Nedsletting av enkelte bestemte spillvannforurensninger

Les denne artikkelen for å lære om reduksjon av enkelte spesifikke spillvannforurensende stoffer: 1. Arsen 2. Kadmium 3. Krom 4. Cyanid 5. Fluor 6. Tungmetaller 7. Kviksølv 8. Næringsstoffer 9. Fenol 10. Flyktige organiske forbindelser og 11 . Pesticider.

Arsen (As):

Kilde:

Arsen- og arseniske forbindelser er ofte til stede i avløpsvann produsert i metallurgisk, glass, keramikk, petroleumsraffinaderi og andre næringer. Avløpsvann som genereres i produksjonsenheter av fargestoffer, plantevernmidler, herbicider og noen andre uorganiske og organiske kjemikalier kan også inneholde arseniske forbindelser. Arsenforbindelser har også blitt funnet i grunnvann på enkelte steder.

Giftige effekter:

Arsenforbindelser er ganske giftige. Når en arsenforbindelse som inneholder omtrent 100 mg AS inntas, forårsaker det alvorlig forgiftning. Når Som inntas på lavt nivå, akkumuleres en betydelig fraksjon i kroppen. Gjentatt inntak fører til kronisk forgiftning, noe som er vanskelig å diagnostisere på et tidlig stadium. Progressiv forgiftning fører til "black-foot" sykdom og forårsaker deretter invaliditet og død. Maksimumsgrensen for arsen i behandlet industrielt avløp er 0, 2 mg / l som As og 0, 01 mg / l i drikkevann.

Behandlingsteknologi:

Det foreligger betydelig informasjon om metoder for fjerning av arsenitt (ASO ₂ ^- ) og arsenat (ASO ^3- ₄ ) ioner fra vann, men relativt mindre informasjon er tilgjengelig om reduksjonsmetoder for andre typer arseniske forbindelser.

De viktigste behandlingsmetoder for fjerning av arsenitt og arsenat fra vann er:

(1) Nedbør som sulfid,

(2) Kompleksering med polyvalente kationer (Ca ²⁺, Fe ³⁺, Al ³⁺ ) og samutfelling med metalloksyder,

(3) Adsorbsjon på aktivert karbon eller aluminiumoksyd,

(4) Ionbytterprosess, og

(5) Membran separasjonsprosess (RO).

Avhendingseffektiviteten av arsenitt ved utfellingsmetoden (sulfid eller kompleksdannelse) er mye mindre sammenlignet med arsenatets. For å oppnå høyere fjerningseffektivitet av arsenat, bør den først oksyderes (ved klorering) til arsenat og deretter utfelles. Tilsetning av natrium / hydrogensulfid ved pH 6 til 7 utfelt arsen som sulfid.

Av de forskjellige kompleksdannende midlene som brukes, har kalk blitt funnet å være det beste. Ferri (klorid / sulfat) har lavere virkningsgrad enn kalk. Alum har en relativt dårlig effektivitet. Den optimale pH for kalk er 12, for ferrisalter 8, 5-9 og for alun er det 7-8. Ved en pH høyere enn den optimale, reduseres virkningsgraden kraftig.

Tilstedeværelse av tungmetaller i avløpsvann forbedrer effektiviteten av arsenitt og arsenat. Under sedimentering og filtrering av tungmetallet utsettes noen arsenitter og arsenater adsorbert / innblandet i flommene, hvorved den totale fjerningseffektiviteten øker. Til slutt fjerner adsorpsjon på aktivert karbon / aktivert aluminiumoksyd noen av de resterende arsenforbindelsene.

Det skal noteres her at fjerningseffektiviteten på grunn av adsorpsjon på granulær aktivert alumina er høyere enn det som skyldes alunkompleksdannelse. Imidlertid er aktivert alumina som er mye dyrere enn alun, den førstnevnte kan bare brukes som et poleringsmiddel. Ionbytterprosessen er en kostbarere en, den kan brukes til fjerning av gjenværende arsenitt / arsenat etter fjerning av hovedparten ved utfelling / kompleksdannelse.

Membran separasjon (RO) prosessen er i stand til å fjerne både uorganiske og organiske arseniske forbindelser. Men på grunn av sin høyere kostnad kan den bare brukes når metodene som diskuteres tidligere ikke kan redusere arseninnholdet i avløpsvann i ønsket grad.

Kadmium (Cd):

Kilde:

Kadmium finner sin vei inn i avløpsvann fra elektroplater, primære batterier, standard elektrokjemiske celler, sinksmelter og galvaniseringsenheter. I et galvaniseringsbad kan kadmium være tilstede som en forurensning.

Giftige effekter:

Kadmium er svært giftig. Konsentrasjonen i mat på ca. 13-15 mg / L vil trolig føre til alvorlig sykdom. Den øvre grensen for konsentrasjonen i behandlet avløp er 2 mg / l som CD. I drikkevann er grensen 0, 003 mg / L.

Behandlingsteknologi:

Kadmium kan utfelles fra avløpsvann som hydroksid (Cd ((OH) 2) ved en pH-verdi på 10-11. Det kan også sammenfelles sammen med andre tungmetaller, for eksempel jern. Den resterende konsentrasjonen kan bringes ned til ca. 0, 008 mg / l, når den utfelles som sulfid (CdS). Cadmium utsettes ikke i nærvær av cyanid.

Krom (kr):

Kilde:

Krom kan være til stede i avløpsvann som heksavalent krom (Cr ⁶⁺ ) og trivalent krom (Cr ³⁺ ). Hovedkildene til kromholdig avløpsvann er: forkromingsenheter, kromforstøtningsenheter og kromatbehandlede kjølevannssystemer.

Giftige effekter:

Hexavalent krom er giftig. Det kan forårsake kreft. Trivalent krom er ikke så giftig som den heksavalente. I behandlet avløp er øvre grense for Cr ³⁺ 0, 1 mg / L og for totalt Cr er 2 mg / L når den slippes ut i innlandsoppløp. Grensen for totalt krom i drikkevann er 0, 05 mg / L.

Behandlingsteknologi:

Behandlingen som et kromholdig avløpsvann kan bli utsatt for, avhenger av valenstilstanden av krom. Heksavalent krom Cr ⁶⁺, (f.eks. Na2Cr2O7 eller Na2Cr4) kan ikke utfelles som hydroksid direkte; Derfor må det reduseres av annen teknologi enn nedbør. Trivalent krom Cr ³⁺, (f.eks. Cr ₂ (SO ₄ ) ₃ ) kan lett fjernes som hydroksidutfelling.

