Redução de alguns poluentes específicos das águas residuais
Leia este artigo para aprender sobre a redução de alguns poluentes específicos de águas residuais: 1. Arsênio 2. Cádmio 3. Cromo 4. Cianeto 5. Fluoreto 6. Metais Pesados 7. Mercúrio 8. Nutrientes 9. Fenol 10. Compostos Orgânicos Voláteis e 11 Pesticidas.
Arsênico (As):
Fonte:
Os compostos arsênicos e arsênicos estão freqüentemente presentes nas águas residuais produzidas nas indústrias metalúrgica, de vidro, cerâmica, refinarias de petróleo e outras indústrias. As águas residuais geradas em unidades de fabricação de corantes, pesticidas, herbicidas e alguns outros produtos químicos inorgânicos e orgânicos também podem conter compostos arsênicos. Compostos de arsênio também foram encontrados em águas subterrâneas em alguns lugares.
Efeitos Tóxicos:
Compostos de arsênico são bastante tóxicos. Quando um composto de arsénio contendo aproximadamente 100 mg de AS é ingerido, provoca envenenamento grave. Quando o As é ingerido em um nível baixo, uma fração considerável se acumula no corpo. A ingestão repetida leva ao envenenamento crônico, que é difícil de diagnosticar em um estágio inicial. O envenenamento progressivo leva à doença do “pé negro” e subsequentemente causa incapacitação e morte. O limite máximo de arsênio no efluente industrial tratado é de 0, 2 mg / L como As e 0, 01 mg / L em água potável.
Tecnologia de tratamento:
Há informações consideráveis sobre os métodos de remoção de íons arsenito (ASO 2 - ) e arseniato (ASO 3- 4 ) da água, mas há relativamente menos informações disponíveis sobre os métodos de redução de outros tipos de compostos arsênicos.
Os principais métodos de tratamento para a remoção de arsenito e arsenato da água são:
(1) Precipitação como sulfureto,
(2) Complexação com cátions polivalentes (Ca 2+, Fe 3+, Al 3+ ) e co-precipitação com óxidos metálicos,
(3) Adsorção em carvão ativado ou alumina,
(4) processo de troca iônica, e
(5) processo de separação da membrana (RO).
A eficiência de remoção de arsenito pelo método de precipitação (sulfeto ou complexação) é muito menor em comparação com a do arseniato. Para alcançar uma maior eficiência de remoção do arseniato, ele deve inicialmente ser oxidado (por cloração) para arsenar e depois precipitado. A adição de sulfeto de sódio / hidrogênio a pH 6 a 7 precipita arsênio como sulfeto.
Dos diferentes agentes complexantes utilizados, o cal foi considerado o melhor. O férrico (cloreto / sulfato) possui menor eficiência que a cal. Alum tem uma eficiência relativamente fraca. O pH ideal para a cal é 12, para os sais férricos 8.5-9 e para o alumínio é 7-8. A um pH superior ao ideal, a eficiência diminui acentuadamente.
Presença de metais pesados em águas residuais melhora a eficiência de remoção de arsenito e arseniato. Durante a sedimentação e a filtração dos precipitados de metais pesados, alguns arsenitos e arsenatos são adsorvidos / enredados nos blocos, pelo que a eficiência global de remoção aumenta. Finalmente, a adsorção em carvão ativado / alumina ativada remove alguns dos compostos residuais de arsênio.
Deve ser notado aqui que a eficiência de remoção devido à adsorção em alumina granular ativada é maior do que aquela devido à complexação de alúmen. Contudo, a alumina activada é muito mais dispendiosa do que o alúmen, a primeira pode ser utilizada apenas como agente de polimento. O processo de troca iônica, sendo mais caro, pode ser usado para remoção de arsenito / arseniato residual após a remoção da porção principal por precipitação / complexação.
O processo de separação por membrana (RO) é capaz de remover compostos arsenicais inorgânicos e orgânicos. Mas, devido ao seu custo mais elevado, ele pode ser usado somente quando os métodos, discutidos anteriormente, não podem reduzir o teor de arsênico de uma água residual na extensão desejada.
Cádmio (Cd):
Fonte:
O cádmio encontra seu caminho nas águas residuais das unidades de eletrodeposição, baterias primárias, células eletroquímicas padrão, fundições de zinco e unidades de galvanização. Em um banho de galvanização, o cádmio pode estar presente como contaminante.
