Disse fire prosessene er ofte ordnet i et rensehierarki, hvor hvert trinn representerer et høyere nivå av raffinement. Imidlertid retter de seg faktisk mot forskjellige forurensninger: sandfiltrering omhandler først og fremst suspenderte partikler, karbonfiltrering er avhengig av adsorpsjon for å fjerne noe oppløst organisk materiale og gjenværende klor, ultrafiltrering bruker membranporer for å skille kolloider og mikroorganismer, og omvendt osmose skiller oppløste salter ytterligere. Å velge feil prosess vil resultere i dyrere utstyr og mer passiv drift.
I. Velg prosessen basert på forurensningens form
Turbiditet og suspenderte stoffer (SS) er partikkelproblemer; kolloider, bakterier og makromolekyler er separasjonsproblemer i -skala; farge, lukt og noen spor av organisk materiale involverer ofte adsorpsjon eller oksidasjon; ledningsevne, hardhetsioner og de fleste oppløste salter krever ionenivåseparasjon. En COD-verdi kan samtidig inneholde partikkelformede, kolloidale og oppløste tilstander; du kan ikke bare velge karbonfiltrering eller membraner basert utelukkende på COD-avlesninger.
Før du velger en prosess bør du i det minste svare: hvilke former for forurensninger må fjernes, hvor store svingninger er det i tilløpet, om avløpet er til utslipp eller gjenbruk, og hvor de konsentrerte forurensningene vil gå.
Viktige takeaways|Den primære forskjellen mellom de fire prosessene ligger i omfanget av målforurensningene.
II. Sandfiltrering: Stabiliserer suspendert stoff, best egnet som en pålitelig partikkelbarriere
Sandfiltrering reduserer turbiditet og suspenderte stoffer (SS) gjennom filtersengavskjæring, sedimentering og en viss grad av flokkulering. Den plasseres ofte etter sedimentering eller biologisk avløp for å beskytte påfølgende aktivert karbon, ultrafiltrerings- eller desinfeksjonsenheter, og kan også tjene som et siste poleringstrinn i avansert behandling.
Sandfiltrering er ineffektiv mot oppløste salter og mest oppløst organisk materiale. Når de innflytende flokkene er for fine eller belastningen svinger betydelig, vil filtreringsveien forkortes, noe som fører til hyppig tilbakespyling; tilbakespylingsvann kan føre oppfangede faste stoffer tilbake til vannlinjen eller inn i slamsystemet. Filtreringsnøyaktighet er ikke et isolert tall; det avhenger også av filtreringshastigheten, filtermediets gradering, innflytende flokker og graden av tilbakespylingsgjenvinning.
III. Karbonfiltrering: Løser problemet med "oppløst stoff" gjennom adsorpsjon, men kapasiteten vil til slutt bli oppbrukt
Granulært aktivert karbon har rikelig med porer, som kan adsorbere noe oppløst organisk materiale, luktstoffer og gjenværende klor. Det kan også danne biologisk aktivert karbon, som kombinerer adsorpsjon og biologisk nedbrytning. Det brukes ofte i forbehandling av gjenvunnet vann, polering av gjenstridig organisk materiale og restklorfjerning for å beskytte membransystemer.
Aktivt karbon er ikke et permanent materiale. Ulike organiske forbindelser konkurrerer om adsorpsjon, og naturlig organisk materiale kan fylle porene for tidlig; høy SS i innflytende kan tette sengen; biologisk vekst kan føre til trykkforskjell, mikrobiell lekkasje og krav til tilbakespyling. Designet må ta for seg banebrytende syklus, regenererings- eller erstatningsmetode, avfallskarbonegenskaper og destinasjon for avhending.
Designpåminnelse|COD er en omfattende indikator og kan ikke direkte korreleres til en spesifikk filtrerings- eller membranprosess.
IV. Ultrafiltrering: Utmerket til å avskjære kolloider og mikroorganismer, men ikke ansvarlig for avsalting
Ultrafiltreringsmembraner bruker primært sikting for å fjerne suspenderte faste stoffer, kolloider, bakterier og noen store molekyler, og produserer stabil turbiditet i avløpet. Den brukes ofte i forbehandling av omvendt osmose, avansert behandling av gjenvunnet vann og som erstatning for tradisjonell fast-væskeseparasjon. Det kan blokkere synlig og lett partikkelformig materiale, men de fleste oppløste salter og små organiske molekyler vil fortsatt passere gjennom.
