EN |

Search
Close this search box.
Search
Close this search box.
Search
Close this search box.
Search
Close this search box.

فرآیند فیلتراسیون و مواد مدیای فیلتر جایگزین در تصفیه آب

فهرست مطالب

خلاصه:

فیلتراسیون در تصفیه آب آشامیدنی نقش مهمی در رویکرد چند مانعی به کار گرفته شده برای حذف عوامل بیماری زا ایفا می کند. وجود جامدات معلق و سایر ذرات ریز در آب، مقاومت اکثر میکروب ها را در برابر ضدعفونی افزایش می دهد. بنابراین، عملکرد بالا در حذف ذرات حاصل از فیلتراسیون گرانولی می تواند کارایی ضدعفونی را افزایش دهد. با وجود اینکه شن و ماسه یکی از اصلی ترین مدیاهای فیلتر در این زمینه است، اما در سال های اخیر مدیاهای فیلتر جایگزین توسعه یافته و مورد استفاده قرار گرفته اند. در این مقاله، عملکرد مدیاهای جایگزین با مدیاهای سنتی ماسه/آنتراسیت برای تصفیه آب آشامیدنی مقایسه شده است. مزایای استفاده از مدیاهای جایگزین، به ویژه مدیاهای شیشه ای، از جمله عملکرد فیلتراسیون بالا در حذف ذرات باقی مانده و آلودگی، نیاز به اصلاحات جزئی در پیکربندی فیلتراسیون موجود و روند افت فشار کند از جمله مهمترین آنهاست. با این حال، قبل از استفاده از آنها در صنعت، انجام آزمایشات تکمیلی توصیه می شود. به طور خاص، آزمایشها در مقیاس کامل با تغییرات در شرایط عملیاتی و تجزیه و تحلیل حذف عوامل بیماری زا باید انجام شود. علاوه بر این، مقاله پیش رو فرآیندهای فیلتراسیون و پیکربندی های عملیاتی را بررسی می کند که مراجع کلی را برای کسانی که در زمینه فناوری و تصفیه آب در حال مطالعه و کار هستند، ارائه می دهد. در این مقاله، قوانین و استانداردهای آب آشامیدنی سالم به اختصار بیان شده است، زیرا آنها نیروی محرکه توسعه فناوری های جدید تصفیه هستند. همچنین معادله های ریاضی برای پیش بینی عملکرد مدیای فیلترها به اختصار توضیح داده شده است. در نهایت، کارهای آتی در مورد کاربرد فیلترهای جایگزین توصیه می شود.

کلید واژه ها:

  • مدیاهای فیلتر جایگزین  (alternative filter media)
  • فرآیند فیلتراسیون  (filtration process)
  • مدیاهای فیلتر شیشه ای بازیافتی  (recycled glass media)
  • تصفیه آب  (water treatment)
  • تصفیه فاضلاب  (wastewater treatment)

۱- مقدمه

تامین آب سالم برای حفظ حیات انسان و پایداری اکوسیستم ها و جوامع ضروری است. تصفیه آب آشامیدنی یک موضوع پیچیده است و زنجیره تصفیه شامل فرآیندهای متعددی است که بسته به مقررات، اهداف حذف آلاینده ها و هزینه های مرتبط با آنها متفاوت است. در سال ۱۸۵۴، مشخص شد که اپیدمی وبا از طریق آب گسترش می یابد. شیوع این بیماری در مناطقی که فیلترهای شنی نصب شده بود، شدت کمتری داشت. جان اسنو دانشمند بریتانیایی، دریافت که علت مستقیم این شیوع، آلودگی پمپ آب توسط فاضلاب بوده است. او برای تصفیه آب از کلر استفاده کرد و این اقدام، راه را برای ضدعفونی آب هموار کرد. این کشف منجر به شروع نصب فیلترهای آب شهری (فیلترهای شنی و کلرزنی) توسط دولت ها شد و از این رو اولین مقررات دولتی برای آب عمومی وضع شد. از آن زمان به بعد، در میان زنجیره های تصفیه آب، فیلتراسیون به همراه ضدعفونی، بیش از یک قرن مسئله اصلی تصفیه آب آشامیدنی بوده است [۱]. فیلتراسیون مانعی برای برخی از رایج ترین مشکلات موجود در صنعت تامین آب است؛ رنگ، کدورت و میکروارگانیسم های مضر مهم ترین آنها هستند. علاوه بر این، فیلتراسیون نقش مهمی در رویکرد چند مانعی ایفا می کند که برای حذف پاتوژن ها به کار می رود. وجود جامدات معلق و هر گونه ذرات ریز مقاومت اکثر میکروب ها را در برابر ضدعفونی افزایش می دهد. بنابراین، عملکرد حذف ذرات پایین توسط فیلتراسیون گرانولی می تواند کارایی ضدعفونی را کاهش دهد [۲].

پاتوژن ها و ترکیبات آلی از مهم ترین آلاینده هایی هستند که در تصفیه آب در اسکاتلند باید مورد توجه قرار گیرند. این به دلیل نوع زمین و دامداری های موجود در این منطقه است. به همین دلیل، علاقه زیادی به بهبود کارایی تصفیه آب وجود دارد. به طور سنتی، در فیلتراسیون از مواد گرانولار مانند ماسه در فیلترهای سریع یا کند، بسته به دبی آب اعمال شده، استفاده می کنند. در نیمه دوم قرن بیستم، پیکربندی های دوگانه، از جمله یک لایه آنتراسیت در بالا و گاهی اوقات یک لایه ضخیم سوم از شن، مورد استفاده قرار گرفت. در حالی که این راه حل ها هنوز در سراسر جهان به طور گسترده مورد استفاده قرار می گیرند و ثابت شده اند که قابل اعتماد و موثر هستند، تغییرات اخیر در قوانین و تمایل عمومی به سمت کارایی بالاتر منجر به تحقیقات در مورد سایر احتمالات شده است. این موارد نه تنها شامل اصلاح فرآیند و یا استفاده از مواد جدیدی می شود که امکان عملکرد تصفیه بالاتر را فراهم می کند، بلکه شامل هزینه های پایین تر و به ویژه روش های کارآمدتر انرژی نیز می گردد. نگرانی های مربوط به تغییرات آب و هوا، شرکت های آب را به اتخاذ سیاست های صرفه جویی در انرژی و کاهش انتشار CO۲ به حداقل میزان ممکن که سازگار با تولید با کیفیت بالا باشد، سوق می دهد. تغییرات آب و هوا همچنین بر خود فرآیند تأثیر می گذارد، زیرا باعث تغییر در غلظت و ویژگی های فیزیکی و شیمیایی آلاینده ها می شود. به عنوان مثال، افزایش دما منجر به افزایش نرخ های انحلال و تجزیه ترکیبات می شود که این امر باعث تغییراتی در ویژگی‌هایی می‌شود که حذف آلاینده‌ها را دشوارتر می‌کند [۳]. کنترل بیشتر بر روی پساب و ویژگی‌های فرآیند هم می‌تواند یک راه حل باشد. با این حال، بهینه‌سازی فرآیندها می‌تواند بدون توجه به بار اعمال شده توسط پساب، حذف مطلوب و منطبق با غلظت پساب مورد نیاز را فراهم کند.

به دلیل موارد ذکر شده، محققان در تلاش برای بهبود کارایی فرآیندهای فیلتراسیون فعلی با اتخاذ چند رویکرد مختلف، هستند. از یک طرف، فیلتراسیون بر استفاده از مواد جایگزین موثرتر متمرکز شده است. و از سوی دیگر، اصلاحاتی در خود فرآیند اعمال شده، به طوری که از فیلتراسیون سنتی با مواد گرانولار به سمت استفاده از غشاها و الیاف حرکت کرده است. راه حل دوم، اگرچه با کاهش هزینه ها در حال گسترش است، اما کماکان گران هستند و عموماً در سایت های محدودی استفاده می شوند. این کاربرد معمولاً زمانی مورد توجه قرار می گیرد که مسائل خاص مرتبط با آب تصفیه نشده را مطلوب کند و سایر راه حل های کم هزینه تر اثربخش نباشند. با این حال، حتی در آن صورت، فیلتراسیون سریع گرانولار اغلب به عنوان یک پیش تصفیه برای اطمینان از حذف آلاینده هایی که می توانند به یکپارچگی غشاها آسیب بزنند، انجام می شود.

این مقاله ابتدا فرآیند فیلتراسیون و نقش آن در تصفیه آب را بررسی می کند. سپس، در مطالب تکمیلی، مروری بر استانداردهای آب آشامیدنی سالم ارائه می دهد. زیرا تصفیه آب با هدف رعایت قوانین آب آشامیدنی سالم انجام می گیرد، که نیروی محرکه توسعه فناوری های جدید تصفیه هستند. علاوه بر این، ما به طور خلاصه به محاسبات ریاضی برای پیش بینی عملکرد مدیای فیلتراسیون  می پردازیم، زیرا مدیاها، یکی از مهم ترین جنبه های بحث فیلتراسیون برای تصفیه آب هستند. در نهایت، ما بر روی موارد استفاده از انواع جایگزین مواد فیلتر تمرکز می کنیم. این مواد به احتمال زیاد در ساختارهای فیلتراسیون موجود بدون نیاز به تغییرات عمده در زیرساخت، استفاده خواهند شد.

۲- فیلتراسیون برای تصفیه آب

۱-۲- فرآیند فیلتراسیون

فیلتراسیون یکی از فرآیندهای اصلی در تصفیه آب است. این اصطلاح به حذف جامدات معلق از آب به هنگام عبور آن از بستر حاوی مواد گرانولار، عمدتاً از طریق عمل فیزیکی، اشاره دارد. اگر یک کوالسر اضافه شود، کلوئیدها نیز می توانند حذف شوند و دامنه ذرات حذف شده به طور قابل توجهی افزایش می یابد. فیلتراسیون عمدتاً بر روی کدورت، رنگ، میکروارگانیسم ها و ذرات، چه از قبل در آب وجود داشته باشند و یا از طریق پیش تصفیه تشکیل شده باشند، تمرکز می کند [۴، ۵]. ذرات درگیر بسیار کوچک‌تر از اندازه دانه هستند، همانطور که در سمت راست شکل ۱ نشان داده شده است.

شکل ۱- دامنه کارایی فرآیندهای تصفیه (با استفاده مجدد از داده‌های مرجع [۶] آماده شده است).

کارایی فیلتر توسط ویژگی های فیزیکی مانند اندازه ذره، شکل، تخلخل و نسبت عمق بستر به اندازه ذره مدیا تعیین می شود.  McGivney  و Kawamura پیشنهاد می کنند که از نسبت L/de برای طراحی بستر فیلتر استفاده شود، که در آن L عمق بستر فیلتر (میلی متر) و de اندازه موثر محیط فیلتر است [۷]. نسبت L/de برای بسترهای فیلتر مختلف بین ۱۰۰۰ تا ۲۰۰۰ متغیر است – ۱۰۰۰ برای بسترهای تک مدیایی و دو مدیایی معمولی، ۱۲۵۰ برای بسترهای سه مدیایی معمولی (زغال سنگ، ماسه و گارنت)، ۱۲۵۰ تا ۱۵۰۰ برای بسترهای تک مدیایی عمیق درشت که de 2/1 تا ۴/۱ میلی متر است و ۱۵۰۰ تا ۲۰۰۰ برای بسترهای تک مدیایی بسیار درشت که de 5/1 تا ۰/۲ میلی متر است. همچنین تاکید می شود که انجام مطالعات آزمایشی هنگام انتخاب عمق فیلتر زمانی که مدیا بزرگتر از ۵/۱ میلی متر باشد توصیه می شود. همین نویسندگان همچنین توصیه می کنند از نسبت های L/de  که ۱۵ درصد افزایش یافته است استفاده شود تا به کدورت آب فیلتر شده کمتر از ۱/۰ واحد کدورت نفلومتری (NTU) دست یابند [۷].