Efeitos Tóxicos:
O cádmio é altamente tóxico. A sua concentração nos alimentos a cerca de 13-15 mg / l é susceptível de causar doenças graves. O limite superior de sua concentração no efluente tratado é de 2 mg / L como CD. Na água potável, o limite é 0, 003 mg / l.
Tecnologia de tratamento:
O cádmio pode ser precipitado da água residual como hidróxido (Cd ((OH) 2) a um pH 10-11, podendo também ser co-precipitado juntamente com outros metais pesados, como ferro, e sua concentração residual pode ser reduzida a aproximadamente 0.008 mg / L, quando é precipitado como Sulfureto (CdS) O cádmio não é precipitado na presença de cianeto.
Cromo (Cr):
Fonte:
O cromo pode estar presente nas águas residuais como cromo hexavalente (Cr 6+ ) e cromo trivalente (Cr 3+ ). As principais fontes de águas residuais que contêm cromo são: unidades de cromo, unidades de cromo e sistemas de água de resfriamento tratados com cromato.
Efeitos Tóxicos:
O cromo hexavalente é tóxico. Pode causar câncer. O cromo trivalente não é tão tóxico quanto o hexavalente. No efluente tratado, o limite superior para Cr3 + é de 0, 1 mg / L e para o Cr total é de 2 mg / L quando descarregado em águas superficiais do interior. O limite para o cromo total na água potável é de 0, 05 mg / l.
Tecnologia de tratamento:
O tratamento ao qual um cromo com água residual pode ser submetido depende do estado de valência do cromo. O cromo hexavalente Cr6 + (por exemplo, Na2Cr2O7 ou Na2CrO4) não pode ser precipitado diretamente como hidróxido; portanto, tem que ser abatido por qualquer outra tecnologia que não seja precipitação. O cromo trivalente Cr 3+ (por exemplo, Cr 2 (SO 4 ) 3 ) pode ser facilmente removido como precipitado de hidróxido.
As águas residuais que contenham crómio hexavalente podem ser tratadas por qualquer um dos seguintes métodos:
1. Redução do crómio hexavalente para o estado trivalente, seguida de precipitação como hidróxido,
2. processo de troca iônica,
3. osmose reversa,
4. adsorção de carbono.
1. Processo de Redução-Precipitação:
Quando o cromo hexavalente está presente em um fluxo de águas residuais, juntamente com alguns metais pesados, sua recuperação e reutilização seriam difíceis. Sob esta condição, o Cr6 + é reduzido a Cr3 + a um pH de 3, 0 ou abaixo, adicionando um agente redutor adequado. O pH é regulado pela adição de ácido sulfúrico. Pode utilizar-se qualquer um dos seguintes agentes redutores: dióxido de enxofre (SO 2 ), bissulfito de sódio (NaHSO 3 ), meta-bissulfito de sódio (Na 2 S 2 O 5 ), hidrossulfito de sódio (Na 2 S 2 O 5 ) e sulfato ferroso (FeSO 4 ).
O dióxido de enxofre pode ser preferido como agente redutor, uma vez que é relativamente barato. Quando SO2 é usado como agente redutor, o ácido sulfúrico não precisa ser adicionado para a regulação do pH. Quando qualquer um dos sais de sódio listados acima é utilizado como agente redutor, o TDS (total de sólidos dissolvidos) do efluente tratado aumentaria. O uso de sulfato ferroso como agente redutor produziria mais lodo, uma vez que o hidróxido férrico seria co-precipitado junto com o hidróxido crômico.
O tratamento de resíduos de Cr 6+ contendo cianeto com sulfato ferroso produziria complexos de ferro-cianeto. O tratamento subsequente de tais complexos seria difícil para o abatimento do cianeto. A redução de Cr 6+ para Cr 3+ não deve ser tentada na presença de CN, pois o gás HCN altamente venenoso seria produzido durante o processo.
O processo de redução pode ser realizado em duas etapas. Na primeira fase, qualquer um dos agentes redutores acima mencionados pode ser utilizado, pelo que a maior parte de Cr6 + seria reduzida. Na segunda etapa, a porção remanescente de Cr 6+ é reduzida com hidrazina (N 2 H 4 ). Após a redução, o crómio trivalente (Cr3 + ) é precipitado com cal ou carbonato de sódio como hidróxido.