Heksavalent kromholdig avløpsvann kan behandles ved en av følgende metoder:

1. Reduksjon av heksavalent krom til trivalent tilstand etterfulgt av utfelling som hydroksyd,

2. Ionbytterprosess,

3. Omvendt osmose,

4. Karbonadsorpsjon.

1. Reduksjon-nedbørsprosess:

Når hexavalent krom er til stede i en avløpsvannstrøm sammen med noen tungmetaller, vil gjenvinning og gjenbruk være vanskelig. Under denne tilstanden blir Cr ⁶⁺ redusert til Cr ³⁺ ved en pH 3, 0 eller under ved å tilsette et egnet reduksjonsmiddel. pH reguleres ved å tilsette svovelsyre. Enhver av de følgende reduksjonsmidler kan anvendes: svoveldioksid (SO2), natriumbisulfitt (NaHSO3), natriummetabisulfitt (Na2S205), natriumhydroksulfitt (Na2S2) O ₅ ) og jernsulfat (FeSO ₄ ).

Svoveldioksid kan foretrekkes som reduksjonsmiddel, da det er relativt billig. Når SO2 brukes som reduksjonsmiddel, trenger ikke svovelsyre til å bli tilsatt for pH-regulering. Når et av natriumsaltene som er oppført ovenfor, blir anvendt som reduksjonsmiddel, vil TDS (totale oppløste faste stoffer) av det behandlede avløp øke. Bruken av jernsulfat som reduksjonsmiddel ville gi mer slam, da ferrishydroksyd skulle samfelles sammen med kromhydroksyd.

Behandling av Cr ⁶⁺ avfall som inneholder cyanid med jernsulfat, ville produsere ferrocyanidkomplekser. Etterfølgende behandling av slike komplekser ville være vanskelig for cyanidreduksjon. Reduksjon av Cr ⁶⁺ til Cr ³⁺ bør ikke forsøkes i nærvær av CN da høy giftig HCN-gass vil bli produsert under prosessen.

Reduksjonsprosessen kan utføres i to trinn. I det første trinn kan et hvilket som helst av de ovennevnte reduksjonsmidler bli anvendt, hvorved hovedparten av Cr6 ⁺ ville bli redusert. I andre trinn reduseres den gjenværende del av Cr6 ⁺ med hydrazin (N2H4). Etter reduksjon blir trivalent krom (Cr ³⁺ ) utfelt med kalk eller soda som hydroksid.

2. Ion Exchange Process:

Når det er ønskelig å gjenopprette Cr ⁶⁺ fra en avløpsvannstrøm, frigjøres strømmen først fra suspendert faststoff og føres deretter gjennom en anionbytterharpiks-seng. Ved utmattelse av harpiksplaten blir den regenerert med natriumhydroksyd (NaOH) -oppløsning.

Den eluerte oppløsning inneholdende natriumkromat (Na2C04) skal føres gjennom en kationbytterseng, som vil beholde natriumioner og tillate kromsyreoppløsning å passere gjennom. Før dette trinnet bør Na2CrO4-løsningskonsentrasjonen være justert slik at den til slutt produserte kromsyreoppløsningen ikke ville ha en pH under 4, 0, da en produsert kromsyre ville angripe harpikspartiklene ved en pH under 4, 0.

3. Omvendt osmose:

Avløpsvann som inneholder Cr ⁶⁺ skal først frigjøres fra suspendert faststoff. Deretter kan den (Cr ⁶⁺ ) konsentreres ved bruk av en svært selektiv (celluloseacetatmembran). Ved en pH rundt 7, kan Cr ⁶⁺ avvisning være rundt 98%. Dessuten ville nøytral pH forhindre syrehydrolyse av membranen.

4. Carbon Adsorption:

Karbonadsorpsjonsprosessen kan bare brukes når den opprinnelige konsentrasjon Cr ⁶⁺ og andre tungmetaller er lave.

Trivalent krom kan fjernes fra avløpsvann, enten ved utfelling som kromhydroksyd eller ved ionbytterprosess :

Nedbør utføres vanligvis ved tilsetning av kalk. Som et alternativ soda kan brukes. Det optimale pH-området for utfelling er 8, 5-9, 5. Det kromatiske hydroksidutfellingen sammen med andre metallhydroksider kan separeres fra det behandlede avløp ved sedimentering etterfulgt av filtrering.

Ionutveksling kan brukes når trivalent krom er tilstede sammen med seksverdig kromat og dikromat, og det er ønskelig å gjenvinne og gjenbruke kromsyre. Avløpsvann fra en forkromingsenhet føres først gjennom en kationbytterseng, hvorved Cr3 ⁺ og andre kationer holdes tilbake og utløpet vil inneholde kromsyre.

Det bør tas vare på dette trinnet, slik at pH-verdien av behandlet avløp ikke faller under 4, 0, da ellers kromsyre ville oksidere harpikspartikler. Cr3 ⁺ -ioner som er beholdt i harpiksplaten, skal elueres med en syre, f.eks. Svovelsyre.

Cyanide:

Kilde:

Cyanidbærende avløpsvann er produsert under metallbehandling, metallbelegg og sølv- og gullutvinningsprosesser. Cyanid kan også være til stede i utslipp fra plast og gjødsel fabrikker.

Giftige effekter :

Når ca 50 til 60 mg cyanid tas som en enkelt dose, blir det dødelig. Når det tas i en lavere dose (si 10 mg eller mindre), blir den omdannet til tiocyanat, som ikke er skadelig. Cyanid som sådan kan forårsake nerveskader eller skjoldbruskkjertelproblemer. Cyanidbærende avløpsvann ved en sur pH gir HCN-gass, som er ekstremt giftig. Behandlet avløp når det slippes ut i en vannoverflate på innsjøen, bør ikke inneholde mer enn 0, 2 mg / l cyanid (som CN) som fisk blir drept ved en mye lavere konsentrasjon. Dens grense i drikkevann er 0, 07 mg / l som CN.

Behandlingsteknologi:

Fremgangsmåtene som kan benyttes til reduksjon av cyanid er:

(a) oksydasjon,

(b) Elektrolytisk dekomponering,

(c) ionbytter,

(d) Omvendt osmose.

(a) oksydasjon:

Oksidasjon av cyanid med klor utføres i alkalisk medium.