Kjernen i ultrafiltreringsoperasjonen er håndtering av membrantilsmussing: transmembran trykkdifferensial, fluks, tilbakespyling, kjemisk forbedret tilbakespyling og offline rengjøring må danne en lukket sløyfe. De innestengte forurensningene kommer inn i konsentratet, tilbakespyler avløpsvannet og renser avløpsvannet. Den kumulative belastningen etter resirkulering kan ikke ignoreres bare ved å vurdere permeathastigheten.
V. Omvendt osmose: Brukes til avsalting og gjenbruk av høy-kvalitet, på bekostning av konsentrat
Omvendt osmose skiller de fleste oppløste salter, små-molekylære organiske stoffer og andre ioniske forurensninger gjennom en tett membran og trykkdrift. Den er egnet for applikasjoner med strenge konduktivitetskrav, for eksempel kjelefødevann, elektronikk og industriell gjenbruk av høy-kvalitet. Det er ikke et vanlig "filter", men et separasjonssystem med høye krav til forbehandling, avleiringshemming, trykk, rengjøring og materialkompatibilitet.
RO separerer matevannet i permeat og konsentrat. Jo mer permeat, jo mer konsentrert blir saltene og de gjenstridige stoffene på konsentratsiden, noe som fører til avleiring, tilsmussing og vanskeligheter med å kvitte seg med konsentratet. Uten en gjennomførbar vei for konsentratutslipp, gjenbruk, fordampning eller ressursgjenvinning, bør ikke beslutningen om å implementere RO baseres utelukkende på permeatkvalitet.
Driftsgrenser|Ultrafiltrering kan stabilisere turbiditet, men kan vanligvis ikke redusere ledningsevnen.
VI. Typiske kombinasjoner er ikke faste pakker
For sedimenteringsavløp med store svingninger i suspendert stoff (SS) og kun stabil desinfeksjon i nedstrømsenden, kan sandfiltrering prioriteres; for å fjerne gjenværende klor eller redusere spesifikt adsorberbart organisk materiale, kan karbonfiltrering tilsettes; for å gi et stabilt matvann med lav-turbiditet for RO, brukes ofte en kombinasjon av koagulasjonssedimentasjon eller luftflotasjon med sandfiltrering eller ultrafiltrering; RO innføres kun når avsalting er nødvendig.
Kombinasjonsrekkefølgen bør også følge endringer i forurensninger. For eksempel kan tilsetning av en oksidant først forbedre fargen, men det kan også generere mer hydrofile små molekyler, og endre belastningen på aktivt karbon og membraner; etter at karbonfiltrering fjerner gjenværende klor, mister nedstrømstrinnet sin antibakterielle beskyttelse. Prosessintegrering må ta hensyn til både kjemisk morfologi og mikrobiell risiko.
Hovedrisiko: Gjennomførbarheten av RO avhenger ofte av om det er en destinasjon for kraftfôret.
VII. Ikke glem fire langsiktige-kostnader når du velger et system
1. Tilbakespyling, omvask og rengjøringsvann; 2. Energiforbruk for pumping, lufting eller-høyt trykk; 3. Levetid og utskifting av filtermedier, aktivert kull og membraner; 4. Avhending av tilbakespylingsvann, brukt aktivt kull, renseavfallsvæske og RO-konsentrat. Tilbud på utstyr dekker kun kjøpsstedet; flyten av biprodukter bestemmer systemets langsiktige- operasjonelle evne.
Den sikreste tilnærmingen er å utføre tester ved å bruke representative vannprøver for å etablere data om fluks, differensialtrykk, gjennombrudd, rensegjenvinningsgrad og konsentratkvalitet før målestokk og sikkerhetsmargin bestemmes.
Konklusjon: Identifiser først hva som må blokkeres, og bestem deretter hvilket "nett" som skal brukes.
Sandfiltrering, karbonfiltrering, ultrafiltrering og omvendt osmose er ikke erstatninger, men snarere verktøy for forskjellige mål. Svevestøv, kolloider, oppløst organisk materiale og saltholdighet må vurderes separat. Bare ved å inkludere både permeable vannparametere og avfallsstrømdestinasjoner i designplanen kan et ekte valg av dypbehandlingssystem fullføres.