveer 3 m en een diameter van 15 cm voorzien van monstername-aftakkingen met intervallen van ongeveer 0, 6 m worden gebruikt (figuur 9.6). Om een test uit te voeren, moet een kolom worden gevuld met een afvalwatermonster. De hoogte van de vloeistof in de kolom moet bij voorkeur dezelfde zijn als die van de voorgestelde bezinkapparatuur.
Het bezinkingsproces moet worden toegestaan en gegevens worden verzameld. De te verkrijgen gegevens en de analysewerkwijze hangen af van de aard van de gesuspendeerde deeltjes (discrete / vlok), hun concentratie en het type van de te ontwerpen kolonist.
De apparatuur die wordt gebruikt voor het uitvoeren van de scheiding van afzonderlijke fijne deeltjes wordt aangeduid als een verdikkingsmiddel of een klaarbeker, die een rechthoekige dwarsdoorsnede of een cirkelvormige dwarsdoorsnede kan hebben.
Een rechthoekige verdikker / classificator is in feite een rechthoekige tank, aan het ene uiteinde waarvan een afvalwaterstroom wordt geïntroduceerd. Vanaf het andere uiteinde van de tank loopt het effluent (relatief schoon water) over. In een dergelijke tank stroomt water horizontaal van het influent-uiteinde naar het effluentuiteinde terwijl de gesuspendeerde vaste deeltjes een verticale neerwaartse snelheid ondergaan als gevolg van de zwaartekracht.
De deeltjes, die bezinken op de tankbodem, worden geschraapt in een slibhopper die zich nabij het influent-uiteinde bevindt. Schrapen kan handmatig of mechanisch gebeuren. Slib wordt uit de slibtrechter verwijderd met behulp van een pomp of door gebruik te maken van een hydrostatisch kopverschil.
De breedte van een mechanisch geschraapte tank wordt beperkt door de breedte van het schraapmechanisme dat moet worden gebruikt. Het slib nestelde zich op de vloer of een verdikkingsmiddel met kleine capaciteit werd met de hand in een slibtrechter gevoerd. De breedte van een dergelijk verdikkingsmiddel is relatief kleiner in vergelijking met dat van een mechanisch geveegd verdikkingsmiddel.
Soms zijn rechthoekige tanks voorzien van hellende schotten nabij de bovenkant. Dergelijke eenheden worden aangeduid als buis- of lamel-kolonisten. De afstand tussen de buis en de lamellen is meestal 25-50 mm. Die zijn gerangschikt onder een hoek groter dan 40 ° met het horizontale vlak. Het inbrengen van schotten verbetert de sedimentatie-efficiëntie. Figuur 9.7 toont een schets van een typische rechthoekige tank.
Een circulaire sedimentatietank heeft een cilindrische top gemonteerd op een omgekeerde afgeknotte kegel. Een slibtrechter bevindt zich net onder de kegel. Het is uitgerust met een centraal gemonteerde schraper die op lage snelheid draait. Figuur 9.8 toont een typische ronde sedimentatietank.
Het influent wordt in het midden nabij de bovenkant van een cirkelvormig verdikkingsmiddel ingebracht. De vloeistof (water) stroomt na het binnentreden naar de rand van de tank en stroomt daar vanaf. De gesuspendeerde deeltjes neerslaan door de zwaartekracht. De roterende schraper met langzame snelheid induceert dat het slib bezinkt en leidt het naar de slibtrechter.
Een ronde opvang / bezinkingstank geeft meestal de optimale prestaties. Rechthoekige tanks kunnen de voorkeur hebben als de ruimte beperkt is. Bovendien zou een serie rechthoekige tanks goedkoper zijn om te bouwen als gevolg van het concept "gedeelde muur".
Ontwerp van een rechthoekige tank voor sedimentatie van discrete deeltjes bij een lage concentratie:
Discrete deeltjes met een lage concentratie zouden bezinken onder vrije bezinkingstoestand. Om een tank voor sedimentatie van een dergelijke suspensie vanuit een theoretisch oogpunt te ontwerpen, moet men uitgaan van een specifieke deeltjesgrootte dp, waarvan de volledige verwijdering moet worden bereikt. De vrije bezinkingssnelheid / eindsnelheid (U t, dp ) van het gekozen deeltje kan theoretisch worden berekend met behulp van Verg. (9.15).
Waar, g = versnelling als gevolg van de zwaartekracht,
p s = deeltjesdichtheid,
p L = vloeistofdichtheid, en
μ = vloeibare viscositeit.
Gebruikmakend van de geschatte U t, dp wordt de verblijftijd, T, in de tank geëvalueerd met behulp van Vgl. (9.16)
waar, H = hoogte van de voorgestelde tank.
Zodra r bekend is, wordt de lengte L van de tank berekend met behulp van de relatie
waarbij U = vloeistofsnelheid in de tank in voorwaartse richting.
Met deze benadering zou het niet mogelijk zijn om de totale algehele scheidingsefficiëntie van de voorgestelde tank te schatten of om een tank te ontwerpen met een gewenste algehele scheidingsefficiëntie. Daarom is het voor het ontwerpen van een bezinktank essentieel om gegevens te verkrijgen door experimentele proeven uit te voeren in een bezinkkolom. De gegevens die moeten worden verzameld en de verdere verwerking ervan moeten worden uitgevoerd zoals hieronder wordt beschreven.
Batchtestgegevens:
waarbij C = suspensieconcentratie op diepte H vanaf de top van de kolom.
C 0 = aanvankelijke suspensieconcentratie,
X 1 X 2 = suspensieconcentratie op diepte H 1, H2, ... respectievelijk op tijdstip t 1, t 2 ... .. ten opzichte van de beginconcentratie, C 0 .
H 1, H2 worden gemeten vanaf het vrije oppervlak.
Op basis van de experimenteel verkregen gegevens worden de bezinkingssnelheden op verschillende tijdstippen en verschillende diepten berekend en getabelleerd zoals hieronder getoond.
waarbij v staat voor de bezinkingssnelheid van de suspensie.
De gegevens opgenomen in deze twee tabellen worden gecombineerd en gepresenteerd als P = C / C 0 vs. v zoals hieronder getoond.
Deze zijn uitgezet met P als de ordinaat en v als de abscis en via die punten wordt een vloeiende kromme getekend zoals getoond in Fig. 9.9. P staat voor de fractie van deeltjes met een bezinkingssnelheid lager dan v.
