Nedbrydning af nogle specifikke spildevand forurenende stoffer
Læs denne artikel for at lære om reduktion af visse specifikke spildevandsforurenende stoffer: 1. Arsen 2. Kadmium 3. Krom 4. Cyanid 5. Fluor 6. Tungmetaller 7. Kviksølv 8. Næringsstoffer 9. Fenol 10. Flygtige organiske forbindelser og 11 . Pesticider.
Arsen (As):
Kilde:
Arseniske og arseniske forbindelser er ofte til stede i spildevand produceret i metallurgisk, glas, keramik, olieraffinaderi og andre industrier. Spildevand produceret i fremstillingsenheder af farvestoffer, pesticider, herbicider og nogle andre uorganiske og organiske kemikalier kan også indeholde arseniske forbindelser. Arseniske forbindelser er også fundet i grundvand på nogle steder.
Giftige virkninger:
Arsenforbindelser er ret giftige. Når en arsenforbindelse indeholdende ca. 100 mg AS indtages, forårsager det alvorlig forgiftning. Når som indtages på et lavt niveau, akkumuleres en betydelig fraktion i kroppen. Gentagen indtagelse fører til kronisk forgiftning, hvilket er vanskeligt at diagnosticere på et tidligt stadium. Progressiv forgiftning fører til "black-foot" sygdom og forårsager derefter invaliditet og død. Maksimums grænsen for arsen i behandlet industrielt spildevand er 0, 2 mg / l som As og 0, 01 mg / l i drikkevand.
Behandlingsteknologi:
Der findes væsentlig information om metoderne til fjernelse af arsenit (ASO 2 - ) og arsenat (ASO 3- 4 ) ioner fra vand, men relativt mindre information er tilgængelig om reduktionsmetoderne for andre typer arseniske forbindelser.
De vigtigste behandlingsmetoder til fjernelse af arsenit og arsenat fra vand er:
(1) Nedbør som sulfid,
(2) Kompleksering med polyvalente kationer (Ca 2+, Fe 3+, Al 3+ ) og samfældning med metaloxider,
(3) Adsorption på aktivt kul eller aluminiumoxid,
(4) Ionudvekslingsproces, og
(5) Membranseparationsproces (RO).
Fjernelseffektiviteten af arsenit ved udfældningsmetoden (sulfid eller kompleksdannelse) er meget mindre sammenlignet med arsenatets. For at opnå højere fjerningseffektivitet af arsenat bør den først oxideres (ved chlorering) til arsenat og derefter udfældes. Tilsætning af natrium / hydrogensulfid ved pH 6 til 7 præcipiterer arsen som sulfid.
Af de forskellige kompleksdannende midler, der anvendes, er kalk blevet fundet at være den bedste. Ferrik (chlorid / sulfat) har lavere effektivitet end kalk. Alum har en relativt dårlig effektivitet. Den optimale pH for kalk er 12, for ferronsalte 8, 5-9 og for alum er det 7-8. Ved en pH-værdi, der er højere end den optimale, falder effektiviteten kraftigt.
Tilstedeværelsen af tungmetaller i spildevand forbedrer effektiviteten af arsenit og arsenat. Under sedimentering og filtrering af tungmetallet udfældes nogle arsenitter og arsenater adsorberet / omsluttet i flammerne, hvorved den samlede fjernelse effektivitet stiger. Endelig fjerner adsorption på aktiveret carbon / aktiveret aluminiumoxid nogle af de resterende arsenforbindelser.
Det skal her bemærkes, at fjernelseseffektiviteten som følge af adsorption på granulært aktiveret aluminiumoxid er højere end det som følge af alunkompleksdannelse. Aktiveret aluminiumoxid, der er meget dyrere end alum, kan imidlertid kun anvendes som et poleringsmiddel. Ionudvekslingsprocessen er en dyrere en, der kan anvendes til fjernelse af resterende arsenit / arsenat efter fjernelse af hovedpartiet ved udfældning / kompleksdannelse.
Membran separation (RO) proces er i stand til at fjerne både uorganiske og organiske arseniske forbindelser. Men på grund af sin højere pris kan den kun anvendes, når de tidligere diskuterede metoder ikke kan reducere arsenindholdet i spildevand i den ønskede grad.
Cadmium (Cd):
Kilde:
Cadmium finder vej ind i spildevand fra galvaniseringsenheder, primære batterier, standard elektrokemiske celler, zink smelteværker og galvaniseringsenheder. I et galvaniseringsbad kan cadmium være til stede som en forurenende stof.
Giftige virkninger:
Cadmium er meget giftigt. Dens koncentration i fødevarer på ca. 13-15 mg / L kan medføre alvorlig sygdom. Den øvre grænse for koncentrationen i behandlet spildevand er 2 mg / l som CD. I drikkevand er grænsen 0, 003 mg / l.
Behandlingsteknologi:
Kadmium kan udfældes fra spildevand som hydroxid (Cd ((OH) 2) ved en pH-værdi på 10-11. Den kan også samfældes sammen med andre tungmetaller, såsom jern. Den resterende koncentration kan nedbringes til ca. 0, 008 mg / l, når den udfældes som sulfid (CdS). Cadmium udfældes ikke i nærvær af cyanid.
Krom (Cr):
Kilde:
Chrom kan være til stede i spildevand som hexavalent krom (Cr 6+ ) og trivalent krom (Cr 3+ ). De vigtigste kilder til kromholdigt spildevand er: forkromningsenheder, krombrændingsenheder og kromatbehandlede kølevandssystemer.
Giftige virkninger:
Hexavalent krom er giftigt. Det kan forårsage kræft. Trivalent krom er ikke så giftigt som den hexavalente. I behandlet spildevand er den øvre grænse for Cr3 + 0, 1 mg / L, og for total Cr er 2 mg / L, når den udledes i indlands overfladevand. Grænsen for totalt krom i drikkevand er 0, 05 mg / L.
Behandlingsteknologi:
Den behandling, som et kromholdigt spildevand kan udsættes for, afhænger af valentilstanden for krom. Hexavalent krom Cr6 +, (fx Na2Cr2O7 eller Na2Cr4) kan ikke udfældes som hydroxid direkte; Derfor skal den afkortes af enhver anden teknologi end nedbør. Trivalent krom Cr 3+, (f.eks. Cr 2 (SO 4 ) 3 ) kan let fjernes som hydroxidfældning.
Hexavalent kromholdigt spildevand kan behandles ved en af følgende metoder:
1. Reduktion af hexavalent krom til trivalent tilstand efterfulgt af udfældning som hydroxid,
2. Ionbytningsproces,
3. Omvendt osmose,
4. Kulstofadsorption.
1. Reduktions-nedbørsproces:
Når hexavalent krom er til stede i en spildevandsstrøm sammen med nogle tungmetaller, vil det være vanskeligt at genvinde og genbruge dem. Under denne betingelse reduceres Cr6 + til Cr3 + ved en pH 3, 0 eller derunder ved tilsætning af et egnet reduktionsmiddel. pH reguleres ved tilsætning af svovlsyre. Ethvert af følgende reduktionsmidler kan anvendes: svovldioxid (SO2), natriumbisulfit (NaHSO3), natriummetabisulfit (Na2S205), natriumhydroxysulfit (Na2S2) O 5 ) og jernsulfat (FeSO 4 ).