Under det første trinnet av reaksjonen fremstilles cyanat som vist nedenfor:

NaCN + 2 NaOH + Cl2 ---> NaCNO + 2 NaCl + H2O ............ .. (10, 1)

For denne reaksjonen kreves ca. 1, 75 kg Cl2 pr. Kg CN behandlet. Deretter oksyderes cyanat til CO ₂ og N ₂ . Reaksjonen kan være representert som

2NaCNO + 4NaOH + 3Cl2 ---> 6NaCl + 2CO2 + N2 + 2H2O ............ .. (10.2)

Den totale mengden Cl _{2 som} kreves for fullstendig oksidasjon CN til CO ₂ og N ₂ er 4, 3 kg per kg cyanid. Den optimale pH for kloroksydasjon av cyanid er 8 til 9, 5. Men hvis andre metaller er tilstede sammen med cyanid, vil etterspørselen etter klor være høyere da klor kan oksidere noen av metaller som er tilstede. Noen metaller som jern, nikkel når det er tilstede sammen med cyanid danner stabile komplekser, som er vanskelige å oksidere med Cl2. Disse kan oksyderes ved pH 10 ⁺ ved ca. 90 ° C.

Ozonoksydasjon av cyanid foregår i to trinn som ved oksydasjon av klor. Ved første produksjon av cyanat, som deretter oksideres til CO ₂ og N ₂ . For fullstendig oksydasjon av cyanid kreves ca 4, 6-5 kg ​​ozon per kg cyanid. Cyanatformasjonsreaksjonen er meget rask ved pH 9-12, men ytterligere oksidasjon av cyanat er relativt sakte. Metallcyanidkomplekser blir oksidert i nærvær av kobber eller mangan, som virker som en katalysator.

(b) Elektrolytisk dekomponering:

Elektrolytisk dekomponering av cyanid utføres ved å underkaste den anodisk oksidasjon. Det er en batch prosess. Det er økonomisk hvis cyanidkonsentrasjonen i en brukt brennevann (avløpsvann) er høy og mengden av avløpsvann som skal behandles, ikke er veldig stort. I utgangspunktet produseres cyanat som til slutt omdannes til CO2, N2 og NH3.

Etter hvert som prosessen fortsetter, reduseres ledningsevnen (elektrisk) og prosessen reduseres. Til slutt kan det være noen resterende cyanid. Men hvis avløpsvannet inneholder noe natriumklorid (NaCl) eller noe NaCl blir tilsatt, øker oksidasjonshastigheten på grunn av økt ledningsevne og dannelse av klorgass som deltar i oksidasjonsprosessen. Denne prosessen er i stand til å ødelegge metallcyanidkomplekser. En tilbaketrekking av denne prosessen er anode-skalering (fouling) i nærvær av sulfationer i avløpsvannet som skal behandles.

(c) og (d) Ion-utveksling og omvendt osmose:

Ionutveksling og omvendt osmose har ikke blitt funnet tilfredsstillende for behandling av cyanidbærende avløpsvann som sådan, da forurensning oppstår på grunn av avsetning av metallcyanider. Den andre ulempen er forverringen av harpikser og membranene med cyanid.

fluor:

Kilde:

Fluor er tilstede i naturlig vann (grunnvann) i enkelte områder. Visse industrielle prosesser, som fosforsyreproduksjon, superfosfatproduksjon, aluminiumproduksjon og glassproduksjon resulterer i generering av avløpsvann inneholdende fluorider.

Avløpsvann fra metallbehandling, galvanisering, halvlederproduksjon og malmforbedringsenheter som også inneholder fluorider. Avløpsvann fra metallbehandling, galvanisering, halvlederproduksjon og malmforbedringsenheter inneholder også fluorider.

Giftige effekter:

Fluor når det finnes i drikkevann i en konsentrasjon på mer enn 3 mg / L, kan forårsake dental fluorose. Vann som inneholder 8 til 20 mg / l fluor, hvis konsumert over en lengre periode, vil føre til beinendringer og kan forårsake kremerende fluorose.

Drikkevann med et optimalt fluorinnhold på 0, 7 til 1, 2 mg / l forhindrer dental karies i barndommen. Øvre grense er 1, 5 mg / l. Behandlet avløpsvann som inneholder opp til maksimalt 2 mg / l fluor (F) som kan slippes ut i vann i overflaten.

Behandlingsteknologi:

Flere metoder har blitt utviklet for behandling av fluorholdig avløpsvann.

Disse kan bli klassifisert i to grupper:

(a) utfelling / samutfelling

b) adsorpsjon

(a) Nedbør / Samutfelling

Kjemikaliene som har blitt funnet å være effektive for å redusere fluor i avløpsvann som utfelling, er kalk, dolomitt og alun. Bunnfallet separeres ved sedimentering og filtrering. Ved tilsetning av kalk til et fluorholdig avløpsvannskalsiumfluorid, CaF ₂, dannes hvis oppløselighet i vann er lav. Når fluor er tilstede som fluorid, er en reaksjonstid på 30 minutter tilstrekkelig. Men når komplekst fluor er tilstede - blir komplekset først hydrolysert, og deretter reagerer fluorider med kalk for å danne CaF ₂ . Den totale reaksjonstiden kan være 24 timer.

Feltdannelseshastigheten er langsom, derfor tar det relativt lengre tid for fluoridkonsentrasjonen å nå sin oppløselighetsgrense (ca. 8 mg / l som F ved 18 ° C). Ved høyere kalkdosering (enn støkiometrisk mengde) kan den resterende fluoridkonsentrasjonen bli mindre enn den ved dens løselighetsgrense. Kalk (Ca (OH) ₂ ) og CaCl2 tilsettes normalt. pH mellom 8 og 9 eller over 12 minimerer oppløseligheten av CaF2 i vann.

Tilsetning av alun- eller magnesiumforbindelse i pH-området fra 6, 5 ​​til 7, 5 fører til samtidig utfelling av fluor sammen med hydroksyd av aluminium / magnesium. Mengden av alum som kreves avhenger av den initiale fluoridkonsentrasjonen, den ønskede endelige fluoridkonsentrasjon og pH. Under alkalisk tilstand øker alunkravet. Den beste strategien for fjerning av fluor ved utfelling er å behandle med kalk etterfulgt av alun, da kalk er mye billigere enn alum.

(b) adsorpsjon:

Adsorbsjonsprosessen kan brukes til fjerning av fluor fra avløpsvann. Prosessen består i å føre en fluorholdig avløpsvannsstrøm gjennom en seng av granulære partikler (enten en anionbytterharpiks av svak base-type eller aktivert aluminiumoksyd). Når en anionbytterseng brukes, blir også andre anioner enn fluorid arrestert.

