Abbattimento di alcuni inquinanti specifici delle acque reflue
Leggi questo articolo per conoscere l'abbattimento di alcuni inquinanti specifici delle acque reflue: 1. Arsenico 2. Cadmio 3. Cromo 4. Cianuro 5. Fluoro 6. Metalli pesanti 7. Mercurio 8. Sostanze nutritive 9. Fenolo 10. Composti organici volatili e 11 Pesticidi
Arsenico (As):
Fonte:
Arsenico e composti arsenicali sono spesso presenti nelle acque reflue prodotte nella metallurgia, vetro, ceramica, raffineria di petrolio e in altre industrie. Le acque reflue generate in unità di produzione di coloranti, pesticidi, erbicidi e altre sostanze chimiche inorganiche e organiche possono contenere anche composti di arsenico. Composti di arsenico sono stati trovati anche nelle acque sotterranee in alcuni luoghi.
Effetti tossici:
I composti dell'arsenico sono piuttosto tossici. Quando un composto di arsenico contenente circa 100 mg di AS viene ingerito, provoca un grave avvelenamento. Quando As viene ingerito a un livello basso si accumula una considerevole frazione nel corpo. L'assunzione ripetuta porta all'avvelenamento cronico, che è difficile da diagnosticare in una fase precoce. L'avvelenamento progressivo porta alla malattia del "piede nero" e successivamente causa la disabilitazione e la morte. Il limite massimo di arsenico negli effluenti industriali trattati è 0, 2 mg / L di As e 0, 01 mg / L di acqua potabile.
Tecnologia di trattamento:
Sono disponibili informazioni considerevoli sui metodi per la rimozione di ioni arsenito (ASO 2 - ) e arseniato (ASO 3- 4 ) dall'acqua, ma sono disponibili relativamente meno informazioni sui metodi di abbattimento di altri tipi di composti dell'arsenico.
I principali metodi di trattamento per la rimozione di arsenito e arseniato dall'acqua sono:
(1) Precipitazione come solfuro,
(2) Complessazione con cationi polivalenti (Ca 2+, Fe 3+, Al 3+ ) e co-precipitazione con ossidi metallici,
(3) Adsorbimento su carbone attivo o allumina,
(4) Processo di scambio ionico, e
(5) Processo di separazione delle membrane (RO).
L'efficienza di rimozione dell'arsenite mediante il metodo della precipitazione (solfuro o complessazione) è molto inferiore rispetto a quella dell'arsenato. Per ottenere un'efficienza di rimozione più elevata dell'arsenato, dovrebbe essere prima ossidato (mediante clorurazione) all'arsenato e quindi precipitato. L'aggiunta di sodio / idrogeno solforato a pH 6 a 7 precipita l'arsenico come solfuro.
Tra i diversi agenti complessanti utilizzati, la calce è risultata la migliore. Ferrico (cloruro / solfato) ha un'efficienza inferiore a quella della calce. L'allume ha un'efficienza relativamente scarsa. Il pH ottimale per la calce è 12, per i sali ferrici 8, 5-9 e per l'allume è 7-8. Ad un pH superiore all'ottimale l'efficienza diminuisce bruscamente.
La presenza di metalli pesanti nelle acque reflue migliora l'efficienza di rimozione di arsenito e arseniato. Durante la sedimentazione e la filtrazione dei metalli pesanti precipitano alcuni arseniti e arseniati che vengono adsorbiti / impregnati nei floes per cui aumenta l'efficienza complessiva di rimozione. Infine, l'adsorbimento su carbone attivo / allumina attivata rimuove alcuni dei residui di arsenico.
Si deve notare qui che l'efficienza di rimozione dovuta all'adsorbimento su allumina attivata granulare è superiore a quella dovuta alla complessazione dell'allume. Tuttavia, l'allumina attivata essendo molto più costosa dell'allume, la prima può essere usata solo come agente lucidante. Il processo di scambio ionico è un processo più costoso che può essere utilizzato per la rimozione di arsenito / arseniato residuo dopo aver rimosso la porzione maggiore mediante precipitazione / complessazione.
Il processo di separazione della membrana (RO) è in grado di rimuovere sia composti organici inorganici che organici. Ma a causa del suo costo più elevato può essere usato solo quando i metodi, discussi in precedenza, non possono ridurre il contenuto di arsenico di un'acqua di scarto nella misura desiderata.
Cadmio (Cd):
Fonte:
Il cadmio trova la sua strada nelle acque di scarico di unità di elettrodeposizione, batterie primarie, celle elettrochimiche standard, fonderie di zinco e unità di zincatura. In un bagno di zincatura il cadmio può essere presente come contaminante.
Effetti tossici:
Il cadmio è altamente tossico. La sua concentrazione nel cibo a circa 13-15 mg / L può causare gravi malattie. Il limite superiore della sua concentrazione nell'effluente trattato è 2 mg / L come CD. Nell'acqua potabile il limite è di 0, 003 mg / L.
Tecnologia di trattamento:
Il cadmio può essere precipitato dalle acque reflue sotto forma di idrossido (Cd ((OH) 2) a pH 10-11. Può anche essere co-precipitato insieme ad altri metalli pesanti, come il ferro.La sua concentrazione residua può essere ridotta a circa 0, 008 mg / L, quando è precipitato come solfuro (CdS). Il cadmio non viene precipitato in presenza di cianuro.
Cromo (Cr):
Fonte:
Il cromo può essere presente nelle acque di scarico come cromo esavalente (Cr 6+ ) e cromo trivalente (Cr 3+ ). Le principali fonti di acque reflue contenenti cromo sono: unità di cromatura, unità abbronzanti cromate e sistemi di acqua di raffreddamento trattati con cromato.
Effetti tossici:
Il cromo esavalente è tossico. Può causare il cancro. Il cromo trivalente non è tossico quanto quello esavalente. Negli effluenti trattati il limite superiore per Cr 3+ è di 0, 1 mg / L e quello per il Cr totale è di 2 mg / L quando scaricato nell'acqua di superficie interna. Il limite per il cromo totale nell'acqua potabile è 0, 05 mg / L.
Tecnologia di trattamento:
Il trattamento a cui può essere sottoposta una acqua di scarico contenente cromo dipende dallo stato di valenza del cromo. Cromo esavalente Cr 6+, (es. Na2 Cr2 O 7 o Na 2 CrO 4 ) non possono essere precipitati direttamente come idrossido; quindi, deve essere diminuito da qualsiasi tecnologia diversa dalla precipitazione. Cromo trivalente Cr 3+, (ad es. Cr 2 (SO 4 ) 3 ) può essere rimosso facilmente come precipitato di idrossido.