Svovldioxid kan foretrækkes som reduktionsmiddel, da det er relativt billigt. Når SO2 anvendes som reduktionsmiddel, behøver svovlsyre ikke tilsættes til pH-regulering. Når et af de ovenfor beskrevne natriumsalte anvendes som et reduktionsmiddel, vil TDS'en (totale opløste faste stoffer) af det behandlede effluent øges. Anvendelse af jernsulfat som reduktionsmiddel ville give mere slam, da ferrichydroxid skulle samfældes sammen med chromhydroxid.
Behandling af Cr 6+ affald indeholdende cyanid med jernsulfat ville producere ferrocyanidkomplekser. Efterfølgende behandling af sådanne komplekser ville være vanskelig for cyanidbekæmpelse. Reduktion af Cr 6+ til Cr 3+ bør ikke forsøges i nærværelse af CN, da der vil blive produceret meget giftig HCN-gas under processen.
Reduktionsprocessen kan udføres i to faser. I det første trin kan et hvilket som helst af de ovennævnte reduktionsmidler anvendes, hvorved hovedparten af Cr6+ ville blive reduceret. I anden fase reduceres den resterende del af Cr6 + med hydrazin (N2H4). Efter reduktion udtages trivalent krom (Cr3 + ) med kalk eller sodavand som hydroxid.
2. Ion Exchange Process:
Når det er ønskeligt at udvinde Cr6 + fra en spildevandsstrøm, frigøres strømmen først fra suspenderet faststof og føres derefter gennem en anionbytterharpiksbed. Ved udtømning af harpikspladen regenereres den med natriumhydroxid (NaOH) -opløsning.
Den eluerede opløsning indeholdende natriumchromat (Na2Cr04) skal føres gennem en kationbytterseng, som vil bibeholde natriumioner og tillade chromsyreopløsning at passere igennem. Forud for dette trin bør Na2CrO4-opløsningskoncentrationen justeres således, at den til sidst fremstillede chromsyreopløsning ikke ville have en pH under 4, 0, idet den fremstillede chromsyre ville lægge en angreb på harpikspartiklerne ved en pH under 4, 0.
3. Omvendt osmose:
Spildevand indeholdende Cr 6+ frigøres først fra suspenderede faste stoffer. Derefter kan den (Cr 6+ ) koncentreres under anvendelse af en stærkt selektiv (celluloseacetatmembran). Ved en pH omkring 7 kan Cr 6+ afvisning være omkring 98%. Desuden ville neutral pH forhindre syrehydrolyse af membranen.
4. Carbon Adsorption:
Carbonadsorptionsprocessen kan kun anvendes, når den indledende koncentration Cr 6+ og andre tungmetaller er lave.
Trivalent krom kan fjernes fra spildevand enten ved udfældning som chromhydroxid eller ved ionbytningsproces :
Nedbør udføres normalt ved tilsætning af kalk. Som alternativ sodavand kan anvendes. Det optimale pH-interval for udfældning er 8, 5-9, 5. Det chromiske hydroxidfældning sammen med andre metalhydroxider kan adskilles fra det behandlede spildevand ved sedimentation efterfulgt af filtrering.
Ionudveksling kan anvendes, når trivalent krom er til stede sammen med hexavalent kromat og dichromat, og det er ønskeligt at genvinde og genbruge kromsyre. Spildevand fra en forkromningsenhed føres først gennem en kationbytterseng, hvorved Cr3 + og andre kationer holdes tilbage, og effluenten vil indeholde chromsyre.
Der skal udvises forsigtighed under dette trin, således at pH-værdien for behandlet spildevand ikke falder til under 4, 0, da ellers vil chromsyre oxidere harpikspartiklerne. De Cr3 + ioner, der er tilbageholdt i harpikslejet, skal elueres med en syre, f.eks. Svovlsyre.
cyanid:
Kilde:
Cyanidbærende spildevand produceres under metalbehandling, metalbelægning og sølv- og guldudvindingsprocesser. Cyanid kan også være til stede i udledninger fra plast- og gødningsfabrikker.
Giftige virkninger :
Når ca. 50 til 60 mg cyanid tages som en enkelt dosis, bliver den dødelig. Ved indtagelse i en lavere dosis (f.eks. 10 mg eller mindre) omdannes den til thiocyanat, hvilket ikke er skadeligt. Cyanid som sådan kan forårsage nerveskader eller skjoldbruskkirtlen. Cyanidbærende spildevand ved en sur pH producerer HCN gas, hvilket er ekstremt giftigt. Behandlet spildevand, når det udledes i en indre overfladevand, bør ikke indeholde mere end 0, 2 mg / l cyanid (som CN), da fisk dræbes ved en meget lavere koncentration. Dens grænse i drikkevand er 0, 07 mg / l som CN.
Behandlingsteknologi:
De metoder, der kan anvendes til reduktion af cyanid, er:
(a) Oxidering,
(b) Elektrolytisk dekomponering,
(c) ionbytning,
(d) Omvendt osmose.
(a) Oxidering:
Oxidation af cyanid med chlor udføres i alkalisk medium.
Under reaktionens første trin fremstilles cyanat som vist nedenfor:
NaCN + 2 NaOH + Cl2 ---> NaCNO + 2 NaCl + H20 ............. .. (10, 1)
For denne reaktion kræves ca. 1, 75 kg Cl2 pr. Kg CN behandlet. Derefter oxideres cyanat til CO 2 og N 2 . Reaktionen kan være repræsenteret som
2NaCNO + 4NaOH + 3Cl2 ---> 6NaCl + 2CO2 + N2 + 2H2O ............ .. (10.2)
Den samlede mængde Cl2, der kræves til fuldstændig oxidation CN til CO2 og N2, er 4, 3 kg pr. Kg cyanid. Den optimale pH for chloroxidation af cyanid er 8 til 9, 5. Men hvis andre metaller er til stede sammen med cyanid, vil efterspørgslen efter chlor være højere, da chlor kan oxidere nogle af de nuværende metaller. Nogle metaller som jern, nikkel, når de er til stede sammen med cyanid, danner stabile komplekser, som er vanskelige at oxidere med Cl2. Disse kan oxideres ved pH 10 + ved ca. 90 ° C.
Ozonoxidation af cyanid finder sted i to trin som i tilfælde af chloroxidation. I første omgang fremstilles cyanat, som derefter oxideres til CO 2 og N 2 . For fuldstændig oxidation af cyanid kræves ca. 4, 6-5 kg ozon pr. Kg cyanid. Cyanatdannelsesreaktion er meget hurtig ved pH 9-12, men yderligere oxidation af cyanat er relativt langsom. Metalcyanidkomplekser oxideres i nærvær af kobber eller mangan, som virker som en katalysator.