Ontwerpbenadering:
Laten we elke specifieke bezinkingssnelheid hebben. Deeltjes met een bezinkingssnelheid v> v 0 zouden volledig worden verwijderd in een sedimentatietank en die zouden (1-P 0 ) fractie vormen van de initiële massa van deeltjes die aanwezig zijn in een afvalwaterstroom. Deeltjes (lichter en fijner) met een bezinkingssnelheid v <u 0 zouden gedeeltelijk worden verwijderd. De algehele verwijderingsefficiëntie R, in een dergelijke situatie, kan worden uitgedrukt als
De tweede term aan de rechterkant van Vgl. (9.18) moet worden geschat door numerieke / grafische integratie.
De uitdrukking voor R in (Vgl. (9.18) is gebaseerd op de aanname dat de deeltjes van verschillende groottes en dichtheden uniform verdeeld zijn over de gehele diepte van de voorgestelde bezinktank aan het inlaateinde en hun bezinkingssnelheden in de tank (onder vloeiende toestand) zou hetzelfde zijn als die in de bezinkingskolom.
De afmetingen van de voorgestelde tank kunnen worden berekend via de volgende stappen:
Stap-I:
Neem aan dat een numerieke waarde voor v 0 en overeenkomend met die R wordt berekend met behulp van de gegevens die zijn verkregen door proeven in een bezinkkolom uit te voeren.
Als de berekende waarde van R niet acceptabel is, wordt stap I geïtereerd met een nieuw aangenomen waarde van v 0 . Deze stap wordt herhaald totdat de verkregen waarde van R dicht bij de gewenste waarde ligt.
Stap-II:
Zodra een acceptabele waarde van R is verkregen, wordt de laadsnelheid, dwz de overloopsnelheid, als v 0 m 3 / m 2 dag genomen.
Stap-Ill:
Het horizontale dwarsdoorsnede-oppervlak van een ideale tank met een overstroomsnelheid vs wordt geschat als
waarin Q = volumestroomsnelheid van afvalwater in m 3 / dag.
Stap-IV :
Het werkelijke oppervlak van de tankdoorsnede wordt berekend door A ldeal met 1, 5 te vermenigvuldigen,
Een feitelijk = 1, 5 × A ideaal
Stap-V:
De afmetingen van de voorgestelde tank worden geschat met behulp van de volgende relaties:
Tankhoogte, H- tank = H O (kolomhoogte) + vrije bordhoogte.
Tankbreedte, W = Q / H O × doorstroomsnelheid
Tanklengte, L = Een werkelijke / w
De andere details worden voltooid volgens de normale procedure zoals vermeld in tabel 9.2.
Ontwerp van een rechthoekige tank voor sedimentatie van flocculente deeltjes bij een lage concentratie:
Flo's zijn agglomeraten van verschillende fijne deeltjes met ingesloten water in hun structuur. Ze bezinken met hun structuur intact, vandaar dat hun bezinkingssnelheid langzamer is dan die van afzonderlijke deeltjes. De bezinkingssnelheid van een vlokvormige suspensie wordt experimenteel bestudeerd in een bezinkkolom (Fig. 9.6). De gegevens worden geregistreerd en geanalyseerd zoals hieronder aangegeven. Er dient hier te worden opgemerkt dat de ontwerpbenadering van een rechthoekige bezinktank voor een vlokvormige suspensie verschilt van die voor een afzonderlijke bezinktank voor deeltjes.
Stap-I:
Tijdens de batch-sedimentatietest in een kolom worden de percentuele verwijderingsdata (y) van de gesuspendeerde deeltjes op verschillende diepte op verschillende tijdstippen geregistreerd.
waarbij H de diepte van de voorgestelde bezinktank is.
Stap-II:
Deze procentverwijderingsgegevens zijn uitgezet met diepte als de Y-as en de tijd als de X-as. Via de datapunten worden iso-procentverwijderingsregels getekend door interpolatie of door beoordeling.
Stap-Ill:
Met behulp van een grafiek zoals figuur 9.10 wordt de totale verwijdering R in een ideale horizontale stroom bezinktank met een diepte Ho voor een specifieke detentietijd ts geschat met behulp van de onderstaande uitdrukking:
waarbij Ro het verwijderingspercentage bij H0 is dat overeenkomt met de geselecteerde detentietijd ts. H 1, H 2, H 3 ... zijn de gemiddelde diepten tussen iso-procenten direct boven t s . R 1, R2, R 3 ------ zijn de iso-procentverwijderingscijfers direct boven t s zoals aangegeven op de plot (Fig. 9.10). Stap-IV :
De overloopsnelheid van een ideale tank met een diepte H0 en een vasthoudtijd fs wordt uitgedrukt als
Stap-V:
Voor verschillende ts worden R en Q / A berekend. Deze zijn uitgezet zoals getoond in Fig. 9.11.
Stap VI:
Voor het ontwerpen van een ideale sedimentatietank met een gewenste procentverwijdering R 'worden de detentietijd fo en de overloopsnelheid (Q / A) ideaal geschat met behulp van een plot vergelijkbaar met Fig. 9.11. Hierbij moet worden opgemerkt dat de ontwerpparameters die zijn geschat voor een ideale tank (zoals hierboven uiteengezet) zijn gebaseerd op de gegevens die zijn verkregen in een testkolom in rusttoestand en zonder enige overloop. In een echte tank zouden deze omstandigheden niet overheersen en daarom zou de verwijderingsefficiëntie van een werkelijke tank minder zijn dan die van een ideale tank met dezelfde ontwerpparameters.
De factoren die de verwijderingsefficiëntie van een werkelijke tank beïnvloeden zijn:
(1) Schuren, en
(2) Door de wind geïnduceerde turbulentie.
Rechthoekige tanks met hellende schotten hebben een relatief hogere efficiëntie omdat de bovengenoemde twee factoren tot op zekere hoogte worden tegengegaan.
De duimregels die worden gebruikt voor het daadwerkelijke ontwerp zijn:
Detentie (verblijfs) tijd = 1, 75 uur
Tankdiepte, H = (H O ) + diepte voor slibhoudend houden + vrije plaathoogte.
Baffle locatie = 5 tot 10% van L nabij het influent einde,
Baffle hoogte (diepte) = 0, 5 tot 1 m.
Ontwerp van een circulaire sedimentatietank :
Voor het ontwerpen van een ronde tank worden sedimentatieproeven uitgevoerd in een transparante cilindrische kolom. De voor dit doel verzamelde gegevens zijn anders dan die voor een rechthoekige bezinktank. De verandering in vloeistof-ophanging interfacehoogte op verschillende tijdstippen wordt genoteerd. De ontwerpbenadering wordt hieronder gedetailleerd beschreven.
Stap-I:
Tijdens een batch-sedimentatietest worden de vrije vloeistof-ophanging interfacehoogten op verschillende tijdstippen geregistreerd. De oorspronkelijke hoogte van de suspensie in de kolom moet dezelfde zijn als die van de voorgestelde kolonist.
