4.1. Fysische en chemische processen

4.1.1. Beluchting

Beluchting is een optioneel onderdeel van het zuiveringsproces gebruik te wrijven en oxidatie op bestanddelen van het water te verwijderen of aan te passen. Beluchters werken door het verhogen van de hoeveelheid oppervlak van lucht die in contact met water. Dit kan worden bereikt door lucht door water, zoals in een luchtverdeling beluchter. In tegenstelling tot veel beluchters passeren water door de lucht, zoals in de sproeikop, kegel lade, cascade, en cokes dienblad beluchters. Tot slot, geforceerde trek beluchters zowel pas lucht door het water en het water door de lucht (URL 1).
Beluchting is een eenheid proces waarbij lucht en water in innig contact worden gebracht. Turbulentie verhoogt het beluchten van waterstromen De contacttijd en de verhouding van lucht-water moet voldoende zijn voor effectieve verwijdering van het ongewenste gas. Beluchting is ook een effectieve methode bacteriën controle. Beluchting als waterbehandeling praktijk gebruikt voor de volgende handelingen:

• Om concentratie verminderen smaak- en geur-veroorzakende stoffen en, in beperkte mate, voor de oxidatie van organisch materiaal
• Voor stoffen die andere manier kunnen verstoren of aan de kosten van de latere waterbehandeling verwijderen. Een goed voorbeeld is de verwijdering van kooldioxide uit het water op corrosie controle en vóór lime verweking
• Om VOS en vluchtige SOCs verwijderen als gevaarlijk voor de volksgezondheid
• Om ozon of chloorgas toe te voegen aan het water voor de oxidatie en / of desinfectie
• Om zuurstof toe te voegen aan water, vooral voor de oxidatie van ijzer en mangaan in vele wateren zodat zij kunnen worden verwijderd door verdere behandeling
• Om ammoniak uit het water te verwijderen
• Voor gassen zoals radon, waterstofsulfide en methaan verwijdert
• Om THM, pesticiden en herbiciden (Dyksen, 2005; URL 2) verwijderen

4.1.1.1. Hoe werkt beluchting werk?

Beluchting verwijdert of wijzigt de bestanddelen van water met behulp van twee methoden -scrubbing actie en oxidatie (Figuur 4.1). Schrobben actie wordt veroorzaakt door turbulentie dat wanneer het water en de lucht mix samen de resultaten. Het te wrijven fysiek verwijdert gassen uit oplossing in het water, waardoor ze ontsnappen in de omgevende lucht. Op de foto hierboven, kooldioxide en waterstofsulfide worden getoond worden verwijderd door schrobben actie. Schrobben actie zal smaken en geuren uit het water te verwijderen als het probleem wordt veroorzaakt door een relatief vluchtige gassen en organische verbindingen (URL 3).

Figuur 4.1. Beluchting stappen (URL 3)

Oxidatie is de ander proces waarbij beluchting zuivert water. Oxidatie is de toevoeging van zuurstof, het verwijderen van waterstof, of het verwijderen van elektronen van een element of verbinding. Wanneer lucht wordt gemengd met water, wat onzuiverheden in het water, zoals ijzer en mangaan, oxideren. Eenmaal geoxideerd, deze chemische stoffen vallen uit de oplossing en wordt opgehangen in het water. Het gesuspendeerde materiaal kan dan later in het behandelingsproces worden afgefiltreerd (URL 3).

4.1.1.2. Methods of beluchting

Er zijn verschillende methoden om water te beluchten, maar ofwel betrekken plassen door de lucht of lucht door het water. Water kan worden blootgesteld aan lucht door spuiten of distribueren zodanig dat kleine deeltjes of dunne vellen van water in contact met de lucht. Water kan ook belucht door het pompen van grote hoeveelheden lucht door het water (URL3).
Werkwijze beluchting wordt gebruikt hangt af van welke materialen op het water worden verwijderd. De chemische eigenschappen van het water ook te behandelen beïnvloeden welke behandelingsmethode wordt gebruikt. Ten slotte maakt de werkwijze een ander efficiency. In het algemeen is het pompen van water door de lucht is veel energie-efficiënter dan het pompen van lucht door het water. Verschillende beluchting en andere behandelingen moeten alle worden vergeleken met de meest efficiënte en praktische behandelingsmethode telkens (URL 3) te bepalen.
Werkwijzen beluchting kan worden ingedeeld in vier algemene categorieën (Figuur 4,2, 4,3) (Dyksen, 2005; URL 4).

1. Waterval beluchting maakt gebruik van het desorptie principe en volbrengt gas overdracht door het veroorzaken van water in te breken in druppels van dunne films, het verhogen van contactoppervlak tussen de lucht en het water. Er zijn vijf voorkomende vormen van de waterval beluchters:
a) Spray beluchters zijn gebruikt in de waterbehandeling jaren voor ijzer oxidatie en strippen VOCs en opgeloste gassen. Spray beluchter installatie bestaat meestal uit vaste nozzles of een pijp rooster gelegen boven een open-top tank. De nozzles spuiten fijne waterdruppeltjes in de omringende lucht, waardoor de lucht-water-interface nodig is voor verontreiniging overdracht. De configuratie van de pijp raster op de top van open-top tank heeft de voorkeur voor het strippen toepassingen. Spray beluchters vereisen een grote installatie ruimte en poseren operationele problemen tijdens vriesweer; Bovendien, voor een effectieve toepassing die zij nodig aanvullende lucht te wisselen.
b) Cascade beluchters bestaan uit een reeks stappen waarmee water in dunne lagen vallen van het ene niveau naar het andere, waarbij beluchting bewerkstelligd in de spatzones. De belichtingstijd van lucht naar water wordt verhoogd door het aantal trappen, en de oppervlakte-volumeverhouding wordt verbeterd door schotten om turbulentie. De belangrijkste operationele problemen zijn corrosie en slijm en algen opbouw.
c) Een multi-lade of slat lade beluchter bestaat uit een reeks van trays uitgerust met latten of geperforeerd of draad mazen bodems. Water wordt verdeeld over de schalen en mag vallen van elke lade naar de opvangbak aan de basis. De lucht wordt gedwongen of aangezet tot loodrecht stroomt het water weg. Vaak coke, steen of keramische kogels van grootte 2-6 in. Worden gebruikt om de efficiëntie van de gasuitwisseling te verbeteren. Er zijn meestal 3-9 trays afstand van 12-30 centimeters van elkaar in multi-tray beluchters. Multi-tray beluchters zijn analoog aan koeltorens en vereisen voldoende ventilatie. Ze bieden uitstekende zuurstofopname en kooldioxide, ammoniak en waterstofsulfide verwijderd.
d) Cone beluchters worden voornamelijk gebruikt om mangaan en ijzer oxideren als voorbehandeling maatregel. Het ontwerp van de beluchter is vergelijkbaar met beluchters cascade, met gestapelde pannen zodanig ingericht dat het water boven de pan en watervallen naar beneden om elke volgende pan vult.
e) Gepakte kolom of lucht strippers kan verwijderen uit water brandstof, oplosmiddelen en vluchtige SOC, VOS, ammoniak, waterstofsulfide en kooldioxide. Een gepakte kolom bestaat uit een cilindrische toren, een verpakkingsmateriaal (meestal kunststof, staal of keramiek) en een centrifugaalventilator. Het verontreinigde voedingswater wordt gepompt in de top van de toren en ventilatoren worden gebruikt om lucht tegenstroom voeren door de bodem van de toren. Het grote oppervlak door het verpakkingsmateriaal maakt meer vloeibaar-gas overdracht in vergelijking met andere methoden luchtstrippen. Het aantal fasen wordt bepaald door de wet van Henry constant en de toren laden tarief.

Een meest voorkomende probleem met ingepakte toren beluchters wordt vervuiling van verpakkingsmateriaal met vaste stoffen, wat resulteert in het verlies van de capaciteit van de fabriek, efficiëntie en verhoogde drukval.
2. Bubble beluchters bestaan uit een rechthoekige betonnen bak waarin geperforeerde buizen, poreuze diffusor buizen of platen gemonteerd. Samengeperste lucht wordt gedwongen door deze pijpen om luchtbellen die stijgen door water te produceren, het produceren van turbulentie resulteert in een effectieve menging water-lucht. Bubble beluchters zijn effectief in het verwijderen van kooldioxide, VOS benzinecomponenten, waterstofsulfide, methaan en radon uit verontreinigd grondwater. Ze worden vooral gebruikt door kleine watersystemen met een laag debiet.
3. mechanische beluchters in dienst motor aangedreven waaiers alleen of in combinatie met lucht injectie apparaten. Ze zijn ook geïnstalleerd in waterreservoirs aan smaak en geur te controleren. De mechanische beluchters kan worden geïnstalleerd als oppervlakte beluchters (op de float) of ondergedompeld (onder het waterniveau) beluchters. Ze worden gewoonlijk gebruikt voor het verhogen van opgeloste zuurstofniveaus, maar ze kunnen ook bepaalde verontreinigingen te verwijderen.

Druk beluchters worden doorgaans gebruikt voor het oxideren van ijzer en mangaan. Er zijn twee basistypen van druk beluchters waarbij ofwel perslucht direct geïnjecteerd in onder druk pijpleiding of water wordt gesproeid in de top van een gesloten tank terwijl de tank continu wordt geleverd met perslucht.

Figuur 4.2. Nozzles voor sprays en eenheden voor beluchting of strippen
(ad) nozzle types; (e) geneigd schort die kan worden bezaaid met riffle platen; (f) zeefplaten; (g) sproeitoren; en (h) cascade (Sincero en Sincero, 2003a)

Figuur 4.3. Ventilatie units
(a) turbine beluchter met een air sproeier; (b) poreuze keramische diffusor; en (c) oppervlakte beluchter (Sincero en Sincero, 2003a)

De effectiviteit van de beluchting afhankelijk van de beluchting methode gekozen Henry-constante van verontreiniging en ontwerp zoals lucht water verhouding, stroomsnelheid en densiteit, beschikbare ruimte van diffusie, temperatuur, pH en algenproductie. Als de wet van Henry constant toeneemt, ontwerp factoren, zoals de lucht-water-verhouding minder kritisch voor de effectieve verwijdering (Dyksen, 2005; URL 4).

4.1.1.3. Problemen met beluchting

Beluchting verhoogt meestal de opgeloste zuurstofgehalte van het ruwe water. In de meeste gevallen is dit gunstig omdat een grotere concentratie van opgeloste zuurstof in het water een vlakke smaak kan verwijderen. Echter, te veel zuurstof in het water een verscheidenheid van problemen die voortvloeien uit het water worden oververzadigde veroorzaken. Oververzadigde water kan corrosie (de geleidelijke afbraak van metalen oppervlakken) en sedimentatie problemen veroorzaken. Bovendien lucht binding treedt op wanneer overmaat zuurstof uit de oplossing komt in het filter, waardoor luchtbellen, die zowel de filtratie en backwash proces (URL 3) schaden.
Beluchting kunnen ook andere problemen die niets met de oververzadigde water veroorzaken. Beluchting kan een zeer energie-intensieve behandelmethode, wat kan leiden tot overmatig gebruik van energie. Daarnaast kan beluchten van water algengroei in het water te bevorderen en kan filters (URL 3) verstoppen.