(b) Elektrolytisk nedbrydning:
Elektrolytisk dekomponering af cyanid udføres ved at underkaste den anodisk oxidation. Det er en batch proces. Det er økonomisk, hvis cyanidkoncentrationen i en brugt væske (spildevand) er høj, og mængden af spildevand, der skal behandles, ikke er meget stort. Der produceres oprindeligt cyanat, som endelig omdannes til CO2, N2 og NH3.
Efterhånden som processen fortsætter, reduceres ledningsevnen (elektrisk), og processen sænkes. Endelig kan der være nogle resterende cyanider. Men hvis spildevandet indeholder noget natriumchlorid (NaCl) eller noget NaCl tilsættes til det, øges oxidationshastigheden på grund af øget opløsningsledningsevne og dannelse af chlorgas, der deltager i oxidationsprocessen. Denne proces er i stand til at ødelægge metalcyanidkomplekser. En tilbagekøb af denne proces er anodskalering (fouling) i nærvær af sulfationer i spildevandet, som skal behandles.
(c) og (d) ionbytning og omvendt osmose:
Ionudveksling og omvendt osmose er ikke blevet fundet tilfredsstillende til behandling af cyanidbærende spildevand som sådan, da der forekommer forurening på grund af afsætning af metalcyanider. Den anden ulempe er forringelsen af harpikserne og membranerne med cyanid.
Fluor:
Kilde:
Fluor er til stede i naturligt vand (grundvand) i nogle områder. Visse industrielle processer, såsom fosforsyreproduktion, superfosfatproduktion, aluminiumproduktion og glasfremstilling resulterer i dannelse af spildevand indeholdende fluorider.
Affald fra metalbehandling, galvanisering, halvlederproduktion og malmforbedringsenheder, der også indeholder fluorider. Spildevand fra metalbehandling, galvanisering, halvlederproduktion og malmforbedringsenheder indeholder også fluorider.
Giftige virkninger:
Fluorid, når det er til stede i drikkevand i en koncentration på mere end 3 mg / L, kan forårsage dental fluorose. Vand indeholdende 8 til 20 mg / l fluor, hvis det forbruges over en længere periode, vil føre til knogleforandringer og kan forårsage forringelse af fluorose.
Drikkevand med et optimalt fluorindhold på 0, 7 til 1, 2 mg / l forhindrer tandcaries i barndommen. Den øvre grænse er 1, 5 mg / L. Behandlet spildevand indeholdende op til maksimalt 2 mg / L fluor (F), som kan udledes i indre overfladevandskroppe.
Behandlingsteknologi:
Der er udviklet adskillige metoder til behandling af fluorholdigt spildevand.
Disse kan klassificeres i to grupper:
(a) udfældning / co-udfældning
b) adsorption
(a) Nedbør / co-udfældning
De kemikalier, der har vist sig at være effektive til at reducere fluor i spildevand som bundfald, er kalk, dolomit og alun. Bundfaldet adskilles ved sedimentering og filtrering. Ved tilsætning af kalk til et fluorholdigt spildevand produceres calciumfluorid, CaF2, hvis opløselighed i vand er lav. Når fluor er til stede som et fluorid, er en reaktionstid på 30 minutter tilstrækkelig. Men når komplekst fluor er til stede - bliver komplekset først hydrolyseret, og derefter reagerer fluoridionerne med kalk til dannelse af CaF2. Den samlede reaktionstid kan være 24 timer.
Fældningsdannelseshastigheden er langsom, derfor tager det relativt lang tid at fluoridkoncentrationen når sin opløselighedsgrænse (ca. 8 mg / l som F ved 18 ° C). Ved en højere kalkdosering (end den støkiometriske mængde) kan den resterende fluoridkoncentration blive mindre end den ved dens opløselighedsgrænse. Kalk (Ca (OH) 2 ) og CaCl2 tilsættes normalt. pH mellem 8 og 9 eller over 12 minimerer opløseligheden af CaF2 i vand.
Tilsætning af alun- eller magnesiumforbindelse i pH-området fra 6, 5 til 7, 5 fører til samfældning af fluor sammen med hydroxid af aluminium / magnesium. Den nødvendige mængde alun afhænger af den indledende fluoridkoncentration, den ønskede endelige fluoridkoncentration og pH. Under alkalisk tilstand øges alunkravet. Den bedste strategi for fjernelse af fluor ved udfældning er at behandle med kalk efterfulgt af alun, da kalk er meget billigere end alum.
(b) adsorption:
Adsorptionsprocessen kan anvendes til fjernelse af fluor fra spildevand. Processen består i at passere en fluorholdig spildevandsstrøm gennem en seng af granulære partikler (enten en anionbytterharpiks af svagt base type eller aktiveret aluminiumoxid). Når en anionbytter seng anvendes, er også andre anioner end fluorid anholdt.
Til regenerering af ionbytterharpikspartiklerne kan en alkali (NaOH) / ammoniak (NH4OH) opløsning anvendes. Et aktiveret aluminiumoxidlag ville fjerne både fluor og arsen (hvis til stede). Den brugte aluminiumoxidlejet regenereres med en opløsning af natriumhydroxid (NaOH). Den brugte regenererende opløsning fra ionbytterharpiks / aktiveret aluminiumoxid-seng neutraliseres med fortyndet svovlsyre / saltsyre.
Adsorptionsprocessen kan være omkostningseffektiv til behandling af lavt indhold af fluorholdigt spildevand. Det skal her bemærkes, at kompleksbundet fluor ikke kan nedsættes ved adsorptionsprocessen. Spildevand med højere koncentration af fluor bør behandles ved en to-trins proces. Først skal det behandles med kalk for at reducere fluoridkoncentrationen til ca. 8 mg / L, og den skal derefter udsættes for adsorption for at have en endelig fluorkoncentration på omkring 1 mg / l eller derunder.
Tungmetaller:
Tungmetaller, der normalt findes i spildevand, kan klassificeres i følgende to grupper afhængigt af deres forureningspotentiale:
1. Metaller med meget stort forureningspotentiale, f.eks
Sølv (Ag), Guld (Au), Cadmium (Cd), Kobber (Cu), Mercury (Hg), Bly (Pb), Antimon (Sb), Tin (Sn), Telurium (Te), Zink (Zn);
2. Metaller med stort forureningspotentiale, f.eks
Barium (Ba), vismut (BI), jern (Fe), Mangan (Mn), Molybdæn (Mo), Titanium (Ti), Uran (U),
Det skal her påpeges, at ovennævnte klassificering ikke er fuldstændig.