Stap-II:
Deze gegevens zijn uitgezet met de hoogte als het ordinale en de tijd als de abscis. Via deze datapunten wordt een vloeiende curve getekend zoals getoond in Figuren 9.12.
Stap-Ill:
Overeenkomend met de gewenste slibstroomconcentratie C U wordt de slibhoogte H U berekend op basis van de materiaalbalansvergelijking
waarbij CO de aanvankelijke suspensieconcentratie is.
Stap-IV:
Vervolgens worden op de bezinkcurve (Fig. 9.12) de volgende geometrische constructies uitgevoerd.
(a) H u bevindt zich op Fig. 9.12 en een horizontale lijn wordt getrokken door H U.
(b) Raaklijnen worden getrokken naar de uiteinden van de bezinkcurve. De hoek gevormd door de raaklijnen wordt gehalveerd. Op het snijpunt van de bissectrice en de bezinkcurve wordt een raaklijn getekend. Vanaf het snijpunt van deze raaklijn en de horizontale lijn door H v wordt een verticale lijn getekend op de abscis (tijdas).
Het snijpunt op de tijdas wordt aangeduid als t Q. Het aldus verkregen Q representeert de tijd die nodig is voor de suspensie om de gewenste onderstroomslibconcentratie CU bij te wonen terwijl deze zich onder stromende omstandigheden in een circulaire sedimentatietank bevindt.
Stap-V:
De oppervlaktelading van de voorgestelde tank en het oppervlak van de tankdoorsnede moeten worden geschat met behulp van Vgl. (9.22) en (9.23).
waarin Q = volumestroomsnelheid van afvalwater moet worden verduidelijkt.
Stap VI:
De tankdiameter wordt berekend met behulp van Eq. (9.24)
Enkele kenmerkende parameters van rechthoekige en circulaire sedimentatietanks worden vermeld in tabel 9.2.
Voorbeeld 9.3: Circulair bindmiddel :
Een circulair verdikkingsmiddel moet worden ontworpen op basis van de volgende bezinkingskenmerken van een afvalwaterstroom met een concentratie gesuspendeerde vaste stof van 5000 mg / L.,
Het verdikkingsmiddel moet de afvalwaterstroom behandelen met een snelheid van 0, 12 m 3 / s. Het is gewenst dat het vaste-stofgehalte van de onderstroom 25000 mg / l is.
Oplossing:
Het probleem is grafisch opgelost door de volgende stappen:
1. De bezinkingskarakteristieke gegevens zijn uitgezet zoals in Fig. Ex. 9.3 en een vloeiende curve wordt getrokken door de datapunten.
2. Raaklijnen worden getrokken naar de uiteinden van de bezinkcurve, die elkaar snijden en een hoek A vormen.
3. De hoek A is gehalveerd.
4. De bissectrice snijdt de bezinkcurve in een punt B.
5. Een tangens wordt getrokken naar de bezinkcurve op punt B.
6. Overeenkomstig de gewenste slibonderstroomconcentratie C U = 25.000 mg / L, wordt de slibhoogte H U berekend met behulp van Verg. (9.21)
7. H U = 0, 5 m bevindt zich op de Fig. Ex. 9.3 en een lijn wordt evenwijdig aan de X-as door H U getrokken.
8. De raaklijn getrokken op punt B snijdt de lijn door H U op een punt C.
9. Vanaf punt C wordt een verticale lijn getekend die voldoet aan de X-as tot = 77 min.
10. De oppervlaktelading van de voorgestelde tank en zijn dwarsdoorsnede-oppervlak worden geschat met behulp van Vgl. (9.21), (9.22) en (9.23).
Oppervlakte laden,
Settler dwarsdoorsnede gebied,
4. Luchtverzwaring:
Voor het verwijderen van fijnere vaste deeltjes uit een afvalwaterstroom kan het luchtflottatieproces worden gebruikt als een alternatief voor het sedimentatieproces. Het luchtdrijfproces is in staat om niet alleen fijnere vaste deeltjes (zowel dichter als lichter dan water), maar ook druppeltjes olie, vet en vet te scheiden / verwijderen.
Fijne en minder dichte vaste deeltjes hebben een lage eindsnelheid; vandaar dat hun sedimentatie een langere detentietijd zou vergen. Zelfs dan is de verwijderingsefficiëntie misschien niet hoog. Het verwijderen van dergelijke deeltjes kan efficiënter worden bereikt door het luchtdrijfproces.
Het luchtdrijfproces wordt in twee fasen uitgevoerd. In de eerste fase wordt de lucht in het afvalwater gedispergeerd of daarin opgelost. Wanneer lucht wordt gedispergeerd in afvalwater als fijne bellen, wordt het proces aangeduid als luchtdrijving (IAF), terwijl wanneer lucht wordt opgelost in afvalwater, dit proces wordt aangeduid als Floating (opgeloste lucht) (DAF). Het oplossen van lucht in afvalwater kan worden uitgevoerd bij atmosferische druk of bij een verhoogde druk.
In de tweede stap wordt het luchtafvalwatermengsel in een tank geleid, ook wel een drijftank genoemd. In deze tank zweven de zwevende deeltjes met aangehechte luchtbellen op naarmate hun effectieve dichtheid minder wordt dan die van water. Ze vormen een schuimlaag bij de lucht-water-interface. De schuimlaag wordt verwijderd door een oppervlakteschuimer. De grotere en zwaardere deeltjes bezinken op de bodem van de drijftank en worden als slib verwijderd. Een relatief helder effluent wordt onttrokken vanaf een geschikte locatie onder de schuimlaag.
Induced Air Floatation (IAF) -proces:
Het flotatieproces van de geïnduceerde lucht is enigszins vergelijkbaar met het opschuimingsproces van schuim dat wordt gebruikt voor de ertsverrijking.
In dit proces wordt lucht via een van de volgende technieken in afvalwater in de vorm van fijne bubbels gedispergeerd:
(1) diffusie van lucht door een poreus medium dat is ondergedompeld in een tank met afvalwater,
(2) Rotatie van een rechte, gevarieerde rotor, gesuspendeerd in afvalwater,
(3) Mengen van lucht en een afvalwaterstroom met behulp van een eductor of een mondstuk.
In industriële IAF-apparaten zijn de gebruikte apparaten ofwel rotoren of venturi-eductors of spuitmonden. Een venturi eductor / nozzle is een eenvoudiger apparaat dan een rotor. Gasdispersie is beter wanneer een venturi-eductor of een mondstuk wordt gebruikt dan wanneer een rotor wordt gebruikt.