فیلتراسیون ممکن است به صورت عمقی یا به صورت کیک رخ دهد. در نوع عمقی، ذرات از طریق گیر افتادن در منافذ مدیا به دام می افتند، در حالی که در نوع دیگر با ایجاد یک “کیک” روی سطح مدیا، بیشتر جامدات در قسمت بالایی آن حذف می شوند [۴]. فیلتر مدیاهای گرانولار از طریق فیلتراسیون عمقی عمل می کنند که در آن بخش زیادی از  فیلتر مدیا در آن دخیل است [۸].

فرآیند فیلتراسیون شامل مرحله انتقال ذرات به نزدیکی مدیای فیلتر می شود، و یک مرحله گیر کردن ذرات که بر اساس تعامل ذرات با سطح مدیای فیلتر است. از آنجایی که مکانیسم‌های گرفتن ذرات ممکن است باعث انحراف ذرات به سمت سطح دانه شود، بنابراین دو مرحله کاملاً متمایز نیستند [۹، ۱۰]. با این حال، برخی از صاحب نظران تمایل دارند تاثیر نیروهای سطحی را در مقایسه با تاثیر مکانیسم‌های انتقال نادیده بگیرند [۱۱]. ذرات همچنین ممکن است تجمع کنند. آنها می‌ توانند خوشه‌ هایی تشکیل دهند که به راحتی منتقل و روی محیط مدیا جمع شوند. جدا شدن نیز به عنوان یک مرحله اضافی در نظر گرفته می‌شود، که باعث بازگشت دوباره ذرات به جریان می شوند [۱۲، ۱۳].

مطالعه فیلتراسیون بستر عمیق بر تفسیر بستر فیلتر به عنوان گروهی از گیرنده های جداگانه تکیه کرده است؛ کارایی با در نظر گرفتن اینکه بستر از کره های یکنواختی تشکیل شده است که به عنوان جمع کننده عمل می کنند محاسبه می‌شود [۱۴]. حذف در هر صفحه مشخص در فاصله معینی از سطح مدیا، به تعداد جمع‌ کننده ‌های واقع در آن فاصله، تابعی از تعداد جمع‌ کننده ها در آن فاصله خواهد بود. این مسئله را به حمل و رسوب ذرات بر روی تک تک دانه‌ ها تغییر می‌دهد (تجزیه و تحلیل مسیر یا مدل میکروسکوپی) [۱۵]. با این حال، تجزیه و تحلیل مسیر فقط برای یک فیلتر تمیز معتبر است؛ رسوب ذرات ویژگی‌ های بستر فیلتر و الگوی جریان را تغییر خواهد داد. ذرات حذف شده به عنوان گیرنده ‌های اضافی برای ذراتی که در ادامه به بستر می‌رسند عمل می‌کنند [۱۶]؛ تأثیر آن‌ها باید در محاسبه کارایی در نظر گرفته شود. برخی محققان ادعا می‌کنند که این جمع‌ کننده های اضافی ممکن است مؤثرتر از دانه ‌های خود فیلتر باشند [۱۷].

در طول این فرآیند، می‌توان چند مرحله مشخص نمود (مطابق شکل ۲). بر اساس تحقیقات Jegatheesan و همکاران، مرحله اول زمانی است که فیلتر هنوز تمیز است و به مرور با افزایش رسوبات روی سطح فیلتر در مرحله دوم، کارایی فیلتر ابتدا بهبود می‌یابد، و تا مرحله بعدی به طول می‌انجامد. در نهایت در حین این بهبود راندمان فیلتر کاهش می یابد. بهبود در عملکرد، ناشی از افزایش رسوبات است که در طول زمان به افزایش سرعت و کاهش رسوب منتج می‌شود. زمانی که کاهش راندمان رخ می‌دهد، عمق کافی از سطح فیلتر برای حذف ذرات موجود نیست و باید فرایند فیلتراسیون متوقف شود. با این حال اکثر متخصصین، مرحله اولیه را به عنوان بخشی از راندمان متوسط فیلتراسیون در نظر نمی‌گیرند و فقط سه بخش مرحله انتقال را در نظر می‌گیرند [۱۸].

شکل ۲- چرخه فیلتر (این نمودار با استفاده از داده های مرجع [۱۹] دوباره تهیه شده است).

از طرف دیگر، مدل ماکروسکوپی به مشکل انتقال/الحاق توجه نمی‌کند. حذف کلی از طریق ترکیب یک موازنه جرمی که غلظت ذرات را به زمان مرتبط می کند و معادله جنبشی مربوط به تغییر غلظت به عمق فیلتر به دست می آید.

فاز انتقال در محلول های آبی شامل مکانیسم های متعددی است (شکل ۳) و انتقال در یک جریان آرام صورت می گیرد. وقوع هر مکانیزم به اندازه ذرات بستگی دارد. اگر اندازه ذره بزرگتر از اندازه فضای خالی باشد، افت فشار رخ می دهد.  برای ذرات کوچکتر، مکانیسم های رهگیری (interception) و حرکت برانولی (diffusion) غالب هستند. مکانیسم دوم برای ذرات زیر ۱ میکرومتر مرتبط است، در حالی که رسوب گذاری و رهگیری شامل ذرات بالای ۱ میکرومتر است. Yao و همکارانش در هنگام مدل‌سازی کارایی فیلتر به عنوان یک تابع از اندازه ذرات آلاینده، به این نتیجه رسیدند که برای ذرات بیش از ۱ میکرومتر، کارایی انتقال با افزایش اندازه ذره افزایش می‌یابد، در حالی که برای اندازه‌های کمتر با کاهش اندازه ذره افزایش می‌یابد [۲۰]. حداقل به حدود ۱ میکرومتر می رسد، یک اندازه که در طی اجرا به ندرت حذف می‌شود [۱۷]. در میان موجودات پروتوزوآیی، Giardia Lamblia و Cryptosporidium Parvum، اولی (اندازه ۱۰-۱۵ میکرومتر) با رسوب از بین برده می‌شود و Cryptosporidium که میانگین اندازه‌اش بین ۳ تا ۵ میکرومتر است، به مقادیر حداقل کارایی انتقال نزدیک‌تر است [۱۶، ۲۰].

شکل ۳- مکانیسم‌های انتقال در فیلتراسیون آب: (A)، straining؛ (B)، رسوب؛ (C)، interception؛ (D)، diffusion؛ (E)، هیدرودینامیک (بازتولید با استفاده از داده‌های [۱۰، ۱۲، ۲۰]).

مکانیسم‌های زیر در مقاله توضیح داده شده ‌اند:

  1. straining: این مطلوب نیست زیرا ذرات جمع‌آوری ‌شده بستر را مسدود می‌کنند (blinding) و از استفاده کارآمد از فیلتر جلوگیری می کنند [۱۲].
  2. رسوب: این مکانیسم وقتی چگالی مواد معلق بزرگتر از چگالی آب باشد ترجیح داده می شود. ذره به علت گرانش از مسیر جریان منحرف می‌شود و به سطح مدیا برخورد می‌کند [۱۲، ۲۰]. این وابسته به چگالی ذرات و دما [۱۶]، قطر ذرات و به طور کلی نسبت بین سرعت رسوب ذره و سرعت مایعی که به مدیا نزدیک می‌شود است [۱۲]. ذرات بزرگتر و سرعت‌های جریان کمتر باعث افزایش کارایی جمع‌آوری برای این مکانیسم می‌شوند [۹].
  3. رهگیری: این مکانیسم وقتی یک ذره در فاصله‌ای برابر با شعاع خود از سطح دانه عبور می‌کند به وقوع می پیوندد. تماس بین ذره و دانه ممکن است منجر به گرفتن ذره شود. این مکانیسم بسیار شبیه به مکانیسم straining است، با این تفاوت که ذرات کوچکتر گیر می افتند [۶، ۱۲، ۲۱] این وابسته به نسبت قطر ذره به قطر مدیا است [۱۲]. کارایی آن با افزایش اندازه ذرات و کاهش اندازه جمع‌آوری شده افزایش می‌یابد [۹].
  4. diffusion: این ناشی از انرژی گرمایی مایع است که به ذرات منتقل می‌شود. این باعث می‌شود که ذرات از خطوط جریان منحرف شده و به سطح دانه یا سایر ذرات برخورد کنند [۹]. همانطور که قبلاً گفته شد، diffusion برای اندازه ‌های زیر ۱ میکرومتر کارآمد است زیرا کشش ویسکوز ذرات را محدود نمی‌کند؛ هرچه اندازه ذره کمتر باشد، این مکانیسم برجسته ‌تر خواهد بود [۱۲].
  5. Ives اصطلاح اینرسی را به کار می برد [۱۲]. خطوط جریان وقتی به دانه‌ها نزدیک می‌شوند به سمت دیگر از آنها منحرف می‌شوند، اما ذرات با اینرسی کافی ممکن است بدون تغییر مسیر به حرکت خود ادامه دهند و به دانه‌ها برخورد کنند. اما برای فیلتراسیون آب به دلیل تفاوت کم جرم و چگالی، این موضوع نادیده‌گرفتنی است [۱۲، ۲۲].
  6. علاوه بر این، هر ذره تحت نیروهای هیدرودینامیکی قرار دارد که ناشی از گرادیان ها سرعت در اندازه منافذ است. وقتی ذره در یک سمت منفذ در معرض سرعت ‌های بالاتری قرار می گیرد، شروع به چرخش می کند و یک میدان کروی اضافی ایجاد می‌کند که باعث حرکت ذره در طول دامنه جریان می‌شود. به دلیل اشکال قابل تغییر غیرکروی و شرایط جریان غیرایده آل، مسیرهای تصادفی غیر قابل پیش بینی هستند که به حرکت در لبه های جریان و برخورد با دانه‌ها منجر می‌شوند [۱۲، ۲۳]. عموماً این مکانیسم نادیده‌گرفته می‌شود؛ با این حال، به نظر می‌رسد برای نسبت‌های کم‌تر اندازه نسبت به اندازه دانه موثرتر باشد [۱۱].

نوسان در داخل منافذ فیلتر همچنین ممکن است رخ دهد و احتمال حذف را افزایش دهد [۱۲]. این یک مکانیسم انتقال مناسب را تشکیل نمی‌دهد و تنها به میزان کمی به افزایش میزان حذف کمک می‌کند.

موضوع مهمی که باید مورد تاکید قرار گیرد آن است که این مکانیسم‌ها به صورت همزمان عمل می‌کنند، به طوری که گیر افتادن مؤثر یک ذره نمی‌تواند به یک مکانیسم تنها نسبت داده شود، بلکه با همه آنها انجام می شود. با این حال، با در نظر گرفتن فیلتراسیون آب، straining به دلیل اندازه منافذ در مقایسه با اندازه ذرات، به مشارکت پایدار منجر نمی‌شود [۱۶]. diffusion نیز در فیلتراسیون سریع معمول به دلیل اینکه پیش‌ فیلتراسیون شیمیایی منجر به تجمع ذرات کوچکتر می شود، اهمیت زیادی ندارد [۹]. اگر فیلترهای زیست فعال – مانند شن آهکی کند و کربن فعال دانه ای (granular activated carbon (GAC)) مورد بررسی قرار گیرند، باید  اثر تخریب زیستی را به این مکانیسم‌ها اضافه کرد. علاوه بر این، فیلترهای GAC امکان جذب فیزیکی برخی آلاینده‌ها را فراهم می‌کنند [۲۴].