Kilde:
Spildevand produceret under minedrift, malmforbedring, metalforarbejdning, galvanisering og produktion og anvendelse af uorganiske kemikalier vil sandsynligvis indeholde et eller flere af de giftige metaller. Grundvand på nogle steder indeholder også giftige metaller. Industrielle operationer, der udnytter uorganiske kemikalier indeholdende giftige metaller, vil producere spildevand, der bærer disse metaller.
Giftige virkninger:
Tungmetaller generelt er giftige. Nogle er kræftfremkaldende. Disse akkumuleres i menneskekroppen og producerer alvorlige toksiske virkninger. For nogle metaller er den øvre grænse i drikkevand så lav som 0, 01 mg / l eller stadig mindre.
Behandlingsteknologi:
De metoder, der kan anvendes til fjernelse af metaller fra spildevand er:
(a) Nedbør
(b) Carbonadsorption,
(c) Ionbytterproces, og
(d) Omvendt osmose,
(a) Nedbør:
Af de forskellige metoder til fjernelse af metaller fra spildevand anvendes kemisk nedbør meget ofte, da den er den billigste. De fleste metaller kan udfældes som hydroxider eller sulfider. Præcipitaterne adskilles ved sedimentering, og ved sandlejet eller malerisk mediefiltrering. Restkoncentrationen af et metal efter udfældning afhænger af opløselighedsproduktet af de dannede forbindelser (bundfald).
Til hydroxidfældning udtrykkes opløselighedsproduktet som [Mn + ] x [OH n- ] = K. Generelt falder den resterende metalionkoncentration i det behandlede vand, når pH øges. For hvert specifikt metal er der imidlertid en optimal pH, ved hvilken restkoncentrationen af metalionen er minimum. For nogle metaller er det muligt at reducere den resterende metalionkoncentration under det, der forudsiges af deres respektive opløselighedsprodukter. Dette kan skyldes adsorption af metalionerne af de kemiske flokke.
Det skal her nævnes, at når metaller er til stede i spildevand som organometalliske forbindelser, kan deres nedbringelse ved kalkfældning ikke være så effektiv. Alkoagulering (co-udfældning sammen med Al (OH) 3 ved næsten neutrale pH-værdier frembringer også nogle metalhydroxider. Ferrichydroxid-samfældning af metaller fører til bedre fjernelse. For nogle metaller er sulfidfældningsreaktioner mere effektive til at reducere deres rester koncentrationsniveauer sammenlignet med deres respektive hydroxidfældningsreaktioner. Opløselighedsproduktet af et metalsulfid kan udtrykkes som
[Mm + ] x [ Sn- ] = K
Restkoncentrationen af metal til sulfidfældningsreaktioner er pH-afhængig. Hvert metal har en specifik pH, hvor den resterende koncentration er minimum. Reagenset anvendt til sulfidudfældning er enten hydrogensulfid (H2S) eller natriumsulfid (Na2S).
Fjernelse af nogle tungmetaller, enten som hydroxid eller som sulfid, kan være fattig, derfor udfældes de som nogle andre svagt opløselige salte. Nogle få specificerede eksempler er nævnt nedenfor.
Fjernelse af sølv (Ag) som chlorid (AgCl) er meget effektiv, da dets opløselighed i vand ved 25 ° C kun er 1, 4 mg / l. Barium (Ba) kan udfældes som bariumsulfat, hvorved dets restkoncentration kan bringes ned til ca. 0, 5 mg / l. Ferrik (Fe) ion kan effektivt fjernes som hydroxid, men jernholdig ion skal først oxideres til ferric tilstand ved chlorering og derefter udfældes som hydroxid.
Af de forskellige mangan (Mn) -forbindelser er manganoxid (MnO2) og hydroxid uopløselige. Til fjernelse af monogamiske ioner oxideres disse og udfældes derefter som oxid eller hydroxid. Oxidation kan udføres med luft (i nærværelse af kobber som katalysator) ved 8, 5-10 pH eller med chlor / chlordioxid ved 9-10 pH eller med ozon i nærværelse af limeNickel (Ni) kan udfældes som enten hydroxid eller sulfid. Bly (Pb) fjernes enten som carbonat eller som hydroxidfældning. Selen (Se) kan udfældes fra spildevand som sulfid ved en pH på 6, 6.
(b) Carbon Adsorption:
Aktiveret carbonadsorptionsproces som sådan er ikke meget effektiv til fjernelse af metalioner fra spildevand. Men når spildevand indeholder opløste organiske forbindelser, og de fjernes ved aktiveret carbonadsorptionsproces, bliver nogle metalioner samadsorberet. Som sådan er denne proces ikke en effektiv metode til reduktion af tungmetalioner fra spildevand.
(c) Ionudvekslingsproces:
Ionbytningsprocessen kan kun anvendes til fjernelse af tungmetaller, der kun er til stede i spildevand i ionisk tilstand. Processen kan ikke fjerne organometalliske forbindelser. Dette er en mere kostbar proces kan anvendes enten til fjernelse af de resterende ioner efter udfældning eller til genvinding af metaller fra spildevand.
(d) Omvendt osmose:
Omvendt osmose kan anvendes til separation af tungmetaller til stede i ionisk tilstand såvel som organometalliske forbindelser. Det er en mere kostbar proces, og det kan derfor bruges, hvis det viser sig at være økonomisk, eller hvis de tidligere diskuterede processer viser sig at være utilstrækkelige.
Kviksølv (Hg):
Kilde:
De vigtigste processer, der giver anledning til kviksølvholdigt spildevand er :
(i) Elektrolyse af saltlage til produktion af kaustisk sodavand,
ii) Fremstilling af forbindelser indeholdende kviksølv,
iii) Minedrift og oprensning af kviksølv, og
(iv) Fremstilling af fungicider og lægemidler. Udledning af spildevand fra raffinaderier indeholder også kviksølv.
Giftige virkninger:
Kviksølv er meget giftig. Det beskadiger hjernen, det centrale nervesystem og nyrerne. Den øvre grænse for koncentrationen i behandlet spildevand er 0, 01 mg / l, når det udledes i det indre overfladevand. Dens grænse i drikkevand er 1 μg \ L.
Behandlingsteknologi:
Af de forskellige behandlingsteknologier, der er rapporteret i litteratur, er de mest almindeligt anvendte:
(a) Nedbør,
(b) Carbonadsorption,
(c) Reduktion
d) ionbytning og
(e) koagulation.
Nedbør:
Kviksølv, der er til stede i spildevand som kviksølv, kan udfældes som sulfid ved en alkalisk pH. Andre kviksølvforbindelser skal oxideres til kviksølvtilstand før udfældning. Reagenserne, der kan anvendes til sulfidudfældning, er natriumsulfid (Na2S) og natriumhydrogensulfid (NaHS).
Præcipitatet kan separeres ved flokkulering, tyngdekraftsopløsning, filtrering og opløst luftflydelse. Den mindste opnåelige kviksølvkoncentration selv efter udfældning efterfulgt af bundfaldsseparation og aktiveret kulpolering er ca. 10-20 μg / L.