Luchtdispersie, flotatie en verwijdering van schuim worden uitgevoerd in een drijfcel. Een IAF-systeem bestaat uit verschillende (normaal vier) drijfcellen die in serie werken. Naarmate afvalwater van cel naar cel stroomt, worden steeds meer zwevende stoffen verwijderd.
Dissolved Air Floatation (DAF) -proces :
Lucht kan worden opgelost in afvalwater, hetzij bij atmosferische druk of bij een verhoogde druk. Wanneer lucht wordt opgelost bij atmosferische druk, wordt de tweede werkingsstap, dat wil zeggen, de drijfbewerking wordt uitgevoerd onder vacuüm in een gesloten kamer.
Vandaar dat het proces wordt aangeduid als vacuum floatation. Wanneer echter lucht wordt opgelost in een afvalwaterstroom bij een verhoogde druk, wordt de tweede werkingsstap uitgevoerd in een tank open voor atmosfeer. Zo'n proces wordt aangeduid als Dissolved Air Floatation (DAF). Voor grootschaliger gebruik wordt vaker dit (DAF) proces gebruikt.
Vacuum Floatation:
In dit proces wordt lucht in een afvalwaterstroom bij atmosferische druk in een absorbeerder opgelost. De beluchte afvalwaterstroom laat men vervolgens door een drukreduceerventiel stromen in een omsloten cilindrische drijftank die onder vacuüm wordt gehouden. De tank is uitgerust met een geschikt uitschuifmechanisme.
In de zwevende tank komt de opgeloste lucht vrij als kleine luchtbellen, die gehecht raken aan de zwevende deeltjes. De gesuspendeerde deeltjes met de aangehechte luchtbellen drijven omhoog en vormen een schuimlaag bij het lucht-watergrensvlak. Het uitschotverwijderingsmechanisme veegt het uitschot naar de tankomtrek en voert dit af in een opvangbak, die ook onder vacuüm wordt gehouden. Van het carter wordt het slib weggepompt. Het behandelde water wordt met behulp van een andere pomp uit de vlottertank verwijderd.
Dissolved Air Floatation (DAF):
Dit proces verschilt in twee opzichten van het vacuümdrijfproces, namelijk:
(i) Luchtoplossen wordt uitgevoerd onder druk en niet onder atmosferische druk (zoals in het geval van vacuümdissatie) en
(ii) De drijfbewerking wordt uitgevoerd in een open tank en niet in een gesloten tank onder vacuüm.
De stroomordening in de luchtoplosmiddelsectie hangt af van de stroomsnelheid van de afvalwaterstroom evenals van de concentratie van de gesuspendeerde deeltjes daarin. De details van de flotatiesectie zijn onafhankelijk van de bovengenoemde factoren.
De alternatieve opstellingen van de lucht oplossende sectie zijn:
(i) Lagedruk-volumestroomdrukeenheid,
(ii) Hogedrukdeelstroom-onder druk staande eenheid, en
(iii) Hogedrukrecyclingstroom-drukeenheid. Deze arrangementen worden hieronder beschreven.
(i) Lagedrukeenheid voor volledige drukverhoging:
Een dergelijke eenheid wordt gebruikt wanneer een stroomsnelheid van de afvalwaterstroom niet hoog is en de concentratie van de gesuspendeerde vaste deeltjes daarin laag is. De luchtoploseenheid wordt bedreven bij een druk van 3 tot 4 atm. Figuur 9.13 toont een schets van een dergelijke eenheid.
(ii) Hogedrukpartiële stroomdrukeenheid:
Een onderdrukeenheid voor gedeeltelijke stroming wordt gebruikt wanneer de afvalwaterstroomsnelheid hoog is en de concentratie gesuspendeerde vaste stof laag is. In deze opstelling wordt een gedeelte van een afvalwaterstroom onder druk gebracht en gemengd met lucht bij ongeveer 5 tot 6 atmosfeer.
Het onder druk staande mengsel van afvalwater en lucht wordt vervolgens van druk ontdaan en gemengd met het resterende deel van de afvalwaterstroom. Een schets van zo een. eenheid wordt getoond in Fig. 9.14. Deze opstelling wordt gebruikt om te voorkomen dat een grotere drukeenheid wordt bedreven bij een druk van 3 tot 4 atm.
(iii) Hogedrukrecyclingstroomverdichtingseenheid:
Recycle-stroomopstelling wordt gebruikt wanneer een afvalwaterstroom te veel gesuspendeerde vaste deeltjes bevat. Bij dit proces wordt lucht opgelost in een deel van het gerecirculeerde (behandelde) effluent uit een drijftank. Het onder druk brengen en oplossen van de lucht wordt uitgevoerd bij 5 tot 6 atm.
Dit mengsel wordt vervolgens gemengd met de inkomende afvalwaterstroom en uiteindelijk toegevoerd aan een drijftank na drukverlaging. Deze opstelling helpt accumulatie van vaste deeltjes in de luchtoplossingsbak te voorkomen. Figuur 9.15 toont een schets van de eenheid voor het onder druk zetten van de recirculatiestroom.
Floatation Unit Design Approach:
Absorber ontwerp:
Een Dissolved Air Floatation-eenheid bestaat uit een luchtabsorbeerder en een drijftank. De eenheid zou naast de bovengenoemde twee items nog een aantal accessoires bevatten. Het doel van een absorbeerder is om lucht op te lossen in afvalwater dat vaste deeltjes bevat of in gerecycled behandeld water. Dit proces wordt onder druk uitgevoerd. Omdat lucht niet met water reageert, is het oplosproces een fysisch proces.
In een absorber (een kolom met een aantal interne delen) worden lucht en water in innig contact met elkaar gebracht. De interne delen van de kolom moeten zodanig zijn dat accumulatie van vaste deeltjes erin verwaarloosbaar is. Omdat de oplosbaarheid van lucht in water laag is, zou de evenwichtslijn lineair zijn. Er zou geen weerstand zijn tegen massaoverdracht in de gasfase.
De hoeveelheid lucht die in een absorbeerder zou oplossen, kan worden geschat met behulp van de volgende vergelijkingen:
(i) Volumestroomdrukregeling :
(ii) Gedeeltelijke / gerecycleerde flow-drukregeling :
waarbij Cs = Oplosbaarheid van lucht in water bij 1 atm druk en bij de bedrijfstemperatuur ..
f = Fractiesverzadiging in absorberende materialen, dit is afhankelijk van de grootte van de absorber en de interne elementen. Het kan zo hoog zijn als 0, 8 tot 0, 9.
F = instroomsnelheid afvalwater naar de absorbers.
P = bedrijfsdruk van absorber in atm.
R = partiële / recycle-instroomsnelheid naar de absorber.
X = zwevende vastestofconcentratie in de afvalwaterstroom.