4.1.2. Adsorptie

4.1.2.1. Basis begrippen en definities adsorptie

Adsorptie is een faseoverdrachtskatalysator werkwijze die veel wordt gebruikt in de praktijk stoffen uit vloeistoffasen (gassen en vloeistoffen) te verwijderen. Het kan ook worden waargenomen als natuurlijk proces in verschillende compartimenten. De meest algemene definitie beschrijft adsorptie als verrijking van chemische stoffen uit een vloeibare fase op het oppervlak van een vloeistof of een vaste stof. Waterzuivering, is adsorptie bewezen als een efficiënte verwijdering van een veelheid van opgeloste stoffen. Hier, moleculen of ionen uit de waterige oplossing door adsorptie op vaste oppervlakken. In adsorptie theorie, worden de basisbegrippen figuur 4.4 gebruikt. Het vaste materiaal dat het oppervlak voor adsorptie verschaft wordt aangeduid als adsorbens ; de soorten die worden geadsorbeerd genoemd adsorbaat. Door de eigenschappen van de vloeibare fase (bijvoorbeeld, temperatuur, pH) geadsorbeerde species kunnen worden vrijgegeven uit het oppervlak en overgebracht terug in de vloeistoffase. Het omgekeerde proces wordt aangeduid als desorptie (Worch, 2012).

Figuur 4.4. Basis termen van adsorptie (Worch, 2012).

4.1.2.2. Engineered adsorptie processen in de waterbehandeling

Adsorptie worden veel gebruikt in de waterbehandeling. Tabel 4.1 geeft een overzicht van de typische toepassingsgebieden en behandeling doelstellingen. Afhankelijk van het type toegepaste adsorbens, kunnen organische stoffen alsmede anorganische ionen uit de waterige fase (Worch, 2012) worden verwijderd.
Actieve kool is de belangrijkste gemanipuleerde adsorptiemiddel toegepast waterbehandeling. Het wordt veel gebruikt om organische stoffen uit verschillende soorten water zoals drinkwater, afvalwater, grondwater, storten percolaat, zwembad water, en het aquarium water te verwijderen. Andere adsorbentia minder vaak toegepast. De toepassing ervan is beperkt tot speciale adsorbaten of soorten water (Worch, 2012).

Tabel 4.1. Adsorptie processen in de waterbehandeling (Worch, 2012).

4.1.2.3. Actieve kool

Actieve kool is een adsorbens dat wijd in waterbehandeling, geavanceerde waterzuivering, en de behandeling van bepaalde organische industriële afvalwaters omdat adsorbeert een groot aantal organische verbindingen en ook economisch haalbaar. Het wordt algemeen gebruikt in korrelvorm hetzij ladingsgewijze kolom (vast bed en tegenstroom bed) of gefluïdiseerd-bed bedrijf, met vast bed kolommen komt het meeste voor. Af en toe wordt actieve kool gebruikt poedervorm en wordt niet hersteld voor de regeneratie: echter, is deze toepassing meestal beperkt tot waterbehandeling, waar hoeveelheden koolstof die niet merkbaar zijn. behalve actieve kool adsorbentia worden gebruikt in mindere mate in milieutechniek (Reynolds, 1982).

4.1.2.3. Waarom gebruiken we adsorptie proces in drinkwater?

Al bijna 100 jaar, hebben adsorptie processen met actieve kool als adsorbens gebruikt in drinkwater behandeling van organische opgeloste stoffen te verwijderen. Aan het begin, smaak en geur verbindingen waren de belangrijkste doelgroep opgeloste stoffen, terwijl later de toepassing van actieve kool werd bewezen efficiënt te zijn voor het verwijderen van een breed scala van verdere organische microverontreinigingen, zoals fenolen, gechloreerde koolwaterstoffen, pesticiden, farmaceutische producten, producten voor persoonlijke verzorging producten, corrosieremmers, enz. aangezien natuurlijk organisch materiaal (NOM, gemeten als opgeloste organische koolstof, DOC) in alle ruwe wateren en vaak niet volledig verwijderd upstreamprocessen is, wordt altijd samen geadsorbeerd met de organische microverontreinigingen. Omdat actieve kool is niet erg selectief gezien de adsorptie van organische stoffen kan de concurrerende adsorptie NOM en daarmee gepaard gaand vermogen om microverontreinigingen niet worden vermeden. De concurrentie-effect is vaak relatief sterk niet in het minst te wijten aan de verschillende concentraties van DOC en microverontreinigingen. De typische DOC concentraties in ruwe wateren zijn in de lagere mg / l range, terwijl de concentraties van organische microverontreinigingen in het ng / L of ug / l bereik. Anderzijds, het verwijderen NOM ook een positief aspect. NOM is bekend als een precursor voor de vorming van desinfectie bijproducten (DBP) tijdens de laatste desinfectie met chloor of chloordioxide. Daarom verwijdering van NOM tijdens de adsorptie proces helpt om de vorming van DBPs verminderen. Actieve kool wordt toegepast als actieve kool in poedervorm (PAC) in slurry-reactoren of korrelige actieve kool (GAC) in een vast bed adsorbers. De deeltjesgrootte van actieve kool in poedervorm zijn op de middellange micrometer bereik, terwijl de GAC deeltjes diameters in het onderste mm bereik. De laatste jaren is het probleem van arseen in drinkwater meer aangetrokken publieke en wetenschappelijke belangstelling. Als gevolg hiervan, een aantal waterwerken, met name in gebieden met een hoge geogene arseen concentraties in het grondwater en oppervlaktewater moeten hun technologieën te upgraden door de invoering van een extra verwijdering van arseen proces. Adsorptie met oxidische adsorbentia zoals ijzer-hydroxide of aluminium oxide is aangetoond dat zij arsenaat zeer efficiënt te verwijderen. Dezelfde adsorbentia zullen naar verwachting ook anionische uranium en selenium soorten (Worch, 2012) te verwijderen.

4.1.3. Membraanprocessen

Een grote verscheidenheid van membraanprocessen kunnen worden ingedeeld om een kracht, membraantype en configuratie en verwijdering mogelijkheden en mechanismen. Membraan processen in het drinkwater worden gebruikt voor ontzilting, verzachtende en kleur, deeltje, microbiële en natuurlijke organische materialen te verwijderen die smaak vuilwater en smet zijn helderheid en andere doeleinden (Bergman, 2005; URL 5).
Waterbehandeling membranen zijn dunne platen van het materiaal dat in staat te scheiden zijn verontreinigingen op basis van eigenschappen, zoals grootte of lading. Water door een membraan; maar afhankelijk van hun grootte, grotere deeltjes, micro-organismen en andere verontreinigingen afgescheiden worden (URL 5).
Sommige van deze systemen door druk aangedreven, afhankelijk van de waterdruk om de deeltjes op basis van grootte te scheiden. Microfiltratie (MF) deze grootste poriegrootte en kan zand, slib, klei, algen, verwijdert bacteriën, Giardia en Cryptosporidium. Ultrafiltratie (UF) kan ook verwijderen van virussen. Nanofiltratie (NF) systemen bieden vrijwel volledige bescherming tegen virussen, verwijder de meeste organische verontreinigingen, en kan de hardheid in het water te verminderen. Elektrodialyse (ED) en Omgekeerde osmose (RO) systemen zijn dichte membranen die bijna allemaal te verwijderen anorganische verontreinigingen en alle, maar de kleinste organische moleculen (URL 5). De ondergrenzen van ED-RO, NF, UF en MF deeltje afwijzing in drinkwater zijn 0,0001 mm, 0.001 mm, 0,01 mm, en 0,1 micrometer, respectievelijk. Echter, het groottebereik voor elk proces is breed (figuur 4,5) (Taylor en Hong, 2000).

Figuur 4.5. Verwijdering vermogen van membraan systemen (Flynn, 2009)

Elektrodialyse combineert membraantechnologie met de toepassing van elektrische stroom, afzonderlijke verontreinigingen basis van lading. In tegenstelling tot andere membraanprocessen, de bron water nooit passeert de membranen tijdens elektrodialyse. Het wordt niet als veel grote waterbehandeling als sommige van de andere technologieën beschreven. In plaats daarvan wordt het vooral gebruikt voor medische en laboratorium toepassingen die ultrapuur water (URL 5) nodig.Membranen die bijzonder omgekeerde osmose en nanofiltratie, kan een goede optie voor kleinschalige waterzuiveringssystemen geconfronteerd met allerlei verontreinigingen. Veroorzaken echter vaak grotere hoeveelheden afvalwater (of "concentraat") dan de meeste andere behandelingssystemen -as liefst 15 procent van de totale behandelde water volume- en kan verstopt raken met klei of organische stoffen als deeltjes-rijke bron water is niet gefiltreerd eerst (URL 5).Drukgedreven membraan processen kunnen worden ontworpen voor Cross-Flow of Dead-End modus (Figuur 4.6).

Figuur 4.6. Membrane stroom configuraties (Walsh en Gagnon, 2006)

4.1.3.1. Membraantechnologie voor drinkwaterzuivering

De voortgang van membraantechnologie in de afgelopen tien jaar heeft geleid tot een economisch levensvatbare drinkwaterzuivering oplossing voor zowel groot- en kleinschalige toepassingen. Vanuit een fundamenteel oogpunt membraantechnologie is gebaseerd op het principe dat deze systemen fungeren als een fysieke, grootte-uitsluitingschromatografie barrière voor verontreinigingen aanwezig in ruw water toevoerstromen. Lage druk membranen, microfiltratie (MF) en ultrafiltratie- (UF), effectief verwijderen gesuspendeerd of colloïdale deeltjes door een zeef mechanisme gebaseerd op de grootte van de poriën membraan ten opzichte van die van de deeltjes (USEPA, 2003). Opgeloste stoffen die kleiner zijn in omvang dan de poriën in MF en UF membraanoppervlak zal door het oppervlak van deze membranen. Zoals aangegeven in figuur 4.7, kan UF membraanfiltratie met een nominale poriegrootte van 0,01 tot 0,1 pm effectief te verwijderen deeltjes en micro-organismen via een maat uitsluitingsmechanisme. Op basis van het principe van poriegrootte uitsluiting opgelost materiaal in het voedingswater of afvalwaterstromen (bijvoorbeeld virussen, DOC en oplosbare anorganische) niet effectief worden verwijderd (Walsh en Gagnon, 2006).