For regenerering av ionbytterharpikspartiklene kan en alkalisk (NaOH) / ammoniakk (NH4OH) løsning anvendes. En aktivert alumina seng ville fjerne både fluor og arsen (hvis tilstede). Den brukte alumina-sengen blir regenerert med en natriumkarbonatløsning (NaOH). Den brukte regenererende løsningen fra ionbytterharpiks / aktivert aluminiumoksydseng er nøytralisert med fortynnet svovelsyre / saltsyre.

Adsorbsjonsprosessen kan være kostnadseffektiv for behandling av lavt nivå av fluor-avløpsvann. Det skal noteres her at kompleksdannet fluor ikke kan reduseres ved adsorpsjonsprosessen. Avløpsvann med høyere konsentrasjon av fluor bør behandles ved en to-trinns prosess. Først bør det behandles med kalk for å redusere fluoridkonsentrasjonen til ca. 8 mg / L, og da skal den bli adsorbert for å få en endelig fluorkonsentrasjon på rundt 1 mg / l eller mindre.

Tungmetaller:

Tungmetaller som normalt finnes i avløpsvann kan klassifiseres i følgende to grupper avhengig av deres forurensningspotensial:

1. Metaller som har svært høy forurensningspotensial, for eksempel

Sølv (Ag), Gull (Au), Kadmium (Cd), Kobber (Cu), Merkur (Hg), Bly (Pb), Antimon (Sb), Tinn (Sn), Telurium (Te), Zink (Zn);

2. Metaller som har høyt forurensningspotensial, for eksempel

Barium (Ba), vismut (BI), jern (Fe), Mangan (Mn), Molybden (Mo), Titan (Ti), Uran (U),

Det bør her påpekes at ovennevnte klassifisering ikke er en fullstendig.

Kilde:

Avløpsvann som produseres under gruvedriften, malmforbedring, metallbearbeiding, galvanisering og produksjon og bruk av uorganiske kjemikalier, vil trolig inneholde ett eller flere giftige metaller. Grunnvann på enkelte steder inneholder også giftige metaller. Industrielle operasjoner som bruker uorganiske kjemikalier som inneholder giftige metaller, vil produsere avløpsvann som bærer disse metaller.

Giftige effekter:

Tungmetaller generelt er giftige. Noen er kreftfremkallende. Disse akkumuleres i menneskekroppen og gir alvorlige toksiske effekter. For noen metaller er øvre grense i drikkevann så lav som 0, 01 mg / l eller enda mindre.

Behandlingsteknologi:

Metodene som kan brukes for fjerning av metaller fra avløpsvann er:

(a) Nedbør

(b) karbonadsorpsjon

(c) Ionbytterprosess, og

(d) Omvendt osmose,

(a) Nedbør:

Av de forskjellige metodene som er tilgjengelige for fjerning av metaller fra avløpsvann, brukes kjemisk nedbør ofte, da den er den billigste. De fleste metaller kan utfelles som hydroksider eller sulfider. Nedbørene skilles fra ved sedimentering, og ved sengen eller medietilfiltrering. Restkoncentrasjonen av et metall etter utfelling avhenger av løselighetsproduktet av de dannede forbindelser (utfelling).

For hydroksydutfelling uttrykkes oppløselighetsproduktet som [ ^{Mn +} ] x [OH ^n- ] = K. Generelt reduseres gjenværende metalljonskonsentrasjon i det behandlede vannet når pH øker. For hvert spesifikt metall er det imidlertid en optimal pH ved hvilken restkoncentrasjonen av metallionen er minimum. For noen metaller er det mulig å redusere gjenværende metalljonskonsentrasjon under det som er forutsatt av deres respektive oppløselighetsprodukter. Dette kan skyldes adsorpsjon av metallioner med kjemiske flokker.

Det må nevnes at når metaller er til stede i avløpsvann som organometalliske forbindelser, kan deres reduksjon ved kalkfelling ikke være så effektiv. Alkoagulering (samutfelling sammen med Al (OH) ₃ ved nær nøytrale pH-verdier gir også noen metallhydroksyder. Ferrisk hydroksid-samutfelling av metaller fører til bedre fjerning. For noen metaller er sulfidfellingreaksjoner mer effektive for å redusere deres rester konsentrasjonsnivåer i forhold til deres respektive hydroksidutfellingsreaksjoner. Løselighetsproduktet av et metallsulfid kan uttrykkes som

[M ^{m +} ] x [S ^n- ] = K

Restkoncentrasjonen av metall for sulfidutfellingsreaksjoner er pH-avhengig. Hvert metall har en bestemt pH ved hvilken restkoncentrasjonen er minimum. Reagenset som brukes til sulfidutfelling er enten hydrogensulfid (H ₂ S) eller natriumsulfid (Na ₂ S).

Fjerning av noen tungmetaller, enten som hydroksid eller som sulfid, kan være dårlig, og de blir derfor utfelt som noen andre svakt oppløselige salter. Noen få spesifiserte eksempler er nevnt nedenfor.

Fjerning av sølv (Ag) som klorid (AgCl) er meget effektivt, da dets oppløselighet i vann ved 25 ° C kun er 1, 4 mg / l. Barium (Ba) kan utfelles som bariumsulfat, hvorved dets gjenværende konsentrasjon kan bringes ned til ca. 0, 5 mg / l. Ferri (Fe) ion kan effektivt fjernes som hydroksid, men jernholdig ion må først oksyderes til ferri staten ved kloreringen og utfelles deretter som hydroksyd.

Av de forskjellige mangan (Mn) -forbindelsene er manganoksyd (MnO2) og hydroksyd uoppløselig. For fjerning av monogamidioner blir de oksidert og deretter utfelt som oksyd eller hydroksyd. Oksidasjon kan utføres med luft (i nærvær av kobber som katalysator) ved 8, 5-10 pH eller med klor / klordioksid ved 9-10 pH eller med ozon i nærvær av kalknikkel (Ni), kan utfelles som enten hydroksid eller sulfid. Bly (Pb) fjernes enten som karbonat eller som hydroksidutfelling. Selen (Se) kan utfelles fra avløpsvann som sulfid ved en pH på 6, 6.

(b) Karbonadsorpsjon:

Aktivt karbonadsorpsjonsprosess som sådan er ikke særlig effektiv for fjerning av metallioner fra avløpsvann. Men når avløpsvann inneholder oppløste organiske forbindelser og de fjernes ved aktivert karbonadsorpsjonsprosess, blir noen metallioner samadsorberte. Som sådan er denne prosessen ikke en effektiv metode for reduksjon av tungmetallioner fra avløpsvann.