L'acqua di scarico di cromo esavalente può essere trattata con uno dei seguenti metodi:
1. Riduzione del cromo esavalente allo stato trivalente seguito da precipitazione come idrossido,
2. Processo di scambio ionico,
3. Osmosi inversa,
4. Adsorbimento di carbonio.
1. Processo di riduzione delle precipitazioni:
Quando il cromo esavalente è presente in una corrente di acque reflue insieme ad alcuni metalli pesanti, il suo recupero e il suo riutilizzo sarebbero difficili. Sotto questa condizione Cr 6+ viene ridotto a Cr 3+ a pH 3.0 o inferiore aggiungendo un agente riducente adatto. Il pH è regolato aggiungendo acido solforico. Può essere usato uno qualsiasi dei seguenti agenti riducenti: anidride solforosa (SO 2 ), sodio-solfito (NaHSO 3 ), sodio-bi-solfito (Na 2 S 2 O 5 ), sodio idrosolfito (Na 2 S 2 O 5 ) e solfato ferroso (FeSO 4 ).
Il diossido di zolfo può essere preferito come agente riducente in quanto è relativamente economico. Quando viene utilizzato SO2 come agente riducente, non è necessario aggiungere acido solforico per la regolazione del pH. Quando uno qualsiasi dei sali di sodio sopra elencati viene usato come agente riducente, il TDS (solidi totali disciolti) dell'effluente trattato aumenterebbe. L'uso di solfato ferroso come agente riducente produrrebbe più fango, poiché l'idrossido ferrico verrebbe co-precipitato insieme all'idrossido cromico.
Il trattamento dei rifiuti Cr 6+ contenenti cianuro con solfato ferroso produrrebbe complessi di ferro-cianuro. Il successivo trattamento di tali complessi sarebbe difficile per l'abbattimento del cianuro. La riduzione di Cr 6+ a Cr 3+ non dovrebbe essere tentata in presenza di CN poiché durante il processo si produrrebbe gas HCN altamente velenoso.
Il processo di riduzione può essere effettuato in due fasi. Nel primo stadio, uno qualsiasi dei suddetti agenti riducenti può essere usato in modo da ridurre la maggior parte di Cr 6+ . Nella seconda fase, la porzione rimanente di Cr 6+ viene ridotta con idrazina (N 2 H4). Dopo riduzione il cromo trivalente (Cr 3+ ) viene precipitato con calce o carbonato di sodio come idrossido.
2. Processo di scambio ionico:
Quando si desidera recuperare Cr 6+ da una corrente di acque reflue, la corrente viene prima liberata dal solido sospeso e quindi fatta passare attraverso un letto di resina scambiatrice di anioni. All'esaurimento del letto di resina viene rigenerato con soluzione di idrossido di sodio (NaOH).
La soluzione eluita contenente sodio cromato (Na 2 CrO 4 ) deve essere fatta passare attraverso un letto di scambio cationico, che trattiene gli ioni di sodio e lascia passare la soluzione di acido cromico. Prima di questo passaggio la concentrazione della soluzione di Na2CrO4 deve essere regolata in modo tale che la soluzione di acido cromico prodotta alla fine non abbia un pH inferiore a 4, 0, poiché a pH inferiore a 4, 0 l'acido cromico prodotto attacca le particelle di resina.
3. Osmosi inversa:
Le acque reflue contenenti Cr 6+ devono essere prima liberate dai solidi sospesi. Quindi (Cr 6+ ) può essere concentrato usando una membrana di acetato di cellulosa altamente selettiva. Con un pH intorno a 7, il rigetto di Cr 6+ può essere intorno al 98%. Inoltre, il pH neutro impedirebbe l'idrolisi acida della membrana.
4. Adsorbimento di carbonio:
Il processo di adsorbimento del carbonio può essere utilizzato, solo quando la concentrazione iniziale Cr 6+ e altri metalli pesanti sono bassi.
Il cromo trivalente può essere rimosso dalle acque reflue mediante precipitazione come idrossido di cromo o mediante processo di scambio ionico :
Le precipitazioni sono normalmente effettuate con l'aggiunta di calce. Come alternativa si può usare il carbonato di sodio. L'intervallo di pH ottimale per le precipitazioni è 8.5-9.5. Il precipitato dell'idrossido cromico insieme ad altri idrossidi metallici può essere separato dall'effluente trattato mediante sedimentazione seguita da filtrazione.
Lo scambio ionico può essere usato quando il cromo trivalente è presente insieme al cromato esavalente e al bicromato, e si desidera recuperare e riutilizzare l'acido cromico. L'acqua di rifiuto proveniente da un'unità di cromatura viene dapprima fatta passare attraverso un letto di scambio cationico, per cui vengono conservati Cr 3+ e altri cationi e l'effluente conterrà acido cromico.
Si dovrebbe prestare attenzione durante questa fase in modo che il pH dell'effluente trattato non scenda al di sotto di 4, 0, altrimenti l'acido cromico potrebbe ossidare le particelle di resina. Gli ioni Cr 3+ trattenuti nel letto di resina devono essere eluiti con un acido, per esempio acido solforico.
Cianuro:
Fonte:
L'acqua di scarico dei cianuri viene prodotta durante la finitura dei metalli, la placcatura dei metalli e i processi di estrazione dell'argento e dell'oro. Il cianuro può anche essere presente negli scarichi di fabbriche di plastica e fertilizzanti.
Effetti tossici :
Quando circa 50-60 mg di cianuro vengono assunti come dose singola, diventa fatale. Se ingerito a una dose inferiore (ad esempio 10 mg o meno), viene convertito in tiocianato, che non è nocivo. Il cianuro in quanto tale può causare danni ai nervi o problemi alla tiroide. L'acqua di scarico contenente cianuro a pH acido produce gas HCN, che è estremamente velenoso. Gli effluenti trattati quando scaricati in un corpo idrico superficiale interno, non devono contenere più di 0, 2 mg / L di cianuro (come CN) quando i pesci vengono uccisi a una concentrazione molto più bassa. Il suo limite nell'acqua potabile è 0, 07 mg / L come CN.
Tecnologia di trattamento:
I metodi che possono essere utilizzati per l'abbattimento del cianuro sono:
a) Ossidazione
(b) decomposizione elettrolitica,
(c) scambio ionico,
(d) Osmosi inversa.
(a) Ossidazione:
L'ossidazione del cianuro con il cloro viene effettuata in ambiente alcalino.