هرچه ذره به جمع‌ کننده نزدیک می‌شود، تاخیر هیدرودینامیکی رخ می‌دهد. این به علت مقاومتی است که به علت جابجایی سیال ایجاد می‌شود [۱۵، ۱۶]. این مورد به فاصله بین ذره و سطح دانه بستگی دارد و هرچه این فاصله به سمت صفر نزدیک می شود این پارامتر به سوی بی‌نهایت حرکت میکند. تاخیر هیدرودینامیکی بیشتر در مورد توده های جمع شده و ذرات بزرگ با چگالی کم تر مطرح است [۹].

هرچند انتقال به طور عمده یک مرحله فیزیکی است، اما پیوستگی اصولاً شیمیایی است و نیاز به ناپایدارسازی قبلی دارد [۱۷]. این نتیجه نیروهای سطحی کوتاه برد، یعنی واندروالس، نیروی دافعه دو لایه الکتریکی و نیروهای هیدراتاسیون است و اصول این نیروها را می توان در مواد تکمیلی یافت.

ذرات پساب فیلتر را می‌ توان به ذرات ورودی که هرگز رسوب نمی‌شوند و ذراتی که بعد از رسوب جدا می‌شوند، تقسیم کرد [۲۵]. جدا شدن به عنوان علت اصلی حضور ذرات در پساب تشخیص داده شده‌ است. این پدیده زمانی رخ می دهد که مقدار ذرات رسوب کرده به مقدار مشخصی برسد؛ سپس هم زمان با رسیدن پیوستگی به تعادل است [۱۸]. افزایش سرعت جریان ممکن است منجر به جداشدن ذراتی شود که به طور ضعیف‌تر به مدیا متصل هستند [۲۲]؛ با این حال، به طور کلی این موضوع مورد توافق قرار گرفته است که عامل اصلی جداشدن افزایش سرعت در داخل منافذ به دلیل رسوبات است [۲۶]. این ممکن است همچنین به دلیل ضربه حاصل از ذرات جدید بر روی رسوبات ناپایدار باشد [۱۴]. جداشدن هنگامی رخ می‌دهد که نیروی هیدرودینامیکی بزرگتر از نیروی چسبندگی شود و از طریق سه مکانیسم اتفاق می‌افتد؛ چرخش (rolling)، لغزش (sliding) و بلند کردن (lifting). از آنجایی که چرخش لزوما به جداشدن منجر نمی‌ شود، لغزش و بلند کردن به عنوان مکانیسم‌های اصلی در نظر گرفته می‌شوند [۲۶].

۲-۲- تجهیزات عملیات فیلتراسیون

فیلتراسیون می‌ تواند به دو روش مختلف انجام شود: به عنوان فیلتراسیون مستقیم یا به عنوان یک روش معمول ‌تر که پیش از آن فعالیت‌های پیوندسازی و شفاف سازی انجام می‌شود؛ این روش برای آبهایی که حاوی مقدار زیادی ذرات جامد هستند، متداول است. فیلتراسیون مستقیم به طور مستقیم پس از مرحله لخته سازی قرار می‌گیرد، به طوری که مرحله جداگانه‌ ای برای شفاف سازی وجود ندارد. فیلتراسیون مستقیم باید فقط در صورتی انجام شود که کدورت میانگین بیش از ۱۰ NTU نباشد، با پیک هایی زیر ۴۰ NTU و حاوی کربن آلی کل (Total Organic Carbon (TOC))   بیش از ۲ میلی‌گرم در لیتر نباشد [۵]. علاوه بر این، باید از مدیا‌هایی با قطر دانه بزرگ استفاده شود تا افت فشار را کاهش دهد [۲۷]. به طور کلی پلیمرها قبل از فیلتراسیون مستقیم استفاده می‌شوند [۱]، اما اگر نمک‌های فلزی انتخاب شود، باید مقادیر کوچکی استفاده شود تا لخته های قابل فیلتر ریزتری به دست آید [۵]. O’Melia  واقعا بین فیلتراسیون تماسی (یا آن لاین) و فیلتراسیون مستقیم تفاوت قائل می‌شود [۹]؛ در اولی، ذرات ناپایدار به طور مستقیم به فیلتراسیون ارسال می‌شوند و ذرات کلوخه شده نیز حذف می‌شود.

علاوه بر این، فیلترها می ‌توانند از نظر عملیات مستمر یا نیمه مستمر دسته‌بندی شوند، حالت دوم زمانی است که فیلتر باید آفلاین شود تا وارد فرایند پالس جت گردد. استفاده از عملیات نیمه مستمر رایج ترین است [۲۸].

این فرآیند می‌تواند توسط نیروی گرانشی – فیلتراسیون سریع گرانشی – یا توسط فشار – فیلتراسیون فشاری – انجام شود. هر دو نوع بر اساس حذف فیزیکی عمل می‌کنند [۱]. تفاوت‌ها اصولاً در فشار مورد نیاز، نرخ فیلتراسیون و نوع مخزن  است [۲۹]. فیلترهای فشاری امکان عبور نرخ‌ های جریانی قابل توجهی را فراهم می‌کنند [۸]. یک نوع دیگر از فیلتر؛ فیلتراسیون آهسته شنی است که از نظر تاریخی اولین موردی بود که به کار گرفته شد. این فیلتر از طریق ترکیبی از مکانیزم‌های straininng و عملکرد زیستی عمل می کند [۵]. فیلترهای شنی سریع بعداً به دلیل مساحت بزرگ مورد نیاز برای حفظ خروجی کافی و نرخ فیلتراسیون بسیار پایین (۱/۰ تا ۳/۰ متر در ساعت یا کمتر) نسبت به ماسه آهسته ترجیح داده شدند، همچنین به دلیل اندازه کوچکتر دانه ها [۸]. اخیراً به دلیل اثربخشی در حذف پاتوژن های تک یاخته ای در بسیاری از جوامع کوچک با موفقیت مورد استفاده قرار گرفته است [۸،۳۰]. ا این حال، فیلتراسیون آهسته شنی در مواجهه با سطوح بالای کدورت و جلبک به دلیل توانایی حذف محدود و زمان رسیدن طولانی موثر نیست [۵،۳۱]. همچنین کارایی کمی در حذف مواد آلی از خود نشان می‌دهد و به همین دلیل استفاده از اصلاح‌کننده‌های رسوبی مانند کربن فعال فشرده (GAC) ، آنتراسیت و غیره پیشنهاد شده است. رزین‌ها و GAC موثر هستند اما منجر به افزایش افت فشار می شوند؛ گزینه‌های دیگر ثابت نشده اند که کارآمدتر از عملیات معمولی هستند [۴،۳۱]. امروزه، اکثر فیلترها از نوع گرانشی هستند و فیلترهای فشاری به طور جزئی در کارخانه ‌های کوچک استفاده می‌شوند. فیلتراسیون گرانشی سریع مزیت این را دارد که نرخ‌های بالاتری نسبت به فیلتراسیون شن آهکی کند دارد و می‌تواند به صورت تنها به عنوان یک مدیا یا به صورت یک ترتیب چندمدیا‌یی استفاده شود و با مواد مختلف برای افزایش کارایی جفت شود.

پیکربندی های فیلتراسیون بر کارایی فیلتراسیون تاثیر دارند. چون فیلترهای شنی تک‌مدیا‌یی نمی ‌توانند همیشه به‌طور مناسب برای دستیابی به تصفیه مناسب عمل کنند، راه حلی در معرفی فیلترهایی با مدیای دوگانه با قرار دادن ماده‌ای با چگالی بیشتر در پایین و ماده‌ای با چگالی کمتر در بالا و با اندازه‌های کاهشی کشف شد. در رایج‌ترین پیکربندی، یک لایه انتراسیت بالای یک لایه شن قرار داده می‌شود؛ در برخی موارد، لایه اضافی گارنت اضافه می‌شود [۱،۵]. کیفیت فیلترها مقایسه‌پذیر با فیلترهای شنی است، اما زمان اجرای فیلترها ممکن است تا ۵/۱ تا ۳ برابر طولانی ‌تر با نرخ ‌های فیلتراسیون مشابه باشد. تلاش ‌هایی همچنین در جهت افزایش نرخ فیلتراسیون با تنظیمات دوگانه انجام شده است، اگرچه این اغلب با استفاده از وسایل انعقادی همراه است. اندازه لخته های حاصل از انعقاد هنگام استفاده از پیکربندی های دوگانه مهم است. اگر لخته ها بسیار کوچک باشند، ممکن است از لایه اول عبور کرده و به انسداد سریع لایه شن منجر شوند. اگر بسیار بزرگ باشند، لایه انتراسیت به سرعت مسدود خواهد شد [۵]. اندازه موثر برای انتراسیت به طور عمومی ۵/۱ میلی‌متر است، اگرچه مقادیر متنوعی در نقاط مختلف جهان به دست می‌آید. عمق لایه انتراسیت معمولاً در حدود ۱۵۰-۳۰۰ میلی‌متر تنظیم می ‌شود، در حالی که برای شن حدود ۴۵۰-۶۰۰ میلی‌متر است [۳۲]؛ تناسب معکوسی توسط Binnie و Kimber اعلام شده ‌است [۱].

Zouboulis [27] عملکرد یک فیلتر شن تک‌مدیا‌یی و یک فیلتر دوگانه شن/انتراسیت دوگانه‌ برای فیلتراسیون متداول و مستقیم مقایسه کرد. در طول فیلتراسیون متداول، پیکربندی مدیای دوگانه توانست چرخه عملیاتی طولانی ‌تری داشته باشد و منجر به تولید ۱۰% آب بیشتری شود؛ طول چرخه فیلتراسیون با مدیای دوگانه ۲-۳ برابر بیشتر از طول چرخه فیتاسیون با مدیای تکی بود و مقادیر افت فشار نهایی کمتر از نصف بودند(شکل ۴.(a برای حذف کدورت، هر دو پیکربندی مقادیری کمتر از ۲/۰ NTU را نشان دادند و پیکربندی مدیای دوگانه‌ به طور جزئی بدتر عمل کرد (شکل ۴ ( کنترل فیلتراسیون مستقیم سخت تر است. برای مقادیر کوچکی از منعقد کننده که اضافه شود، پیکربندی تک‌مدیا‌ به سطح کدورت مورد نیاز نرسید و مقادیر ۵/۰-۱ NTU را نشان داد. فیلتر با مدیای دوگانه موثرتر بود و مقادیر کدورت را کمی بالاتر از فیلترهای سنتی(۲/۰ – ۳/۰ (NTU  به دست آورد [۲۷].

شکل ۴- (a) توسعه افت فشار (۱۹/۰۲/۲۰۰۵–۲۵/۰۲/۲۰۰۵) و (b) مقادیر کدورت برای تصفیه متداول (مجددا با استفاده از داده ‌ها از [۲۷] تهیه شده‌است).

به منظور دستیابی به نرخ ‌های فیلتراسیون بالاتر، تلاشی برای استفاده از انتراسیت در فیلترهای تک‌مدیا‌یی با دانه‌بندی درشت تر و بستر عمیق ‌تر (۸/۱ متر) انجام شده است؛ اگرچه این مسیر به سرعت رها شد [۳۰]. مشکل اصلی انتراسیت هزینه بالاتر و منابع محدود آن در سراسر جهان است؛ به همین دلیل گاهی اوقات با زغال سنگ بیتومینی با کیفیت بالا جایگزین شده است [۵]. مواد دیگر در شرایط خاص مانند استفاده از کربن فعال فشرده به جای انتراسیت یا شن برای حذف بوها استفاده شده‌اند. با این حال، رایج‌ تر است که یک مرحله جذب پس از فیلتر با زمان تماس بیشتر که کارایی کربن فعال فشرده را افزایش می‌دهد، قرار داده شود [۳۰].