De detentietijd in een absorbeerder kan ongeveer 0, 5 tot 3 minuten zijn.
Floatation Tank Design:
Afvalwater met opgeloste lucht na drukverlaging zou in een drijftank terechtkomen. Bij drukverlaging zou de concentratie van de resterende opgeloste lucht Cs zijn. De hoeveelheid vrijgekomen lucht zou FC s (f P-1) of RC s (f P-1) zijn, afhankelijk van de onderstroomdruk of het absorptieproces van de drukstroom onder druk. De vrijgekomen lucht in de vorm van kleine belletjes zou gehecht raken aan de gesuspendeerde vaste deeltjes en vloeibare druppeltjes. Deze zouden vervolgens naar boven stijgen en de lucht-water-interface bereiken.
De basisinformatie die nodig is voor het dimensioneren van een floattank is de stijgsnelheid van de vlotter, uitgedrukt in cm / min-eenheid. Deze informatie moet worden verkregen door het uitvoeren van experimentele proeven.
De detentietijd t in een drijftank kan worden geschat met behulp van de relatie
τ = H O / Rise rate (9.27)
waarbij H O = vloeistofdiepte in de tank = 1, 5 - 3 m.
De detentietijd in een flotatietank kan 20-60 minuten zijn. De werkelijke tankdiepte H zou H = H O + vrije bordhoogte zijn.
Het horizontale oppervlak van de dwarsdoorsnede van de drijftank kan worden berekend met behulp van Vgl. (9.28).
A = F τ / H O (9.28)
De breedte W van de tank zou afhangen van de breedte van het slibverwijderingsmechanisme.
Vergelijking van IAF en DAF Systems:
Een IAF-systeem vereist minder ruimte en lagere kapitaalkosten dan een DAF-systeem. Een DAF-systeem vereist minder stroom dan nodig is voor een IAF-systeem. In een DAF-systeem is de toevoeging van een chemisch coagulatiemiddel effectiever omdat de flotatie plaatsvindt in een rusttoestand. Terwijl in een IAF-systeem de formatie van vlokken en de groei ervan worden aangetast vanwege de hoge turbulentie ervan, dientengevolge wordt de toevoeging van chemische coagulatiemiddelen minder effectief.
Filtratie:
Filtratie is een andere methode, die wordt gebruikt voor de scheiding van vaste deeltjes uit een suspensie. Deze methode is in staat om deeltjes van elke grootte en dichtheid te verwijderen. Het kan echter geen colloïdale deeltjes scheiden van een suspensie.
Tijdens filtratie stroomt vloeistof door de tussenruimten van een filtermedium terwijl de gesuspendeerde deeltjes op het medium worden vastgehouden. De deeltjes worden gearresteerd door een combinatie van mechanismen, zoals inertie, impactie, onderschepping en adsorptie. Deeltjes die fijner zijn dan de tussenruimten kunnen samen met de vloeistof (filtraat) passeren, terwijl de vastgehouden deeltjes een laag vormen op het filtermedium.
De afgezette laag werkt als een extra filtermedium en voorkomt dat enkele van de fijnere deeltjes samen met het filtraat passeren. Naarmate de bewerking vordert, verzamelen zich steeds meer deeltjes op het filtermedium en neemt de weerstand tegen vloeistofstroming toe. Dit resulteert in een afname van de filtratiesnelheid als de bewerking wordt uitgevoerd bij een constante druk.
Wanneer de snelheid nogal laag wordt, wordt de bewerking gestopt en worden de opgehoopte deeltjes fysiek verwijderd (door terugspoelen) en vervolgens wordt de filtratie opnieuw gestart. Terugspoelen produceert een bijproduct dat een geconcentreerde suspensie bevat die normaal wordt teruggevoerd naar een bezinktank / sedimentatietank. De filtratiesnelheid is over het algemeen veel langzamer dan die van screening, verwijdering van korrels en sedimentatie. Vanwege deze beperking wordt het niet als afvalwaterbehandeling gebruikt.
Het wordt echter gebruikt om te verwijderen:
(i) resterende biologische schelp na het zetten,
(ii) residuele precipitaten (na sedimentatie) van metaalhydroxiden, fosfaat, enz., en
(iii) Als een voorbehandeling voorafgaand aan bewerkingen zoals adsorptie van actieve kool, ionenuitwisselingsproces, membraanscheiding, enz.
De apparatuur die normaal voor filtratie wordt gebruikt, bestaat uit twee typen:
(1) Korrelig bed en
(2) Rotatiefilter.
Korrelige bedfilters :
Een korrelig bed kan van het ene of het andere medium of van het type met twee media of multimedia zijn. De media worden in de handel gebruikt als antracietcokes, zand, granaat, diatomeeënaarde, houtskool, actieve kool, synthetische hars, enz. De stroming door een filterbed kan zowel neerwaartse als opwaartse stroming zijn, waarbij een neerwaartse stroming gebruikelijker is. Filterbedden worden geclassificeerd als ondiep, conventioneel en diep afhankelijk van de beddiepte.
Typische beddiepten zijn:
In ondiepe en diepe bedden wordt mono-medium gebruikt. Grovere korrels (2-4 mm) worden gebruikt in diepe bedden, terwijl in ondiepe en conventionele bedden relatief fijnere korrels (0, 2-2 mm) worden gebruikt. De mate van deeltjesverwijdering hangt af van de media-afmeting alsook van de deeltjesgrootte. De grootte van het granulaat moet zo worden gekozen dat het een hogere verwijderingsefficiëntie biedt dan de gewenste.
Fijne korrels worden normaal gebruikt in fatsoenlijke type filters met automatische terugspoelfaciliteit of pulserende stroomopstelling. Dergelijke eenheden vereisen veelvuldig terugspoelen tijdens verstoorde omstandigheden van de installatie of behandeling van afvalwater dat rijk is aan vaste stoffen. Grof filtermedia worden gekenmerkt door langere filterruns. Deze kunnen bestand zijn tegen verstoringen van planten.
In neerwaartse dubbele / multimedia-eenheden vormen grovere korrels de bovenste laag (lagen) en worden er fijnere korrels onder geplaatst. Een dergelijke opstelling maakt het mogelijk om de filtratiebewerking voor een langere periode voort te zetten. Het vergemakkelijkt ook terugspoelen. Deze worden over het algemeen gebruikt voor tertiaire behandeling.
Een korrelvormig filter is normaal gesproken een verticaal, cyclisch vat van beton of staal. Onderaan het schip is een rooster geplaatst. Figuur 9.16 toont een schets van een typisch korrelig filter. Op het rooster wordt een laag grind gelegd. De grindlaag fungeert als ondersteuning voor het filterbed. In de stroomafwaartse unit wordt een influentverdeler boven het bed geplaatst en bevindt zich een effluentcollector onder het rooster.