Figuur 4.7. Conceptuele tekening van UF membraanporie zeven mechanisme (Walsh, 2005)

4.1.4. Ionenwisselende

Ionenuitwisselingsprocessen worden veel gebruikt in water en afvalwater behandeling om aanstootgevende ionische verontreinigingen te verwijderen. De eerste ionenuitwisselingsprocessen gebruikt anorganische zeolieten gewonnen uit natuurlijke afzettingen als kationenwisselaar voor waterontharding. Modern synthetisch polymeer gebaseerde uitwisseling media zijn vandaag de dag gebruikt als kation en anion wisselaars. Ionenuitwisseling ook gebruikt in vele specifieke toepassingen, bijvoorbeeld, vermindert of wegneemt potentieel schadelijke ionische verontreinigingen uit drinkwatervoorziening in chemische processen en voor productzuivering en terugwinning voor speciale scheidingen, zoals chromatografische scheidingen op grootte valance lading, en als katalysatoren (Gottlieb, 2005).
Ionenuitwisseling verwijdert ongewenste ionen uit een ruw water door ze aan een vast materiaal, een zogenaamde ionenwisselaar, waardoor ze accepteert tijdens het teruggeven van een overeenkomstig aantal wenselijke soort die op de ionenwisselaar skelet (Kemmer, 1988). Bepaalde ionen in de oplossing met voorkeur gesorbeerd door de ionenwisselaar vaste en omdat elektroneutraliteit moeten worden gehandhaafd, de wisselaar vaste releases vervangende ionen terug in de oplossing. De reacties zijn stoichiometrische en omkeerbaar en gehoorzamen aan de wet van de massa-actie (Reynolds, 1982). Ion uitwisseling de uitwisseling van ionen van de ene fase naar de andere. Waterzuivering, de uitwisseling van ionen plaatsvindt tussen de vaste fase van de ionenwisselaar en instromend water. In een waterverzachter, een kationenuitwisselingshars die in de natriumvorm uitwisselingen natriumionen een equivalente hoeveelheid calcium- en magnesiumionen uit het ruwe water door het hars, en het nummer van natriumionen toegevoegd aan het water van de hars (Gottlieb, 2005).
De ionenwisselaars worden gebruikt in water conditioning zijn skelet achtige structuren hebben van vele ionenwisseling sites, zoals weergegeven in figuur 4.8. De onoplosbare plastic skelet is een enorm grote ionen die elektrisch geladen ionen met tegengestelde lading vast te houden. De ionenwisselaar heeft een beperkte capaciteit voor de opslag van ionen op zijn skelet, genaamd de uitwisselingscapaciteit; hierdoor uiteindelijk de ionenwisselaar wordt uitgeput van de gewenste ionen en verzadigd met ongewenste ionen (Kemmer, 1988). De verzachter qua ontwerp een drukfilter met harsen in plaats van het filtermedium (figuur 4,8).

Figuur 4.8. Image Links: Model van een kationenwisselaar (Kemmer, 1998),Beeld rechts: Ionenwisselende ontharder (URL 6).

Twee soorten ionenuitwisselende materialen gebruikt: het kationuitwisselmateriaal en anionenuitwisseling materiaal. Het kation-uitwisseling materiaal uitwisselingen kationen, terwijl de anion-uitwisseling materiaal uitwisselingen anionen. De onoplosbare deel van de uitwisseling materiaal heet de gastheer (Sincero en Sincero, 2003b).

4.1.4.1. Resin capaciteit

Eenheden voor expressie hars capaciteit zijn equivalent per liter (eq / L), milli-equivalent per milliliter (meq / ml), kilogram per kubieke voet (kg / ft 3), en gram per liter (g / l). In het algemeen, chemici gebruik maken van de eerste twee eenheden; De laatste twee zijn praktisch eenheden die worden gebruikt door ontwerpers en systeem eigenaren (Flynn, 2009).

4.1.4.2. De ionenwisseling proces

Het is belangrijk om in gedachten dat de ionenwisseling proces werkt alleen met ionen te houden. Stoffen die niet ioniseren in water worden niet verwijderd door ionenwisseling. Elk type ionenwisselaar vertoont een volgorde van voorkeur voor verschillende ionen. Dit kan kwantitatief worden aangegeven door middel van selectiviteit coëfficiënten. Elk ionenpaar heeft een unieke selectiviteit waarde voor elke ionenuitwisselingshars. Hoe hoger de selectiviteit coëfficiënt, hoe hoger de relatieve affiniteit van het ion van het hars. Hoe hoger de affiniteit, hoe makkelijker het is om het ion geladen en omgekeerd het moeilijker is te verwijderen tijdens de regeneratie (Gottlieb, 2005).
Een ionenwisselaar neigt voorkeur: 1) ionen van hogere valentie, 2) ionen met een kleine gesolvateerd volume 3) ionen met groter vermogen om te polariseren, 4) -ionen die sterk reageren met het ionuitwisselende plaatsen van de warmtewisselaar vast, 5) ionen die tenminste deel met andere ionen complexen. Voor de gebruikelijke kationuitwisselaars, de voorkeur serie voor de meest voorkomende kationen als volgt (Reynolds, 1982):

Ba + 2> Pb + 2> Sr + 2> Ni + 2> Cd + 2> Cu + 2> Co + 2> Zn + 2> Mg + 2> Ag + 1> Cs + 1> K + 1> NH4 + 1> Na + 1> H + 1
Voor de gebruikelijke anionenwisselaars, de voorkeur serie voor de meest voorkomende anionen als volgt (Reynolds, 1982):
SO4-2> I-1> NO3-1> CrO4-2> Br-1> Cl-1> OH-1
De operationele prestaties, capaciteit, en het lekken van gegevens voor ionenuitwisselingsharsen voor de gemeenschappelijke ionen die in water worden meestal verricht door hars leverancier (Gottlieb, 2005).

4.1.4.3. Resin capaciteit en regeneratie

Ionenwisselaars hebben een beperkte capaciteit. Wanneer deze capaciteit is uitgeput, worden de harsen uitgeput en lekkages van de ongewenste ionen toeneemt. De uitgeputte hars kan worden geregenereerd met een zout, zuur of base oplossing die de ionen waarvan de "vorm" van de hars worden uitgevoerd. Dit wordt door het harsbed in voldoende hoeveelheid gepasseerd en bij een voldoende hoge concentratie om de uitwisseling te keren, desorberen en vervangt de eerder uitgewisselde ionen uit het hars met de ionen van de regeneratiemiddeloplossing. De meest voorkomende regeneratiemiddel gebruikt in drinkwater toepassingen van ionenwisseling is natriumchloride. Het wordt gebruikt verzachtende, de-alkalisering, barium, radium, uranium, selenium, arseen, en nitraat verwijdering (Gottlieb, 2005).

4.1.4.4. Unit activiteiten van ionenwisseling

De eerste commercieel gebruikt ionenwisseling materialen werden natuurlijk voorkomende poreuze zand die algemeen zeolieten werden genoemd. Zeolieten waren de eerste ionenwisselaars gebruikt om water te verzachten; echter, zij zijn bijna volledig afgelopen jaren vervangen door synthetische organische uitwisselingsharsen die een veel hogere ionenuitwisseling capaciteit. Synthetische kation uitwisselende harsen zijn polymeren die reactieve groepen, zoals sulfonzuur, fenol en carboxyl hebben, dat ioniseerbare zijn, en kunnen worden belast met uitwisselbare kationen. Ook synthetische anionenuitwisseling harsen zijn dat ioniseerbare groepen, zoals quaternaire ammonium- of amine- groepen die kunnen worden gevuld met uitwisselbare anionen (Reynolds, 1982) hebben.
Figuur 4.9 toont het schema van de unit operations van ionenwisseling. Figuur 4.9.a toont een kationenwisselaar en figuur 4.9.b toont een anionenwisselaar. In beide eenheden, wordt het influent geïntroduceerd op de bovenkant van het vat. Het bed van ionenwisselaar materialen zouden in de vaten, waarbij, als het te behandelen water passeert, uitwisseling van ionen plaats vindt. Deze uitwisseling van ionen is de chemische reactie van het eenheidsproces ionenuitwisseling; de louter fysieke passeren door middel van het water met de daarmee gepaard gaande drukverlies en pompen overweging is de werking van de unit van ionenwisseling (Sincero en Sincero, 2003b).

Figuur 4.9. Unit operaties van ionenwisseling (Sincero en Sincero, 2003b)

4.1.5. Coagulatie en flocculatie

Coagulatie en flocculatie kunnen ruwweg worden beschreven als chemische en fysische processen die coagulatie en flocculatie chemische hulpmiddelen mengen met water. Dit alles is bedoeld om deeltjes groot genoeg om te worden verwijderd door de verdere regelen of filtratieprocessen vormen. Deeltjes in bronwater die kan worden verwijderd door coagulatie, flocculatie, sedimentatie en filtratie omvatten colloïden, gesuspendeerd materiaal, bacteriën en andere organismen. De grootte van deze deeltjes kunnen van verschillende ordes van grootte. Sommige opgeloste materiaal kan ook worden verwijderd door de vorming van deeltjes in de coagulatie en flocculatie processen (Delphos en Wesner, 2005).
De processen van coagulatie en flocculatie worden gebruikt om zwevende deeltjes te scheiden van water wanneer hun natuurlijke bodemdaling tarieven zijn te traag om effectief duidelijkheid te verschaffen (figuur 4.10). Waterzuivering, kalk verzachting, slibindikking, en ontwatering is afhankelijk van een correcte toepassing van de theorieën van coagulatie en flocculatie voor hun succes (Flynn, 2009).

Figuur 4.10. Fysisch-chemisch proces betrokken bij de coagulatie-flocculatie (URL 7)

Coagulatie is het destabiliseren van colloïden door het neutraliseren van de krachten die ze uit elkaar te houden. Dit wordt algemeen bereikt door toevoeging van chemische coagulatiemiddelen en toepassen mengenergie. Aluminiumzouten, ijzerzouten, of polyelektrolyten zijn de chemicaliën gewoonlijk gebruikt. Aanvankelijk kleine vlokken te sluiten, het creëren van grotere, bezinkbare agglomeraten. De destabilisatie stap coagulatie (ladingsneutralisatie); de vlok-gebouw fase is flocculatie (Flynn, 2009).De waterzuivering literatuur soms maakt een onderscheid tussen de termen "stollingsmiddel" en "flocculant." Als dit onderscheid wordt gemaakt, een stollingsmiddel is een chemische stof die gebruikt om in eerste instantie te destabiliseren de schorsing en wordt gewoonlijk toegevoegd in de rapid-mix proces. In de meeste gevallen wordt een vlokmiddel gebruikt na het toevoegen van een coaguleermiddel; het doel is om de vorming van vlokken te verbeteren en de sterkte van de vlokken kunnen doen toenemen. Het wordt ook wel een "coagulant hulp." Flocculanten worden vaak gebruikt om filterprestatie (ook genaamd "filtreerhulpmiddelen" in deze context) te verhogen en om de efficiëntie van een slibontwatering proces verhogen. (Letterman et al., 1999).

4.1.5.1. Waarom coagulatie en flocculatie worden gebruikt

Alle wateren, met name oppervlaktewateren, bevatten zowel opgelost en zwevende deeltjes. Coagulatie en flocculatie processen worden gebruikt om de gesuspendeerde vaste gedeelte te scheiden van het water. De gesuspendeerde deeltjes verschillen aanzienlijk bron lading van de samenstelling, deeltjesgrootte, vorm en dichtheid. Juiste toepassing van coagulatie en flocculatie processen en selectie coagulanten afhankelijk begrijpen van de interactie tussen deze factoren. De kleine deeltjes worden gestabiliseerd (bewaard in suspensie) door de werking van fysieke krachten op de deeltjes zelf. Een van de krachten een dominante rol resultaten stabilisatie van het oppervlak aanwezige lading op de deeltjes. De meeste vaste stoffen gesuspendeerd in water bezitten een negatieve lading en, aangezien zij dezelfde soort oppervlaktelading, elkaar afstoten wanneer ze dicht bij elkaar komen. Daarom zullen ze in suspensie blijven in plaats van samenklonteren en op te lossen uit het water (URL 8).