(c) Ion Exchange-prosess:

Ionbytterprosessen kan bare brukes til fjerning av tungmetaller som er tilstede i avløpsvann i ionisk tilstand. Prosessen kan ikke fjerne organometalliske forbindelser. Dette er en dyrere prosess kan benyttes enten for fjerning av resterende ioner etter utfelling eller for gjenvinning av metaller fra avløpsvann.

(d) Omvendt osmose:

Omvendt osmose kan brukes til separasjon av tungmetaller til stede i ionisk tilstand, så vel som organometalliske forbindelser. Det er en kostbare prosess, og det kan derfor brukes hvis det er funnet å være økonomisk, eller om de tidligere diskuterte prosessene er funnet å være utilstrekkelige.

Merkur (Hg):

Kilde:

De viktigste prosessene som gir opphav til kvikksølvholdig avløpsvann er :

(i) Elektrolyse av saltlake for produksjon av kaustisk soda,

(ii) Produksjon av kvikksølvforbindelser,

(iii) Gruvedrift utvinning og rensing av kvikksølv, og

(iv) Produksjon av fungicider og legemidler. Utslipp av avløpsvann fra raffinaderier inneholder også kvikksølv.

Giftige effekter:

Merkur er svært giftig. Det skader hjernen, sentralnervesystemet og nyrene. Øvre grense for konsentrasjon i behandlet avløpsvann er 0, 01 mg / l, når det slippes ut i landets overflatevann. Dens grense i drikkevann er 1 μg \ L.

Behandlingsteknologi:

Av de ulike behandlingsteknologiene som er rapportert i litteratur, er de mest brukte:

(a) Nedbør,

(b) karbonadsorpsjon

(c) Reduksjon

(d) Ion utveksling og

(e) koagulasjon.

nedbør:

Kviksølv som er tilstede i avløpsvann som kvikksølv, kan utfelles som sulfid ved en alkalisk pH. Andre kvikksølvforbindelser må oksyderes til kvikksølvtilstand før utfelling. Reagensene, som kan brukes til sulfidutfelling, er natriumsulfid (Na2S) og natriumhydrogensulfid (NaHS).

Bunnfallet kan separeres ved flokkulering, tyngdekraftsoppløsning, filtrering og oppløsning av oppløste luft. Den minimale oppnåelige kvikksølvkonsentrasjonen selv etter utfelling etterfulgt av utfelling av bunnfall og aktivert karbonpolering er ca. 10-20 ug / l.

De andre ulempene ved sulfidutfellingsprosessen er:

(i) Dannelsen av løselig kvikksølvsulfidkompleks i nærvær av overflødig reagens, og

(ii) Sværheten i overvåking av overskudd av sulfidinnhold i det behandlede avløp.

Samutfelling av kvikksølvhydroksid med aluminiumhydroksyd kan redusere gjenværende kvikksølvnivå til ca. 1-10 μg / L. Samutfelling sammen med ferrishydroksyd kan bringe restnivået ned til ca. 0, 5-5 μg / L.

(b) Karbonadsorpsjon:

Aktivt karbonadsorpsjon kan brukes som poleringstrinn.

Dens effektivitet avhenger av følgende faktorer:

(i) Den første form og konsentrasjon av kvikksølv som finnes i avløpsvann,

(ii) Dosering og type pulverisert aktivert karbon som brukes, og

(iii) Kontaktperioden mellom karbonpartiklene og kvikksølvholdig avløpsvann.

Denne metoden er mer effektiv i å fjerne organiske kvikksølvforbindelser enn uorganiske kvikksølvforbindelser. Effektiviteten av prosessen kan forbedres dersom ferrishydroksyd- eller aluminiumhydroksydutfelling utføres samtidig. Tilsetning av polyelektrolytt hjelper også.

(c) Reduksjon:

Kviksølv som er til stede i avløpsvann som uorganisk ionisk kvikksølv, kan reduseres til sin metalliske form ved bruk av reduksjonsmidler, slik som aluminium, sink, hydrazin, tannklorid og natriumborhydrat. Metallisk kvikksølv produsert kan utvinnes ved hjelp av en egnet fast separasjonsteknikk. Den største ulempen ved denne prosessen er at den ikke kan oppnå et gjenværende nivå av kvikksølv langt under 100 μg / L.

(d) Ion Exchange-prosess:

Spesielle typer harpiks brukes til fjerning av kvikksølv fra avløpsvann. Når kvikksølvholdige salter eller organiske kvikksølvforbindelser er til stede i avløpsvann, oksyderes de med klor hvorved negativt ladet merkurikloridkompleks fremstilles. Disse kan fjernes ved bruk av anionbytterharpikser.

I fravær av høy kloridkonsentrasjon i avløpsvann, kan uorganisk kvikksølv fjernes ved bruk av kationbytterharpikser. Jonutvekslingsprosessen kan i beste fall redusere det uorganiske kvikksølvkonsentrasjonsnivået til omtrent 1-5 (Jg / L). Denne prosessen er ikke særlig effektiv for reduksjon av organiske kvikksølvforbindelser i avløpsvann.

(e) koagulasjon:

Aluminiumsulfat, jernsalte og kalk har vist seg å være bedre enn alum. Økning i koaguleringsdosering utover 100-150 mg / l forbedrer ikke kvikksølvfjerning. Koagulasjonsprosessen har blitt observert å være ineffektiv i fjerning av metylkviksølv.

næringsstoffer:

En spillvannsstrøm som inneholder nitrogen (N) og fosfor (P) forbindelser når de slippes ut i en vannkropp fremmer ukontrollert vannplantevekst. På grunn av dette betegnes disse forbindelsene som næringsstoffer. Ukontrollert vekst av vannplanter i vannlegemer, som dammer, elver og kanaler fører ofte til eutrofiering. Derfor er det nødvendig å avlede disse forbindelsene fra avløpsvannstrømmer før de blir utladet til overflatevannskropper.

kilder:

De viktigste industrielle kildene til avløpsvann inneholdende nitrogenforbindelser er nitrogengjødselproduksjonsenheter, koksovnsplanter, salpetersyre og nitrat / nitritt saltproduksjonsenheter, fisk- og kjøttbehandlingsenheter, etc. Fosforbærende avløpsvann oppstår hovedsakelig under produksjon av fosforsyre, fosfatgjødsel og organofosforforbindelser.