Er zijn voorzieningen voorzien voor het introduceren van terugspoelwater en het verwijderen daarvan. Een deel van het filtraat wordt gebruikt voor het terugspoelen. Een opstelling voor het door de lucht schuren van het filterbed wordt soms opgenomen. Luchtschuren vergemakkelijkt het verwijderen van vaste deeltjes die zich tussen de korrels bevinden.
De beslissing over het type bed en het type medium dat in een gegeven situatie moet worden gebruikt, hangt af van de gesuspendeerde vaste lading alsmede van de grootte en fysische aard van de deeltjes die aanwezig zijn in een influentstroom. Granulaire middelgrote filtratie is in het algemeen een semi-continue of een cyclische bewerking. Om te voorkomen dat het proces wordt onderbroken, worden er ten minste twee bedden gebruikt, zodat wanneer de ene wordt teruggespoeld, de andere in bedrijf is.
In het algemeen is de terugspoelperiode korter dan de periode van de filtratierun. De tijd in gebruik tussen twee opeenvolgende reinigingen wordt de run-lengte genoemd. Bij doorstroomfilters vindt meestal stroming door het bed plaats vanwege de zwaartekracht. Om de filtratiesnelheid echter te verbeteren, wordt het proces soms uitgevoerd onder druk.
Er zijn gemodificeerde korrelbedden ontwikkeld die vrijwel continu werken. De filtratiesnelheid in een korrelig bed met neerwaartse stroming kan worden verbeterd door een hogere vloeistofkop / druk boven het bed te handhaven. Een te hoge snelheid zou penetratie van de vaste deeltjes voorbij het ruwe medium en ophoping van de deeltjes op het fijnere medium veroorzaken. Een te lage filtratiesnelheid zou resulteren in accumulatie van de vaste deeltjes op het bovenoppervlak van alleen het ruwe medium.
De kwaliteit van het effluent hangt in zekere mate af van de filtratiesnelheid. Toevoeging van coagulatiemiddelen voorafgaand aan filtratie verbetert de kwaliteit van het effluent. Om veel vaste stofophoping in een bed te verkrijgen, is een groter volume spoelwater nodig.
Terugspoelen kan op twee manieren worden gefaciliteerd:
(1) Oppervlaktevermindering tijdens wassen en
(2) Luchtschuren tijdens het wassen.
Roterende filters:
Verschillende soorten rotatiefilters zijn in de handel verkrijgbaar. In tegenstelling tot korrelfilters worden roterende filters in het algemeen continu gebruikt zonder enige onderbreking voor het verwijderen van de vastgehouden vaste deeltjes. De rotatiefilters zijn bekend onder verschillende namen, zoals een roterend trommelfilter, een roterend scherm, een microzeef, enz. Een rotatiefilter is vaak een holle cilinder waarvan het ene cirkelvormige uiteinde open is en het andere gesloten. De periferie (cilindrisch oppervlak) is bedekt met een scherm. Het scherm kan zijn gemaakt van roestvrij staal of een weefsel.
De zeefopeningen kunnen grof zijn (6 mm of meer). Fijne schermen zouden openingen hebben van minder dan 6 mm, terwijl openingen van microschermen kunnen variëren van 20-70 μm. Deze worden horizontaal met hun as gemonteerd en in een te filteren plas water geplaatst. Ze zijn gedeeltelijk ondergedompeld en geroteerd op een lage snelheid (zeg ongeveer 4 tpm). Het filtraat kan van buiten naar binnen of andersom door het scherm gaan. De deeltjes worden op het schermoppervlak vastgehouden. Terwijl de cilinder ronddraait, komen de vastgehouden deeltjes uit de waterpool.
Wanneer de vastgehouden deeltjes een geschikte positie bereiken, worden ze van het schermoppervlak verwijderd met een spray van water of een schraper. In de meeste filters vindt filtratie plaats vanwege het hydrostatische kopverschil tussen de binnen- en buitenzijde van een filter, maar in het geval van trommelfilters vindt filtratie plaats door drukgradiënt.
De efficiëntie van de deeltjesverwijdering (van fijne deeltjes) van een rotatiefilter kan kleiner zijn dan die van een korrelig bed. De efficiëntie kan worden verhoogd door de rotatiesnelheid te verlagen en door onvolledige verwijdering van de geaccumuleerde deeltjes. De deeltjes die aan de schermen hechten, vergroten de screening. Deze stappen zouden echter resulteren in een vermindering van de filtratiecapaciteit.
5. Colloïdeverwijdering:
Zeer fijne deeltjes, met name de colloïden (10-1000 A) kunnen niet worden gescheiden van een afvalwaterstroom door processen / bewerkingen. Deze deeltjes kunnen niet worden gescheiden door sedimentatie omdat hun bezinkingssnelheid te laag is. Ze passeren een filterbed dat kleiner is dan de poriënafmetingen van het filtermedium. Aan de andere kant, als colloïden geladen deeltjes zijn, stoten ze elkaar af en daardoor houden ze zichzelf in suspensie.
Afvalwatergedragen colloïden zijn over het algemeen complexe organische moleculen die een groter aantal atomen bevatten. Dit kunnen eiwitten, zetmelen, hemicellulosen, polypeptiden, enz. Zijn. Ze bezitten negatieve ladingen en zijn meestal lyofiel van aard. Ze kunnen ionische groepen in hun structuur hebben. Sommige hiervan kunnen in water ioniseren en daardoor ladingen (bijv. NH 2 +, COO - ) aan de deeltjes geven.
Deze deeltjes trekken op hun beurt ionen aan van tegengestelde lading (OH - of H + ) en als gevolg daarvan wordt er een dubbele laag ladingen omheen gevormd. Sommige andere deeltjes hebben een vermogen om ionen (H + of OH - ) uit het dispergeermedium (water) te adsorberen. Het karakter van de geadsorbeerde ionen op de deeltjes bepaalt de manier waarop deze deeltjes zich zouden gedragen in een elektrisch veld. Dergelijke deeltjes met geadsorbeerde ladingen trekken ionen van de tegengestelde lading aan en vormen een dubbellaagse laag. De dubbele laag van ladingen rond de deeltjes maakt een colloïdale suspensie zeer stabiel.
Om colloïdale deeltjes uit afvalwater te verwijderen, moeten de colloïden eerst worden gedestabiliseerd, zodat hun oppervlakteladingen geneutraliseerd moeten worden zodat ze kunnen agglomereren en grotere deeltjes kunnen vormen. Agglomeratie kan worden bewerkstelligd door overbrugging, dat wil zeggen, het verenigen van de geneutraliseerde deeltjes met enkele andere stoffen met een draadachtige structuur.