4.1.5.2. Hoe de coagulatie en flocculatie processen werk

Coagulatie en flocculatie optreden in opeenvolgende stappen bestemd om de krachten stabiliseren van de gesuspendeerde deeltjes te overwinnen, waardoor botsing van deeltjes en de groei van de vlokken. Als eerste stap onvolledig is, zal de volgende stap in het ongelijk zijn (URL 8) (figuur 4.11)

Figuur 4.11. Mechanisme van coagulatie (a) en flocculatie (b) (URL7)

4.1.5.2. Coagulatie

Coagulatie is een complex proces, waarbij vele reacties en massatransport stappen. Zoals die in het water behandeling van het proces is in wezen drie afzonderlijke en opeenvolgende stappen: coagulant vorming, deeltje destabilisatie en interparticle botsingen. Stollingsmiddel formatie, deeltje destabilisatie en coagulant-NOM interactie typisch optreden tijdens en onmiddellijk na de chemische verspreiding in snelle menging; interparticle botsingen dat aggregaat veroorzaken formatie (vlokken) beginnen in snelle menging maar komen meestal overwegend flocculatieproces. Bijvoorbeeld met behulp van het aluminiumsulfaat salt 'aluin [Al 2 (SO4) 3. 14H 2 O] coagulatie omvat vorming van een verscheidenheid van chemische stoffen, genaamd aluminum hydrolyseproducten, die veroorzaakt coagulatie. Deze soorten worden gevormd tijdens en nadat het aluin wordt gemengd met het te behandelen water. Stollingsmiddelen worden soms gevormd (of gedeeltelijk gevormd) voorafgaand aan de toevoeging daarvan aan de snelle-mengapparaten (Letterman et al., 1999).

4.1.5.3. Flocculatie

Na de eerste stap van coagulatie, een tweede proces genaamd flocculatie optreedt. Uitvlokking een zachte mengstap, vergroot de deeltjesgrootte van submicroscopische microfloc zichtbare zwevende deeltjes. De microvlokken in contact worden gebracht met elkaar door het proces van langzaam mengen. Botsingen van de deeltjes microfloc ervoor zorgen dat ze te binden aan grotere, zichtbare vlokken genoemd pinflocs produceren. De vlokgrootte verder met bouwen aanvullende botsingen en interactie met anorganische polymeren gevormd door de coagulant of met organische polymeren toegevoegd. Macroflocs gevormd. Hoog moleculair gewicht polymeren, de coagulant aids, kunnen tijdens deze stap worden toegevoegd aan de brug, bind te helpen, en het versterken van de vlok, voeg gewicht, en verhoging van de afwikkeling tarief. Zodra de vlok deze optimale grootte en sterkte heeft bereikt, het water worden de sedimentatieproces. Ontwerp contact tijden voor uitvlokking variëren van 15 tot 20 minuten tot een uur of meer (URL 8).

4.1.5.4. Stollingsmiddelen en stollingsmiddel steun voor het stollingsproces

Stolling reacties optreden snel, waarschijnlijk het nemen van minder dan een seconde (Delphos en Wesner, 2005). Historisch metaal coagulant zijn meest gebruikte waterzuivering (Flynn, 2009) De meest gebruikte stollingsmiddelen zijn:

• Aluin (aluminiumsulfaat), Al 2 (SO 4) 3.14H 2 O. Het wordt vaak gebruikt in combinatie met kationische polymeren.
• Polyaluminiumchloride, Al (OH) x (Cl) y. Dit is efficiënt in bepaalde wateren, die minder pH en produceert minder slib.
• Ferrichloride FeCl 3. Dit kan effectiever dan aluin voor sommige toepassingen.
• Ijzersulfaat, Fe 2 (SO4) 3. Het is effectief in wat water en economischer bepaalde locaties.
• Kationische polymeren kunnen alleen worden gebruikt als het voornaamste coagulant of in combinatie met aluminium of ijzer coagulanten (Delphos en Wesner, 2005.

Difficulties with settling often occur because of flocs that are slow-settling and are easily fragmented by the hydraulic shear in the settling basin. For these reasons, coagulant aids are normally used (Sincero and Sincero, 2003c).

Typical additivies used for coagulant aids are (Sincero and Sincero, 2003c; Delphos and Wesner, 2005):

• Hoogmoleculaire anionische of niet-ionische polymeren
• Geactiveerde silica en kleisoorten
• Bentoniet
• Zuren en basen

Deze additieven zijn gebruikt als stollingsmiddel aids in combinatie met ijzer en aluin primaire stollingsmiddelen bij de behandeling van water met een hoog kleur, lage troebelheid, en een laag gehalte aan mineralen (Sincero en Sincero, 2003c).

4.1.5.5. De vatonderzoek

In de praktijk, ongeacht het coagulant of coagulant steun wordt gebruikt, de optimale dosering en de pH wordt bepaald door een vatonderzoek. Deze bestaat uit 05:56 bekers (bijvoorbeeld 1000 ml volume) gevuld met het ruwe water waarin variërende hoeveelheden dosis worden toegediend. Elke beker is voorzien van een variabele snelheid roerder kan werken van 0 tot 100 rpm. (Sincero en Sincero, 2003c).
Na invoering van de dosis, wordt de inhoud snel gemengd met een snelheid van ongeveer 60 tot 80 rpm gedurende één minuut en vervolgens liet men het uitvlokken bij een snelheid van 30 rpm gedurende 15 minuten. Nadat het roeren gestopt, worden de aard en de bezinkingseigenschappen van de vlokken waargenomen en kwalitatief als gering, voldoende, goed of uitstekend. Een wazige steekproef geeft arme coagulatie; een correct gestolde steekproef manifesteert zich door goed gevormde vlokken die snel genoegen nemen met helder water tussen de vlokken. De laagste dosering van chemicaliën en pH dat de gewenste vlokken en helderheid produceren een optimum. Dit optimum wordt dan gebruikt als de dosis in de feitelijke werking van de plant. (Sincero en Sincero, 2003c).
De vatonderzoek wordt gebruikt om de meest geschikte combinatie van chemische verbindingen en concentraties identificeren coagulatie-flocculatie. Het is een batch toets die via meerdere identieke potten die dezelfde hoeveelheid en concentratie van diervoeders, die gelijktijdig worden gevuld met zes verschillende doseringen van een potentieel effectieve coagulant. De zes glazen die gelijktijdig met bekende snelheden geroerd. De behandelde toevoer monsters worden snel gemengd en vervolgens langzaam en vervolgens bezinken. Deze 3 stappen zijn een benadering van de sequenties op basis van de grootschalige installaties van snelle mix, coagulatie-flocculatie, en bekkens. Aan het einde van de afwikkeling periode worden monsters getrokken uit de potten en troebelheid van de bovendrijvende vloeistof wordt gemeten. Een perceel van troebelheid tegen stollingsmiddel dosis geeft een indicatie van de optimale dosering (dat wil zeggen het minimum bedrag dat nodig is om een aanvaardbare uitleg te geven). De aldus verkregen van een bank vatonderzoek criteria de kwaliteit van de resulterende vlokken en de helderheid van de bovenstaande vloeistof na afwikkeling. Het ontwerp van de full-scale installatie wordt vervolgens uitgevoerd op basis van de bench-schaal selectie van chemicaliën en de concentraties (URL 7).

4.1.6. Chemische oxidatie

Oxidatie-reductie (redox) reacties vormen de basis voor vele waterbehandelingsprocessen het aanpakken van een breed scala van de waterkwaliteit doelstellingen. Deze kunnen omvatten het verwijderen van ijzer, mangaan, zwavel, kleur, smaak, geur, en synthetische organische stoffen (herbiciden en pesticiden) (Hesby, 2005). Een redoxreactie bestaat uit twee halve reacties: Een van de halfreacties een verlies van elektronen, en wordt gedefinieerd als oxidatie. De andere halve reactie, waarbij de winst van elektronen, wordt gedefinieerd als reductie. Chemische species die als potentiële elektronenacceptoren worden als oxidatiemiddelen. Die functioneren als potentiële elektronendonoren bekend als reductiemiddelen (Shammas et al., 2005). Een oxidatie- en een reductiereactie altijd gepaard omdat vrije elektronen niet kan bestaan in oplossing en elektronen moeten worden geconserveerd (Hesby, 2005).
Oxidatiemiddelen of oxiderende stoffen, gebruikt bij de waterbehandeling omvatten chloor, chloordioxide, permanganaat, zuurstof en ozon. De juiste oxidant voor het bereiken van een specifiek doel van de waterkwaliteit is afhankelijk van een aantal factoren, met inbegrip van ruwe kwaliteit van het water, specifieke verontreinigingen, en de lokale chemische en energiekosten (Hesby, 2005).
Chemische oxidatie is een proces dat de overdracht van elektronen van een oxiderend reagens om de chemische stof wordt geoxideerd. In water en afvalwater techniek, chemische oxidatie dient voor het omzetten van bederfelijk verontreinigende stoffen onschadelijke of gestabiliseerde producten. Chemische oxidatie processen plaatsvinden in natuurlijke wateren en dienen als een belangrijk mechanisme in de natuurlijke zelf-zuivering van oppervlaktewater. Oxidatieve verwijdering van opgelost ijzer en sulfide verontreinigende stoffen in spuitwater is een prominent voorbeeld. De afbraak van organische afvalstoffen vertegenwoordigt een nog belangrijker verschijnsel in verband met natuurlijke water zelfreiniging. Het is bekend dat de werkzaamheid van natuurlijk water organische oxidatie wordt veroorzaakt door de aanwezigheid van micro-organismen, die dienen om een zeer effectieve benutting van opgeloste zuurstof katalyseren als oxidator. In feite zijn dergelijke micro-gekatalyseerde processen geoptimaliseerd en ontwikkeld tot de verschillende vormen van zogenaamde "biologische behandeling" in hoge concentratie organisch afval behandeling toepassingen (Shammas et al., 2005).

4.1.6.1. Het begrip oxidatie

Bederfelijk stoffen is bekend dat de meest voorkomende soorten stoffen omvatten natuurlijke watersystemen. Deze stoffen hebben een zeer aanstootgevende effect op de waterkwaliteit in hun afbraak veroorzaakt vaak een uitputting van de opgeloste zuurstof in het water. Opgeloste zuurstof zijn beurt essentieel voor het bestaan van hogere trofische waterorganismen en wordt algemeen aanvaard als een belangrijke indicator voor de kwaliteit van een watersysteem of de toestand van verontreiniging. Een analyse van zuurstof balans in het aquatisch milieu blijkt dat zuurstof transfer van de atmosfeer normaal vormt de belangrijkste bron van zuurstof, terwijl pollutional materiële consumptie vormt de grote wastafels. Chemische reacties die dergelijke zuurstofverbruik zogenaamde oxidatieprocessen (Shammas et al., 2005).
Ter compensatie juiste materialen balans moet iedere chemische verandering van een specifieke aard vergezeld gaan van een werkwijze tegenovergestelde effect. Aldus is het daadwerkelijke verbruik van moleculaire zuurstof juister genoemd als beperking, terwijl de daarmee gepaard gaande achteruitgang van bederfelijk verontreinigingen wordt gedefinieerd als oxidatie. Met andere woorden, oxidatie en reductie gekoppelde processen plaatsvinden. De functioneel aanvaardbare definitie van oxidatie-reductie wordt gegeven in termen van elektronoverdracht tussen reagerende ionen (Shammas et al., 2005).