De andre ulemper ved sulfidfældningsprocessen er:
(i) Dannelsen af opløseligt kviksølvsulfidkompleks i nærværelse af overskydende reagens, og
(ii) Sværhedsgraden ved overvågning af overskud af sulfidindhold i det behandlede spildevand.
Samudfældning af mercurichydroxid med aluminiumhydroxid kan reducere restkviksølvniveauet til ca. 1-10 μg / L. Co-udfældning sammen med ferrichydroxid kan bringe restniveauet ned til ca. 0, 5-5 μg / L.
(b) Carbon Adsorption:
Aktiveret carbonadsorption kan anvendes som et poleringstrin.
Dens effektivitet afhænger af følgende faktorer:
(i) Den oprindelige form og koncentration af kviksølv, der er til stede i spildevand,
(ii) Dosis og type af pulveriseret aktivt kul, der anvendes, og
(iii) Kontaktperioden mellem carbonpartiklerne og kviksølvholdigt spildevand.
Denne metode er mere effektiv til fjernelse af organiske kviksølvforbindelser end uorganiske kviksølvforbindelser. Effektiviteten af fremgangsmåden kan forøges, hvis ferrichydroxid eller aluminiumhydroxidudfældning udføres samtidigt. Tilsætning af polyelektrolyt hjælper også.
(c) Reduktion:
Kviksølv, der er til stede i spildevand som uorganisk ionisk kviksølv, kan reduceres til dets metalliske form ved anvendelse af reduktionsmidler, såsom aluminium, zink, hydrazin, tannchlorid og natriumborhydrat. Det fremstillede metalliske kviksølv kan udvindes ved hjælp af en egnet fast separations teknik. Den største ulempe ved denne proces er, at den ikke kan opnå et restniveau af kviksølv langt under 100 μg / L.
(d) Ionudvekslingsproces:
Særlige typer harpiks anvendes til fjernelse af kviksølv fra spildevand. Når kviksølvholdige salte eller organiske kviksølvforbindelser er til stede i spildevand oxideres de med chlor, hvorved negativt ladet mercuricchloridkompleks fremstilles. Disse kan fjernes ved anvendelse af anionbytterharpikser.
I fravær af højchloridkoncentration i spildevand kan uorganisk kviksølv fjernes ved anvendelse af kationbytterharpikser. Ionbytningsprocessen kan i bedste fald bringe det uorganiske kviksølvkoncentrationsniveau ned til ca. 1-5 (Jg / L). Denne proces er ikke meget effektiv til reduktion af organiske kviksølvforbindelser i spildevand.
(e) koagulation:
Aluminiumsulfat, jernsalte og kalk har vist sig at være bedre end alum. Forøgelse af koaguleringsdosis over 100-150 mg / l forbedrer ikke fjernelsen af kviksølv. Koagulationsprocessen er blevet observeret at være ineffektiv ved fjernelse af methylkviksølv.
næringsstoffer:
En spildevandsstrøm indeholdende nitrogen (N) og fosfor (P) forbindelser, når de udledes i en vandkrop, fremmer ukontrolleret vandplantevækst. På grund af dette betegnes disse forbindelser som næringsstoffer. Ukontrolleret vækst af vandplanter i vandområder, som damme, floder og kanaler fører ofte til eutrofiering. Derfor er det nødvendigt at fjerne disse forbindelser fra spildevandstrømme forud for deres udledning i overfladevandskroppe.
Kilder:
De vigtigste industrielle kilder til spildevand indeholdende nitrogenforbindelser er kvælstofgødningsfremstillingsenheder, koksovneplanter, salpetersyre- og nitrat- / nitritesaltfremstillingsenheder, fisk- og kødforarbejdningsenheder mv. Fosforbærende spildevand frembringes hovedsageligt under fremstilling af phosphorsyre, fosfatgødninger og organofosforforbindelser.
Giftige virkninger :
Spildevand indeholdende nitrogen og fosforforbindelser, når de udledes i vandlegemer, fremmer vækst af vandplanter, herunder alger. Det kan føre til deres frodige vækst, der kaldes algal blomstrer. Vandplanterne bruger opløst oxygen (DO) til åndedræt og derved udbryder det samme.
På et tidspunkt bliver re-oxygeneringshastigheden mindre end oxygenudtømningshastigheden, og DO-koncentrationen bliver for lav til vandlevende planter at overleve. De begynder nedbrydning. Endelig bliver vandlegemerne lugtende og indeholder nedbrydning / dekomponeret organisk materiale. Dette betegnes som en eutrofiel tilstand.
Generelt forårsager nitrogen- og fosforforbindelser, som er til stede i spildevand de ovennævnte sygdomme. Men spildevand fra nogle industrier kan indeholde nogle specifikke nitrogen- og fosforforbindelser, der er giftige for vandflora og fauna.
Den øvre grænse for nitrat er 50 mg / l (som nr. 3 ), og for nitrit er 3 mg / l (som nr. 2 ) til kortvarig eksponering i drikkevand. Det skal bemærkes, at nitrat reduceres til nitrit på grund af bakteriel virkning i tarmen. Nitrit producerede kombinerer med hæmoglobin til dannelse af et kompleks, som reducerer blodets iltbærende kapacitet.
Behandlingsteknologi:
De metoder, der kan anvendes til fjernelse af nitrogen- og fosforforbindelser fra spildevand, er forurenende specifikke som beskrevet nedenfor:
Fjernelse af kvælstof:
Kvælstof kan være til stede i spildevand som ammoniak (i fri eller kombineret tilstand), nitrit, nitrat, aminosyrer og andre nitrogenholdige organiske forbindelser.
En hvilken som helst af de følgende fremgangsmåder eller en kombination af nogle af dem kan anvendes til fjernelse af ovennævnte forbindelser fra en spildevandsstrøm:
(a) luftstrimmel
(b) Oxidering,
c) Biologiske metoder,
(d) adsorption,
(e) ionbytning og
(f) Membranseparation.
(a) luftstrimling:
Denne metode kan anvendes til fjernelse af fri ammoniak (NH4OH) fra spildevand. Processen består af modkontakt i øjeblikket i forbindelse med spildevand og luft i en pakket kolonne. Affaldsvand frigivet fra suspenderet faststof indføres øverst i søjlen, hvor luft injiceres i bunden. Luftstrømmen, der forlader søjlen øverst, vil indeholde ammoniak og andre flygtige stoffer (hvis nogen), der er til stede i spildevand.
Da luft-ammoniakblandingen, der forlader søjlen øverst, ikke kan udledes ubehandlet ind i atmosfæren, skal den underkastes en eller en kombination af følgende fremgangsmåder til nyttiggørelse / destruktion af de afskårne bestanddele: afkøling / skrubning / oxidation ( forbrænding).