2. Processo de troca iônica:
Quando se deseja recuperar Cr6 + de um fluxo de águas residuais, o fluxo é primeiro libertado do sólido suspenso e depois passado através de um leito de resina de permuta aniónica. Na exaustão do leito de resina é regenerado com solução de hidróxido de sódio (NaOH).
A solução eluída contendo cromato de sódio (Na2CrO4) deve ser passada através de um leito de troca catiônica, que reteria íons de sódio e permitiria a passagem da solução de ácido crômico. Antes desta etapa, a concentração da solução de Na2CrO4 deveria ser ajustada de tal modo que a solução de ácido crômico produzida finalmente não tivesse um pH abaixo de 4, 0, pois em um pH abaixo de 4, 0, o ácido crômico produzido atacaria as partículas de resina.
3. osmose reversa:
As águas residuais contendo Cr 6+ são primeiro libertadas dos sólidos suspensos. Então (Cr 6+ ) pode ser concentrado usando uma altamente seletiva (membrana de acetato de celulose). Com um pH em torno de 7, a rejeição de Cr 6+ pode ser em torno de 98%. Além disso, o pH neutro evitaria a hidrólise ácida da membrana.
4. Adsorção de Carbono:
O processo de adsorção de carbono pode ser utilizado somente quando a concentração inicial Cr6 + e outros metais pesados forem baixos.
O cromo trivalente pode ser removido da água residual por precipitação como hidróxido crômico ou por processo de troca iônica :
A precipitação é normalmente realizada pela adição de cal. Como alternativa, carbonato de sódio pode ser usado. A faixa ótima de pH para precipitação é de 8, 5-9, 5. O precipitado de hidróxido crómico juntamente com outros hidróxidos de metal pode ser separado do efluente tratado por sedimentação seguido por filtração.
A permuta iónica pode ser usada quando o crómio trivalente está presente juntamente com o cromato hexavalente e o dicromato, e é desejável recuperar e reutilizar o ácido crómico. A água residual de uma unidade de revestimento de cromo é primeiramente passada através de um leito de troca catiônica, pelo que Cr3 + e outros cátions são retidos e o efluente conterá ácido crômico.
Cuidados devem ser tomados durante esta etapa para que o pH do efluente tratado não caia abaixo de 4.0, caso contrário o ácido crômico oxidaria as partículas da resina. Os íons Cr 3+ retidos no leito de resina devem ser eluídos com um ácido, digamos, ácido sulfúrico.
Cianeto:
Fonte:
As águas residuais que contêm cianeto são produzidas durante os processos de acabamento de metais, galvanização e extração de prata e ouro. O cianeto também pode estar presente em descargas de fábricas de plásticos e fertilizantes.
Efeitos Tóxicos :
Quando cerca de 50 a 60 mg de cianeto é tomado como uma dose única, torna-se fatal. Quando ingerido em uma dose menor (digamos, 10 mg ou menos), ele é convertido em tiocianato, o que não é prejudicial. O cianeto, como tal, pode causar danos nos nervos ou problemas na tiróide. O esgoto contendo água de cianeto a um pH ácido produz gás HCN, que é extremamente venenoso. O efluente tratado quando despejado em um corpo de água de superfície interior, não deve conter mais de 0, 2 mg / L de cianeto (como CN) que os peixes são mortos em uma concentração muito menor. Seu limite em água potável é de 0, 07 mg / L como CN.
Tecnologia de tratamento:
Os métodos que podem ser utilizados para reduzir o cianeto são:
a) Oxidação,
b) Decomposição eletrolítica,
(c) troca iônica,
d) Osmose inversa.
a) Oxidação:
Oxidação de cianeto com cloro é realizada em meio alcalino.