4.1.6.2. Waterstofsulfide verwijderen

Waterstofsulfide wordt aangetroffen in bronwater, wanneer het resulteert in een kenmerkende rotte eieren geur. Als het water door de bodem, het in contact komt met sulfaten. Als het water sterk gemineraliseerd of bevat ontledingsprodukten, zullen deze mineralen en andere stoffen reageren met de sulfaten en wijzigen om waterstofsulfide (H2S). Oppervlaktewateren hebben zelden waterstofsulfide problemen omdat het water op natuurlijke wijze wordt belucht als het loopt door streams (URL 3).
Waterstofsulfide gas verandert in hydrosulfuric zuur wanneer het in water oplost. Het zuur is zwak, maar zeer corrosief, het eten van elektrische contacten, waardoor er een lichte geur, en dat resulteert in zwart water klachten. Water dat hydosulfuric zuur zal zeer donker na die nog in het water lijnen voor een paar uur te worden. Het zwarte water wordt het vaakst opgemerkt bij het spoelen een brandkraan (URL 3).
De aanwezigheid van grotere hoeveelheden waterstofsulfide kan gemakkelijk worden opgemerkt door geur. De onaangename rotte eieren geur is zeer karakteristiek van dit gas en tenzij het wordt verwijderd of verminderd, de geur leidt tot veel klachten. Dientengevolge, hoewel H2S gas in water is niet schadelijk voor mensen, is het meestal verwijderd indien aanwezig (URL 3).
Er zijn drie methoden voor de verwijdering van waterstofsulfide. Bij een sterke concentratie van het gas, het water moet worden belucht, zodat het meeste gas ontsnappen lob. Beluchten van waterstofsulfide vereist dat de pH van het water eerst wordt verlaagd tot 6 of minder, en het gas kan rijden met beluchting worden geschrobd. Het resterende gas (of lagere concentraties van het gas) worden geoxideerd door chloor. Als alternatief kan ozon worden gebruikt om waterstofsulfide te zetten in zwaveligzuur, maar is ook ozon corrosief dus evenveel problemen kan veroorzaken als het oplost (URL 3).

4.1.6.3. IJzer en mangaan verwijdering

Zowel ijzer (Fe) en mangaan (Mn) zijn mineralen, die kan worden gevonden in watervoorzieningen. De mineralen veroorzaken vlekken op porselein sanitaire voorzieningen en een wasserette en de oorzaak koffie of thee te troebel en onverteerbaar zijn. Bovendien kunnen ze veroorzaken diarree (URL 3).
Water dat ijzer en mangaan is duidelijk bij de eerste van een goed afgevoerd. Bij blootstelling aan lucht gedurende enkele uren, mineralen oxideren en gekleurd water resultaten. De aanwezigheid van geoxideerd ijzer stroomt water rood zijn en leidt tot vlekken van dezelfde kleur. Mn is een donkerbruine mineraal en de verkregen vlekken zijn donkerbruin of zwart (URL 3).
De gebruikelijke behandeling van Fe en Mn uit water verwijderen door de mineralen zo snel mogelijk oxideren en vervolgens de geoxideerde materiaal door filtratie te verwijderen. Mn oxideert en verkleurt water langzamer dan ijzer, waarbij de behandelingsmethode voor elke minerale beïnvloedt. Bovendien, pH invloed op de snelheid van oxidatie beide mineralen, dus is het vaak noodzakelijk om de pH van het water veranderen tijdens de behandeling (URL 3).
Opgeloste Fe en Mn gewoonlijk in de gereduceerde toestand (II Fe, Mn II) en kan worden verwijderd door het oxideren tot Fe en Mn III IV, waar ze neerslaan als Fe (OH) 3 en Mn (OH) 2. Precipitaten worden vervolgens verwijderd sedimentatie en / of filtratie stappen. Verschillende oxidantia zijn voor dit proces, namelijk chloordioxide, ozon en kaliumpermanganaat. Ze worden ook verwijderd door middel van conventionele kalk verzachtende behandeling (Hesby, 2005)
In sommige gevallen wordt de oxidatie volledig bereikt door de toevoeging van chemicaliën. In andere gevallen wordt het water eerst belucht, wordt een base toegevoegd om oxidatie te voltooien. De alkali optimaliseert de pH en wordt zuurstof aan de lucht om het ijzer en mangaan oxideren. Tegelijkertijd, de alkali vermindert de kooldioxideconcentratie in het water (URL 3).

4.1.6.3. Smaak en geur verwijderen

De meeste verwerpelijk smaken en geuren die zich voordoen in ruw water, die in het bijzonder die van organische aard, kunnen worden verholpen door oordeelkundige toepassing van een preoxidant. Met name oppervlaktewateren zijn gevoelig voor geurproblemen proeven van aanwezigheid van algen, andere geur veroorzakende organismen en rottende vegetatie (Hesby, 2005).
De meest bekende en gemeenschappelijke geur veroorzakende stoffen in verband met algen, methyllisoborneol (MIB) en geosmin. Beide worden geproduceerd door actinomyceten en diverse blauw-groene algen en zijn bijzonder bestand tegen oxidatie. Vooral zware toepassingen kunnen beide oxidatie en adsorptie stap naar lagere smaken en geuren tot een aanvaardbaar niveau (Hesby, 2005) nodig.

4.1.7. Water Verzachtende

Verwekingspunt is de term voor het verwijderen van ionen die interfereren met het gebruik van zeep. Deze ionen worden genoemd hardheidsionen door de aanwezigheid van meerwaardige kationen, vooral calcium en magnesium. In natuurlijke wateren, andere ionen die aanwezig zijn om de hardheid, maar veroorzaken kunnen niet te verwaarlozen bedragen zijn Fe2 +, Mn2 +, Sr2 +, Ba2 + en Al3 + (Sincero en Sincero, 2003d). Ontharding is het verwijderen van calcium, magnesium, en bepaalde andere metaal kationen in hard water (URL 9). Hard water is die wateren dat deze hardheid ionen in grote hoeveelheden bevatten (Sincero en Sincero, 2003d). De resulterende zacht water is meer compatibel met zeep en verlengt de levensduur van sanitair. Ontharding wordt gewoonlijk bereikt met kalk verwekings- of ionenwisselaars (URL 9).

4.1.7.1. Soorten hardheid

Hardheid is over het algemeen uitdrukt in termen van gelijkwaardige miligrams per liter calciumcarbonaat. Totale hardheid wordt doorgaans gedefinieerd als de optelsom van magnesium en calcium hardheid mg CaCO3 / l. Totale hardheid kan ook worden onderscheiden in carbonaat en niet-koolzuurhoudende hardheid. Carbonaathardheid het deel van de totale hardheid in de vorm van bicarbonaatzouten [Ca (HCO3) 2 en Mg (CO3) 2] en carbonaatverbindingen (CaCO3 en MgCO3). Noncarbonated hardheid van het gedeelte van calcium en magnesium aanwezig als noncarbonated zouten zoals calciumsulfaat (CaSO4), calciumchloride (CaCl2), magnesiumsulfaat (MgSO4), en magnesiumchloride (MgCl2) (Horsley et al., 2005).
De volgende lijsten in het algemeen klassement van de harde wateren (Sincero en Sincero, 2003c; Gottlieb, 2005):

Een zeer zacht water heeft een slijmerige voelen. Bijvoorbeeld regenwater, dat zeer zacht, slijmerig combinatie met zeep. Daarom wordt de hardheid in water voor huishoudelijk gebruik niet volledig verwijderd. Hardheid wordt gewoonlijk verwijderd om het niveau van 75 tot 120 mg / l als CaCO3 (Sincero en Sincero, 2003d).

4.1.7.2. Problemen met hard water

De aanwezigheid van bepaalde metaalionen zoals Ca en Mg voornamelijk als bicarbonaten, chloriden en sulfaten in water veroorzaakt diverse problemen (URL 9).

• Limescale formatie
  Hard water leidt tot de opbouw van kalk, wat kan bevuilen sanitair, en het bevorderen van galvanische corrosie.[2] In schaal waterontharding installaties industriële, het effluent flow uit de re-generatie proces kan neerslaan schaal die kunnen interfereren met de riolering.
• Zeep uitschot
  De glad gevoel ervaren bij gebruik van zeep met zacht water ontstaat omdat zepen de neiging om te binden aan vetten in de oppervlaktelagen van de huid, waardoor zeepmoleculen moeilijk te verwijderen door eenvoudige verdunning. In tegenstelling, in hard-water ruimtes van het spoelwater bevat calcium en magnesium ionen die onoplosbare vormen zouten, effectief verwijderen van de resterende zeep uit de huid, maar in potentie het verlaten van een coating van onoplosbare stearaten op bad en douche oppervlakken, algemeen genoemd zeepresten.

4.1.7.3. Voordelen van verweking

Potentiële voordelen van het ontharden van water op een centrale zuiveringsinstallatie onder meer de volgende (Horsley et al., 2005):

• Het verminderen van opgeloste mineralen en grootschalige vormen tendensen
• Het verminderen van het verbruik van huishoudelijke schoonmaakmiddelen
• Het verwijderen radium 226 en 228
• Het verwijderen van zware metalen, waaronder arseen
• Verwijderen silica en fluoride
• Het verwijderen van bepaalde organische verbindingen en het verminderen van de totale hoeveelheid organische koolstof (TOC)
• Het verwijderen van ijzer en mangaan
• Vermindering troebelheid van oppervlaktewater in samenhang met de hardheid neerslagproces De mate van verwijdering van bestanddelen hangt
• meestal af van de bij de verwerking. Voordelen voor de consument dep eindigt op bron waterkwaliteit en gebruikerseisen.

4.1.7.4. Waterontharding methoden

De meest voorkomende manier voor het verwijderen van waterhardheid rekenen op ionenwisseling polymeren of omgekeerde osmose. Andere benaderingen omvatten neerslag methoden en beslaglegging door de toevoeging van chelerende middelen. Apparaten, die zogenaamd gebruiken magnetisme of elektrolyse als waterontharding techniek, beweren dat kalkaanslag te remmen zonder daadwerkelijk verwijderen van hardheid ionen uit het water. Dergelijke apparaten zijn verkocht aan consumenten sinds het begin van de 20e eeuw, maar zijn frauduleuze URL (9).

4.1.7.5. Installatietypen voor hardheid verwijderen

In de praktijk worden twee soorten planten algemeen voor chemische precipitatie hardheid verwijderen: Eén type gebruikt een slibdeken contactmechanisme de precipitatiereactie vergemakkelijken. Het tweede type bestaat uit een flash-mix, een flocculatie bassin, en een sedimentatie bekken. De eerste is een zogenaamde vaste-contact nabezinker. Deze laatste opstelling van flash mix, flocculatie en sedimentatie werden op het apparaat operaties in voorgaande hoofdstukken besproken. Een vaste contact nabezinker is weergegeven in figuur 4.12. De chemicaliën worden ingebracht in de primaire meng- en reactiezone. Hier worden de verse reagentia gemengd door de wervelende werking die door de rotor waaier en gemengd met een retourslib dat onder de motorkap van de klaringszone geïntroduceerd. Het doel van de terugkeer slib kernen die belangrijk zijn voor de opening zijn voorzien van de chemische reactie. Het mengsel stroomt vervolgens door de slibdeken waarin secundaire reactie en menging plaatsvinden. De reactieproducten dan overstromen in de klaringszone, waarbij het geklaarde water door sedimentatie van het vaste reactieproduct wordt afgescheiden. Het geklaarde water uiteindelijk overloopt in de lozing van afvalwater. Het bezonken slib uit de verduidelijking wordt afgetapt door middel van het slib afvoerpijp (Sincero en Sincero, 2003d).