For at fjerne ammoniak fra spildevand, når det er til stede som et salt, skal spildevandet først behandles med kalk og derefter udsættes for luftstripping. Afkøling / skrubning af luft-ammoniakblanding fører til genvinding af ammoniak som en opløsning, mens forbrænding omdanner ammoniak til N2 og H2O. Genvinding af ammoniak ved luftstripping kan være økonomisk, når koncentrationen af ammoniak / ammoniumsalte i spildevand er forholdsvis høj.
(b) Oxidering:
Break-Point Chlorination:
Ammoniak i spildevand undergår følgende reaktion, når den chloreres ved en pH 6 til 7:
Forkert kontrol af pH kan føre til dannelse af nitrogen-trichlorid (gas). Opløste kulbrinter, der er til stede i spildevand, kan producere trichloromethan, et giftigt stof. Nogle andre forurenende stoffer end ammoniak i spildevand kan også reagere med klor og derved øge klorforbruget, hvilket ville medføre højere behandlingsomkostninger. Denne metode er økonomisk, kun når koncentrationen af ammoniak i spildevand i starten er lav eller er blevet reduceret ved en anden behandling. Det har den ekstra fordel, at desinfektion foregår samtidigt. Man bør være opmærksom på, at det behandlede spildevand ikke vil indeholde højt resterende chlor.
c) Biologiske metoder:
Både uorganiske og organiske nitrogenholdige forbindelser bortset fra recalcitranter og ikke-bionedbrydelige stoffer kan formindskes ved hjælp af de biologiske metoder. Under denne proces er en del af det samlede kvælstof, der er til stede i spildevand, assimileret til at syntetisere mikrober, mens den anden del er kataboliseret. Processen udføres i to faser. Nitrosomonas og Nitrobacter bakterier oxiderer nitrogenholdige forbindelser til nitrit (NO2) og nitrat (NO3) i løbet af det første (aerobiske) stadium. Reaktionerne kan udtrykkes som
Mens det andet (anaerobe) stadium omdannes nitrit og nitrat til gasser som N2, NO, NO2, N20 osv. Der produceres hovedsagelig N2. The microbes which carry out these reactions are Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Flabobactrium, Micrococus, Proteus, Pseudomonous, etc. The aerobic (nitrification) and anaerobic (de-nitrification) treatments of waste water containing nitrogenous compounds have been discussed in Sections 9.11.3.2 and 9.11.3.3. It should be pointed out here that the biological methods for treatment of nitrogenous pollutants in waste water are cost effective even when their concentration is high.
(d) Adsorption:
Activated carbon adsorption method is capable of removing both inorganic and organic nitrogenous compounds. It is more effective for abatement of organic compounds including the recalcitrants and non-biodegradables. The degree of removal is adsorbent-adsorbate specific. It is also dependent on the factors such as temperature, pH, space time and the other adsorbates (pollutants) present, if any.
Either powered or granular activated carbon may be used. On the surface and microspores of the carbon particles the adsorbates get adsorbed. Once the particles become saturated with the adsorbates the particles may be either regenerated (freed from the adsorbates) and reused or discarded. When powdered carbon is used no pretreatment of waste water for separation of suspended particles is necessary.
Normally powdered carbon particles are discarded after use. Granular carbon particles are used in a packed bed through which waste water to be treated flows in the downward direction. In order to avoid chocking of the packed bed a waste water stream should be pretreated for removing suspended particles present, if any. Granular carbon particles are regenerated and reused as a rule. This method being relatively costly may be used when the pollutants are present at a low concentration or when the other methods are not effective.
(e) Ion Exchange Method:
This method can be used for removal of ionized nitrogenous radicals such as NH + 4, NO – 3, NO – 2 present in waste water. Non-ionized nitrogenous compounds cannot be removed by this method. The process is carried out by passing waste water free from suspended particles through a column containing cationic/anionic resin particles depending on the type of ions to be removed. As waste water flows through the resin bed, the ions (cations/anions) in solution are arrested and the resin particles becomes gradually saturated.
Once the particles become completely saturated, no further removal of ions would take place. Before such a state is reached the process is discontinued and the resin particles are regenerated by chemical treatment. During this process not only nitrogenous ions but also other inorganic and organic ions (if present) would be retained by the resin particles and hence the load on the resin bed would be high.
(f) Membrane Separation:
In this process waste water free from suspended particles but containing dissolved substances is allowed to flow over specially prepared polymer (membrane) sheet or tube. Through the sheet/tube wall water permeates to the other side whereas the solutes are retained.
This process is capable of separating both inorganic and organic solutes from water. It is not cost effective unless a wastewater stream contains solutes at low concentration. The retained solutes along with some water flow out of the unit, which is termed as a retentate.
Phosphorus Removal :
Phosphorus may be present in waste water as metaphosphate (PO 3 – ), orthophosphate (PO 4 -3 ). pyrophosphate (P 2 O 7 -4 ). tripolyphosphate (P 3 O -5 10 ) and organophosphorus compounds. The sources of phosphorus bearing waste water are the units producing phosphoric acid, phosphoric fertilizers, various phosphorus compounds, detergents, pesticides (insecticides, herbicides, and fungicides), etc.
The major methods, which may be used, for abatement of phosphorus compounds from waste water are (a) precipitation, and (b) biological treatment. The other methods for phosphorus removal are carbon adsorption, ion exchange and membrane separation. The latter methods are relatively costly and hence may be used for removal of recalcitrant compounds only.
(a) Precipitation:
Addition of metal salts or lime to waste water containing orthophosphate ions (PO 3- ) results in the formation of sparingly soluble metal phosphates, which precipitate out. The solubility of metal phosphate is pH dependent. A1PO 4 has a minimum solubility at pH 6.5; FePO 4 has a minimum solubility at pH 5.3.
Ferrous phosphate [Fe 3 (PO 4 ) 2 ] and calcium phosphate [Ca 3 (PO 4 )2] have low solubility at higher pH values. Lime reacts with waste water alkalinity and precipitates as CaCO3. As the pH level increases beyond 10, Ca 2+ ions react with phosphate ions and precipitate as Ca 5 (PO 4 ) 3 OH. The precipitation reactions are almost instantaneous. There may be some side reactions leading to the formation and precipitation of other compounds as listed in Table 10.1
It should be pointed out here that very little polyphosphate and organophosphorous compounds are removed along with phosphorous precipitates. The metal salts added (for phosphate removal) in excess of the stoichiometric amount would remain in solution as a result of which the total dissolved solid content of the treated effluent would increase.
Aqueous solutions of iron and aluminum salts are normally added for phosphate precipitation. It is easier to handle, store and dose them. The dosing rate is ascertained by laboratory trials. Lime may be added as a slurry. Its storage, handling and dosing is somewhat difficult. Moreover, the quantity of sludge produced would be larger. Hence its use for phosphate precipitation is declining though it is cheaper than iron and aluminum salts.