Durante la prima fase della reazione il cianato viene prodotto come mostrato di seguito:
NaCN + 2 NaOH + Cl 2 ---> NaCNO + 2 NaCl + H 2 O ............ .. (10.1)
Per questa reazione è richiesto circa 1, 75 kg di Cl 2 per kg di CN trattato. Successivamente il cianato viene ossidato a CO 2 e N 2 . La reazione può essere rappresentata come
2NaCNO + 4NaOH + 3Cl 2 ---> 6NaCl + 2CO 2 + N 2 + 2H 2 O ............ .. (10.2)
La quantità totale di Cl 2 richiesta per l'ossidazione completa da CN a CO 2 e N 2 è di 4, 3 kg per kg di cianuro. Il pH ottimale per l'ossidazione del cloro del cianuro è da 8 a 9.5. Tuttavia, se sono presenti altri metalli insieme al cianuro, la domanda di cloro sarà più elevata in quanto il cloro potrebbe ossidare alcuni dei metalli presenti. Alcuni metalli come il ferro, il nichel quando presente insieme al cianuro formano complessi stabili, che sono difficili da ossidare con Cl 2 . Questi possono essere ossidati a pH 10 + a circa 90 ° C.
L'ossidazione dell'ozono del cianuro avviene in due fasi, come nel caso dell'ossidazione del cloro. All'inizio si produce cianato, che viene poi ossidato a CO 2 e N 2 . Per la completa ossidazione del cianuro sono necessari circa 4, 6-5 kg di ozono per kg di cianuro. La reazione di formazione dei cianati è molto rapida a pH 9-12, ma un'ulteriore ossidazione del cianato è relativamente lenta. I complessi metallici di cianuro si ossidano in presenza di rame o manganese, che agisce da catalizzatore.
(b) Decomposizione elettrolitica:
La decomposizione elettrolitica del cianuro viene effettuata sottoponendola all'ossidazione anodica. È un processo batch. È economico se la concentrazione di cianuro in un liquore esaurito (acque reflue) è elevata e la quantità di acque reflue da trattare non è molto grande, inizialmente viene prodotto il cianato che viene infine convertito in CO 2, N 2 e NH3.
Con il passare del tempo, la conduttività del bagno (elettrica) diminuisce e il processo rallenta. Infine, potrebbe esserci del cianuro residuo. Tuttavia, se l'acqua di scarico contiene un po 'di cloruro di sodio (NaCl) o un po' di NaCl viene aggiunto ad esso, allora il tasso di ossidazione aumenta a causa della maggiore conducibilità della soluzione e generazione di cloro gassoso che prende parte al processo di ossidazione. Questo processo è in grado di distruggere i complessi di cianuro di metallo. Uno svantaggio di questo processo è la scalatura dell'anodo (incrostazione) in presenza di ioni solfato nelle acque reflue da trattare.
(c) e (d) Scambio ionico e osmosi inversa:
Lo scambio di ioni e l'osmosi inversa non sono stati trovati soddisfacenti per il trattamento di acque reflue contenenti cianuro in quanto tali, poiché si verificano incrostazioni dovute alla deposizione di cianuri metallici. L'altro inconveniente è il deterioramento delle resine e delle membrane da parte del cianuro.
Fluoruro:
Fonte:
Il fluoruro è presente nell'acqua naturale (acque sotterranee) in alcune aree. Determinati processi industriali, come la produzione di acido fosforico, la produzione di super fosfato, la produzione di alluminio e la fabbricazione del vetro determinano la generazione di acque reflue contenenti fluoruri.
Acque reflue provenienti dalla finitura dei metalli, dalla placcatura elettrolitica, dalla produzione di semiconduttori e dalle unità di mineralizzazione contenenti anche fluoruri. Le acque reflue derivanti dalla finitura dei metalli, dalla placcatura elettrolitica, dalla produzione di semiconduttori e dalle unità di mineralizzazione contengono anche fluoruri.
Effetti tossici:
Il fluoruro quando presente nell'acqua potabile a una concentrazione superiore a 3 mg / L può causare fluorosi dentale. L'acqua contenente da 8 a 20 mg / L di fluoruro, se consumata per un lungo periodo di tempo, porterebbe a cambiamenti ossei e potrebbe causare fluorosi paralizzante.
L'acqua potabile con un contenuto ottimale di fluoro compreso tra 0, 7 e 1, 2 mg / L previene la carie durante l'infanzia. Il limite superiore è 1, 5 mg / L. Acque reflue trattate contenenti fino ad un massimo di 2 mg / L di fluoruro (F) che possono essere scaricate nei corpi idrici superficiali interni.
Tecnologia di trattamento:
Diversi metodi sono stati sviluppati per il trattamento di acque reflue contenenti fluoro.
Questi possono essere classificati in due gruppi:
(a) precipitazioni / co-precipitazioni
(b) Adsorbimento.
(a) Precipitazioni / Co-precipitazione
Le sostanze chimiche che si sono dimostrate efficaci nell'abbassare il fluoro nelle acque reflue come precipitati sono calce, dolomite e allume. Il precipitato è separato dalla sedimentazione e dalla filtrazione. Con aggiunta di calce ad un fluoruro di calcio contenente fluoro, si forma fluoruro di calcio, CaF 2, la cui solubilità in acqua è bassa. Quando il fluoro è presente sotto forma di fluoruro, è sufficiente un tempo di reazione di 30 minuti. Ma quando il fluoruro complesso è presente, il complesso inizialmente viene idrolizzato e quindi gli ioni fluoruro reagiscono con la calce per formare CaF 2 . Il tempo di reazione totale può essere di 24 ore.
La velocità di formazione del precipitato è lenta, quindi ci vuole un tempo relativamente più lungo affinché la concentrazione di fluoruro raggiunga il suo limite di solubilità (circa 8 mg / L come F a 18 ° C). Ad una dose di calcare superiore (rispetto alla quantità stechiometrica) la concentrazione di fluoruro residua può essere inferiore a quella al suo limite di solubilità. Lime (Ca (OH) 2 ) e CaCl 2 sono normalmente aggiunti. pH compreso tra 8 e 9 o superiore 12 minimizza la solubilità di CaF 2 in acqua.
L'aggiunta di composti di allume o di magnesio nell'intervallo di pH compreso tra 6, 5 e 7, 5 porta alla co-precipitazione del fluoruro insieme all'idrossido di alluminio / magnesio. La quantità di allume richiesta dipende dalla concentrazione iniziale di fluoruro, dalla concentrazione finale di fluoruro desiderata e dal pH. In condizioni alcaline il fabbisogno di allume aumenta. La migliore strategia per la rimozione del fluoro per precipitazione è quella di trattare con la calce seguita dall'allume, poiché la calce è molto più economica dell'allume.