Figuur 4.12. Solids-contact nabezinker (Met dank aan Infilco Degremont, Inc.) (URL 10).

4.1.7.6. Lime Soda Process

De chemicaliën soda en kalk kan worden gebruikt voor het verwijderen van hardheid als gevolg van calcium en magnesium. Aldus wordt het kalk-soda proces gebruikt. Dit proces, zoals gezegd, maakt gebruik van kalk (CaO) en natriumcarbonaat (Na2CO3). Zoals de naam van het proces voortvloeit twee mogelijke sets van chemische reacties zijn betrokken: de reactie van kalk en de reacties van natriumcarbonaat. Vollediger wat eigenlijk gebeurt in het proces te begrijpen, is het belangrijk om deze chemische reacties besproken. Laten we beginnen met het bespreken van de kalk reacties. CaO reageert eerst met water tot gebluste kalk vormen voor reactie met het bicarbonaat. (Sincero en Sincero, 2003d)
Twee types van vaste stoffen geproduceerd: Mg (OH) 2 en CaCO3 en dat de toegevoegde calciumion van de kalk een toegevoegde hardheid van het water zou hebben geproduceerd is verwijderd als CaCO3. Hoewel de hardheid ionen zijn neergeslagen, de resulterende vaste stoffen, echter, vormen een probleem van de verwijdering in waterontharding planten. Magnesium, hetzij in de vorm van carbonaat of koolzuurhoudende hardheid, altijd in de vorm van het hydroxide verwijderd. Aldus is de totale hardheid magnesium verwijderen, meer kalk wordt toegevoegd aan de totale stoichiometrische vereisten voor zowel de carbonaten en noncarbonates voldoen (Sincero en Sincero, 2003d).
De uitvoering van de kalk-soda proces moet zodanig zijn dat zoveel mogelijk magnesium unremoved overblijft en alleen vertrouwen op de verwijdering van calcium tot de gewenste hardheid behandelde water voldoen. Indien de gewenste hardheid niet wordt voldaan door het verwijderen van alleen de calciumionen, kan vervolgens verwijderen van het magnesium worden gestart. Dit zal het gebruik van kalk, gevolgd door de mogelijke toevoeging van natriumcarbonaat aan de resulterende noncarbonated hardheid van calcium te verwijderen met zich meebrengen. Zoals eerder opgemerkt, wordt de calciumionen verwijderd in de vorm van CaCO3. Dit is de reden voor het gebruik van de tweede chemische bekend als natriumcarbonaat voor het verwijderen van de koolzuurhoudende hardheid van calcium. Het mag gezegd natriumcarbonaat wordt gebruikt voor twee doeleinden: de oorspronkelijke noncarbonated calcium hardheid in het ruwe water te verwijderen en het bijproduct calcium noncarbonated hardheid als gevolg van de precipitatie van de koolzuurhoudende hardheid van magnesium te verwijderen. Het is ook belangrijk om te onthouden dat met kalk carbonaathardheid magnesium heeft geen calcium noncarbonated hardheid produceert. Alleen de noncarbonated magnesium dat in staat is het bijproduct calcium noncarbonated hardheid als kalk wordt gebruikt (Sincero en Sincero, 2003d).

4.2. Mechanische processen

4.2.1.Sedimentatie

Sedimentatie is een van de vroegste processtappen in water- en afvalwaterbehandeling (Reynolds, 1982). De sedimentatie proces, is het verwijderen van zware bezinkbare uit troebel water bronnen om de vaste stoffen op de zuiveringsinstallatie processen (Willis, 2005) te verminderen. De principes van sedimentatie zijn dezelfde voor bekkens gebruikt water of afvalwater: de apparatuur en operationele werkwijzen zijn eveneens vergelijkbaar (Reynolds, 1982).
De sedimentatie proces verwijdert veel deeltjes zoals klei en slib gebaseerd troebelheid, natuurlijke organische stof, en andere bijbehorende onzuiverheden. Deze onzuiverheden omvatten microbiële contaminanten, giftige metalen, synthetische organische chemie, ijzer, mangaan en humusstoffen. Humusstoffen komen uit de bodem worden geproduceerd in natuurlijk water en sedimenten door chemische en biologische processen, zoals het verval van de vegetatie. Verwijdering van humusstoffen uit drinkwater is wenselijk aangezien zij deel desinfectiebijproducten wanneer chloor wordt toegevoegd aan het water (URL 11).

Figuur 4.13. Schematische weergave van sedimentatie bekken (URL 12)

Na flocculatie, het water en vlok beweegt langzaam door de grote bekkens bekend als sedimentatie of bekkens (figuur 4.13). Het water beweegt heel langzaam door deze bekkens vanwege hun grote omvang. Hierdoor kan de vlokken bezinken op de bodem van het bassin. De vlok die valt op de bodem van de bassins wordt verzameld in een trechter van grote roterende schrapers wanneer meerdere keren per dag wordt verwijderd door de exploitanten. Helder water boven de vlokken laag (hierna behandeling residuen) stroomt uit het sedimentatiebekken en de filters. Verwijdering van deeltjes in het sedimentatiebekken verbetert de werking van de filters die het volgende zuiveringsproces omvat na sedimentatie.
Sedimentatie in drinkwater behandeling volgt in het algemeen een stap van chemische coagulatie en flocculatie, die samen maakt het groeperen van deeltjes in vlokken van een groter formaat. Dit verhoogt de vestiging snelheid van zwevende deeltjes en maakt het mogelijk de afwikkeling van colloïden (URL 13).

Figuur 4.13. Schematische weergave van sedimentatie bekken (URL 12)

Na flocculatie, het water en vlok beweegt langzaam door de grote bekkens bekend als sedimentatie of bekkens (figuur 4.13). Het water beweegt heel langzaam door deze bekkens vanwege hun grote omvang. Hierdoor kan de vlokken bezinken op de bodem van het bassin. De vlok die valt op de bodem van de bassins wordt verzameld in een trechter van grote roterende schrapers wanneer meerdere keren per dag wordt verwijderd door de exploitanten. Helder water boven de vlokken laag (hierna behandeling residuen) stroomt uit het sedimentatiebekken en de filters. Verwijdering van deeltjes in het sedimentatiebekken verbetert de werking van de filters die het volgende zuiveringsproces omvat na sedimentatie.
Sedimentatie in drinkwater behandeling volgt in het algemeen een stap van chemische coagulatie en flocculatie, die samen maakt het groeperen van deeltjes in vlokken van een groter formaat. Dit verhoogt de vestiging snelheid van zwevende deeltjes en maakt het mogelijk de afwikkeling van colloïden (URL 13).

4.2.1.1. Waarom gebruiken we sedimentatie in de waterbehandeling?

Sedimentatie is een solid-vloeistof scheiding gebruik te maken van de zwaartekracht bezinken om zwevende deeltjes te verwijderen. In waterzuivering de belangrijkste toepassingen zijn (Reynolds, 1982):

1. Plain bezinking van oppervlaktewater voorafgaand aan de Behandeling door een snelle zandfiltratie plant.
2. Bezinken van gestold en uitgevlokte wateren voorafgaand aan de snelle zandfiltratie.
3. Bezinken van gestold en uitgevlokt wateren in een lime-soda soort ontharder.
4. Bezinken van behandeld water in een ijzeren of mangaan verwijdering fabriek.

4.2.1.2. Conventionele sedimentatie ontwerp

De meeste sedimentatie bekkens gebruikt in de behandeling zijn de horizontale stroming soort in rechthoekige, vierkante of ronde design. Beide lange, rechthoekige bassins en ronde bassins worden vaak gebruikt; de keuze is gebaseerd op lokale omstandigheden, economie en persoonlijke voorkeur. Bassins werden oorspronkelijk ontworpen om slib op te slaan voor enkele maanden en werden periodiek uit de vaart genomen voor het handmatig reinigen door te spoelen. De meeste bekkens zijn onlangs ontworpen om te worden gereinigd met mechanische apparatuur op een continue of frequente schema (Willis, 2005).
Er zijn verschillende ontwerpen bezinkingstanks beschikbaar. Deze omvatten (URL12):

• Grote rechthoekige tanks waar het water binnenkomt ene kant en laat aan de andere kant. Dit type wordt normaal gebruikt in grote tanks conventionele behandeling.
• Circulaire tanks met vlakke of kegelvormige bodems worden ook gebruikt, vooral bij kleinere werken. Uitgevlokte water in de tank bij een centraal distributiecentrum sectie en schoon water bladeren. De tank bij de inzamelpunten troggen op omtrek van de tank. Het ontwerp en de stroming in een sedimentatie tank moet zodanig zijn dat het minimumbedrag van de koppels laat met de geklaarde water.

De koppels geïnstalleerd in de nabezinktank verzamelen op de bodem van de tank slib vanwaar het regelmatig moet worden verwijderd om ophoping in de tank te voorkomen. Indien slib niet regelmatig onttrokken volgens bewerkingsstap schema, kan de kwaliteit van het geklaarde water verslechteren als gevolg van opnieuw meesleuren.
Het slib van de bezinktank een groot verontreinigingspotentieel omdat al het zwevend materiaal uit het samen met de chemicaliën die worden gebruikt voor coagulatie bevat. Er moet dus van worden afgevoerd op een correcte manier om verontreiniging van water bron te voorkomen. Het slib wordt uit de sedimentatie tank teruggetrokken in een verdunde vorm (2-5% vaste stof) en wordt soms verdikt weg te doen.

4.2.1.3. Factoren beïnvloeden de sedimentatie proces

De volgende factoren die de sedimentatie: dichtheid en grootte van de gesuspendeerde deeltjes, watertemperatuur, turbulentie, stabiele stroom, bodem schuren en flocculatie (URL 14):

• Dichtheid - hoe groter de dichtheid van de deeltjes, hoe sneller de deeltjes bezinken
• Grootte - hoe groter de deeltjes zijn, hoe sneller ze af te wikkelen
• Temperatuur - hoe lager de temperatuur van het water is, hoe hoger de viscositeit, dus hoe langzamer de deeltjes bezinken
• Turbulentie - de turbulentere de stroming, hoe langzamer de deeltjes bezinken
• Stabiliteit - instabiliteit kan leiden tot kortsluiting stroom, beïnvloeden het bezinken van deeltjes
• Bodem schuren - tijdens de bodem schuren, vestigde deeltjes worden opnieuw geschorst en gewassen met het effluent
• Flocculatie - flocculatie leidt tot grotere deeltjes, waardoor de bezinkingssnelheid.