Giftige effekter :

Avløpsvann som inneholder nitrogen og fosforforbindelser, når de slippes ut i vannlegemer, fremmer vekst av akvatiske planter, inkludert alger. Det kan føre til deres fruktbare vekst, som kalles algalblomstring. Akvatiske planter bruker oppløst oksygen (DO) for åndedrett og derved depleterer det samme.

På et tidspunkt blir re-oksygeneringshastigheten mindre enn oksygenutarmingshastigheten, og DO-konsentrasjonen blir for lav for vannplanter å overleve. De begynner å dekomponere. Til slutt blir vannet kroket luktende og inneholder nedbrytende / dekomponert organisk materiale. Dette kalles eutrofisk tilstand.

Generelt forårsaker nitrogen og fosforforbindelser som er tilstede i avløpsvann de ovennevnte sykeffekter. Avløpsvann fra enkelte næringer kan imidlertid inneholde noen spesifikke nitrogen- og fosforforbindelser som er giftige for vannlevende flora og fauna.

Den øvre grensen for nitrat er 50 mg / l (som NO ₃ ) og for nitritt er 3 mg / l (som NO ₂ ) for kortvarig eksponering i drikkevann. Det skal noteres her at nitrat blir redusert til nitritt på grunn av bakteriell virkning i tarmen. Nitrit produserte kombinere med hemoglobin for å danne et kompleks, noe som reduserer blodets oksygenbæreevne.

Behandlingsteknologi:

Metodene som kan benyttes for fjerning av nitrogen og fosforforbindelser fra avløpsvann er forurensende spesifikke som beskrevet nedenfor:

Fjernelse av nitrogen

Kväve kan være til stede i avløpsvann som ammoniakk (i fri eller kombinert tilstand), nitritt, nitrat, aminosyrer og andre nitrogenholdige organiske forbindelser.

En hvilken som helst av de følgende metoder eller en kombinasjon av noen av dem kan anvendes for fjerning av ovenfor nevnte forbindelser fra en avløpsvannstrøm:

(a) Luftstripping,

(b) oksydasjon,

(c) Biologiske metoder,

(d) adsorpsjon,

(e) Ion utveksling og

(f) Membran separasjon.

(a) Luftstryp:

Denne metoden kan brukes til å fjerne fri ammoniakk (NH ₄ OH) fra avløpsvann. Prosessen består av å motvirke for øyeblikket avløpsvann og luft i en pakket kolonne. Avløpsvann frigjort fra suspendert faststoff innføres øverst i kolonnen hvor luft injiseres i bunnen. Luftstrømmen som forlater kolonnen på toppen vil inneholde ammoniakk og andre flyktige stoffer (hvis noen) som finnes i avløpsvann.

Siden luft-ammoniakkblandingen som forlater kolonnen på toppen, ikke kan løses ubehandlet inn i atmosfæren, må den underkastes en eller en kombinasjon av følgende prosesser for gjenvinning / ødeleggelse av de strippede bestanddeler: avkjøling / skrubbing / oksidasjon ( forbrenning).

For å fjerne ammoniakk fra avløpsvann når det er til stede som et salt, skal avløpsvannet først behandles med kalk og deretter underkastes luftstripping. Kjøling / skrubbing av luft ammoniakkblanding fører til utvinning av ammoniakk som en løsning, mens forbrenning omdanner ammoniakk til N2 og H2O. Utvinning av ammoniakk ved luftstripping kan være økonomisk når konsentrasjonen av ammoniakk / ammoniumsalter i avløpsvann er relativt høy.

(b) oksydasjon:

Break-Point Chlorination:

Ammoniakk i avløpsvann gjennomgår følgende reaksjon når den kloreres ved en pH 6 til 7:

Feil kontroll av pH kan føre til dannelse av nitrogentriklorid (gass). Oppløste hydrokarboner som finnes i avløpsvann, kan produsere tri-klormetan, et giftig stoff. Noen andre forurensende stoffer enn ammoniakk som finnes i avløpsvann, kan også reagere med klor og derved øke klorforbruket, noe som vil resultere i høyere behandlingskostnader. Denne metoden er økonomisk, bare når konsentrasjonen av ammoniakk i avløpsvann er opprinnelig lav eller har blitt redusert med annen behandling. Det har den ekstra fordelen at desinfeksjonen foregår samtidig. Det må tas hensyn til at det behandlede avløpet ikke vil inneholde høyt resterende klor.

(c) Biologiske metoder:

Både uorganiske og organiske nitrogenholdige forbindelser, unntatt rekalcitranter og ikke-biologisk nedbrytbare, kan reduseres av de biologiske metoder. Under denne prosessen assimileres en del av det totale nitrogen som er tilstede i avløpsvann for å syntetisere mikrober mens den andre delen er katabolisert. Prosessen utføres i to trinn. I løpet av det første (aerobic) stadium oksiderer Nitrosomonas og Nitrobacter bakterier nitrogenforbindelser til nitritt (NO ₂ ) og nitrat (NO3). Reaksjonene kan uttrykkes som

Mens det andre (anaerobe) stadiet omdannes nitritt og nitrat til gasser som N2, NO, NO2, N20, etc. Hovedproduktet produseres 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:

Avløpsvann med en fenolkonsentrasjon i området 50-500 mg / L er merket som en mellomkonsentrasjonsoppløsning. En slik løsning kan behandles ved hjelp av en egnet biologisk (aerobisk) prosess, som lagun, oksydasjonsgrøft, trickling filter, aktivert slambehandling. Biologisk behandling kan redusere fenolkonsentrasjonen til ca. 0, 5-1 mg / l.

De andre alternative behandlingsmetodene er:

(a) Aktivert karbonadsorpsjon, som er like effektiv som den biologiske metoden,

(b) Koagulering med alun / jernsalter ved en passende pH-dens effektivitet er ganske dårlig, og

(c) Kjemisk oksidasjon.

Kjemisk oksidasjon kan utføres enten med permanganat, som er en kostbar kjemisk eller med klor og kalk ved pH mindre enn 7. Det er svært effektivt. Imidlertid må en stor mengde klor brukes for å sikre fullstendig oksidasjon av fenol, da ellers giftige klorfenoler vil bli produsert.

Oksidasjon kan utføres med klordioksid, som er en sterk oksidant, og det er ganske effektivt i oksidasjon av fenol og fenolforbindelser. Imidlertid er det mulig omdannelse til klorat (som er giftig for mennesker) gjør bruk i drikkevann tvilsomt.