If the initial concentration of PO 3- 4 ions be high in a waste water stream, then phosphate may be precipitated during the primary treatment. The other phosphate, compounds including the organophosphorous compounds can be removed by precipitation, only after/during the secondary treatment as those are converted to PO 3- 4 is a result of biological reactions.
The precipitate produced during the primary/secondary treatment is separated in a classifier and discarded as a sludge. The phosphorous compounds which escape removal by precipitation may be removed by carbon adsorption and/or membrane separation process.
(b) Biological Treatment:
Biological treatment of phosphorus bearing wastewater is carried out by subjecting it alternately to aerobic and anaerobic processes. During biological treatment a part of the phosphorous and nitrogenous compounds present in waste water are assimilated for synthesis of new cells.
Under aerobic condition the biodegradable phosphorous compounds including the organic ones are oxidized to orthophosphate and polyphosphate, some of which are stored in microbes as such. During anaerobic treatment the stored phosphorous compounds (orthophosphate and polyphosphate) are released into the water.
The released Phosphorous compounds may either be discarded with the secondary sludge or precipitated prior to sludge separation and disposal. It may be summed up by saying that for biological phosphorus removal both anaerobic and aerobic treatments of waste water are essential.
Several commercial processes have been developed and are being used for biological phosphorus removal in which the anaerobic and aerobic steps are sequenced in different orders. Some of these have been discussed in Section 9.11.3.4. It should be pointed out here that during biological phosphorus removal processes proper sequencing of the anaerobic and aerobic steps would lead to abatement of some nitrogenous compounds as well as BOD.
Phenol:
Source:
Phenol (C 6 H 5 OH) is also known as carbolic acid. The major sources of phenol bearing waste water are: petroleum refineries, coke oven plants, synthetic phenol plants and plants producing phenolic resins, phenolic compounds and plants using phenol as a raw material.
Toxic Effects:
Phenol is corrosive and it is poisonous to all living beings. When treated effluent is discharged into inland surface water bodies the concentration of phenol should not exceed 1 mg/L. In drinking water its limit is 0.001 mg/L.
Treatment Technology:
Several chemical, Physical and biological treatment methods are in use for removal of phenol and phenolic compounds from waste water.
These are discussed under:
(i) Treatment of concentrated solutions,
(ii) Treatment of intermediate concentration solutions, and
(iii) Treatment of dilute solutions.
Before attempts are made to remove phenol from a waste water stream pretreatments are necessary for removal of suspended matter, heavy metals (when present at a high concentration), oils, cyanides, etc.
(i) Concentrated Solutions:
Waste water containing phenol having a concentration above 500 mg/L is considered to be a concentrated solution. Since recovered phenol has a market value, it may be recovered from waste water by solvent extraction.
Commercially used processes are: Benzene-caustic dephenolization, Phenosolvan dephenolization (Lurgi), and IFAWOL dephenolization. These processes have high phenol removal efficiency (98-99%). It should be pointed out here that benzene being a carcinogenic substance, its use as a solvent needs very careful handling.
Depending upon the initial concentration of phenol in waste water its residual concentration after extraction may be 10-30 mg/L or higher. The residual phenol may be removed by any one or a combination of the following treatments: biological, activated carbon adsorption, coagulation with alum/iron salts, chemical oxidation with permanaganate/Chlorine/Chlorine dioxide/ozone.
(ii) Intermediate Concentration Solutions:
Waste water having a phenol concentration in the range of 50-500 mg/L is labeled as an intermediate concentration solution. Such a solution may be treated by a suitable biological (aerobic) process, like lagoon, oxidation ditch, trickling filter, activated sludge treatment. Biological treatment may bring down the phenol concentration to about 0.5-1 mg/L.
The other alternative treatment methods are:
(a) Activated carbon adsorption, which is as effective as the biological method,
(b) Coagulation with alum/iron salts at a suitable pH—its effectiveness is rather poor, and
(c) Chemical oxidation.
Chemical oxidation may be carried out either with permanganate, which is a costly chemical or with chlorine and lime at pH less than 7. It is highly effective. However, a large quantity of chlorine must be used to ensure complete oxidation of phenol, as otherwise toxic chlorophenols would be produced.
Oxidation may be carried out with chlorine dioxide, which is a strong oxidant and it is quite effective in oxidizing phenol and phenolic compounds. However, it's possible conversion to chlorate (which is toxic to humans) makes its use in treatment of potable water questionable.
Oxidation may also be carried out very, effectively with ozone. It is a very strong oxidant and it does not produce any harmful by-product. For oxidation of 1 part of phenol about 1.5 to 2.5 parts of ozone is required. The residual phenol after ozone treatment may be as low as 3 ppb.
(iii) Dilute Solutions:
Waste water containing phenol less than 50 mg/L is considered to be a dilute solution. Such a solution may be treated biologically or with activated carbon or by ozone oxidation. The major difficulty with ozone treatment is that ozone has been generated in situ.
Volatile Organic Compounds (VOCs):
Organic compounds present in waste water may be of the following types:
The volatile compounds may be biodegradable or non-biodegradable. The non-volatile compounds are in general non-biodegradable.
Source:
The major industrial sources of waste water containing VOCs are petroleum refineries, petrochemical industries and industrial units producing different types of organic chemicals.
Toxic Effects:
VOCs bearing waste water when kept in contact with air would lead to volatilization of VOCs and thereby cause atmospheric pollution. Waste water containing biodegradable VOCs if discharged untreated into surface water bodies would cause DO depletion of the receiving bodies.
Some of the VOCs, such as benzene, toluene and xylene (BTX) are toxic. Benzene is a carcinogen. Its reduction in treated water below 500 ppb is a compliance requirement. The limits in drinking water for benzene, toluene and xylene are 0.01, 0.7 and 0.5 mg/L respectively.
Treatment Technology:
The methods which may be used for abatement of VOCs from waste water are:
(a) Air/nitrogen stripping, and
(b) Activated carbon adsorption.
(a) Air/Nitrogen Stripping:
To remove VOCs from a waste water stream it may be stripped with a gas stream, such as air or nitrogen. Steam is not used for VOC stripping from waste water as a very large amount of steam would be required for heating waste water, consequently the process would be uneconomic. This process is generally carried out in a packed column. To avoid column fouling the waste water stream should be pretreated to remove suspended solid particles as well as non-volatile organic pollutants.
In a stripper, waste water is introduced at the top and the gas at the bottom, the flow being counter current.
For designing a suitable column the following are to be considered:
(i) waste water flow rate,
(ii) The desired degree of removal of the most offensive pollutant, and
(iii) The operating temperature.
Since the pollutant concentration in most cases would be low, its equilibrium data may be expressed by Henry's law.
A column should be designed based on the targeted pollutant and its desired degree of removal. The extent of removal of the other VOCs present should then be estimated based on the column designed. The column dimensions would depend on the gas to liquid ratio, the mass transfer coefficient and the packing (type and size) chosen.