Ladingsneutralisatie van colloïdale deeltjes kan worden uitgevoerd door toevoeging van een aantal chemicaliën, die worden aangeduid als coagulanten. Anorganische zouten, zoals aluminiumsulfaat [A1 2 (SO 4 ) 3 ], ijzersulfaat [Fe SO 4 ], ijzersulfaat [Fe 2 (SO 4 ) 3 ], ijzerchloride [Fe Cl 3 ] en polyelektrolyten (sommige specifieke typen organische polymeren) worden gewoonlijk als coagulatiemiddelen gebruikt.
Anorganische coagulanten:
Waterige oplossingen van anorganische coagulatiemiddelen (zouten) onder geschikte pH-omstandigheden produceren metaalhydroxide (gelachtige) precipitaten die een positieve lading verkrijgen. Deze zijn in staat om de ladingen van de colloïdale deeltjes te neutraliseren. De hydroxiden verkrijgen hogere ladingen dan de metaalionen en ze zijn effectievere coagulatiemiddelen.
De geneutraliseerde colloïdale deeltjes coalesceren en vormen agglomeraten. Deze worden dan gevangen door de bezinkende schotten van hydroxide-precipitaten. De metaalionen (Al 3+, Fe 2+, Fe 3+ ) reageren met wateralkaliniteit en fosfaationen aanwezig in afvalwater, indien aanwezig. Ze veroorzaken ook neerslag van enkele van de zware metalen die aanwezig zijn in afvalwater.
Het effectieve pH-bereik van deze coagulanten zijn:
Studies hebben aangetoond dat aluminiumsulfaat een effectiever coagulatiemiddel is voor de behandeling van afvalwater dat koolstofhoudende verbindingen bevat, terwijl ijzersulfaten effectiever zijn in coagulerende proteïneachtige colloïdale deeltjes. Waterige oplossingen van de anorganische coaguleermiddelen (anorganische zouten) zijn zuur en zijn daarom corrosief. Een FeCl 3- oplossing van 1% heeft een pH rond 2. De oplostanks, pijpleidingen, pompen en andere hulpstoffen die worden gebruikt voor opslag en behandeling van deze oplossingen moeten worden gemaakt van corrosiebestendige materialen.
polyelektrolyten:
Sommige synthetische in water oplosbare organische polymeren dragen ionische ladingen langs hun polymeerketens. Deze worden polyelektrolyten genoemd. Degenen die positieve ladingen dragen, worden kationisch genoemd en die met negatieve ladingen worden anionisch genoemd. Er zijn enkele polymeren, die geen elektrische lading dragen. Deze worden niet-ionisch genoemd. Al deze polymeren in lage concentratie produceren schotten van deze polyelektrolyten. Het kationische type is in het algemeen effectiever in het destabiliseren van colloïden.
De mechanismen waarmee de polyelektrolyten van het ionische type de verwijdering van colloïden bewerkstelligen zijn:
(1) Door colloïdale deeltjes te adsorberen op de geladen plaatsen van de polymeerketens,
(2) Door crosslinking van de polymeerketens om bruggen te vormen tussen de colloïdale deeltjes, en
(3) Door de colloïdale deeltjes op te vangen in driedimensionale schotsen.
De polyelektrolyten van het niet-ionische type kunnen geen colloïdladingen neutraliseren. Ze verwijderen colloïdale deeltjes door bruggen te vormen en op te sluiten. De niet-ionische polyelektrolyten worden gebruikt als coagulatie- en flocculatiehulpmiddelen. Een waterige oplossing van een polyelektrolyt is vrijwel neutraal in pH en derhalve is geen corrosiebestendig constructiemateriaal vereist voor de accessoires die worden gebruikt voor opslag, transport en dosering van een dergelijke oplossing. De vereiste dosering kan ongeveer 0, 1 tot 2 mg / l afvalwater zijn. Een voorraadoplossing die ongeveer 0, 1 tot 2% van een polyelektrolyt bevat, wordt in het algemeen gebruikt voor dosering.
Polyelektrolytenslib is relatief dichter dan het metaalhydroxideslib en het ontwatert gemakkelijk. Polyectolyten zijn echter duurder dan de anorganische coagulanten. De anorganische coagulanten produceren grotere hoeveelheden slib dan de polyelektrolyten.
Stollingsmiddelen:
Bepaalde onoplosbare anorganische deeltjesmaterialen, zoals geactiveerde koolstof, geactiveerd siliciumdioxide, bentonietpoeder, kalksteenpoeder, enz., Wanneer toegevoegd samen met anorganische coagulanten of polyelektrolyten, helpen vorming van vlokken. Deze deeltjes fungeren als vlokkernen. Omdat ze dichtheid hebben, bezinken de geproduceerde schotten snel en ontwateren ze gemakkelijk.
Jar Test:
Een geschikte dosering van een coagulatiemiddel (anorganisch zout / polyelektrolyt) wordt vastgesteld door kruiktesten uit te voeren. Voor het uitvoeren van kruiktests wordt een gelijk volume afvalwatermonsters genomen in verschillende potten van glas of plastic. To these jars different amounts of a coagulant (in the form of a concentrated solution) is added. While dosing ajar its contents are vigorously mixed. Then stirring is continued slowly for about 30 minutes to promote floe formation. Finally, the floes are allowed to settle for about 60 minutes.
The minimum (coagulant) dose, which gives satisfactory clarification, is accepted as the appropriate dose of that coagulant. Similar tests are conducted with other coagulants. In some situations a combination of an inorganic coagulant and a polyelectrolyte produces quick settling floes and clearer treated effluent. Only by conducting jar tests selection and dosage of the right coagulant and/or polyectrolyte can be decided.
Coagulation and Flocculation Set-up:
The following pieces of equipment are required for carrying out coagulation and flocculation processes:
1. A storage vessel for a coagulant/polyelectrolyte.
2. A feeder and auxiliaries for feeding a coagulant/polyelectrolyte into a dissolution tank.
3. A dissolution tank for preparation of a concentrated stock solution.
4. A holding tank for storing a stock solution.
5. A dosing pump and auxiliaries for addition of the stock solution into a mixer.
6. An in-line mixing device or vessel fitted with a suitable mechanical agitator for quick dispersion of the dosed solution in the incoming waste water stream.
During dosing very rapid and thorough mixing is essential as otherwise there will be local reactions and hence more of the coagulant/ polyelectrolyte will be required in order to achieve the desired degree of clarification
7. A flocculation chamber provided with slow moving paddles, which promote formation and growth of floes.
Stationary arms located between paddles break up liquid rotation and thereby promote floe growth.