۳-۲- نظارت بر عملکرد فرآیند و شستشوی فیلتر

کارایی فیلتراسیون می‌تواند توسط بررسی منظم نرخ جریان، توسعه افت فشار و ویژگی‌های کیفیت خروجی (مانند کدورت) نظارت شود. نرخ جریان بسته به نوع فیلتر، مدیا‌ی فیلتراسیون، کارخانه و کیفیت آب تصفیه ‌شده متغیر است. نرخ ‌های معمولی برای بسترهای درشت عمیق حدود ۶-۸ متر بر ساعت هستند، اگرچه اگر از فیلترهای با مدیای دوگانه استفاده شود و آب تغذیه کیفیت خوب ثابتی داشته باشد می‌توان آن را تا ۱۲-۱۵ متر بر ساعت افزایش داد [۱]. در جایی که اووسیست در آب خام وجود دارد، سرعت نباید از مقدار ۶-۷ متر بر ساعت بیشتر شود؛ برای بسترهای شنی مرتب شده، نرخ‌های مورد استفاده باید ۲۵٪ پایین‌ تر باشند. تغییرات سریع در نرخ ‌ها باید اجتناب شوند، زیرا ممکن است منجر به زیاد شدن بیش از حد اصطکاک بر روی رسوبات شود و ذرات به مایع خروجی تراکم شده وارد شوند [۱۹]. مشاهده شده است که در نرخ‌های بالاتر از ۱۵ متر بر ساعت، کیفیت آب بهبود نمی‌یابد و در نرخ‌های بالاتر از ۲۰ متر بر ساعت، توسعه افت فشار به شدت زیاد می‌شود [۳۲]. نرخ‌های فیلتراسیون بالاتر منجر افت فشار سریع تر می‌شوند، اما به علت بهره‌ وری بالاتر، باید تعادل مناسبی یافت شود [۱۴]. افت فشار بستر کثیف، مقاومتی است که در ابتدا توسط جریان از طریق بستر روبرو می ‌شود. اگر از تمام عمق بستر استفاده شود، روند افت فشار خطی است، اما اگر تنها یک عمق کوچک نزدیک سطح استفاده شود، روند آن نمایی خواهد بود [۲۳]. در طی عملیات، مهم است که از افت فشار منفی (یعنی فشارهای زیر فشار جو در بستر) جلوگیری شود. این زمانی رخ می دهد که افت فشار از افت فشار استاتیک (عمق آب) در هر عمق داده شده بیشتر شود [۱۴]. بسته به مدیا، این اتفاق ممکن است در نقاط مختلفی از بستر رخ دهد. پیامدهای آن ممکن است شامل آزاد شدن گازهای محلول، کیفیت پایین آب خروجی، پایان زودهنگام عملیات، ترک خوردگی و تشکیل گلوله های گلی باشد [۵، ۶].

پس از انتخاب نرخ، می‌توان آن را به صورت ثابت یا کاهشی اعمال کرد. با کاهش نرخ ها، مقدار آب متغیر به فیلتر تغذیه می‌شود. در ابتدا، هنگامی که فیلتر تمیز است، افت فشار کم (۲/۰-۳/۰ متر) اندازه‌گیری می شود و حداکثر جریان از طریق یک شیر در خروجی محدود می ‌شود. در طی عملیات افت فشار افزایش می‌یابد و نرخ جریان کاهش می‌ یابد، تا وقتی که نرخ جریان حداقل میزان قابل قبول برسد یا زمان شستشو زمان‌ بندی شود. نگرانی اصلی در مورد این حالت عملکرد مربوط به اثر منفی نرخ بالای فیلتراسیون در شروع است. فیلتراسیون با نرخ ثابت توسط کنترل جریان از طریق ورودی یا خروجی انجام می‌شود. افت فشار از طریق فیلتر در طی عملیات افزایش می‌یابد اما نرخ جریان بدون تغییر باقی می‌ماند. شستشوی معکوس هنگامی انجام می‌شود که افت فشار نهایی یا مقادیر کدورت به دست آید یا پس از زمان عملیات تعیین ‌شده، معمولاً ۲۴-۶۰ ساعت [۱،۵،۱۲]. مطلوب است که افت فشار محدودکننده (۵/۱-۲ متر) همزمان با شکست رخ دهد تا ظرفیت فیلتراسیون از دست نرود [۱۲]. با این حال، ایمنی عملیات مهم ‌تر است و ترجیحاً منتظر نشوید تا فیلترها به شکست نزدیک شوند.

شکل ۵  کدورت سیال را در طول اجرای یک فیلتر شنی سریع معمولی نشان می دهد. معمولاً اجازه داده می شود تا فیلتر به افت فشار ۲ متر پیش از شستشوی معکوس برسد. استفاده از فیلترهای شنی سریع مسئله خاصی را به وجود می‌آورد؛ در طی شستشو معکوس، ذرات کوچکتر به نزدیک سطح فیلتر می نشینند و ذرات بزرگتر به ته فیلتر می رسند، که منجر به لایه ‌بندی بستر می ‌شود. لایه بالایی و ریزتر اکثر ذرات ورودی را با استفاده ناکارآمد از عمق و دوره های کوتاهتر حفظ می کند.

شکل ۵- توربیدی به عنوان تابع زمان عملیات معمولی یک عملیات فیلتری نمونه (با استفاده از داده‌های [۳۲] بازتهیه شده).

شستشوی معکوس توسط عبور جریان آب تمیز در جهت معکوس صورت می ‌گیرد تا فیلتر شسته شود. نرخ ‌های اعمال شده معمولاً بالاتر از نرخ حداقل مایع‌ سازی هستند؛ به عبارت دیگر، نرخی که نیروهای جریانی بر وزن دانه ‌ها غلبه می کند و بستر شروع به انبساط (سیال شدن) می ‌کند [۱]. این متاثر از ویژگی‌ های مدیا مانند اندازه و چگالی و تراکم بستر است؛ هرچه تخلخل کمتر باشد، نرخ حداقل سیال شدن کمتر است [۳۳]. تخلخل به فضای آزاد در بستر فیلتر اشاره دارد که برای نگه‌ داشتن مواد جامد در داخل آن در دسترس است [۳۴]. همچنین تأثیر معنی ‌داری از نظر دما وجود دارد که به تأثیر ویسکوزیته آب مرتبط است [۶]. استفاده از نرخ مناسب برای شستشوی معکوس امری بنیادی است، زیرا جریان سریع ممکن است منجر به از دست رفتن مدیا و مصرف زیاد آب شود. در واقع، باید مقدار متغیری از آب تصفیه شده و فشار مورد نیاز فراهم شود؛ مصرف آب معمولاً حدود ۲.۵ برابر حجم بستر فیلتر است [۵]. شستشو ناکارآمد نتیجه نرخ‌ های پایین شستشوی معکوس [۶،۳۳،۳۵] به همراه تجمع رسوبات است که ممکن است منجر به تشکیل گلوله های گل، جت، ترک‌ یا انقباض در داخل بستر فیلتر شود [۵].

معمول است همزمان از هوا و آب استفاده شود که به عنوان موثرترین روش برای شستشوی معکوس اثبات شده است، اگرچه استفاده از هوا باید با دقت خاصی انجام شود چرا که ممکن است منجر به تغییرات در ساختار فیلتر شود [۳۳] و احتمال از دست رفتن مدیا را افزایش دهد [۱۹]. روش شستشوی توسط Ratnayaka و همکاران [۵] برای یک فیلتر شن یکپارچه با عمق زیاد و هوا (۳-۴ دقیقه) و آب با جریان کافی برای دستیابی به سیال شدن (۴-۶ دقیقه) توصیف شده است که به عنوان یک روش مناسب برای همه فیلترهای گرانشی سریع توصیه می‌شود. سیال شدن کامل بستر فیلتر در پایان عملیات شستشو برای تمیز کردن فیلترهای چندمدیا‌یی لازم است، زیرا این امکان را فراهم می‌کند که بستر به درستی دوباره لایه ‌بندی شود. در عمل، در اکثر موارد، ترکیب در مرز از ۱۰۰-۱۵۰ میلی‌ متر عمق رخ می ‌دهد. بحث شده است که این ترکیب با کاهش تخلخل مدیا‌های درشت تر، کیفیت آب خروجی را افزایش می ‌دهد و منجر به افت فشار بالاتر می‌شود [۵]. با این حال، ترکیب نباید بیش از ۲۰٪ از لایه را تشکیل دهد [۳۶]، یا یک منطقه با نفوذپذیری بسیار پایین ممکن است با خطر انسداد شکل گیرد [۳۷].

بر اساس برخی منابع، نرخ ‌های جریان آب باید حدود ۱۰-۳۰ متر بر ساعت باشند، در حالی که نرخ جریان هوا می ‌تواند بین ۵۰-۸۰ متر بر ساعت باشد [۱]؛ برخی دیگر مقداری بین ۲۳ تا ۵۸ متر بر ساعت برای جریان هوا و ۷-۲۵ متر بر ساعت برای شستشو با آب را توصیه می‌کنند [۳۲]. در طی چند شستشوی معکوس اول، احتمالاً تعدادی از ذرات ریز از بستر فیلتر حذف می‌شوند. این ممکن است تأثیری بر روی بستر فیلتر داشته باشد، به‌طوری که تنظیماتی برای فرآیند و نرخ‌ های جریانی مورد نیاز باشد [۳۳]. یک راه‌ حل برای جلوگیری از اثرات منفی افزودن ۳۰ تا ۵۰ میلی‌متر از مدیا به عمق بستر است [۲۹]. از دست رفتن مدیا بیشتر برای آنتراسیت و GAC به دلیل مقاومت کمتر آن‌ها در برابر سایش رایج ‌تر است [۳۸]. اگر مشکل پس از چند دوره اول طولانی شود، این ممکن است نشان‌دهنده این باشد که نرخ‌ های مورد استفاده بیش از حد بالا هستند، یا فیلتر ویژگی ‌های مورد نیاز را ندارد [۴].

یکی از اصلی‌ترین مشکلات مرتبط با شستشوی معکوس بستر فیلتر، میزان کدورت زیاد پس از بازگشت فیلتر به سرویس است. این مرحله به عنوان رسوب‌گیری شناخته می‌شود (شکل ۲). این به دلیل حذف ذراتی است که به فیلتراسیون کمک می کنند و لخته هایی که به درستی در طی آخرین مراحل شستشوی معکوس تخلیه نمی شوند [۳۲]. سه مرحله تشخیص داده شده است؛ ابتدا، آب خروجی تحت بستر فیلتر تحت تأثیر قرار گرفته توسط آب شستشوی باقی‌مانده قرار گرفته در بستر فیلتر قرار دارد و پس از آن توسط آلاینده‌هایی که در بالای و درون تخته مانده‌اند تحت تأثیر قرار می‌گیرد.