4.2.2. Filtratie

Filtratie, hetgeen een eenheidsbewerking scheiden van vaste stoffen uit vloeistoffen, is het enige van de drie waterzuivering die kan verwijderen chloor, chloor bijproducten is en VOS uit drinkwater (Figuur 4.14). Chloor en VOC's zijn de meest gevaarlijke en bedreigende verontreinigingen van het drinkwater gemeentelijke behandeld. Naast de verwijdering van deze gevaarlijke chemische stoffen, waterfilters ook halen uit drinkwater het chloor-resistente protozoa Giardia en Cryptosporidium. Deze protozoa hebben de waterzuivering industrie geplaagd al tientallen jaren en een aantal epidemieën van ernstige gastro-intestinale aandoeningen hebben veroorzaakt, gecontracteerd door het drinken van vervuild water (URL 15; Sincero en Sincero, 2003e).
Het doel van filtratie is om de deeltjes gesuspendeerd in water te verwijderen door het passeren van het water door een laag poreus materiaal. Grotere deeltjes worden vastgehouden door overbelasting en sedimentatie, terwijl colloïdale materie wordt vastgehouden door adsorptie, of coagulatie en sedimentatie. Biologische interacties optreden wanneer het water stroomt langzaam door het poreuze massa (Chen et al., 2005).

Figuur 4.14. Filtration mechanisme dat wordt gebruikt in de praktijk (URL 16)

Zodra de floc is neergeslagen op de bodem van het water wordt het heldere water geplaatst pass filters van wisselende samenstelling (zand, grind en kool) en poriegroottes, teneinde opgeloste deeltjes, zoals stof, parasieten te verwijderen, bacteriën, virussen en chemicaliën (URL 17).
Er zijn drie fundamentele termen die worden gebruikt om de methode van het aanbrengen van de drijfkracht gebruikt in filtratiesystemen beschrijven -Vacuüm filtratie, filtratie, en de zwaartekracht filtratie (Chen et al., 2005). Filters kunnen worden aangemerkt als de zwaartekracht, druk, of vacuüm filters. Gravity filters zijn filters die afhankelijk zijn van de zwaartekracht om een drukverschil om het water te dwingen door het filter maken. Anderzijds, druk en vacuüm filters zijn filters die afhankelijk zijn van het toepassen van enkele mechanische middelen om het drukverschil nodig om het water te dwingen door het filter maken. Het filtermedium kan uit geperforeerde platen, septum van geweven stoffen of van korrelvormige materialen zoals zand. Dus, volgens welke drager, filters kunnen ook worden geclassificeerd als geperforeerde plaat, geweven septum of korrelige filters. Het filtratiemedium van bovengenoemde microstrainer is van geperforeerde plaat. Het filter media gebruikt in plaat-en-frame van persen en vacuüm filters zijn van geweven materialen (Sincero en Sincero, 2003e).

4.2.2.1. Conventionele filtratie

Filtratiesystemen behandelen water door het door korrelvormige media, bijvoorbeeld zand, die verwijdert verontreinigingen. Hun effectiviteit varieert sterk, maar deze kunnen worden gebruikt ter verbetering troebelheid en kleur betreft, maar ook voor de behandeling van Giardia en Cryptosporidium, bacteriën en virussen (URL 18).
Gebruikelijke filtratie gebruikt eerst een voorbehandeling chemisch coagulatiemiddel, zoals ijzer of aluminiumzouten, die wordt toegevoegd aan het bronwater. Het mengsel wordt vervolgens langzaam geroerd om kleine zwevende deeltjes induceren aggregeren groter en gemakkelijk verwijderbaar stolsels of vormen "vlokken." (URL 18).
Deze systemen maken gebruik van een volgende sedimentatie stap. In dit proces deeltjes in het water, met inbegrip van de vlokken die door flocculatie, mogen uit het water om zich te vestigen op natuurlijke wijze door te trekken zwaartekracht. Deze verontreinigingen verzamelen zich op de bodem van het systeem als "sludge" die periodiek wordt verwijderd (URL 18).
Zodra deze processen zijn voltooid, wordt het water geleid door filters, zodat alle resterende deeltjes zelf fysiek zal hechten aan materiaal te filteren. De gesuspendeerde deeltjes worden gedestabiliseerd door het coagulatiemiddel en dus gemakkelijker hechten aan het filtermateriaal (URL 18).
Gebruikelijke filtratie, zoals andere filtratiesystemen, resulteert in een aanzienlijke verbetering van diverse bronwateren. Het is het beste toegepast op bronnen met een constante stroom en lage niveaus van algen -die filtersystemen (URL 18) kunnen verstoppen.
Coagulatie chemicaliën zonder deskundige gebruik om de gewenste resultaten te bereiken, zodat opgeleid personeel benodigd voor het beheer filtratie verwerkers (URL 18).

4.2.2.2. Direct filtratie

Filtration systemen te behandelen water door het door korrelige media, bijvoorbeeld zand, dat de te verwijderen verontreinigingen. Filtratie effectiviteit varieert sterk, maar deze kunnen worden gebruikt ter verbetering troebelheid en kleur betreft, maar ook voor de behandeling van Giardia en Cryptosporidium, bacteriën en virussen (URL 18).
Directe filtratie gebruikt eerst een chemisch coagulatiemiddel, zoals ijzer of aluminiumzouten, die wordt toegevoegd aan het bronwater. Het mengsel wordt vervolgens langzaam geroerd om kleine zwevende deeltjes induceren aggregeren groter en gemakkelijk verwijderbaar klonters, of "vlokken" (URL 18) te vormen.
Zodra deze processen voltooid zijn, wordt bronwater geleid door filters zodat het overgebleven deeltjes zich hechten aan het filtermateriaal. De gesuspendeerde deeltjes worden gedestabiliseerd door het coagulatiemiddel en dus hechten beter aan het filter (URL 18)
Conventionele filtratie processen gebruiken sedimentatie om deeltjes bezinken uit het water te verwijderen. Direct filtratie elimineert deze stap en laat de filter materiaal zelf aan het werk van het uitpersen van contaminanten (URL 18) te doen.
Directe filtratie relatief eenvoudig filtratieproces en economisch aantrekkelijk. Het systeem leidt tot een aanzienlijke verbetering van de kwaliteit van bronwater -maar is het best ingezet op relatief hoge kwaliteit bron wateren, met een constante stromen en lage troebelheid. Hoge niveaus algen, in het bijzonder kan verstoppen filtersystemen (URL 18).

4.2.2.3. Diatomeeënaarde filtratie

Diatomeeënaarde filtratie wordt gebruikt om fysiek te verwijderen deeltjes, die eenvoudig worden gespannen uit bronwater. De werkwijze is effectief in het verwijderen Giardia, Cryptosporidium, algen, en, afhankelijk van de graad, wat bacteriën en virussen (URL 18).
filter Dit systeem bestaat uit een koek van diatomeeënaarde, een melige, krijtachtige substantie gemaakt van de gemalen, versteende resten van eencellige mariene levensvormen genaamd diatomeeën (URL 18).
Het water wordt door middel van een diatomeeënaarde filter systeem voorbij pompen die ofwel kracht stromend water door middel van de taart van de bron inlaat, of het gebruik vacuum zuigkracht te trekken door middel van de uitlaatzijde (URL 18).
In tegenstelling tot andere vormen van filtratie, worden coagulatie chemicaliën meestal niet gebruikt om de agglomeratie bevorderen verontreinigende deeltjes. Vanwege deze beperking is diatomeeënaarde filtratie best geschikt voor hogere kwaliteit bronwater dat mist anorganische verontreinigingen (URL 18).

4.2.2.4. Langzame zandfiltratie

Langzame zandfiltratie kan effectief het verwijderen van micro-organismen die watergedragen ziekte -waaronder veroorzaken protozoa zoals Giardia en Cryptosporidium, evenals bacteriën en virussen - een mogelijkheid die voor het eerst werd aangetoond door kelderen ziekte tarieven in de Europese steden die de behandeling (URL 18) pionier.Water behandeld door deze systemen is men langzaam passeren door een zandbed 2 à 4 voet (0,6 tot 1,2 m) diep. Onderweg een combinatie van fysische en biologische processen filtert het water en verwijdert verontreinigingen (URL 18).
Na herhaald gebruik, het zandbed wordt gastheer voor een groot aantal bacteriën, algen, protozoa, rotiferen, copepoden, en in het water levende wormen. Deze micro-organismen ondersteunen het filtratieproces door het verwijderen van verontreinigingen, hoewel zij kunnen worden vertraagd door watertemperatuur onder 10 °C. Zand dat deze organismen plaatsvindt wordt gezegd dat "gerijpt" en de voorkeur te reinigen of nieuwe zand. Het kan enkele weken of maanden duren zand rijpen, afhankelijk watergehalte en temperatuur. Het proces klompen uiteindelijk het zandbed en vertraagt debieten tot het punt dat het ontstopt moet zijn, meestal door de stroming, of "terugspoelen" omkeren. (URL 18).Langzame zandfiltratie systemen niet in staat zijn om gechloreerd water tegemoet, omdat chloor een nadelig effect op microbiologische gemeenschap van de filter kan hebben. Derhalve water wordt gedesinfecteerd met chloor kunnen in opslag worden behandeld na het passeren van het filtratieproces (URL 18).Storage helpt ook om flexibiliteit toe te voegen aan water uitgang van een systeem. Langzaam werkende zandfilter systemen kunnen niet overweg met grotere hoeveelheden water in tijden van pieken in de vraag, noch mogen zij worden uitgevoerd bij minder dan optimale stromen tijdens periodes van een lagere vraag (URL 18).Langzame zand systemen werken alleen goed op bronwater dat is laag in troebelheid en algen niveaus, en zonder kleur verontreiniging. Deze systemen worstelen vooral met een hoge algen of klei inhoud -die kunnen verstoppen zand bedden. Voedselrijke bronwater, anderzijds, kan de reinigende werking van langzame zandfilters bevorderen via hun biologische component (URL 18) stimuleren.Langzame zand systemen in het algemeen zijn eenvoudig en vergt weinig onderhoud en lage operationele kosten (URL 18).

4.2.2.5. Bag / Cartridge filtratie

Filtratiesystemen behandelen water door het door poreuze materialen te verwijderen en te behouden verontreinigingen (URL 18).
Zak en cartridge filters zijn eenvoudig en gemakkelijk te bedienen systemen die een geweven zak of een cartridge met een gewikkelde filament filter fysiek stam microben en sediment uit bronwater als het door het filtermedium (URL 18) wordt geleid.Deze systemen zijn effectief tegen Giardia cysten, maar niet voldoende om elimineren bacteriën, virussen of chemicaliën. Zo zijn ze het meest geschikt voor een hogere kwaliteit bron wateren en mensen met beperkte troebelheid (URL 18).Zak en cartridge technologie ontwikkelt zich snel en is op maat gemaakt voor gebruik in kleinschalige installaties voor de behandeling. Dergelijke systemen leveren ook bedieningsgemak en onderhoud, weinig vaardigheid vereist van de kant van de operator. De kosten zijn variabel, afhankelijk van hoe vaak de filters moeten worden vervangen (URL 18).Net als veel andere filters, cartridges snel uitgegroeid tot vervuild door water dat rijk is aan deeltjes -dus lage troebelheid water heeft de voorkeur. Als alternatief kan "voorbewerken filters", dat zand, mesh-schermen, cartridges, en andere stoffen te gebruiken om fysiek te verwijderen grotere deeltjes voor te behandelen water (URL 18).Filter materialen moeten periodiek worden veranderd, vaker als bron water hoog in deeltjes (URL 18).Bij herhaald gebruik van zak en patroonsystemen kunnen microben groeien op filters, hoewel dit probleem kan worden getemperd door het gebruik van een desinfectiemiddel. Ontsmettingsmiddelen kan ook nodig zijn als het water testen blijkt dat bronwater het verwijderen van virussen is noodzakelijk (URL 18).