(b) Adsorbimento:
Il processo di adsorbimento può essere utilizzato per la rimozione del fluoruro dalle acque reflue. Il processo consiste nel far passare una corrente di acque reflue contenenti fluoro attraverso un letto di particelle granulari (una resina a scambio anionico di tipo base debole o allumina attivata). Quando viene utilizzato un letto di scambio anionico, vengono arrestati anche anioni diversi dal fluoruro.
Per la rigenerazione delle particelle di resina a scambio ionico, si può usare una soluzione alcalina (NaOH) / ammoniaca (NH 4 OH). Un letto di allumina attivato rimuoverà sia il fluoro che l'arsenico (se presente). Il letto di allumina esaurito viene rigenerato con una soluzione di soda caustica (NaOH). La soluzione rigenerante utilizzata dalla resina a scambio ionico / letto di allumina attivata viene neutralizzata con acido solforico / acido cloridrico diluito.
Il processo di adsorbimento può essere conveniente per il trattamento di acque reflue a basso livello di fluoro. È da notare qui che il fluoruro complesso non può essere ridotto dal processo di adsorbimento. Le acque reflue con una maggiore concentrazione di fluoro devono essere trattate mediante un processo a due stadi. All'inizio dovrebbe essere trattato con calce per ridurre la concentrazione di fluoruro a circa 8 mg / L e quindi dovrebbe essere sottoposto ad adsorbimento in modo da avere una concentrazione finale di fluoruro intorno a 1 mg / L o meno.
Metalli pesanti:
I metalli pesanti normalmente presenti nelle acque reflue possono essere classificati nei seguenti due gruppi in base al loro potenziale di inquinamento:
1. Metalli con un alto potenziale di inquinamento, come ad es
Argento (Ag), Oro (Au), Cadmio (Cd), Rame (Cu), Mercurio (Hg), Piombo (Pb), Antimonio (Sb), Stagno (Sn), Telurio (Te), Zinco (Zn);
2. Metalli aventi un alto potenziale di inquinamento, come ad es
Bario (Ba), Bismuto (BI), Ferro (Fe), Manganese (Mn), Molibdeno (Mo), Titanio (Ti), Uranio (U),
Va sottolineato qui che la suddetta classificazione non è completa.
Fonte:
Le acque reflue prodotte durante le operazioni minerarie, il beneficio del minerale, la lavorazione dei metalli, la galvanoplastica e la produzione e l'uso di sostanze chimiche inorganiche possono contenere uno o più metalli tossici. Anche le acque sotterranee in alcuni punti contengono metalli tossici. Le operazioni industriali che utilizzano sostanze chimiche inorganiche contenenti metalli tossici produrrebbe acque reflue contenenti tali metalli.
Effetti tossici:
I metalli pesanti in generale sono tossici. Alcuni sono cancerogeni. Questi si accumulano nel corpo umano e producono gravi effetti tossici. Per alcuni metalli il limite massimo nell'acqua potabile è pari a 0, 01 mg / L o ancora meno.
Tecnologia di trattamento:
I metodi che possono essere applicati per la rimozione dei metalli dalle acque reflue sono:
(a) Precipitazioni
(b) adsorbimento di carbonio,
(c) processo di scambio ionico, e
(d) Osmosi inversa,
(a) Precipitazioni:
Tra i diversi metodi disponibili per la rimozione dei metalli dalle acque reflue viene spesso utilizzata la precipitazione chimica, in quanto è la più economica. La maggior parte dei metalli può essere precipitata come idrossidi o solfuri. I precipitati sono separati mediante sedimentazione e mediante letto di sabbia o filtrazione media micizzata. La concentrazione residua di un metallo dopo la precipitazione dipende dal prodotto di solubilità dei composti formati (precipitati).
Per il precipitato di idrossido il prodotto di solubilità è espresso come [M n + ] x [OH n- ] = K. In generale, con l'aumentare del pH, la concentrazione di ioni metallici residui nell'acqua trattata diminuisce. Tuttavia, per ciascun metallo specifico esiste un pH ottimale al quale la concentrazione residua dello ione metallico è il minimo. Per alcuni metalli è possibile ridurre la concentrazione di ioni metallici residui al di sotto di quella prevista dai rispettivi prodotti di solubilità. Ciò potrebbe essere dovuto all'adsorbimento degli ioni metallici da parte degli stormi chimici.
Si deve qui ricordare che quando i metalli sono presenti nelle acque di scarico come composti organometallici, il loro abbattimento per precipitazione di calcare potrebbe non essere così efficace. Coagulazione di allume (la co-precipitazione insieme ad Al (OH) 3 a valori di pH neutri produce anche alcuni idrossidi metallici.La co-precipitazione di idrossido ferrico dei metalli porta ad una migliore rimozione.Per alcuni metalli, le reazioni di precipitazione solfidica sono più efficaci nel ridurre il loro residuo livelli di concentrazione rispetto alle loro rispettive reazioni di precipitazione di idrossido.Il prodotto di solubilità di un solfuro di metallo può essere espresso come
[M m + ] x [S n- ] = K
La concentrazione di metallo residuo per le reazioni di precipitazione del solfuro dipende dal pH. Ogni metallo ha un pH specifico al quale la sua concentrazione residua è minima. Il reagente utilizzato per la precipitazione del solfuro è idrogeno solforato (H 2 S) o solfuro di sodio (Na 2 S).
La rimozione di alcuni metalli pesanti o come idrossido o come solfuro può essere scarsa, quindi quelli sono precipitati come alcuni altri sali scarsamente solubili. Di seguito alcuni esempi specifici.
La rimozione dell'argento (Ag) come cloruro (AgCl) è molto efficace in quanto la sua solubilità in acqua a 25 ° C è solo di 1, 4 mg / L. Il bario (Ba) può essere precipitato come solfato di bario per cui la sua concentrazione residua può essere ridotta a circa 0, 5 mg / L. Lo ione ferrico (Fe) può essere rimosso efficacemente come idrossido, ma lo ione ferroso deve essere prima ossidato allo stato ferrico mediante clorurazione e quindi precipitato come idrossido.
Tra i diversi composti di manganese (Mn) l'ossido di mannese (MnO 2 ) e l'idrossido sono insolubili. Per la rimozione degli ioni monogamici, questi vengono ossidati e quindi precipitati sotto forma di ossido o idrossido. L'ossidazione può essere effettuata con aria (in presenza di rame come catalizzatore) a pH 8, 5-10 o con cloro / biossido di cloro a 9-10 pH o con ozono in presenza di calce. Il nichel (Ni) può essere precipitato come idrossido o solfuro. Il piombo (Pb) viene rimosso come carbonato o come precipitato di idrossido. Il selenio (Se) può essere precipitato dalle acque reflue come solfuro ad un pH di 6, 6.