سرانجام، به دلیل عدم وجود توانایی جمع ‌آوری اضافی به دلیل ذرات نگه ‌داری ‌شده، کارآیی تصفیه به مراتب کاهش می‌یابد [۳۹]. این مشکل به دلیل نشان داده شده است که انتقال کیست‌های ژیاردیا و کریپتواسپوریدیوم ممکن است در این مرحله رخ دهد [۱۶]. روش‌های مختلفی برای کاهش این مشکل وجود دارد؛ اضافه کردن یک ماده منعقد کننده به آب شستشو یا به آب ورودی هنگام بازگشت فیلتر به سرویس، اجرای یک شستشوی آبکشی درمرحله آخر، استراحت فیلتر (تاخیر در راه اندازی)، دور ریختن اولین پخش از پساب (شستشو به دور رفته) و تغییر نرخ فیلتر (شروع از نرخ‌ های پایین و به تدریج افزایش؛ که به آن روش شروع کند گفته می‌شود) [۵,۲۴]. به عنوان معمول در نظر گرفته می‌شود که یک فیلتر پس از بازگشت به سرویس، آب خروجی با میزان کدورت حدود ۵/۰-۱ NTU داشته باشد، هرچند بعداً باید در ۳۰ دقیقه اول از عملکرد به میزان ۲/۰یا کمتر کاهش یابد و پس از یک ساعت اضافی به میزان ۱/۰ یا کمتر برسد [۱,۸]. Hess [19] هدف رسوب‌گیری ۳/۰ NTU پس از شستشوی معکوس و کمتر از ۱/۰ NTU در ۱۵ دقیقه از بازگشت به سرویس را گزارش کرده است.

۳- توسعه و آزمایش مدیاهای فیلتری جدید

مدیاهای متداول فیلترها ماسه و آنتراسیت هستند که در چند دهه گذشته در انواع متنوعی از روش های فیلتراسیون مورد استفاده قرار گرفته اند. و هنوز هم استفاده می‌شوند. توسعه مدیاهای جدید مورد تحقیق و کاربرد قرار گرفته است.. در برخی موارد، تمرکز بر مواد طبیعی موجود مانند پومیس [۴۰] یا کوارتز خرد شده [۴۱] بود. در برخی موارد، مواد طبیعی از طریق استفاده از پوشش‌ها [۴۲] یا از طریق فرآیندهای فیزیکی (مانند الومینوسیلیکات/خاک گسترده‌شده) بهبود یافتند. به ویژه، آخری با موفقیت برای تصفیه آب آشامیدنی و فاضلاب مورد استفاده قرار گرفته است و بنابراین یک کاندید جالب محسوب می‌شود. ترکیبات خاک دیاتومه هم مد نظر بودند زیرا نیازی به پیش‌تصفیه با منعقد کننده نداشتند. با این حال، احتمال نفوذ مواد به آب خروجی وجود داشت [۴]. رویکردهای مختلف دیگر در ارتباط با مواد دانه‌ای مورد بررسی قرار گرفتند. Farizoglu و همکاران [۴۰] استفاده از یک پیکربندی رو به بالا با پومیس، یک سنگ سبک و متخلخل در نظر گرفتند؛ این امر باعث کاهش افت فشار می‌شود و طول دوره فیلتر را افزایش می‌دهد. آزمایشات تنها بدون افزودن مواد منعقد کننده انجام شد [۴۰]. ماده مشابهی به نام پوزولان طبیعی هم برای استفاده در تصفیه مستقیم رو به بالا با نرخ جریان کم آزمایش شد. این مطالعه تأکید بر خطر حمل ذرات خارج از ستون هنگام شستشو و ضرورت حفظ میزان pH به شکل کمی اسیدی (۴) برای دستیابی به کارآیی ثابت دارد [۴۳]. پومیس پوشش‌داده شده با اکسید آهن با موفقیت برای حذف پیش‌ زاینده ‌های ترکیبی آلاینده‌ های دی ‌بوتل ‌فتالات (DBP) به کار گرفته شده است؛ این پوشش منجر به یک ماده با مساحت سطح بالا و پایداری در محیط با pH  آبهای طبیعی می‌شود [۴۲]. Suthaker و همکاران [۴۱] در یک مطالعه مقیاس آزمایشی از کوارتز خرد شده برای بهبود حذف ذرات و کدری استفاده کردند. در این مطالعه مشخص شد که این ماده عملکرد بهتری نسبت به آنتراسیت/شن ارائه داده است، اگرچه آخری به عنوان یک پیکره دوگانه، اجازه دوره‌های فیلتر بلندتری را می‌دهد. همچنین علاوه بر مدیاهای جایگزین اعلام شده، در بخش های بعدی اصولاً عملکرد فیلتراسیون شن و آنتراسیت را با عملکرد الومینوسیلیکات منبسط شده، مدیاهای شیشه ای بازیافت شده، الیاف پلی‌پروپیلن و شن با ذرات کربن فعال گرانولی به طور اصلی بررسی و مقایسه می‌کنیم. این مواد کارآیی و انطباق با قوانین فعلی برای تصفیه آب آشامیدنی (مانند نظارت بر آب آشامیدنی ۲۰۱۶) را ثابت کرده‌اند [۴۴].

۳-۱- آلومینوسیلیکات منبسط شده-فیلترالیت

فیلترالیت در نروژ تولید می‌شود و از سنگدانه ‌های رس منبسط شده به دست می‌آید که ابتدا در دمای ۱۲۰۰ درجه سلسیوس حرارت داده شده و سپس خرد و درجه‌بندی می‌شوند. این ماده با اندازه‌ها و چگالی‌های متنوعی در دسترس است؛ از نورون‌کربنات (NC) به سنگین ‌ترین ‌ها یعنی میانی (MC) و سنگین‌ترین (HC). Mitrouli و همکاران [۴۵] کارآیی آنتراسیت و فیلترالیتMC (5/1-5/2 میلی‌متر) را به عنوان بخشی از یک پیکربندی دوگانه، از جمله ماسه، برای پیش‌ تصفیه آب دریا مقایسه کردند. فیلتر فیلترالیت/شن عملکرد معادل یا بهبود‌یافته ‌ای در حذف کدری، حذف ذرات باقی‌مانده و حذف TOC در نرخ ‌های مختلف فیلتراسیون ارائه داد. اندازه شن تقریباً دو برابر مشخصات ۱۶/۳۰ (شناسایی توسط غربالگری) استفاده‌ شده به طور معمول برای تصفیه آب آشامیدنی استفاده می شود. مدیا احتمالا در این شرایط ضعیف عمل کرده است. به واقع، اندازه‌های کرانه کوچکتر به عنوان عملکرد حذف بالاتری ارائه می‌دهند چرا که ذرات باید مسافت‌های کوتاه‌تری را پیش از اتصال طی کنند. جدول ۱ پارامترهای عملیاتی مقایسه‌ای توسط محققانی که عملکرد فیلتراسیون فیلترالیت‌های مختلف و شن را ارزیابی کردند را نشان می‌دهد.

جدول ۱- مقایسه پارامترهای مرتبط برای مطالعاتی در مورد فیلترالیت.

با ابن حال مزیت اصلی استفاده از فیلترالیت به دلیل توسعه کم‌تر افت فشار که می‌تواند به طولانی‌تر شدن زمان عملیات منجر شود است[۴۵]. فیلترالیت سطحی ناهموار دارد که با تعداد زیادی از منافذ و شکاف ‌ها مشخص می‌ شود؛ این ساختار به طور قابل توجهی از آنتراسیت متفاوت است. این به ایجاد توسعه کم‌ تر افت فشار، اما به همین دلیل باعث افزایش تخلخل بستر می‌شود؛ به این معناست که ذرات باید مسافت‌های بیشتری را طی کنند تا به دانه ‌ها برسند. بنابراین، احتمال اتصال کمتر است [۴۶]. نگه‌داری کمتر مواد به کم‌تر شدن سرعت افت فشار نیز کمک می‌کند، زیرا مقدار رسوبات تجمعی کمتری دارد [۴۹]. بررسی دیگری از همان نویسندگان شامل استفاده از فیلترالیت NC اندازه ۵/۱-۵/۲ میلیمتر و فیلترالیت هم‌ چنین HC با اندازه ۸/۰-۶/۱ میلیمتر (دوتایی چندتایی) به تطابق با شن/آنتراسیت بود. این دو تنظیم نشان دادند که عملکرد آنها در مورد ترابیتی مشابه است و دوباره رفتار در مورد توسعه فشار سرعت متفاوت است [۴۶]. تنظیمات فیلترالیت NC/فیلترالیت HC همچنین پایه تصویر ۶ هستند که از آزمایشات تولید کننده تولید شده است و همچنین نمایش داده توسعه فشار سرعت و توسعه بستر در طول عملیات برگشت آب به عنوان یک تابع از نرخ جریان است.

شکل ۶- توسعه فشار سرعت و توسعه در عملیات برگشت آب به عنوان یک تابع از نرخ جریان (تجدید آماده شده با داده‌ها از [۴۹]).

تجزیه و تحلیل مشابهی توسط Saltnes و همکاران [۴۷] روی آب خام با محتوای بالای مواد آلی هومیک با استفاده از أنواع مختلفی از منعقد کننده ها انجام شد. پیکربندی Mono Multi با شن و انتراسیت مقایسه شد. حذف TOC مشابه است. هنگام استفاده از منعقد کننده های مبتنی بر فلزات، دانه‌های درشت Filtralite قادر به کاهش کدری و فلز باقی‌مانده به اندازه کافی نبودند. نویسندگان پیشنهاد کردند که از یک لایه عمیق‌تر استفاده کرده تا به بهبودی مقایسه‌پذیر با پیکربندی معمولی دست پیدا کنند[۴۷]. Mikol  و همکاران [۴۸] مقایسه مشابهی را برای فیلترهای خشن انجام دادند که قبل از فیلترهای شن آهسته یا غشاها استفاده می‌شود. علاوه بر این، شستشوی معکوس این پیکربندی مورد بررسی قرار گرفت و به نتیجه رسیدند که برای عملکرد معمولی تغییرات قابل توجهی در فرآیند لازم نیست [۴۸].

 Davies وWheatley ،Filtralite  را به عنوان یک یک تک مدیا در مقیاس آزمایشگاهی مورد بررسی قرار دادند [۵۰]. طبق نتایج، به عنوان یک تک مدیا، عملکرد کم‌تری در حذف کدری از آب (هنوز زیر ۱/۰ (NTU داشته ولی توسعه افت فشار کم‌تری نسبت به پیکربندی معمولی داشت. هنگام آزمایش در محیط آزمایشگاهی، Filtralite  به نظر می‌آید که کارایی کم‌تری دارد و در حذف کدورت دارد، ۷۰٪ در مقابل ۸۸٪ برای شن، حتی در نرخ جریان کم. بنابراین به نظر می‌آید به عنوان بخشی از پیکربندی دوگانه یا برای تصفیه آب‌های خام با کدری کم‌ تر مؤثرتر باشد [۵۰]. حذف مواد آلی ترکیب شده توسط Eikebrokk و Saltnes [51] در آزمایش‌هایی با استفاده از Filtralite و چند ماده منعقد کننده مورد بررسی قرار گرفت. تفاوت‌های کمی بین پیکربندی فیلترالیت/شن و شن/انتراسیت در مورد کیفیت نمونه ‌آب وجود داشت. مزیت‌های مشابه برای توسعه افت فشار (۱۲-۲۸٪ نرخ پایین‌تر) و زمان اجرا اندازه‌گیری شد که توسط دیگر نویسندگان مورد تأکید قرار گرفت [۵۱].