Durante o primeiro estágio da reação, o cianato é produzido como mostrado abaixo:
NaCN + 2 NaOH + Cl 2 ——–> NaCNO + 2 NaCl + H 2 O ……… .. (10.1)
Para esta reação, são necessários cerca de 1, 75 kg de Cl 2 por kg de CN tratado. Subsequentemente, o cianato é oxidado em CO 2 e N 2 . A reação pode ser representada como
2NaCNO + 4NaOH + 3Cl 2 ——–> 6NaCl + 2CO 2 + N 2 + 2H 2 O ……… .. (10.2)
A quantidade total de Cl 2 necessária para a oxidação completa de CN a CO 2 e N 2 é de 4, 3 kg por kg de cianeto. O pH ótimo para a oxidação de cloro do cianeto é de 8 a 9, 5. No entanto, se outros metais estiverem presentes juntamente com o cianeto, a demanda de cloro será maior, pois o cloro pode oxidar alguns dos metais presentes. Alguns metais, como o ferro, o níquel, quando presente juntamente com o cianeto, formam complexos estáveis, que são difíceis de oxidar com Cl 2 . Estes podem ser oxidados a pH 10 + a cerca de 90 ° C.
A oxidação do cianeto pelo ozônio ocorre em duas etapas, como no caso da oxidação do cloro. No primeiro cianato é produzido, que é então oxidado em CO 2 e N 2 . Para uma oxidação completa do cianeto, são necessários cerca de 4, 6-5 kg de ozono por kg de cianeto. A reacção de formação de cianato é muito rápida a pH 9-12, mas a oxidação adicional do cianato é relativamente lenta. Complexos de cianeto de metal são oxidados na presença de cobre ou manganês, que atua como um catalisador.
(b) Decomposição Eletrolítica:
A decomposição eletrolítica do cianeto é realizada submetendo-o à oxidação anódica. É um processo em lote. É económico se a concentração de cianeto num licor esgotado (águas residuais) for elevada e a quantidade de água residual a ser tratada não for muito grande, sendo inicialmente produzido cianato que é finalmente convertido em CO2, N2 e NH3.
Conforme o processo continua, a condutividade do banho (elétrica) diminui e o processo diminui. Finalmente, pode haver algum cianeto residual. No entanto, se a água residual contiver algum cloreto de sódio (NaCl) ou algum NaCl, então a taxa de oxidação aumenta devido ao aumento da condutividade da solução e geração de gás cloro que participa do processo de oxidação. Este processo é capaz de destruir complexos de cianeto de metal. Um inconveniente deste processo é a incrustação do anodo (incrustação) na presença de iões sulfato na água residual a ser tratada.
(c) e (d) Troca Iônica e Osmose Inversa:
A permuta iónica e a osmose inversa não foram consideradas satisfatórias para o tratamento de águas residuais contendo cianeto como tal, uma vez que ocorrem incrustações devido à deposição de cianetos metálicos. A outra desvantagem é a deterioração das resinas e das membranas por cianeto.
Fluoreto:
Fonte:
O flúor está presente na água natural (água subterrânea) em algumas áreas. Certos processos industriais, como produção de ácido fosfórico, produção de super fosfato, produção de alumínio e fabricação de vidro resultam na geração de água residual contendo fluoretos.
Águas residuais de acabamento de metais, galvanoplastia, fabricação de semicondutores e unidades de beneficiamento de minério também contêm fluoretos. Águas residuais de acabamento de metais, galvanoplastia, fabricação de semicondutores e unidades de beneficiamento de minério também contêm fluoretos.
Efeitos Tóxicos:
O flúor, quando presente na água potável em concentrações superiores a 3 mg / L, pode causar fluorose dentária. A água contendo 8 a 20 mg / L de flúor, se consumida durante um longo período de tempo, levaria a alterações ósseas e poderia causar fluorose incapacitante.
A água potável com um teor ótimo de flúor de 0, 7 a 1, 2 mg / L previne a cárie dentária durante a infância. O limite superior é de 1, 5 mg / l. Águas residuais tratadas contendo até um máximo de 2 mg / l de flúor (F), uma vez que podem ser descarregadas em massas de águas superficiais interiores.
Tecnologia de tratamento:
Vários métodos foram desenvolvidos para o tratamento de água residual contendo fluoreto.
Estes podem ser classificados em dois grupos:
a) precipitação / co-precipitação
(b) Adsorção.
a) Precipitação / co-precipitação
Os produtos químicos que foram encontrados para ser eficaz em diminuir o flúor em águas residuais como precipitado, são cal, dolomita e alúmen. O precipitado é separado por sedimentação e filtração. Por adição de cal a uma água residual contendo fluoreto, forma-se fluoreto de cálcio, CaF2, cuja solubilidade em água é baixa. Quando o flúor está presente como um flúor, um tempo de reação de 30 minutos é suficiente. Mas quando o fluoreto complexo está presente - o complexo inicialmente é hidrolisado e então os íons de flúor reagem com a cal para formar o CaF2. O tempo total de reação pode ser de 24 horas.