The parameters normally maintained in a flocculation chamber are:
Detention time = 20-60 min
Paddle tip speed = 0.3-1 m/s
8. A settling/floatation chamber for separation of floes from the treated water.
Coagulation and flocculation techniques may be used not only for removal of colloids but also for removal of very fine particles. Fine particles get trapped in the floes and are removed.
It should be mentioned here that this method would not be economical for suspended particle removal if the particle concentration were less than 50 mg/L. If the suspended particle concentration be high (>2000 mg/L) then settling of floes is hindered due to excessive inter-particle contact.
Removal of Oils and Greases:
Waste water may contain not only suspended solid particles but also semi-solid and liquid particles/ droplets of fats, oils and greases. These may enter waste water as waste products from processes and a or spent lubricants from process equipment. Of these, fats and greases may be in solid or semi-solid state at ambient temperature. Oils if present would be in liquid state. They are lighter than water and, in general, insoluble in water. Other than these sometimes insoluble/slightly soluble organic compounds (liquid) may also be present in waste water.
In waste water oils and greases are present in dispersed state. Depending on their degree of dispersion they are referred to either as free or as emulsion. When the particle sizes are larger or when present in the form of a film on water surface the state is termed as a free state. But when those are present in the form of finely dispersed particles, say, in the range of 0.1 to more than 1 µm in diameter, the state is termed as an emulsion.
Removal of Free Oils and Greases:
The processes for separation and removal of free oil, fat and grease from waste water are based on the fact that those are lighter than water. When a pool of waste water containing these substances is left relatively undisturbed they rise to the free surface and float.
Dissolved air floatation operation or induced air floatation operation or injection of finely dispersed air in a pool of waste water increases the rate of rise of the dispersed particles and thereby enhances the separation process. Once they reach the free air-water surface they form a layer, which is skimmed off and removed. For treatment of a low flow rate waste water stream containing free oils and greases a 'grease trap' is used. Figure 9.17 shows a sketch of a 'grease trap'. The floating layer of oil and grease, which accumulates at the top of the chamber, is removed manually from time to time.
For treatment of a high flow rate waste water stream the size of the (separation) chamber would be large. The floating oil and grease layer has to be removed continuously using a suitable mechanical device. Moreover, the settle sludge, if any, has also to be removed from the chamber.
In such a chamber sometimes air is introduced as fine bubbles to aid the floatation process. Figure 9.18 shows a sketch of an American Petroleum Institute (API) separator, which may be used when the floating layer contains only oil.
The skimmer in an API separator is a rotating pipe having rectangular longitudinal slots. It scoops the floating oil layer and thereby removes it. A belt-skimmer may be used for removal of floating oil as well as grease.
An API separator is capable of separating oil droplets larger than 0.15 mm. However, when a relatively large amount of finer oil droplets, say, 0.06 mm in diameter, are present in a wastewater stream an API separator fitted with inclined parallel plates or corrugated plates may be used.
Such a separator may produce a treated effluent having oil content of 10 mg/L corresponding to an influent oil content around 1%. However, if the influent oil content were more than 1%, the separation efficiency may decrease due to shearing and re-entrainment of the collected oil droplets. This problem may be partly overcome by using a cross-flow arrangements.
Removal of Emulsified Oil:
Waste water originating from process industries sometimes contains finely dispersed oils and greases. When the dispersed particle size range from 0.1 to more than 1 µm in diameter, they do not coalesce and rise to the free surface readily. Such dispersions are known as emulsions. These are stable, that is, they remain dispersed.
The stability of such dispersions may be due to the smaller particle size and the molecular structure of the dispersed phase and/or due to the presence of some chemicals (termed as emulsifiers) on the surfaces of the dispersed droplets. These chemicals get adsorbed as a film on the dispersed droplet surfaces and thereby prevent their coalescence.
In the absence of an emulsifier an oil-in-water emulsion may cream on standing, that is, the dispersed particles (oil droplets) may concentrate at the free surface (air-water interface) without coalescing. The first step in removing oil droplets present as an emulsion in waste water is to de-emulsify, ie, break up the emulsion whereby the fine droplets would coalesce and form larger drops.
One de- emulsification is completed the larger oil droplets are separated in an API separator. De-emulsification, ie, breaking up of an emulsion can be achieved by any one of the following processes or a combination of some of them.
1. Physical Processes:
(a) Coalescence by agitation,
(b) Coalescence by heating,
(c) Coalescence by centrifuging.
2. Electrical Processes.
3. Chemical Processes.
1. Physical Processes :
Agitation:
Gentle agitation brings the dispersed droplets present in a wastewater stream closer to each other and thereby induces them to coalesce. Such coalescence breaks the emulsion. The free larger oil drops then rises upwards and forms a layer at the air-water interface.
Heating:
On heating an oil-water emulsion the viscosity of the continuous phase (water) decreases. This lowering of viscosity results in thinning of the water layers separating the oil droplets from each other. Consequently, the droplets come closer to each other and coalesce. During heating of an emulsion gentle stirring helps the process of coalescence.
Centrifuging:
When an emulsion is centrifuged at a high speed, the lighter phase (oil droplets) moves towards the centre while the denser phase (water) goes towards the periphery. The oil droplets coalesce resulting in breaking of emulsion. However, a high speed centrifuge being a costly piece of equipment is used only when the objective is to recover the emulsified oil.
2. Electrical Processes:
In this process a high voltage DC field is applied to an oil-in-water emulsion. For the process to be successful the continuous phase (water phase) should be electrically conductive. Since the initial investment and the operating cost of an electrical process unit are high it is not used for de-emulsification of waste water.
3. Chemical Processes:
De-emulsification of an oil-in-water emulsion may be done chemically either by addition of an electrolyte or by adding a chemical (de-emulsifier) which would react with the emulsifying agent present. Addition of electrolytes containing bivalent or trivalent actions (positively charged ions) or polyelectrolytes (polymers) breaks an emulsion and causes the droplets to coalesce. It should be pointed out here that use of polyvalent cationic salts, such as iron or aluminum salts would result in generation of large quantities of sludge.
When an emulsifier is present in an emulsion, de-emulsification can be done by adding a chemical which would react with the emulsifier, thereby making the same ineffective. If the chemical nature of the emulsifier present and its concentration be known then it would be easier to select a suitable de-emulsifier (chemical) and to decide its dose. When an unknown emulsifier is present, the chemical to be added for counter-acting the emulsifier and its dose have to be decided by conducting laboratory trials.
The process to be used and the conditions to be maintained for emulsion breaking in a given situation are established by carrying out trials in a laboratory. At a low concentration of oil (say, up to 1 %) physical methods may work, but at a higher concentration chemical treatment may be necessary.