(b) Adsorbimento di carbonio:
Il processo di adsorbimento del carbone attivo come tale non è molto efficace nel rimuovere gli ioni metallici dalle acque reflue. Tuttavia, quando l'acqua di scarico contiene composti organici disciolti e questi vengono rimossi dal processo di adsorbimento su carbone attivo, alcuni ioni metallici vengono co-adsorbiti. In quanto tale, questo processo non è un metodo efficace per l'abbattimento degli ioni di metalli pesanti dalle acque reflue.
(c) Processo di scambio ionico:
Il processo di scambio ionico può essere utilizzato solo per la rimozione di metalli pesanti presenti nelle acque reflue allo stato ionico. Il processo non può rimuovere composti organometallici. Questo essendo un processo più costoso può essere usato sia per la rimozione degli ioni residui dopo le precipitazioni o per il recupero dei metalli dalle acque reflue.
(d) Osmosi Inversa:
L'osmosi inversa può essere utilizzata per la separazione di metalli pesanti presenti nello stato ionico e composti organometallici. È un processo più costoso e quindi può essere utilizzato se si trova che è economico o se i processi discussi in precedenza si rivelano inadeguati.
Mercurio (Hg):
Fonte:
I principali processi che danno origine a acque reflue contenenti mercurio sono :
(i) Elettrolisi di salamoia per produzione di soda caustica,
(ii) Produzione di composti contenenti mercurio,
(iii) recupero minerario e purificazione del mercurio, e
(iv) Produzione di fungicidi e prodotti farmaceutici. Lo scarico di acque reflue da raffinerie contiene anche mercurio.
Effetti tossici:
Il mercurio è altamente tossico. Danneggia il cervello, il sistema nervoso centrale e il rene. Il limite superiore per la sua concentrazione nelle acque reflue trattate è di 0, 01 mg / L, quando scaricato in acque superficiali interne. Il suo limite nell'acqua potabile è di 1 μg \ L.
Tecnologia di trattamento:
Tra le diverse tecnologie di trattamento riportate in letteratura, le più comunemente utilizzate sono:
(a) Precipitazioni,
(b) adsorbimento di carbonio,
(c) Riduzione
(d) scambio ionico e
(e) Coagulazione.
Precipitazione:
Il mercurio è presente nelle acque reflue poiché lo ione mercurico può essere precipitato come solfuro a pH alcalino. Altri composti di mercurio devono essere ossidati allo stato mercurico prima delle precipitazioni. I reagenti, che possono essere utilizzati per la precipitazione di solfuro, sono solfuro di sodio (Na 2 S) e sodio idrogeno solforato (NaHS).
Il precipitato può essere separato mediante flocculazione, sedimentazione per gravità, filtrazione e galleggiamento con aria disciolta. La concentrazione minima di mercurio ottenibile anche dopo la precipitazione seguita dalla separazione del precipitato e dalla lucidatura del carbone attivo è di circa 10-20 μg / L.
Gli altri inconvenienti del processo di precipitazione del solfuro sono:
(i) La formazione di solfuro di solfuro di mercurio solubile in presenza di reagente in eccesso, e
(ii) Difficoltà nel monitoraggio del contenuto di solfuro in eccesso negli effluenti trattati.
La co-precipitazione di idrossido di mercurio con idrossido di alluminio può ridurre il livello residuo di mercurio a circa 1-10 μg / L. La co-precipitazione insieme all'idrossido ferrico può portare il livello residuo a circa 0, 5-5 μg / L.
(b) Adsorbimento di carbonio:
L'adsorbimento di carbone attivo può essere utilizzato come fase di lucidatura.
La sua efficacia dipende dai seguenti fattori:
(i) la forma iniziale e la concentrazione di mercurio presente nelle acque reflue,
(ii) il dosaggio e il tipo di carbone attivo in polvere utilizzato, e
(iii) Il periodo di contatto tra le particelle di carbonio e le acque reflue contenenti mercurio.
Questo metodo è più efficace nella rimozione dei composti organici del mercurio rispetto ai composti di mercurio inorganici. L'efficacia del processo può essere migliorata se l'idrossido di idrossido o precipitazione di idrossido di alluminio viene eseguita simultaneamente. Anche l'aggiunta di poli-elettrolita aiuta.
(c) Riduzione:
Il mercurio presente nelle acque reflue come mercurio ionico inorganico può essere ridotto alla sua forma metallica usando agenti riducenti, come alluminio, zinco, idrazina, cloruro stannoso e sodio boroidrato. Il mercurio metallico prodotto può essere recuperato mediante un'adeguata tecnica di separazione solida. Il principale svantaggio di questo processo è che non può raggiungere un livello residuo di mercurio molto inferiore a 100 μg / L.
(d) Processo di scambio ionico:
Per la rimozione del mercurio dalle acque reflue vengono utilizzati tipi speciali di resina. Quando sali di mercurio o composti organici di mercurio sono presenti nell'acqua di scarico, questi sono ossidati con cloro per cui viene prodotto un complesso di cloruro di mercurio con carica negativa. Questi possono essere rimossi usando resine a scambio anionico.
In assenza di alte concentrazioni di cloruri nelle acque reflue, il mercurio inorganico può essere rimosso usando resine a scambio cationico. Il processo di scambio ionico può abbassare il livello di concentrazione di mercurio inorganico nella migliore delle ipotesi a circa 1-5 (Jg / L) Questo processo non è molto efficace per l'abbattimento dei composti organici di mercurio nelle acque reflue.
e) coagulazione:
Il solfato di alluminio, i sali di ferro e la calce si sono rivelati migliori degli allumi. L'aumento del dosaggio del coagulante oltre 100-150 mg / L non migliora la rimozione del mercurio. È stato osservato che il processo di coagulazione è inefficace nella rimozione del metil-mercurio.
Nutrienti:
Una corrente di acque reflue contenente composti di azoto (N) e fosforo (P) quando scaricata in un corpo idrico favorisce la crescita incontrollata delle piante acquatiche. Per questo motivo, questi composti sono indicati come sostanze nutritive. La crescita incontrollata di piante acquatiche in corpi idrici, come stagni, fiumi e canali porta spesso all'eutrofizzazione. Quindi è necessario abbattere tali composti dai flussi di acque reflue prima del loro scarico in corpi idrici superficiali.
fonti:
Le principali fonti industriali di acque reflue contenenti composti azotati sono unità di produzione di fertilizzanti azotati, impianti di cokeria, acido nitrico e unità di produzione di sale nitrito / nitrito, unità di lavorazione di carne e pesce, ecc. L'acqua di scarico del fosforo è generata principalmente durante la produzione di acido fosforico, fertilizzanti fosfatici e composti organofosforici.