۳-۲-  مدیاهای بر پایه شیشه

شیشه بازیافتی به عنوان یک جایگزین ممکن برای شن مورد بررسی قرار گرفته است. Ratnayaka و همکاران [۵] آن را به عنوان یک جایگزین مناسب به دلیل وزن مخصوص مشابه اشاره کرده‌ اند. تحقیقاتی در مورد استفاده از چنین مدیاهای فیلتراسیون گزارش شده است؛ به طور عمده، آنها در تصفیه فاضلاب [۵۲،۵۳]، تصفیه آب استخر [۵۴] و تصفیه آب شرب [۵۵] استفاده شده‌ اند. از نظر تصفیه آب شرب، شیشه بازیافتی عملکرد بهتری نسبت به شن از خود نشان داده است. یک گزارش از مرکز تحقیقات آب نسبت به کاربردهای تمام مقیاس مدیا‌های شیشه می‌گوید که می‌تواند به افزایش ۵۰٪ طولانی‌تر شدن دوره‌های فیلتراسیون با کیفیت مشابه آب منجر شود [۵۵].  آنها معتقدند که این مدیا دارای عمر قابل مقایسه با شن است و در طول چرخه های فیلتراسیون-شستشوی معکوس شکنندگی کمتری دارد [۵۶]. با این حال،  Davies و Wheatley  نشان دادند که مدیای شیشه ای مقاومت مکانیکی پایین‌تری در مقایسه با شن دارد [۵۰]؛ این ممکن است منجر به مشکلاتی در نزدیک به پایان عمر فیلتر یا تعویق تعویض مدیا منجر شود [۴۹]. شیشه نیز نسبت به شن سطحی صیقلی تری دارد؛ عملیات شستشوی معکوس کارآمدتری ممکن است با هزینه ‌های کمتر انجام شود، چرا که جدا شدن ذرات به راحتی‌تر انجام می‌شود [۴۹].

چندین تحقیق علمی  هم برای فیلتراسیون گرانشی و هم فیلتراسیون فشاری، در پیکربندی با مدیای تکی و دوگانه انجام شده است. پیکربندی تک مدیا یا شامل شن یا شیشه بدون شن بودند، در حالی که در پیکربندی دو مدیا، یک لایه اضافی از آنتراسیت وجود داشت. شیشه مورد استفاده در اغلب موارد، شیشه بازیافتی غیرخاصی بود. جزئیات مربوط به چیدمان و ویژگی ‌های دانه‌ای می‌تواند در جدول ۲ مشاهده شود. برای هر دو مدیا‌های شن و شیشه، موادی با ویژگی‌های مختلف در مطالعات مختلف مورد استفاده قرار گرفته است. این امر به ویژه در مورد اندازه موثر شن مشخص می‌ شود، که بین ۳۳/۰ و ۹۷/۰ میلی‌متر متغیر است. اختلاف مشابهی برای ضرایب یکنواختی (۲۷/۱-۸۲/۱) وجود دارد، در حالی که در مورد مدیا‌های مبتنی بر شیشه کمتر ظاهر می‌شود (۵۹/۰-۹۸/۰ میلی‌متر، ۲۱/۱-۵۸/۱). مقادیر کوچک ‌تر از اندازه موثر معمولاً به معنای وجود مواد با کارآیی حذف خوب هستند که به توسعه افت فشار سریع منجر می‌شود. انتظار می ‌رود در صورت اندازه‌گیری ارزش‌ های بالاتر این ویژگی، ایجاد افت فشار کندتر و کارآیی کمتر ممکن باشد. در واقع، در جایی که خواص فیزیکی ماسه و شیشه متفاوت است، اختلافات از نظر کارایی نیز می تواند به خواص و نه تنها به خود ماده نسبت داده شود. برای به دست آوردن نتایج قابل مقایسه، باید از اندازه های مشابه و ضرایب یکنواختی استفاده شود [۵۷].

جدول ۲- مقایسه پارامترهای مرتبط برای مطالعات در مورد مدیا‌های شیشه بازیافتی.

مدیا‌های شیشه بازیافتی با آنتراسیت به عنوان یک پیکربندی دوگانه در برابر شن و آنتراسیت آزمایش شدند. عملکرد آنها اصولاً از طریق شمارش ذرات ارزیابی شده است. جالب است بدانید که دوره رسوب‌گذاری برای شیشه/آنتراسیت حدود ۱۵-۲۰ دقیقه بوده است و پس از آن کیفیت پساب به طور مداوم حدود ۵۰-۷۰ ذره در میلی‌لیتر (برای ذراتی با اندازه بزرگتر از ۲ میکرومتر) بوده است. اما در مورد شن/آنتراسیت، حدود ۱۰ دقیقه مورد نیاز است و پس از آن میانگین حدود ۲۵-۵۰ ذره در میلی‌لیتر (شکل ۷) ارائه می ‌دهد. تعداد ذرات ورودی، با این حال، در روندها متغیر بوده و میانگین برای شیشه حدود ۵۰۰-۱۰۰۰ ذره در میلی‌لیتر و برای فیلتر شن حدود ۱۰۰۰-۱۵۰۰ ذره در میلی‌لیتر بوده است.

شکل ۷- زمان‌های رسوب‌گذاری در شرایط زمستان و تابستان (آماده‌ سازی مجدید با استفاده از داده‌های مرجع [۵۷]).

Soyer و همکاران [۵۷، ۵۸] به پیکربندی هایتک‌مدیا‌ و دوگانه ‌برای فیلتراسیون گرانشی در دو مطالعه مختلف پرداختند. شیشه بازیافتی مورد استفاده در این مطالعه دوباره به صورت خاص برای اهداف تصفیه آب ساخته نشده بود. فیلترهای تک‌ مدیا کارایی حذف قابل مقایسه ‌ای برای کدورت و شمارش ذرات نشان دادند. افزایش متوسط افت فشار در فیلترهای شیشه ‌ای کاهش یافته بود (تا ۵۰٪). آزمایش ‌های سیال سازی منجر به انبساط های مشابه در فیلترهای شیشه و شن منجر شد، با تفاوت‌های کوچک در سرعت‌های بالاتر شستشوی معکوس [۵۸]. مشاهدات مشابهی با پیکربندی مدیای دوگانه به دست آمد؛ میزان افزایش کمی در کارایی نسبت به کدورت برای شیشه/آنتراسیت اندازه‌گیری شد. متوسط افت فشار در شیشه/آنتراسیت به طور کلی کمتر بود، اگرچه اختلاط در سطح مشترک بیشتر بود. این تأثیر کلی قوی نداشت و تأثیر آن همچنان توسعه آهسته تر و ارزش بستر تمیز کمتر بود [۵۷].

تحقیقات اخیر توسط نویسندگان [۶۱] نشان داد که پیکربندی مدیای شیشه ای عملکرد مشابهی را در مقایسه با شن/آنتراسیت در خصوص حذف ذرات و مواد آلی داشتند. با این حال، دیده شد که پیکربندی مدیا شیشه ای) هم Filtec/Filtralite و همAFM/Filtralite ) سرعت کمتری در افت فشار داشتند؛ مقادیر نهایی افت فشار مدیا شیشه ای بیش از ۶۰٪ کمتر از مقادیر به دست آمده از شن/آنتراسیت بودند (شکل ۸). علاوه بر این، اجرای طولانی عملیات فیلتراسیون منجر به نیاز کم تر به عملیات شستشوی معکوس شد، که به دنبال آن منجر به کاهش مصرف انرژی و آب شستشوی معکوس می ‌شود. این مسئله به همراه کاهش نفوذ ذرات که در این مطالعه مشاهده شد، می‌تواند به کاربرد امیدبخشی از مدیا شیشه ای در صنعت آب منجر شود.

شکل ۸- توسعه فشار سرعت در چهار پیکربندی مدیای دوگانه برای کل دوره با پلی‌آلومینیوم کلراید به عنوان کوآگولانت (تجدید تهیه شده با استفاده از داده‌ها از [۶۱]).

هنگام مقایسه کارایی مدیای شیشه با ماسه در فیلتراسیون آب، یک مسئله جالب پیش می‌آید؛ آیا مدیای شیشه ای می تواند از فعالیت های بیولوژیکی نیز پشتیبانی کند؟ این امر به دلیل این است که فیلترهای شنی سریع می‌توانند به منظور افزایش فعالیت‌های زیستی مدیریت شوند، به ویژه زمانی که پیش‌کلر زنی توسط پیش‌ ازن زنی جایگزین می ‌شود. یکی از مطالعات انجام شده نشان داده است که اگر پیش‌کلر زنی اعمال نشود، مدیای شن و ماسه و آنتراسیت در فیلتراسیون گرانشی برای توسعه بیوفیلم‌ها و فعالیت‌های زیستی قابل پشتیبانی هستند [۶۲]. فعالیت‌ های زیستی در هر دو نوع فیلتراسیون شنی آهسته و فیلترهای شنی سریع به توسعه پوشش‌های بیوفیلمی پیچیده روی دانه ‌های شن و در برخی موارد ترکیبی از آنها نسبت داده می‌ شود. ویژگی ‌های سطحی مدیا یکی از عوامل حیاتی برای تأثیرگذاری بر فعالیت ‌های زیستی آنها هستند. برای تصفیه آب شرب، میکروارگانیسم‌ ها در مناطقی تجمع می‌یابند که از نیروهای مشترک فشار سیال در امان باشند. ناهمواری ‌های سطحی شن یا مدیا، محیط‌هایی محافظت شده برای بیوفیلم ‌ها از نیروهای فشار سیال فراهم می‌کنند و در نتیجه فعالیت ‌های زیستی می ‌انجامند.

جدول ۲ مقادیر اندازه موثر (d10) و ضریب یکنواختی (UC) شن و شیشه را نشان می‌دهد و در اکثر موارد،  d10 و UC شن و شیشه نزدیک به یکدیگر هستند. تحقیقات انجام شده توسط نویسندگان نشان می ‌دهد که مدیای شیشه دارای زاویه ‌های بیشتری هستند (شکل a9(، اما شن به نظر کمی گرد و کروی ‌تر می‌رسد (شکل b9). انتظار می ‌رود که تخلخل فیلتر حاوی مدیای شیشه به دلیل زاویه ‌های بیشتر مدیای شیشه کمی بیشتر از تخلخل فیلتر حاوی شن باشد [۶۳]. این امر در یک مطالعه که تخلخل برای فیلتر حاوی شن ۴۷/۰ بود و برای فیلتر حاوی شیشه ۵۲/۰ بود، تأیید شد [۵۹]. بررسی فعالیت ‌های زیستی مدیای شیشه در فیلترهای شنی آهسته نشان داد که محصول شیشه ای پودرساز دارای مشخصات USEPA برای فیلترهای شنی آهسته تطابق دارد. در طول ۸ ماه بهره‌ برداری مداوم، عملکرد مدیای شیشه بهتر یا مشابه شن‌ های سیلیسیوم بود، با حذف ۵۶% تا ۹۶% کدورت، ۹۹.۷۸% تا ۱۰۰.۰% باکتری‌های کلیفورم، ۹۹.۹۹۵% تا ۹۹.۹۹۷% کیست‌های جیاردیا، ۹۹.۹۲% و ۹۹.۹۷% برای اووسیست کریپتوسپوریدیوم. بر اساس نتایج، شیشه پودر شده به عنوان جایگزین مؤثری برای شن سیلیسیوم به عنوان یک مدیای فیلتر برای فیلتراسیون شنی آهسته محسوب می شود [۶۴].

شکل ۹- تصویر SEM از (الف) مدیای Enviro Glasmedia و (ب) شن (از کار منتشر نشده نویسندگان).