Oksidasjon kan også utføres veldig effektivt med ozon. Det er en veldig sterk oksidant og det produserer ikke noe skadelig biprodukt. For oksidasjon av 1 del fenol er det nødvendig med 1, 5 til 2, 5 deler ozon. Resterende fenol etter ozonbehandling kan være så lav som 3 ppb.

(iii) Fortynne løsninger:

Avløpsvann som inneholder fenol mindre enn 50 mg / L anses å være en fortynnet løsning. En slik løsning kan behandles biologisk eller med aktivert karbon eller ved ozonoksydasjon. Hovedproblemet med ozonbehandling er at ozon har blitt generert in situ.

Flyktige organiske forbindelser (VOC):

Organiske forbindelser som finnes i avløpsvann, kan være av følgende typer:

De flyktige forbindelser kan være biologisk nedbrytbare eller ikke-biologisk nedbrytbare. De ikke-flyktige forbindelser er generelt ikke-biologisk nedbrytbare.

Kilde:

De viktigste industrielle kildene til avløpsvann som inneholder VOC er petroleumsraffinaderier, petrokjemiske industrier og industrielle enheter som produserer ulike typer organiske kjemikalier.

Giftige effekter:

VOC som inneholder avløpsvann når de holdes i kontakt med luft, vil føre til fordampning av VOC og dermed forårsake luftforurensning. Avløpsvann som inneholder biologisk nedbrytbare VOC, hvis utslippene ikke behandles i overflatevann, vil føre til at de mottakende organene blir utmattet.

Noen av VOC, som benzen, toluen og xylen (BTX) er giftige. Benzen er et kreftfremkallende middel. Dens reduksjon i behandlet vann under 500 ppb er et krav om etterlevelse. Grensene i drikkevann for benzen, toluen og xylen er henholdsvis 0, 01, 0, 7 og 0, 5 mg / l.

Behandlingsteknologi:

Metodene som kan brukes til å redusere VOC fra avløpsvann er:

(a) Luft / nitrogenstripping, og

(b) Aktivt karbonadsorpsjon.

(a) Luft / nitrogenstripping:

For å fjerne VOC fra en avløpsvannsstrøm kan den bli avskåret med en gasstrøm, for eksempel luft eller nitrogen. Damp brukes ikke til VOC-stripping fra avløpsvann, da det vil være nødvendig med en stor mengde damp for oppvarming av avløpsvann, og prosessen vil derfor være uøkonomisk. Denne prosessen utføres vanligvis i en pakket kolonne. For å unngå forurensning av kolonnen bør spillvannsstrømmen forbehandles for å fjerne suspenderte faste partikler og ikke-flyktige organiske forurensninger.

I en stripper er avløpsvann introdusert på toppen og gassen i bunnen, strømmen er motstrøms.

For å designe en passende kolonne skal følgende bli vurdert:

(i) avløpsvannhastighet,

(ii) Den ønskede grad av fjerning av det mest støtende forurensende stoffet, og

(iii) Driftstemperaturen.

Siden forurensningskonsentrasjonen i de fleste tilfeller vil være lav, kan dens likevektsdata uttrykkes av Henriks lov.

En kolonne skal utformes basert på målrettet forurensning og ønsket grad av fjerning. Omfanget av fjerning av de andre VOCene som er tilstede, skal da estimeres basert på den utformede kolonnen. Kolonnedimensjonene vil avhenge av gass til væskeforhold, masseoverføringskoeffisienten og pakken (type og størrelse) valgt.

Et gass til væskevolumforhold på rundt 50: 1 anses å være en god. Kolonnen skal utformes basert på topphydraulisk og forurensende belastning og ikke på gjennomsnittlig belastning.

Luft kan velges som strippegass når det ikke er ønskelig å gjenvinne de fjernede VOC. VOC laden luft skal ikke slippes ut i atmosfæren for å unngå atmosfærisk forurensning. Den bør forbrenne enten i en kjele eller en avløpsvarmekoker eller en katalytisk forbrenningsovn.

Ettersom noen av forurensningene som er tilstede i avløpsvann, kan være biologisk nedbrytbare, vil de gjennomgå biologisk nedbrytning og produsere biomasse i en luftstrimmel. Den således produserte biomassen kan forårsake kolonnfouling. For å fjerne den akkumulerte biomassen kan noe av følgende biocider brukes: (i) oksiderende biocid, som klor eller klordioksid, (ii) fortynnet kaustisk eller syreoppløsning. Hver av disse har noen begrensninger.

Kväve kan brukes til å strippe VOC fra avløpsvann i et lukket system når det er økonomisk å gjenvinne de fjernede VOC, slik som BTX.

Et lukket system ville ha følgende enheter:

(i) En RH (relativ luftfuktighet) modifikasjonsenhet,

(ii) Aktiverte karbonadsorpsjonssenger (minst to, drives alternativt), og

(iii) En nitrogen-resirkulasjonsblåser.

En RH-modifikasjonsenhet er viktig ved at RH 50% eller mer VOC-adsorpsjon ved karbonbunn ville være ineffektiv.

Prosessen utføres ved hjelp av følgende trinn:

(i) VOC er fjernet fra forbehandlet avløpsvann med nitrogengass i en pakket kolonne,

(ii) VOC-ladet nitrogengas som forlater stripperen, kan enten oppvarmes til 10-15 ° C over duggpunktet eller første kjøling og kondenserer litt vanndamp og deretter gjenoppvarmes med 10-15 ° C over duggpunktet,

(iii) Den RH modifiserte gassstrømmen blir deretter passert gjennom en eller to karbonadsorpsjons-senger hvorved de fleste av VOCene vil bli adsorbert; og

(iv) Til slutt blir nitrogenstrømmen som kommer fra absorberen resirkulert tilbake til stripperen. Den resirkulerte nitrogenstrømmen vil uavhengig inneholde noen lavmolekylære VOC. For å unngå å bygge opp disse, blir en del av den resirkulerte gassen renset fra tid til annen, og tapet består av fersk nitrogen.

Når og når en karbonbunn når sitt bruddpunkt, blir den tatt av og regenerert ved dampstripping. Damp-VOC-blandingen kondenseres for VOC-gjenvinning.

(b) Aktivert karbonadsorpsjon:

Organiske forbindelser som er til stede i avløpsvann som oppløste stoffer, samt dråper, kan fjernes ved at aktivert karbon kan anvendes. Fra regenerering og gjenbruk synspunkt pulverisert karbon er ikke et godt valg. Det mest effektive adsorbenten er granulert aktivert karbon (GAC). Dens unikthet ligger i sitt høye spesifikke overflateareal og dets pore-nettverk består av mikro-, maso- og makrosporer.