Effetti tossici :
Le acque reflue contenenti composti di azoto e fosforo, quando scaricate nei corpi idrici, promuovono la crescita delle piante acquatiche, comprese le alghe. Può portare alla loro crescita prolifica, che viene indicata come fioritura algale. Le piante acquatiche utilizzano ossigeno disciolto (DO) per la respirazione e quindi riducono lo stesso.
Ad un certo punto il tasso di riossigenazione diventa inferiore al tasso di deplezione di ossigeno e la concentrazione di DO diventa troppo bassa perché le piante acquatiche possano sopravvivere. Iniziano a decomporsi. Infine, i corpi idrici diventano maleodoranti e contengono materia organica in decomposizione / decomposizione. Questo è definito come una condizione eutrofica.
In generale, i composti di azoto e fosforo presenti nelle acque reflue causano i suddetti effetti negativi. Tuttavia, le acque reflue di alcune industrie possono contenere alcuni composti specifici di azoto e fosforo che sono tossici per la flora e la fauna acquatiche.
Il limite superiore per il nitrato è 50 mg / L (come NO 3 ) e quello per il nitrito è 3 mg / L (come NO 2 ) per l'esposizione a breve termine nell'acqua potabile. È da notare qui che il nitrato si riduce al nitrito a causa dell'azione batterica nell'intestino. Il nitrito prodotto si combina con l'emoglobina per formare un complesso che riduce la capacità di trasportare ossigeno del sangue.
Tecnologia di trattamento:
I metodi che possono essere utilizzati per la rimozione di composti di azoto e fosforo dalle acque reflue sono specifici per gli inquinanti come descritto di seguito:
Rimozione di azoto:
L'azoto può essere presente nelle acque reflue come ammoniaca (in stato libero o combinato), nitrito, nitrato, amminoacidi e altri composti organici azotati.
Uno qualsiasi dei seguenti metodi o una combinazione di alcuni di essi può essere utilizzato per la rimozione dei composti sopra indicati da un flusso di acque reflue:
a) Spelamento d'aria,
(b) Ossidazione,
(c) Metodi biologici,
(d) Adsorbimento,
(e) scambio ionico e
(f) Separazione delle membrane.
(a) Stripping dell'aria:
Questo metodo può essere utilizzato per rimuovere l'ammoniaca libera (NH 4 OH) dalle acque reflue. Il processo consiste in controcorrente che contatta l'acqua di scarico e l'aria in una colonna impaccata. L'acqua di scarico liberata dal solido sospeso viene introdotta nella parte superiore della colonna in cui viene iniettata aria nella parte inferiore. La corrente d'aria che lascia la colonna nella parte superiore contiene ammoniaca e altre sostanze volatili (se presenti) presenti nelle acque reflue.
Poiché la miscela aria-ammoniaca che lascia la colonna nella parte superiore non può essere scaricata non trattata nell'atmosfera, deve essere sottoposta a uno qualsiasi o una combinazione dei seguenti processi per il recupero / distruzione dei costituenti strippati: raffreddamento / lavaggio / ossidazione ( incenerimento).
Per rimuovere l'ammoniaca dalle acque reflue quando è presente sotto forma di sale, l'acqua di scarico deve essere prima trattata con calce e quindi sottoposta a stripping. Il raffreddamento / lavaggio della miscela aria-ammoniaca porta al recupero dell'ammoniaca come soluzione mentre l'incenerimento trasforma l'ammoniaca in N2 e H2O. Il recupero dell'ammoniaca mediante stripping può essere economico quando la concentrazione di ammoniaca / sali di ammonio nelle acque reflue è relativamente elevata.
(b) Ossidazione:
Clorazione Break-Point:
L'ammoniaca presente nelle acque reflue subisce la seguente reazione quando clorurata a pH 6 - 7:
Un controllo inadeguato del pH può portare alla formazione di tri-cloruro di azoto (gas). Gli idrocarburi disciolti presenti nelle acque reflue possono produrre tri-clorometano, una sostanza tossica. Alcuni inquinanti diversi dall'ammoniaca presente nell'acqua di scarico possono anche reagire con il cloro e quindi aumentare il consumo di cloro, il che comporterebbe costi di trattamento più elevati. Questo metodo è economico, solo quando la concentrazione di ammoniaca nelle acque reflue è inizialmente bassa o è stata ridotta da qualche altro trattamento. Ha il vantaggio aggiunto che la disinfezione avviene simultaneamente. Bisogna fare attenzione che l'effluente trattato non contenga cloro residuo elevato.
(c) Metodi biologici:
Sia i composti azotati inorganici che organici, ad eccezione dei recalcitranti e dei non biodegradabili, possono essere abbattuti dai metodi biologici. Durante questo processo una parte dell'azoto totale presente nelle acque reflue viene assimilata per sintetizzare i microbi mentre l'altra parte viene catabolizzata. Il processo si svolge in due fasi. Durante il primo stadio (aerobico) i batteri Nitrosomonas e Nitrobacter ossidano i composti azotati in nitrito (NO 2 ) e nitrato (NO3). Le reazioni possono essere espresse come
Mentre durante il secondo stadio (anaerobico) il nitrito e il nitrato vengono convertiti in gas come N 2, NO, NO 2, N 2 O, ecc. Principalmente viene prodotto N 2 . 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:
Fonte:
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:
Le acque reflue con una concentrazione di fenolo compresa tra 50 e 500 mg / L sono etichettate come una soluzione di concentrazione intermedia. Tale soluzione può essere trattata con un adeguato processo biologico (aerobico), come laguna, fossato di ossidazione, filtro percolatore, trattamento con fanghi attivi. Il trattamento biologico può ridurre la concentrazione di fenolo a circa 0, 5-1 mg / l.
Gli altri metodi di trattamento alternativi sono:
(a) Adsorbimento di carbone attivo, che è efficace quanto il metodo biologico,
(b) Coagulazione con allume / sali di ferro ad un pH adeguato - la sua efficacia è piuttosto scarsa, e
(c) ossidazione chimica.
L'ossidazione chimica può essere effettuata con permanganato, che è un prodotto chimico costoso o con cloro e calce a pH inferiore a 7. È altamente efficace. Tuttavia, una grande quantità di cloro deve essere utilizzata per garantire la completa ossidazione del fenolo, poiché altrimenti si produrrebbero clorofenoli tossici.
L'ossidazione può essere effettuata con biossido di cloro, che è un forte ossidante ed è piuttosto efficace nell'ossidazione del fenolo e dei composti fenolici. Tuttavia, è possibile la conversione in clorato (che è tossico per gli esseri umani) rende discutibile il suo utilizzo nel trattamento dell'acqua potabile.