۳-۳- الیاف پلی پروپیلن

فیلترهای الیافی انعطاف پذیر اخیرا توسعه یافته و برای پساب و تصفیه آب مورد استفاده قرار می ‌گیرند و الیاف پلی پروپیلن یکی از الیاف پلی آمیدی متداول برای ساخت ماژول ‌های فیلتراسیون است. الیاف پلی پروپیلن از طناب‌هایی که برای مصارف کشاورزی فروخته می‌شوند، تهیه شد و به منظور ارزیابی استفاده آن‌ها به عنوان مدیای فیلتراسیون، مشخصه‌گذاری شد [۶۵]. از طریق تجزیه و تحلیل SEM (نگاه به شکل ۱۰)، محققان مشاهده کردند که الیاف پلی پروپیلن به طور قابل توجهی یکنواخت هستند و شبیه به الیاف پلی آمیدی هستند. قطرهای کوچک الیاف پلی پروپیلن (حدود ۳۴ میکرومتر) ممکن است با افزایش سطوح فیلتراسیون مرتبط باشد. از سوی دیگر، برای الیافی که به عنوان مدیاهای فیلتراسیون به مدت ۳ ماه استفاده شده ‌اند، باقیماند ه‌ها روی سطوح الیاف مشاهده شد. این موضوع نشان ‌دهنده اثربخشی فرآیند فیلتراسیون است که با پیوستن جامدات به سطوح الیاف اتفاق می ‌افتد.

شکل ۱۰- تصاویر SEM با بزرگنمایی ۲۰۰۰: (الف) بدون هیچ پیش‌ تصفیه یا استفاده به عنوان وسیله فیلتراسیون، (ب) پس از آزمون حلالیت در HCl، (ج) پس از آزمون حلالیت در NaOH، (د) پس از استفاده به عنوان ماده فیلتری به مدت ۳ ماه [۶۵].

نتایج این مطالعه نشان می‌دهد که فیلترهای الیافی انعطاف‌پذیر ساخته شده از الیاف پلی ‌پروپیلن، قادر به تولید آب با کیفیت بالا هستند. مقادیر رنگ همیشه برای همه فیلترها در طول کارکرد فیلتر کمتر از ۱ CU بود (قبل از رسیدن به حد کدورت و افت فشار) و فیلتر می ‌تواند با نرخ ۲۰-۸۰ متر مکعب بر متر مربع در ساعت عمل کند تا کدورت باقیمانده کمتر از ۵/۰-۱ NTU نسبت به عمق فیلتر به دست آید. علاوه بر این، تقاضای آب برای عملیات شستشوی معکوس فیلتر پلی ‌پروپیلن حدود ۲٪ بود، که نشان‌دهنده بهره‌وری بالایی در مصرف آب است. در نهایت، این مطالعه نشان می ‌دهد که استفاده از الیاف مختلف و ترکیب‌های منعقد کننده مختلف در ساخت و عملکرد این نوع فیلتر، تأثیری روی عملکرد آن ندارد؛ این موضوع نشان می ‌دهد که می‌توان از مواد دیگر به صورت جایگزین استفاده کرد تا منابع طبیعی و/یا مواد موجود نیز در این فرآیند جایگیری کنند.

۳-۴- شن با کربن فعال گرانوله

برای حذف آلاینده های آلی از منابع آب، کربن فعال گرانوله (GAC) برای جایگزینی مدیاهای گرانوله معمولاً در فیلترهای سریع (شن یا ماسه و آنتراسیت) یا به عنوان یک مرحله بعد از فیلتراسیون معمولی استفاده می‌شود. این امر به دلیل داشتن مساحت سطحی بالا، خاصیت تخلخل و تمایل به ترکیب سطحی با مولکول‌ های آلی است که ظرفیت بالاتری برای جذب مولکول‌های آلی فراهم می‌ کند. بنابراین، فیلترهای دوگانه با شن و GAC برای حذف هم ذرات و هم مواد آلی مورد تحقیق قرار گرفته ‌اند. یک مطالعه اخیر [۶۸] تأثیر اعمال فیلتراسیون با پیکربندی دوگانه بر کاهش فنل‌ ها در یک تصفیه خانه آب آشامیدنی معمولی که دو نوع GAC (گیاهی و معدنی) و سه پیکربندی GAC/sand (0/1؛ ۱/۰؛ ۵/۰/۵/۰) را به کار می ‌برد، مورد بررسی قرار داد. پیکربندی فیلترها می‌ تواند در جدول ۳ مشاهده شود.

جدول ۳- پیکربندی های مورد استفاده برای ارزیابی فیلتراسیون شنی-GAC (با استفاده از داده های [۶۸] آماده شده است).

این مطالعه نشان می ‌دهد که فیلترهای دوگانه با شن و ذغال فعال گرانوله (GAC) حذف بهتر TOC و فنل ‌ها را تضمین می کنند. همانطور که در شکل ۱۱ نشان داده شده است، با فیلترهایGAC ، کارآیی حذف حداکثر ۸۰% برای TOC و ۹۹% برای فنل‌ها توسط ذغال فعال معدنی (MAC) (C2) یا شن با MAC (C5) به دست آمد، در حالی که با شن تنها (C3) ، حداکثر کارآیی حذف ۲۶% برای TOC و ۱۰% برای فنل ‌ها بود. به طور کلی مشاهده شد که GAC معدنی (پیکربندی C2 و (C5 مؤثرتر از GAC گیاهی (پیکربندی C1 وC4 ) بود. با این حال، کارآیی جذبی GAC به عوامل دیگری نظیر ویژگی‌های کیفیت آب، زمان تماس، عمق فیلتر و حجم جاذب وابسته است و باید شرایط عملیاتی در هر مورد برای دستیابی به بالاترین کارآیی تصفیه ارزیابی شود.

شکل ۱۱- غلظت بازمانده آلاینده ‌ها در فیلترهای مختلف در طول زمان. (الف) TOC، غلظت TOC آب خام = ۳۶۹/۳ میلی‌گرم در لیتر؛ (ب) فنل، غلظت فنل آب خام = ۳/۲۴۵ میکروگرم در لیتر (با استفاده از داده‌های [۶۸] دوباره تهیه شده است).

۴- نتیجه‌گیری و توصیه ‌های کارهای آینده

فیلتراسیون یکی از فرآیندهای کلیدی در تصفیه آب است. مقررات سخت گیرانه تر، صنایع آب را به دنبال فیلتراسیون کارآمدتر در همکاری با سایر فرآیندها می کند. اثربخشی مدیای فیلتر جایگزین و مزایای آن در مقالات منتشر شده از جمله عملکرد فیلتراسیون بالا در حذف ذرات باقیمانده و کدورت، نیاز به تغییرات جزئی در پیکربندی فیلتراسیون موجود و توسعه آهسته افت فشار، که منجر به دوره بالقوه طولانی اجرای فیلتر می شود، نشان داده شده است. شیشه بازیافت شده و مدیاهای شن و ماسه سنتی شباهت هایی را برای چندین ویژگی نشان دادند. بنابراین، جایگزینی شن و ماسه با مدیا شیشه ای شامل تغییرات جزئی در تنظیمات موجود می شود. استفاده از الیاف پلی پروپیلن به عنوان مدیای فیلتر می تواند آب با کیفیت بالا با رنگ و کدورت کم (<1 CU برای رنگ و <0.5 NTU برای کدورت) تولید کند و نیاز آب شستشوی معکوس تنها ۲٪ بود. مطالعات همچنین نشان می‌دهد که پیکربندی‌های مدیای دوگانه با ماسه و GAC به طور قابل‌توجهی حذف آلاینده‌ه ای آلی در تصفیه فاضلاب را بهبود می ‌بخشد.

چهار دسته کارهای آینده ممکن را از طریق این بررسی پیشنهاد می‌ شود: آزمایش‌های مقیاس واقعی، تغییر در شرایط عملیاتی، افزایش تعداد مدیاهای مورد آزمون و تحلیل مرتبط با حذف پاتوژن.

ارزیابی عملکرد مدیای جایگزین باید از طریق آزمایش ‌های مقیاس واقعی انجام شود. استفاده از پیکربندی مقیاس واقعی به اکتشاف مسائل مختلفی می ‌انجامد، مانند رسیدن طولانی مدت که توسط برخی از مدیاهای شیشه ‌ای ارائه می شود. همچنین برای تأیید نتایج به‌دست‌آمده از طریق آزمایش‌های آزمایشگاهی، آزمایش‌های شستشوی معکوس در مقیاس کامل مورد نیاز است. علاوه بر این، کل هزینه‌هایی که در استفاده از مدیاهای جایگزین با آن مواجه می‌شوند باید با دقت بیشتری از طریق آزمایش‌های مقیاس کامل به‌دست آیند.

در انجام آزمایش‌های مقیاس واقعی، باید شرایط عملیاتی مختلفی بر اساس نیاز تصفیه آب تست شوند، مانند عمق فیلتر، اندازه ستون و تنظیمات پیش‌تصفیه.

گسترش دامنه مدیای مورد آزمون می‌ت واند به عنوان گزینه ای دیگر مطرح شود. برای مدیایی که مقررات برای آن‌ها تأیید نشده است، می‌توان موردی ارائه داد که به تأیید و اجرای مقررات منجر می شود.

در واقع، حذف پاتوژن ها باید پیش از اجرای واقعی مدیای‌های جایگزین مدنظر گرفته شود. این کار می‌تواند توسط استفاده از آب خام واقعی یا استفاده از جایگزین (مانند اوویست های غیرفعال) که در مطالعات قبلی موفقیت ‌آمیز بودند، انجام شود.