A gas to liquid volumetric ratio around 50: 1 is considered to be a good one. The column should be designed based on the peak hydraulic and pollutant load and not on the average load.
Air may be selected as the stripping gas when it is not desired to recover the stripped VOCs. VOC laden air should not be discharged into the atmosphere in order to avoid atmospheric pollution. It should be incinerated either in a utility boiler or a waste heat boiler or a catalytic incinerator.
As some of the pollutants present in waste water may be biodegradable, those would undergo biodegradation and produce biomass in an air stripper. The biomass thus produced may cause column fouling. To remove the accumulated biomass any one of the following biocides may be used: (i) oxidizing biocide, such as chlorine or chlorine dioxide, (ii) dilute caustic or acid solution. Each of these has some limitations.
Nitrogen may be used for stripping VOCs from waste water in a closed-loop system when it is economical to recover the stripped VOCs, such as BTX.
A closed-loop system would have the following units:
(i) A RH (relative humidity) modification unit,
(ii) Activated carbon adsorption beds (at least two, being operated alternately), and
(iii) A nitrogen recirculation blower.
A RH modification unit is essential as at RH 50% or more VOCs adsorption by carbon bed would be inefficient.
The process is carried out through the following steps:
(i) VOCs are stripped from pretreated waste water with nitrogen gas in a packed column,
(ii) The VOC laden nitrogen gas leaving the stripper may either be heated to 10-15 °C above its dew point or first cooling and condensing some water vapour and then reheating by 10-15 °C above its dew point,
(iii) The RH modified gas stream is next passed through one or two carbon adsorption beds whereby most of the VOCs would get- adsorbed; og
(iv) Finally, the nitrogen stream emerging from the absorber is recycled back to the stripper. The recycled nitrogen stream would invariably contain some low molecular weight VOCs. To avoid building up of those, a part of the recycled gas is purged from time to time and the loss is made up with fresh nitrogen.
As and when a carbon bed reaches its break point, it is taken off and regenerated by steam stripping. The steam-VOC mixture is condensed for VOC recovery.
(b) Activated Carbon Adsorption:
Organic compounds present in waste water as dissolved substances as well as droplets can be removed by activated carbon may be used. From regeneration and reuse point of view powdered carbon is not a good choice. The most effective adsorbent is granular activated carbon (GAC). Its uniqueness lies in its high specific surface area and its pore network comprised of micro, maso and macrospores.
It has a high adsorptive capacity. One major drawback of GAC is its non-selective adsorption of organic substances. It is regenerated and reused. Regeneration of GAC means desorption of adsorbed VOCs. Low molecular weight VOCs are easy to desorb, whereas high molecular weight organic substances, such as oil, grease, tar, etc., are poorly de-absorbable.
VOC removal by the carbon adsorption process is a cyclic one. It consists of passing a stream of waste water (containing dissolved and suspended organic substances) through a column packed with GAC. The organic substances get adsorbed on the surfaces of the carbon granules.
The process continues till the surface area of all of the particles (including their pore area) is almost completely covered with adsorbed molecules. This condition is referred to as the “break point”. If a column is operated beyond this point the VOC content of the effluent stream would be almost the same as that of the influent. At this stage the carbon particles are to be regenerated, that is, the adsorbed substances are to be removed, if those are to be reused.
Regeneration:
The first step in regeneration would be to drain the held up water from the column.
The carbon granules may then be regenerated using any one of the following methods:
(i) On-site air/steam stripping,
(ii) Off-site heating of the particles with limited supply of air.
On-site air/steam stripping would be cheaper. However, it cannot remove most of the high molecular weight VOCs. While stripping with air, care should be taken so that the air-VOC mixture should always be below its lower explosive limit (LEL). It is very difficult, if not impossible, to remove all of the adsorbed substances.
The residue left on the carbon particles after stripping is referred to as the “heel”. The heel reduces the adsorption capacity of a regenerated bed. The heel would be lower if stripping be done with steam at a higher temperature.
Off-site desorptibn of VOCs is costlier. When high molecular weight organic compounds, such as oil, grease, etc. are adsorbed from waste water, they cannot be desorbed by air/steam stripping. They go on accumulating on the carbon granules (as heel). As a result the working (adsorption) capacity of the column would decrease progressively.
To regenerate such carbon particles those are taken out of the column and heated in a chamber in a limited supply of air. This would result not only in removal (oxidation) of the adsorbed substances but also oxidation of some portions of carbon particles.
To overcome this situation a 'guard column' may be installed before the 'main adsorber'. The guard column would trap the high molecular weight pollutants whereas the main adsorber would remove lighter VOCs from a waste water stream. The main adsorber may be-regenerated by air/steam stripping and the guard column carbon particles may be either regenerated by air oxidation or replaced from time to time. During regeneration a column would have to be isolated. Hence, for continuous operations of such a system it is essential to have at least two adsorption columns operating alternately.
Pesticides:
Insecticides, herbicides and fungicides are generally termed as pesticides. These may be either inorganic or organic chemicals. These are harmful to man, domestic animals as well as to useful flora and fauna. However, their use is unavoidable as man is able to reduce both agricultural and horticultural losses to some extent by using pesticides.
Source:
Waste water originating from pesticide manufacturing units would contain those along with some other organic pollutants. Run-off water from agricultural fields and fruit orchards where pesticides are used would invariably contain them. The run-off water contaminates not only surface water bodies but also groundwater. Potable water produced by conventional treatment of water from such pesticide contaminated sources would be hazardous.
Toxic Effects:
Ingestion of large amounts of pesticides causes severe adverse health effects. Small amounts ingested may accumulate in the body and may affect the central nervous system in the long run. Different pesticides affect different organs of the human body, for example, the liver, the reproductive system, etc.
The organ phosphorus and carbonate pesticides are very poisonous. Herbicides, in general, are less toxic than insecticides. Pesticides should be absent in drinking water, however, in the absence of an alternative source the permissible limit is 0.001 mg/L.
Treatment Technology:
Inorganic pesticides and organometallic pesticides may be treated by any one or a combination of following methods:
(i) Oxidation,
(ii) Reduction,
(iii) Precipitation, and
(iv) Membrane separation (RO).
It should be noted that RO does not convert a pesticide present in waste water into an innocuous substance but produces a concentrated stream, which has to be further treated for converting the pesticide into a harmless substance.
The methods available for abatement of organic pesticides from waste water are (i) activated carbon adsorption, (ii) reverse osmosis (RO), and (iii) chemical oxidation.
(i) Activated carbon adsorption may carried out with GAC (granulated active carbon). The spent particles should be regenerated by air oxidation so as to destroy the adsorbate.
(ii) Reverse osmosis would produce a concentrated pesticide-rich stream, which would need chemical oxidation for pesticide destruction.
(iii) Chemical oxidation of pesticide present in waste water may be carried out with a suitable oxidant in the presence of a catalyst. Economic feasibility of this process would depend on the quantity of waste water to be treated and the initial concentration of the pollutants present.