L'ossidazione può anche essere condotta molto, efficacemente con l'ozono. È un ossidante molto forte e non produce alcun sottoprodotto dannoso. Per l'ossidazione di 1 parte di fenolo sono richieste da 1, 5 a 2, 5 parti di ozono. Il fenolo residuo dopo il trattamento con ozono può essere basso come 3 ppb.
(iii) Soluzioni diluite:
Le acque reflue contenenti fenolo inferiore a 50 mg / L sono considerate una soluzione diluita. Tale soluzione può essere trattata biologicamente o con carbone attivo o ossidazione dell'ozono. La principale difficoltà con il trattamento con ozono è che l'ozono è stato generato in situ.
Composti organici volatili (COV):
I composti organici presenti nelle acque di scarico possono essere dei seguenti tipi:
I composti volatili possono essere biodegradabili o non biodegradabili. I composti non volatili sono in generale non biodegradabili.
Fonte:
Le principali fonti industriali di acque reflue contenenti VOC sono raffinerie di petrolio, industrie petrolchimiche e unità industriali che producono diversi tipi di prodotti chimici organici.
Effetti tossici:
I COV contenenti acque reflue se tenuti a contatto con l'aria porterebbero alla volatilizzazione dei COV e quindi causerebbero inquinamento atmosferico. Le acque reflue contenenti VOC biodegradabili, se non trattate in corpi idrici superficiali, causerebbero l'esaurimento del DO dei corpi riceventi.
Alcuni COV, come benzene, toluene e xilene (BTX) sono tossici. Il benzene è cancerogeno. La sua riduzione dell'acqua trattata inferiore a 500 ppb è un requisito di conformità. I limiti nell'acqua potabile per benzene, toluene e xilene sono rispettivamente di 0.01.0.7 e 0.5 mg / L.
Tecnologia di trattamento:
I metodi che possono essere utilizzati per l'abbattimento dei COV dalle acque reflue sono:
(a) Rimozione di aria / azoto e
(b) Adsorbimento di carbone attivo.
(a) Stripping aria / azoto:
Per rimuovere i COV da un flusso di acque reflue, può essere rimosso con una corrente di gas, ad esempio aria o azoto. Il vapore non viene utilizzato per lo strippaggio di VOC da acque reflue poiché una quantità molto elevata di vapore sarebbe necessaria per il riscaldamento delle acque reflue, di conseguenza il processo sarebbe antieconomico. Questo processo viene generalmente eseguito in una colonna impacchettata. Per evitare l'incrostazione delle colonne, la corrente di acque reflue deve essere pretrattata per rimuovere le particelle solide sospese e gli inquinanti organici non volatili.
In uno spogliarellista, l'acqua di scarico viene introdotta nella parte superiore e il gas nella parte inferiore, mentre il flusso è in controcorrente.
Per progettare una colonna idonea, è necessario considerare quanto segue:
(i) portata delle acque reflue,
(ii) il grado desiderato di rimozione dell'inquinante più offensivo, e
(iii) La temperatura di esercizio.
Poiché la concentrazione di inquinanti nella maggior parte dei casi sarebbe bassa, i suoi dati di equilibrio potrebbero essere espressi dalla legge di Henry.
Una colonna deve essere progettata in base all'inquinante mirato e al grado di rimozione desiderato. L'entità della rimozione degli altri COV presenti dovrebbe quindi essere stimata sulla base della colonna progettata. Le dimensioni della colonna dipendono dal rapporto gas / liquido, dal coefficiente di trasferimento di massa e dall'imballaggio (tipo e dimensioni) scelti.
Un rapporto volumetrico tra gas e liquido intorno a 50: 1 è considerato buono. La colonna deve essere progettata in base al carico idraulico e inquinante di picco e non al carico medio.
L'aria può essere selezionata come gas di stripping quando non si desidera recuperare i VOC strippati. L'aria carica VOC non deve essere scaricata nell'atmosfera per evitare l'inquinamento atmosferico. Dovrebbe essere incenerito in una caldaia di servizio o in una caldaia a calore residuo o in un inceneritore catalitico.
Poiché alcuni degli inquinanti presenti nelle acque reflue possono essere biodegradabili, quelli sarebbero sottoposti a biodegradazione e produrre biomassa in uno spellafili. La biomassa così prodotta può causare incrostazioni di colonna. Per rimuovere la biomassa accumulata si può usare uno qualsiasi dei seguenti biocidi: (i) biocida ossidante, come cloro o biossido di cloro, (ii) soluzione diluita caustica o acida. Ognuno di questi ha alcune limitazioni.
L'azoto può essere usato per rimuovere i COV dalle acque reflue in un sistema a circuito chiuso quando è economico recuperare i VOC strippati, come il BTX.
Un sistema a ciclo chiuso avrebbe le seguenti unità:
(i) un'unità di modifica dell'umidità relativa (umidità relativa),
(ii) letti di adsorbimento di carbone attivo (almeno due, operati alternativamente), e
(iii) Un ventilatore di ricircolo di azoto.
Un'unità di modificazione della RH è essenziale in quanto con RH il 50% o più di adsorbimento di COV da letto di carbonio sarebbe inefficiente.
Il processo viene eseguito attraverso i seguenti passaggi:
(i) I COV vengono eliminati dalle acque reflue pretrattate con azoto gassoso in una colonna impaccata,
(ii) Il gas azoto carico VOC che lascia lo stripper può essere riscaldato a 10-15 ° C sopra il suo punto di rugiada o prima raffreddare e condensare del vapore acqueo e quindi riscaldarsi di 10-15 ° C sopra il suo punto di rugiada,
(iii) La corrente di gas modificata con RH viene successivamente fatta passare attraverso uno o due letti di adsorbimento di carbone, per cui la maggior parte dei COV viene adsorbita; e
(iv) Infine, la corrente di azoto che fuoriesce dall'assorbitore viene riciclata all'estrattore. La corrente di azoto riciclato invariabilmente contiene VOC a basso peso molecolare. Per evitare di accumularli, una parte del gas riciclato viene di tanto in tanto spurgata e la perdita è costituita da azoto fresco.
Come e quando un letto di carbonio raggiunge il suo punto di rottura, viene rimosso e rigenerato mediante stripping del vapore. La miscela VOC a vapore è condensata per il recupero di VOC.
(b) Adsorbimento del carbone attivo:
I composti organici presenti nell'acqua di scarico in quanto sostanze disciolte e goccioline possono essere rimossi con carbone attivo. Dal punto di vista della rigenerazione e del riutilizzo, il carbonio in polvere non è una buona scelta. L'adsorbente più efficace è il carbone attivo granulare (GAC). La sua unicità risiede nella sua elevata superficie specifica e nella sua rete di pori costituita da micro, maso e macrosporri.