منابع

  1. Binnie, C.; Kimber, M. Basic Water Treatment, 5th ed.; ICE Publishing: London, UK, 2013.
  2. LeChevallier, M.W.; Au, K.K. Water Treatment and Pathogen Control—Process Efficiency in Achieving Safe Drinking Water; WHO Drinking Water Quality Series; IWA Publishing: London, UK, 2004.
  3. Ritson, J.P.; Graham, N.J.D.; Templeton, M.R.; Clark, J.M.; Gough, R.; Freeman, C. The impact of climate change on the treatability of dissolved organic matter (DOM) in upland water supplies: A UK perspective. Sci. Total Environ. 2014, 473–۴۷۴, ۷۱۴–۷۳۰. [CrossRef] [PubMed] Water 2020, 12, 3377 18 of 20
  4. Cheremisinoff, N.P. Handbook of Water and Wastewater Treatment Technologies; Butterworth-Heinemann: Oxford, UK, 2002.
  5. Ratnayaka, D.D.; Brandt, M.J.; Johnson, K.M. Twort’s Water Supply, 6th ed.; Butterworth-Heinemann: Oxford, MA, USA, 2009.
  6. Tebbutt, T.H.Y. Principles of Water Quality Control, 5th ed.; Butterworth-Heinemann: Oxford, UK, 1998.
  7. McGivney, W.; Kawamura, S. Cost Estimating Manual for Water Treatment Facilities; John Wiley & Sons, Inc.: Hoboken, NJ, USA, 2008.
  8. Gray, N.F. Water Technology, 3rd ed.; IWA Publishing: London, UK, 2010.
  9. O’Melia, C.R. Particles, Pretreatment and Performance in water filtration. J. Environ. Eng. 1985, 111, 874–۸۹۰.
  10. Jegatheesan, V.; Vigneswaran, S. Deep Bed Filtration: Mathematical Models and Observations. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 2005, 35, 515–۵۶۹.
  11. Ison, C.R.; Ives, K.J. Removal mechanisms in deep bed filtration. Chem. Eng. Sci. 1969, 24, 717–۷۲۹.
  12. Ives, K.J. Rapid Filtration. Water Res. 1970, 4, 201–۲۲۳.
  13. Zamani, A.; Maini, B. Flow of dispersed particles through porous media—Deep bed filtration. J. Pet. Sci. Eng. 2009, 69, 71–۸۸.
  14. Cleasby, J.L.; Logsdon, G.S. Granular bed and precoat filtration. In Water Quality and Treatment: A Handbook of Community Water Supplies; Letterman, R.D., Ed.; McGraw-Hill: New York, NY, USA, 1999.
  15. Rajagopolan, R.; Tien, C. Single collector analysis of collection mechanisms in water filtration. Can. J. Chem. Eng. 1977, 55, 246–۲۵۵.
  16. Amirtharajah, M. Some theoretical and conceptual views of filtration. J. Am. Water Works Assoc. 1988, 80, 36–۴۶.
  17. O’Melia, C.R.; Ali, W. The role of retained particles in deep bed filtration. Prog. Water Technol. 1978, 10, 167–۱۸۲.
  18. Han, S.; Fitzpatrick, C.; Wetherill, A. Mathematical modelling of particle removal and head loss in rapid gravity filtration. Sep. Sci. Technol. 2008, 43, 1798–۱۸۱۲.
  19. Hess, A.; Logsdon, G.S.; Chipps, M.J.; Rachwal, A.J. Filter Maintenance and Operations Guidance Manual; AWWA Research Foundation and American Water Works Association: Denver, CO, USA, 2002.
  20. Yao, K.-M.; Habibian, M.T.; O’Melia, C.R. Water and waste water filtration. Concepts and applications. Environ. Sci. Technol. 1971, 5, 1105–۱۱۱۲.
  21. Stevenson, D.G. Flow and filtration through granular media—The effect of grain and particle size dispersion. Water Resour. 1997, 31, 310–۳۲۲.
  22. Ives, K.J. Filtration of Clay Suspensions through Sand. Clay Miner. 1987, 22, 49–۶۱.
  23. Ives, K.J. Capture mechanisms in filtration. In The Scientific Basis of Filtration; Noordhoff: Leyden, The Netherlands, 1975.
  24. Castro, K.; Ahmed, R. Filtration. In Operational Control of Coagulation and Filtration Processes—Manual of Water Supply Practices, M37, 3rd ed.; American Water Works Association (AWWA): Denve, CO, USA, 2011.
  25. Kim, J.; Tobiason, J. Particles in filter effluent: The roles of deposition and detachment. Environ. Sci. Technol. 2004, 38, 6132–۶۱۳۸.
  26. Bai, R.; Tien, C. Particle detachment in deep bed filtration. J. Colloid Interface Sci. 1997, 186, 307–۳۱۷.
  27. Zouboulis, A.; Traskas, G.; Samaras, P. Comparison of single and dual media filtration in a full-scale drinking water treatment plant. Desalination 2007, 213, 334–۳۴۲.
  28. Asano, T.; Burton, F.; Leverenz, H. Removal of Residual Particulate Matter. In Water Reuse: Issues, Technologies and Application; McGraw-Hill: New York, NY, USA, 2007.
  29. Voutchkov, N. Considerations for selection of seawater filtration pretreatment system. Desalination 2010, 261, 354–۳۶۴.
  30. Logsdon, G.S.; Horsley, M.B.; Freeman, S.D.N.; Neemann, J.J.; Budd, G.C. Filtration processes—A distinguished history and a promising future. J. Am. Water Works Assoc. 2006, 98, 150–۱۶۲.
  31. Collins, M.R.; Eighmy, T.T.; Fenstermacher, J.M.; Spanos, S.K. Using granular media amendments to enhance NOM removal. J. Am. Water Works Assoc. 1996, 88, 48–۶۱.
  32. Twort, A.C.; Ratnayaka, D.D.; Brandt, M.J. Water Supply, 3rd ed.; Butterworth-Heinemann: Oxford, MA, USA, 2000. Water 2020, 12, 3377 19 of 20
  33. Fitzpatrick, C. Media properties and their effect on filter performance and backwashing. Water Sci. Technol. 1998, 38, 105–۱۱۱.
  34. Stevenson, D.G. The specification of filtering materials for rapid-gravity filtration. J. Inst. Water Environ. Manag. 1994, 8, 527–۵۳۳.
  35. Stevenson, D.G. Process conditions for the backwashing of filters with simultaneous air and water. Water Res. 1995, 29, 2594–۲۵۹۷.
  36. Morgeli, B.; Ives, K.J. New media for effluent filtration. Water Res. 1979, 13, 1001–۱۰۰۷.
  37. Ives, K.J. Specification for granular filter media. Effl. Water Treat. J. 1975, 15, 296–۳۰۵.
  38. Humby, M.S.; Fitzpatrick, C.S.B. Attrition of granular filter media during backwashing with combined air and water. Water Res. 1996, 30, 291–۲۹۴.
  39. Slavik, I.; Jehmlich, A.; Uhl, W. Impact of backwashing procedures on deep bed filtration productivity in drinking water treatment. Water Res. 2013, 47, 6348–۶۳۵۷.
  40. Farizoglu, B.; Nuhoglu, A.; Yildiz, E.; Keskinler, B. The performance of pumice as a filter bed material under rapid filtration conditions. Filtr. Sep. 2003, 40, 41–۴۷.
  41. Suthaker, S.; Smith, D.W.; Stanley, S.J. Evaluation of filter media for upgrading existing filter performance. Environ. Technol. 1995, 16, 625–۶۴۳.
  42. Kitis, M.; Kaplan, S.; Karakaya, E. Adsorption of natural organic matter from waters by iron coated pumice. Chemosphere 2007, 66, 130–۱۳۸.
  43. Ndi, K.; Dihang, D.; Aimar, P.; Kayem, G.J. Retention of bentonite in granular natural pozzolan: Implications for water filtration. Sep. Sci. Technol. 2008, 43, 1621–۱۶۳۱.
  44. Drinking Water Inspectorate. List of Approved Products for Use in Public Water Supply in the United Kingdom; Drinking Water Inspectorate: London, UK, 2016.
  45. Mitrouli, S.T.; Yiantsios, S.G.; Karabelas, A.J. Pretreatment for desalination of seawater from an open intake by dual-media filtration: Pilot testing and comparison of two different media. Desalination 2008, 222, 24–۳۷.
  46. Mitrouli, S.T.; Karabelas, A.J.; Yiantsios, S.G.; Kjølseth, P.A. New granular materials for dual-media filtration of seawater: Pilot testing. Sep. Purif. Technol. 2009, 65, 147–۱۵۵.
  47. Saltnes, T.; Elkebrokk, B.; Odegaard, H. Contact filtration of humic waters: Performance of an expanded clay aggregate filter (Filtralite) compared to a dual anthracite/sand filter. Water Sci. Technol. Water Supply 2002, 2, 17–۲۳.
  48. Mikol, A.; Fitzpatrick, C.; Chipps, M.J.; Steele, M.E. Novel dual media combination for drinking water treatment. Water Sci. Technol. Water Supply 2007, 7, 131–۱۳۹.
  49. Davies, P. Alternative Filter Media in Rapid Gravity Filtration of Potable Water. Ph.D. Thesis, Loughborough University, Loughborough, UK, 2011.
  50. Davies, P.; Wheatley, A.D. Pilot plant study of alternative filter media for rapid gravity filtration. Water Sci. Technol. 2012, 66, 2779–۲۷۸۴.
  51. Eikebrokk, B.; Saltnes, T. Removal of natural organic matter (NOM) using different coagulants and lightweight expanded clay aggregate filters. Water Sci. Technol. Water Supply 2001, 1, 131–۱۴۰.
  52. Lavender, P. Filter media: Treating chemical wastewaters. Filtr. Sep. 2008, 45, 16–۱۸.
  53. Gill, L.W.; Veale, P.L.; Murray, M. Recycled glass compared to sand as a media in polishing filters for on-site wastewater treatment. Water Pract. Technol. 2011, 6, wpt2011058.
  54. Korkosz, A.; Malakowska, A.; Hänel, A.; Niewiadomski, M.; Jan, H. Cullet as filter medium for swimming pool water treatment. Physicochem. Probl. Miner. Process. 2012, 48, 295–۳۰۱.
  55. Jonsson, J.; Watts, M. Glass Media Report; Water Res. Centre: Swindon, UK, 2011.
  56. Water Development Services. Full Scale Operational Trials Involving the Use of Recycled Glass in Selected Markets (WRAP); The Waste & Resources Action Programme: Banbury, UK, 2005.
  57. Soyer, E.; Akgiray, Ö.; Eldem, N.Ö.; Saatçi, A.M. On the use of crushed recycled glass instead of silica sand in dual-media filters. Clean Soil Air Water 2013, 41, 325–۳۳۲.
  58. Soyer, E.; Akgiray, Ö.; Eldem, N.Ö.; Saatçi, A.M. Crushed recycled glass as a filter medium and comparison with silica sand. Clean Soil Air Water 2010, 38, 927–۹۳۵.
  59. Rutledge, S.O.; Gagnon, G.A. Comparing crushed recycled glass to silica sand for dual media filtration. J. Environ. Eng. Sci. 2002, 1, 349–۳۵۸.
  60. Evans, G.; Dennis, P.; Cousins, M.; Campbell, R. Use of recycled crushed glass as a filtration medium in municipal potable water treatment plants. Water Sci. Technol. Water Supply 2002, 2, 9–۱۶.
  61. Cescon, A.; Jiang, J.-Q.; Haffey, M.; Moore, G.; Callaghan, K. Assessment of recycled glass and expanded clay in a dual media configuration for drinking water treatment. Sep. Sci. Technol. 2016, 51, 2455–۲۴۶۴.
  62. Coffey, B.M.; Krasner, S.W.; Sclimenti, M.J.; Hacker, P.A.; Gramith, J.T. A comparison of biologically active filters for the removal of ozone by-products, turbidity, and particles. In Proceedings of the Water Quality Technology Conference, New Orleans, LA, USA, 12–۱۶ November 1995.
  63. Droste, R.L. Theory and Practice of Water and Wastewater Treatment; John Wiley and Sons, Inc.: New York, NY, USA, 1997.
  64. Piccirillo, J.B.; Letterman, R.D. Examination of Pulverized Waste Recycled Glass as Filter Media in Slow Sand Filtration; Final Report, PB-98-158959/XAB; TRN: 82432439; U.S. Department of Energy Office of Scientific and Technical Information: Washington, DC, USA, 1997.
  65. Morita, A.K.M.; Reali, M.A.P. Fiber filter built with polypropylene fibers applied to water clarification. Water Supply 2019, 19, 1036–۱۰۴۳.
  66. Kim, J.; Kang, B. DBPs removal in GAC filter-adsorber. Water Res. 2008, 42, 145–۱۵۲.
  67. Tan, W.; Wang, T.; Wang, Y.; Sun, S.; Yu, C. Experimental study on GAC-sand filter for advanced treatment in drinking water. Adv. Mater. Res. 2013, 726–۷۳۱, ۳۰۴۴–۳۰۴۷.
  68. ۶۸. Fuentes-López, L.; Amézquita-Marroquín, C.; Barba-Ho, L.E.; Cruz-Vélez, C.H.; Torres-Lozada, P.J. Application of double filtration with activated carbon for the removal of phenols in drinking water treatment processes. Water Supply Res. Technol. AQUA 2018, 67, 227–۲۳۵.

نویسندگان: Anna Cescon  و  Jia-Qian Jiang

گروه مهندسی عمران و مدیریت محیط زیست، دانشگاه Glasgow Caledonian

تاریخ انتشار مقاله: ۱ دسامبر ۲۰۲۰

مترجم: محمد ابراهیمیان

FavoriteLoadingذخیره پست

دیدگاهتان را بنویسید

نشانی ایمیل شما منتشر نخواهد شد. بخش‌های موردنیاز علامت‌گذاری شده‌اند *

10 − 8 =

Previous slide
Next slide