A taxa de formação de precipitado é lenta, portanto leva-se um tempo relativamente mais longo para a concentração de flúor atingir o seu limite de solubilidade (aproximadamente 8 mg / l como F a 18 ° C). Numa dosagem mais elevada de calcário (do que a quantidade estequiométrica), a concentração residual de fluoreto pode tornar-se menor do que aquela no seu limite de solubilidade. Cal (Ca (OH) 2 ) e CaCl 2 são normalmente adicionados. O pH entre 8 e 9 ou acima de 12 minimiza a solubilidade do CaF2 em água.
A adição de alúmen ou composto de magnésio na faixa de pH de 6, 5 a 7, 5 leva à co-precipitação do fluoreto junto com o hidróxido de alumínio / magnésio. A quantidade de alúmen necessária depende da concentração inicial de fluoreto, da concentração final desejada de flúor e do pH. Sob condições alcalinas, o requisito de alumínio aumenta. A melhor estratégia para remoção de flúor por precipitação é tratar com cal seguida de alúmen, pois a cal é muito mais barata que o alúmen.
(b) Adsorção:
O processo de adsorção pode ser usado para a remoção de flúor das águas residuais. O processo consiste em passar um fluxo de água residual contendo flúor através de um leito de partículas granulares (uma resina de troca aniônica do tipo base fraca ou alumina ativada). Quando uma cama de troca aniônica é usada, outros ânions além do flúor também são presos.
Para regeneração das partículas de resina de permuta iónica, pode ser utilizada uma solução de alcali (NaOH) / amoníaco (NH4OH). Um leito de alumina ativada removeria tanto o flúor quanto o arsênico (se presente). O leito de alumina gasto é regenerado com uma solução de soda cáustica (NaOH). A solução regenerante usada da resina de troca iónica / leito de alumina activada é neutralizada com ácido sulfúrico / clorídrico diluído.
O processo de adsorção pode ser rentável para o tratamento de águas residuais com baixo teor de flúor. Deve-se notar aqui que o flúor complexado não pode ser abatido pelo processo de adsorção. Águas residuais com maior concentração de fluoreto devem ser tratadas por um processo de dois estágios. A princípio, ele deve ser tratado com cal a fim de reduzir a concentração de flúor para cerca de 8 mg / L e, então, deve ser submetido a adsorção para ter uma concentração final de flúor em torno de 1 mg / L ou menos.
Metais pesados:
Os metais pesados normalmente presentes nas águas residuais podem ser classificados nos dois grupos seguintes, dependendo do seu potencial de poluição:
1. Metais com alto potencial poluidor, como
Prata (Ag), Ouro (Au), Cádmio (Cd), Cobre (Cu), Mercúrio (Hg), Chumbo (Pb), Antimônio (Sb), Estanho (Sn), Telúrio (Te), Zinco (Zn);
2. Metais com alto potencial poluidor, como
Bário (Ba), Bismuto (BI), Ferro (Fe), Manganês (Mn), Molibdênio (Mo), Titânio (Ti), Urânio (U),
Deve-se salientar aqui que a classificação acima mencionada não é completa.
Fonte:
As águas residuais produzidas durante a operação de mineração, beneficiamento de minério, processamento de metal, galvanoplastia e produção e uso de produtos químicos inorgânicos provavelmente contêm um ou mais dos metais tóxicos. A água subterrânea em alguns lugares também contém metais tóxicos. Operações industriais utilizando produtos químicos inorgânicos contendo metais tóxicos produziriam águas residuais contendo esses metais.
Efeitos Tóxicos:
Metais pesados em geral são tóxicos. Alguns são cancerígenos. Estes se acumulam no corpo humano e produzem sérios efeitos tóxicos. Para alguns metais, o limite superior na água potável é tão baixo quanto 0, 01 mg / L ou ainda menos.