Ha un'elevata capacità di adsorbimento. Uno dei principali inconvenienti di GAC è l'adsorbimento non selettivo di sostanze organiche. È rigenerato e riutilizzato. Rigenerazione di GAC significa desorbimento di VOC adsorbiti. I VOC a basso peso molecolare sono facili da desorbire, mentre le sostanze organiche ad alto peso molecolare, come olio, grasso, catrame, ecc., Sono scarsamente assorbibili.
La rimozione di VOC mediante il processo di adsorbimento del carbonio è ciclica. Consiste nel far passare un flusso di acque reflue (contenenti sostanze organiche disciolte e sospese) attraverso una colonna imballata con GAC. Le sostanze organiche vengono adsorbite sulle superfici dei granuli di carbonio.
Il processo continua fino a quando la superficie di tutte le particelle (compresa la loro area dei pori) è quasi completamente coperta da molecole adsorbite. Questa condizione è indicata come "punto di rottura". Se una colonna viene utilizzata oltre questo punto, il contenuto di VOC del flusso di effluente sarebbe quasi lo stesso di quello dell'influente. A questo punto le particelle di carbonio devono essere rigenerate, cioè le sostanze adsorbite devono essere rimosse, se queste devono essere riutilizzate.
Rigenerazione:
Il primo passo nella rigenerazione sarebbe quello di drenare l'acqua trattenuta dalla colonna.
I granuli di carbonio possono quindi essere rigenerati utilizzando uno dei seguenti metodi:
(i) Spurgo dell'aria / vapore in loco,
(ii) Riscaldamento fuori sede delle particelle con un limitato apporto di aria.
La rimozione dell'aria / vapore sul posto sarebbe più economica. Tuttavia, non può rimuovere la maggior parte dei VOC ad alto peso molecolare. Mentre si spoglia con l'aria, occorre prestare attenzione in modo che la miscela aria-VOC sia sempre al di sotto del limite inferiore di esplosività (LEL). È molto difficile, se non impossibile, rimuovere tutte le sostanze adsorbite.
Il residuo lasciato sulle particelle di carbonio dopo lo stripping viene definito "tallone". Il tallone riduce la capacità di assorbimento di un letto rigenerato. Il tallone sarebbe più basso se lo stripping fosse eseguito con vapore a una temperatura più elevata.
La despecifica di COV fuori sede è più costosa. Quando i composti organici ad alto peso molecolare, come olio, grasso, ecc. Vengono adsorbiti dalle acque reflue, non possono essere desorbiti mediante stripping aria / vapore. Continuano ad accumularsi sui granuli di carbonio (come il tacco). Di conseguenza la capacità di lavoro (adsorbimento) della colonna diminuirebbe progressivamente.
Per rigenerare tali particelle di carbonio queste vengono estratte dalla colonna e riscaldate in una camera con una riserva d'aria limitata. Ciò comporterebbe non solo la rimozione (ossidazione) delle sostanze adsorbite, ma anche l'ossidazione di alcune parti delle particelle di carbonio.
Per superare questa situazione, una "colonna di guardia" può essere installata prima dell '"adsorbitore principale". La colonna di guardia intrappolerebbe gli inquinanti ad alto peso molecolare, mentre l'adsorbitore principale eliminerebbe i COV più leggeri da un flusso di acque reflue. L'adsorbitore principale può essere rigenerato mediante stripping aria / vapore e le particelle di carbonio della colonna di guardia possono essere rigenerate dall'ossidazione dell'aria o sostituite di volta in volta. Durante la rigenerazione una colonna dovrebbe essere isolata. Quindi, per le operazioni continue di un tale sistema è essenziale avere almeno due colonne di adsorbimento che funzionano alternativamente.
pesticidi:
Insetticidi, erbicidi e fungicidi sono generalmente definiti pesticidi. Questi possono essere prodotti chimici inorganici o organici. Questi sono dannosi per l'uomo, per gli animali domestici e per la flora e la fauna utili. Tuttavia, il loro uso è inevitabile in quanto l'uomo è in grado di ridurre le perdite agricole e orticole in una certa misura utilizzando pesticidi.
Fonte:
Le acque reflue provenienti da unità di produzione di pesticidi contengono quelle insieme ad altri inquinanti organici. L'acqua di scarto proveniente da campi agricoli e frutteti dove vengono usati pesticidi li conterebbe invariabilmente. L'acqua di ruscellamento contamina non solo i corpi idrici superficiali ma anche le acque sotterranee. L'acqua potabile prodotta dal trattamento convenzionale dell'acqua proveniente da tali fonti contaminate da pesticidi sarebbe pericolosa.
Effetti tossici:
L'ingestione di grandi quantità di pesticidi provoca gravi effetti avversi sulla salute. Piccole quantità ingerite possono accumularsi nel corpo e possono influenzare il sistema nervoso centrale nel lungo periodo. Diversi pesticidi influenzano diversi organi del corpo umano, ad esempio il fegato, il sistema riproduttivo, ecc.
I pesticidi di fosforo e carbonato di organi sono molto velenosi. Gli erbicidi, in generale, sono meno tossici degli insetticidi. I pesticidi dovrebbero essere assenti nell'acqua potabile, tuttavia, in assenza di una fonte alternativa, il limite consentito è 0, 001 mg / L.
Tecnologia di trattamento:
I pesticidi inorganici e i pesticidi organometallici possono essere trattati con uno qualsiasi o una combinazione dei seguenti metodi:
(i) Ossidazione,
(ii) Riduzione,
(iii) Precipitazioni, e
(iv) Separazione delle membrane (RO).
Va notato che il RO non converte un pesticida presente nelle acque reflue in una sostanza innocua, ma produce un flusso concentrato, che deve essere ulteriormente trattato per convertire il pesticida in una sostanza innocua.
I metodi disponibili per l'abbattimento dei pesticidi organici dalle acque reflue sono (i) adsorbimento del carbone attivo, (ii) osmosi inversa (RO) e (iii) ossidazione chimica.
(i) L'assorbimento del carbone attivo può essere effettuato con GAC (carbone attivo granulato). Le particelle usate dovrebbero essere rigenerate mediante ossidazione dell'aria in modo da distruggere l'adsorbato.
(ii) L'osmosi inversa produrrebbe un flusso concentrato di pesticidi, che avrebbe bisogno di ossidazione chimica per la distruzione dei pesticidi.
(iii) L'ossidazione chimica dei pesticidi presenti nell'acqua di scarico può essere effettuata con un ossidante adatto in presenza di un catalizzatore. La fattibilità economica di questo processo dipenderebbe dalla quantità di acque reflue da trattare e dalla concentrazione iniziale degli inquinanti presenti.