4.2.2.6. Keramische filtratie

Keramische filters worden typisch gevormd als een bloempot of een kom en zijn geïmpregneerd met kleine, colloïdale zilverdeeltjes als desinfectiemiddel en ter voorkoming van bacteriële groei in het filter. Laboratoriumonderzoek heeft uitgewezen dat, indien ontworpen en correct geproduceerd, kunnen deze apparaten te verwijderen of te inactiveren vrijwel alle bacteriën en protozoa parasieten. De doeltreffendheid ervan tegen virussen is niet bekend (URL 18).Reiniging en onderhoud van het filter is kritisch; dus net als andere low-cost plaats van gebruik systemen, is het best gecombineerd met een educatief programma over een veilige opslag, filter reinigen, en andere aanbevolen praktijken (URL 18).De voordelen van keramische filters zijn hun gebruiksgemak, lange levensduur (indien niet gebroken), en betrekkelijk lage kosten. Nadelen zijn mogelijke herbesmetting van opgeslagen water omdat er geen chloor residu en een relatief lage stroomsnelheid-meestal 1-2 l / h (URL 18).

4.2.2.7. BioSand filtratie

Langzame zand Recent zijn aangepast voor point-of-use systemen, vooral in ontwikkelingslanden. In deze context zijn ze over het algemeen bekend als "BioSand" filters (URL 18).Meestal een BioSand filter de vorm van een container iets minder dan een meter hoog en misschien 30 cm breedte en diepte, gevuld met zand. De biologisch actieve laag, die een week of twee is om volledig te ontwikkelen, wordt gehandhaafd door het houden van het waterniveau boven de bovenkant van het zand. Net als bij langzame zandfilters, deze bioactieve laag helpt om te filteren, adsorberen, vernietigen of te inactiveren pathogenen. Een poreuze plaat bevindt zich meestal boven het zand verstoringen optreden aan de bioactieve laag wanneer water wordt toegevoegd. Gebruikers giet gewoon water in de bovenkant van de inrichting en verzamel behandelde water uit de uitlaat (18 URL).In het laboratorium en in het veld testen, hebben BioSand filters bijna alle verwijderd protozoa, en de meeste bacteriën. Hun prestaties met virussen is niet goed ingeburgerd (URL 18).De inrichting kan worden gebouwd met beton -a algemeen verkrijgbaar en relatief goedkoop materiaal. Onderhoud is vrij eenvoudig, meestal bestaande uit roeren van het bovenoppervlak van het zand eenmaal per maand of zo en handmatig het gesuspendeerde materiaal te verzamelen. De kosten van onderhoud is vrij laag, omdat er weinig of geen onderdelen te vervangen (URL 18).

REFERENTIES

Bergman, RA (2005), "Hoofdstuk 13: Membrane Processes ', Water Treatment Plant Design, Redacteur: Baruth EE, p. 13,1-13,49, McGraw-Hill Publ, ISBN: 0-07-141-872-5, USA.

Chen, JP, Chang, S.-Y., Huang, JYC, Bauman, ER, Hung, Y.-T. (2005), "Hoofdstuk 13: Gravity Filtration", Handbook of Environmental Engineering, Volume 3: Fysisch verwerkingsprocessen, Editors: Wang, LK, Hung, Y.-T., Shammas NK, Humana Press Inc., eISBN: 1- 59259-820-x, Totowa, NJ.

Delphos, PJ, Wesner, GM (2005) "Hoofdstuk 6: Het mengen, coagulatie en Flocculatie", Water Treatment Plant Design, Redacteur: Baruth EE, p. 6,1-6,25, McGraw-Hill Publ, ISBN: 0-07-141-872-5, USA.

Dyksen, JE (2005a) "Hoofdstuk 5: beluchting en Air strippen", Water Treatment Plant Design, Redacteur: Baruth EE, p. 5,1-5,25, McGraw-Hill Publ, ISBN: 0-07-141-872-5, USA.

Flynn, DJ (2009) "Hoofdstuk 6: Ruwe waterzuivering en Filtration", The Nalco Water Handbook, Third Edition, p. 6,3-6,47, McGraw-Hill Publ, ISBN: 978-0-07-154883-0, USA.

Gottlieb, MC (2005) "Hoofdstuk 12: Ion Exchange Applications in Water Treatment", Water Treatment Plant Design, Redacteur: Baruth EE, p. 11,1-11,20, McGraw-Hill Publ, ISBN: 0-07-141-872-5, USA.

Hesby, JC (2005) "Hoofdstuk 10: Oxidatie en desinfectie", Water Treatment Plant Design, Redacteur: Baruth EE, p. 13,1-13,49, McGraw-Hill Publ, ISBN: 0-07-141-872-5, USA.

Horsley, MB, ouderling, DB, Harms, LL (2005) "Hoofdstuk 11: Kalk Verzachtende", Water Treatment Plant Design, Redacteur: Baruth EE, p. 13,1-13,49, McGraw-Hill Publ, ISBN: 0-07-141-872-5, USA.

Kemmer, FN (1988) "Hoofdstuk 13: Ion Exchange", The NALCO Water Handbook, Second Edition, p. 12,1-12,45, McGraw. -Hill Publ, ISBN: 0-07-045872-3, USA.

Letterman, RD, Amirtharajah, A., O'Melia, CR (1999) "Hoofdstuk 6: coagulatie en Flocculatie", Water Quality and Treatment, Fifth Edition, Editor: Letterman, RD., P. 6,1-6,66, McGraw. -Hill Publ, ISBN: 0-07-001659-3, USA.

Reynolds, TD (1982), Unit Operations en Processen in Environmental Engineering, PWS-KENT Publishing Company, ISBN 0-8185-0493-5, 570 blz., USA.

Shammas, NK, Yang, JY, Yuan, P.C., Hung, Y.-T. (2005), "Hoofdstuk 7: chemische oxidatie", Handbook of Environmental Engineering, Volume 3: Fysisch verwerkingsprocessen, Editors: Wang, LK, Hung, Y.-T., Shammas NK, Humana Press Inc., eISBN: 1- 59259-820-x, Totowa, NJ.

Sincero, AP, sincero, GA (2003a), "Hoofdstuk 9: beluchting, Absorptie en Strippen", fysisch-chemische behandeling van water en afvalwater, p. 419-453, IWA Publishing, CRC Press, ISBN: 1-84339-028-0, London, UK.

Sincero, AP, sincero, GA (2003b), "Hoofdstuk 16: Ion Exchange", fysisch-chemische behandeling van water en afvalwater, p. 719-733, IWA Publishing, CRC Press, ISBN: 1-84339-028-0, London, UK.

Sincero, AP, sincero, GA (2003c), "Hoofdstuk 12: coagulatie", fysisch-chemische behandeling van water en afvalwater, p. 545-581, IWA Publishing, CRC Press, ISBN: 1-84339-028-0, London, UK.

Sincero, AP, sincero, GA (2003d), "Hoofdstuk 10: om water te verzachten", fysisch-chemische behandeling van water en afvalwater, p. 467-506, IWA Publishing, CRC Press, ISBN: 1-84339-028-0, London, UK.

Sincero, AP, sincero, GA (2003e), "Hoofdstuk 7: Conventionele Filtration", fysisch-chemische behandeling van water en afvalwater, p. 327-363, IWA Publishing, CRC Press, ISBN: 1-84339-028-0, London, UK.

Taylor, JS, Hong, SK (2000), Drinkbaar Water Quality and Membrane Technology Laboratory Medicine, 31, 10, 563-568.

URL1.http: //water.me.vccs.edu/courses/ENV115/lesson7_2.htm, beschikbaar op: 22 augustus 2015.

URL2. Http://www.gewater.com/handbook/ext_treatment/ch_4_aeration.jsp, Verkrijgbaar bij: 22 augustus 2015.

URL3. Http://water.me.vccs.edu/courses/env115/Lesson5_print.htm, Verkrijgbaar bij: 22 augustus 2015.

URL4. http://iaspub.epa.gov/tdb/pages/treatment/treatmentOverview.do?treatmentProcessId=-346223903, Available op: 22 augustus 2015.

URL5. https://www.koshland-science-museum.org/water/html/en/Treatment/Membrane-Processes.html, Available op: 22 augustus 2015.

URL6.http: //water.me.vccs.edu/courses/env115/lesson18_4.htm, Verkrijgbaar bij: 22 augustus 2015.

URL7. Http://www.sswm.info/content/coagulation-flocculation, Verkrijgbaar bij: 22 augustus 2015.

URL8. http://uacg.bg/filebank/att_1846.pdf, beschikbaar op: 22 augustus 2015.

URL9. Https://en.wikipedia.org/wiki/Water_softening#cite_note-asnatch-4, Verkrijgbaar bij: 22 augustus 2015.

URL10. Http://water.me.vccs.edu/exam_prep/upflow.htm, Verkrijgbaar bij: 22 augustus 2015.

URL11.http: //cityservices.baltimorecity.gov/dpw/waterwastewater02/waterquality6.html, beschikbaar op: 22 augustus 2015.

URL12.http: //www.ewisa.co.za/eWISAWaterworks/misc/WaterTreatment/defaultsed1.htm, beschikbaar op: 22 augustus 2015.

URL13. https://en.wikipedia.org/wiki/Sedimentation_(water_treatment)#Potable_water_treatment, Available op: 22 augustus 2015.

URL14. http://ocw.tudelft.nl/fileadmin/ocw/courses/DrinkingWaterTreatment1/res00063/embedded/!534420536564696d656e746174696f6e32303037.pdf, Beschikbaar op: 22 augustus 2015.

URL15. Http://www.allaboutwater.org/filtration.html, Verkrijgbaar bij: 22 augustus 2015.

URL16.https: //en.wikipedia.org/wiki/Filtration, beschikbaar op: 22 augustus 2015.

URL17. Http://www.cdc.gov/healthywater/drinking/public/water_treatment.html, Verkrijgbaar bij: 22 augustus 2015.

URL18. https://www.koshland-science-museum.org/water/html/en/Treatment/Filtration-Systems-technologies.html#tech5, Available op: 22 augustus 2015.

Walsh, ME (2005) Microbiële en chemische effecten van het mengen van membraan behandeld filter spoelwater, PhD. Proefschrift, Dalhouse University, Halifax, NS, Canada.

Walsh, ME, Gagnon, GA (2006) Het evalueren van membraanprocessen voor drinkwaterzuivering Design, Association of Environmental Engineering & Science Docenten (AEESP) Case Studies Compilation, p. 70-82, Canada.

Willis, JF (2005) "Hoofdstuk 7: verduidelijking", Water Treatment Plant Design, Redacteur: Baruth EE, p. 7,1-7,44, McGraw-Hill Publ, ISBN: 0-07-141-872-5, USA.

Worch, E., (2012), Adsorptie Technologie in Water Treatment, ISBN 978-3-11-024022-1 2012 Walter de Gruyter GmbH & Co. KG, 332 p, Berlijn Duitsland.