Tecnologia de tratamento:
Os métodos que podem ser aplicados para a remoção de metais das águas residuais são:
a) Precipitação
b) Adsorção de carbono;
c) Processo de troca iônica e
d) osmose inversa,
(a) Precipitação:
Dos diferentes métodos disponíveis para a remoção de metais das águas residuais, a precipitação química é muito usada, pois é a mais barata. A maioria dos metais pode ser precipitada como hidróxidos ou sulfuretos. Os precipitados são separados por sedimentação e por filtração em meio de leito de areia ou meio filtrante. A concentração residual de um metal após a precipitação depende do produto de solubilidade dos compostos formados (precipitado).
Para o precipitado de hidróxido, o produto de solubilidade é expresso como [Mn + ] x [ OHn- ] = K. Em geral, à medida que o pH aumenta, a concentração de ião metálico residual na água tratada diminui. No entanto, para cada metal específico, há um pH ótimo no qual a concentração residual do íon metálico é o mínimo. Para alguns metais, é possível reduzir a concentração residual de iões metálicos abaixo da prevista pelos respectivos produtos de solubilidade. Isto pode ser devido à adsorção dos íons metálicos pelos lotes químicos.
Deve ser mencionado aqui que, quando metais estão presentes em águas residuais como compostos organometálicos, sua redução pela precipitação de calcário pode não ser tão eficaz. A coagulação de alúmen (co-precipitação juntamente com Al (OH) 3 a valores de pH próximos do neutro também produz alguns hidróxidos de metal. A co-precipitação de hidróxido férrico de metais leva a uma melhor remoção. Para alguns metais, as reações de precipitação de sulfeto são mais efetivas na redução de seus resíduos níveis de concentração comparados com as respectivas reações de precipitação de hidróxido.O produto de solubilidade de um sulfeto de metal pode ser
[M m + ] x [S n- ] = K
A concentração residual de metal para as reações de precipitação de sulfeto é dependente do pH. Cada metal tem um pH específico no qual sua concentração residual é o mínimo. O reagente utilizado para a precipitação com sulfureto é o sulfeto de hidrogênio (H 2 S) ou o sulfeto de sódio (Na 2 S).
Remoção de alguns metais pesados como hidróxido ou como sulfeto pode ser pobre, portanto, esses são precipitados como alguns outros sais pouco solúveis. Alguns exemplos especificados são mencionados abaixo.
Remoção de prata (Ag) como cloreto (AgCl) é muito eficaz, pois a sua solubilidade em água a 25 ° C é de 1, 4 mg / L apenas. O bário (Ba) pode ser precipitado como sulfato de bário, pelo que a sua concentração residual pode ser reduzida para cerca de 0, 5 mg / l. O ião férrico (Fe) pode ser eficazmente removido como hidróxido, mas o ião ferroso tem de ser primeiro oxidado no estado férrico por cloração e depois precipitado como hidróxido.
Dos diferentes compostos de manganês (Mn), o óxido de manganês (MnO 2 ) e o hidróxido são insolúveis. Para a remoção de iões monogâmicos, estes são oxidados e depois precipitados como óxido ou hidróxido. A oxidação pode ser realizada com ar (na presença de cobre como catalisador) a pH 8, 5-10 ou com cloro / dióxido de cloro a 9-10 pH ou com ozono na presença de cal Níquel (Ni) pode ser precipitado como quer hidrido ou sulfureto. O chumbo (Pb) é removido como carbonato ou como precipitado de hidróxido. O selénio (Se) pode ser precipitado das águas residuais como sulfureto a um pH de 6, 6.
b) Adsorção de carbono:
O processo de adsorção de carbono ativado, como tal, não é muito eficaz na remoção de íons metálicos das águas residuais. No entanto, quando a água residual contém compostos orgânicos dissolvidos e esses são removidos pelo processo de adsorção de carvão ativado, alguns íons metálicos são co-adsorvidos. Como tal, este processo não é um método eficaz para reduzir os iões de metais pesados das águas residuais.
(c) Processo de Troca Iônica:
O processo de troca iônica pode ser usado para a remoção de metais pesados presentes em águas residuais somente no estado iônico. O processo não pode remover compostos organometálicos. Sendo este um processo mais dispendioso, pode ser utilizado quer para a remoção dos iões residuais após precipitação ou para recuperação de metais a partir de águas residuais.
d) osmose reversa:
A osmose reversa pode ser usada para a separação de metais pesados presentes no estado iônico, bem como compostos organometálicos. É um processo mais caro e, portanto, pode ser usado se for considerado econômico ou se os processos discutidos anteriormente forem considerados inadequados.