Den har en høy adsorptiv kapasitet. En stor ulempe ved GAC er dens ikke-selektive adsorpsjon av organiske stoffer. Det regenereres og gjenbrukes. Regenerering av GAC betyr desorption av adsorberte VOC. VOC med lav molekylvekt er lett å desorbere, mens organiske stoffer med høy molekylvekt, som olje, fett, tjære, etc., er dårlig deabsorberbare.

VOC-fjerning ved karbonadsorpsjonsprosessen er en syklisk. Det består av å sende en strøm av avløpsvann (som inneholder oppløste og suspenderte organiske stoffer) gjennom en kolonne fylt med GAC. De organiske stoffene blir adsorbert på overflatene av karbongranulatene.

Prosessen fortsetter til overflaten av alle partiklene (inkludert deres porerom) er nesten helt dekket med adsorberte molekyler. Denne tilstanden refereres til som "break point". Hvis en kolonne drives utover dette punktet, vil VOC innholdet i avløpsstrømmen være nesten det samme som for influensa. På dette stadiet skal karbonpartiklene regenereres, det vil si at de adsorberte stoffene skal fjernes hvis de skal gjenbrukes.

Regeneration:

Det første trinnet i regenerering ville være å drenere det oppvarmede vannet fra kolonnen.

Karbongranulatene kan deretter regenereres under anvendelse av en hvilken som helst av de følgende metoder:

(i) Luft / dampstripping på stedet,

(ii) Oppvarming av partiklene med begrenset tilførsel av luft på stedet.

Luft- / dampstripping på stedet vil være billigere. Imidlertid kan den ikke fjerne de fleste av VOC med høy molekylvekt. Når du stripper med luft, bør du ta vare på at luft-VOC-blandingen alltid skal være under den nedre eksplosjonsgrensen (LEL). Det er veldig vanskelig, om ikke umulig å fjerne alle adsorberte stoffene.

Resten som er igjen på karbonpartiklene etter stripping, refereres til som "hælen". Hælen reduserer adsorpsjonskapasiteten til en regenerert seng. Hælen vil være lavere hvis stripping gjøres med damp ved høyere temperatur.

Off-site desorptibn av VOC er dyrere. Når organiske forbindelser med høy molekylvekt, slik som olje, fett, etc., blir adsorbert fra avløpsvann, kan de ikke desorberes ved luft / dampstripping. De fortsetter å samle seg på karbongranulatene (som hæl). Som et resultat vil arbeidets (adsorpsjons) kapasitet i kolonnen reduseres gradvis.

For å regenerere slike karbonpartikler blir de tatt ut av kolonnen og oppvarmet i et kammer i et begrenset tilførsel av luft. Dette vil ikke bare resultere i fjerning (oksidasjon) av de adsorberte substansene, men også oksidasjon av noen deler av karbonpartikler.

For å overvinne denne situasjonen kan en "guard column" installeres før "main adsorber". Vaktkolonnen ville fange forurensningsmidlene med høy molekylvekt, mens hoved adsorberingen ville fjerne lettere VOC fra en avløpsvannstrøm. Hoved adsorberingen kan regenereres ved luft / dampstripping og beskyttelseskolonnen karbonpartikler kan enten regenereres ved luftoksidasjon eller erstattes fra tid til annen. Under regenerering må en kolonne isoleres. Derfor, for kontinuerlig drift av et slikt system er det avgjørende å ha minst to adsorpsjonskolonner som virker vekselvis.

Plantevernmidler:

Insekticider, herbicider og soppdrepende midler kalles generelt som pesticider. Disse kan være enten uorganiske eller organiske kjemikalier. Disse er skadelige for mennesker, husdyr og til nyttig flora og fauna. Imidlertid er bruken deres uunngåelig ettersom man i noen grad kan redusere både landbruks- og hagebrukstap ved å bruke plantevernmidler.

Kilde:

Avløpsvann som stammer fra produksjonsenheter for plantevernmidler, vil inneholde de sammen med noen andre organiske forurensninger. Avløp fra landbruksfelt og fruktplantager hvor plantevernmidler brukes, vil alltid inneholde dem. Avløpsvannet forurenser ikke bare overflatevann, men også grunnvann. Drikkevann som produseres ved konvensjonell behandling av vann fra slike pesticidforurensede kilder, vil være farlig.

Giftige effekter:

Inntak av store mengder plantevernmidler forårsaker alvorlige skadelige helseeffekter. Små mengder som inntas kan samle seg i kroppen og kan påvirke sentralnervesystemet i det lange løp. Ulike pesticider påvirker ulike organer i menneskekroppen, for eksempel leveren, det reproduktive systemet etc.

Organets fosfor- og karbonat-pesticider er svært giftige. Herbicider, generelt, er mindre giftige enn insektmidler. Pesticider bør være fraværende i drikkevann, men i fravær av en alternativ kilde er tillatt grense 0.001 mg / L.

Behandlingsteknologi:

Uorganiske plantevernmidler og organometalliske pesticider kan behandles med en eller en kombinasjon av følgende metoder:

(i) Oksidasjon,

(ii) Reduksjon,

(iii) Nedbør, og

(iv) Membran separasjon (RO).

Det skal bemerkes at RO ikke omdanner et plantevernmiddel som er til stede i avløpsvann, til en uskadelig substans, men produserer en konsentrert strøm som må viderebehandles for å omdanne pesticidet til en ufarlig substans.

Metodene som er tilgjengelige for reduksjon av organiske plantevernmidler fra avløpsvann er (i) aktivert karbonadsorpsjon, (ii) omvendt osmose (RO), og (iii) kjemisk oksidasjon.

(i) Aktivt karbonadsorpsjon kan utføres med GAC (granulert aktivt karbon). De brukte partiklene skal regenereres ved hjelp av luftoksidasjon for å ødelegge adsorbatet.

(ii) Omvendt osmose ville produsere en konsentrert plantebestandig riksstrøm, som vil trenge kjemisk oksidasjon for destruksjon av pesticider.

(iii) Kjemisk oksidasjon av pesticid som er tilstede i avløpsvann, kan utføres med et egnet oksydasjonsmiddel i nærvær av en katalysator. Økonomisk gjennomførbarhet av denne prosessen vil avhenge av mengden av avløpsvann som skal behandles og den opprinnelige konsentrasjonen av de forurensende stoffene som er til stede.