Mercúrio (Hg):
Fonte:
Os principais processos que dão origem a águas residuais com mercúrio são :
i) eletrólise da salmoura para a produção de soda cáustica,
ii) Produção de compostos contendo mercúrio,
(iii) Recuperação e purificação de minério de mercúrio, e
(iv) Produção de fungicidas e produtos farmacêuticos. A descarga de águas residuais das refinarias também contém mercúrio.
Efeitos Tóxicos:
O mercúrio é altamente tóxico. Ela danifica o cérebro, o sistema nervoso central e o rim. O limite superior para a sua concentração nas águas residuais tratadas é de 0, 01 mg / l, quando descarregadas em águas de superfície interiores. Seu limite em água potável é de 1 µg \ L.
Tecnologia de tratamento:
Das diferentes tecnologias de tratamento relatadas na literatura, as mais utilizadas são:
a) Precipitação,
b) Adsorção de carbono;
c) Redução
(d) troca iônica e
(e) Coagulação.
Precipitação:
O mercúrio presente na água residual como íon mercúrico pode ser precipitado como sulfeto em pH alcalino. Outros compostos de mercúrio precisam ser oxidados ao estado mercúrico antes da precipitação. Os reagentes que podem ser utilizados para a precipitação com sulfureto são o sulfureto de sódio (Na2S) e o sulfureto de hidrogénio e sódio (NaHS).
O precipitado pode ser separado por floculação, decantação por gravidade, filtração e flutuação do ar dissolvido. A concentração mínima de mercúrio alcançável, mesmo após a precipitação seguida de separação por precipitado e polimento de carbono ativado, é de cerca de 10-20 µg / L.
As outras desvantagens do processo de precipitação de sulfeto são:
i) A formação do complexo solúvel de sulfureto de mercúrio na presença de excesso de reagente e
(ii) A dificuldade em monitorar o conteúdo de sulfeto no efluente tratado.
A co-precipitação de hidróxido mercúrico com hidróxido de alumínio pode reduzir o nível residual de mercúrio para cerca de 1-10 µg / L. A co-precipitação juntamente com o hidróxido férrico pode reduzir o nível residual para cerca de 0, 5-5 µg / L.
b) Adsorção de carbono:
A adsorção de carvão ativado pode ser usada como uma etapa de polimento.
Sua eficácia depende dos seguintes fatores:
i) A forma inicial e a concentração de mercúrio presente nas águas residuais;
(ii) a dosagem e o tipo de carvão ativado em pó usado, e
(iii) O período de contato entre as partículas de carbono e as águas residuais contendo mercúrio.
Este método é mais eficaz na remoção de compostos de mercúrio orgânicos do que compostos de mercúrio inorgânicos. A eficácia do processo pode ser melhorada se a precipitação com hidróxido férrico ou hidróxido de alumínio for realizada simultaneamente. A adição de poli-eletrólito também ajuda.
c) Redução:
O mercúrio presente nas águas residuais como mercúrio iônico inorgânico pode ser reduzido à sua forma metálica usando agentes redutores, como alumínio, zinco, hidrazina, cloreto estanoso e boro-hidrato de sódio. O mercúrio metálico produzido pode ser recuperado por uma técnica de separação sólida adequada. A principal desvantagem deste processo é que ele não pode atingir um nível residual de mercúrio muito abaixo de 100 µg / L.
(d) Processo de troca iônica:
Tipos especiais de resina são usados para remoção de mercúrio da água residual. Quando sais mercurosos ou compostos orgânicos de mercúrio estão presentes em águas residuais, estes são oxidados com cloro, pelo que é produzido complexo de cloreto de mercúrio carregado negativamente. Estes podem ser removidos usando resinas de troca aniônica.
Na ausência de alta concentração de cloreto nas águas residuais, o mercúrio inorgânico pode ser removido usando resinas de troca catiônica. O processo de troca iônica pode reduzir o nível de concentração de mercúrio inorgânico, na melhor das hipóteses, para cerca de 1-5 (Jg / L. Este processo não é muito eficaz para a redução de compostos orgânicos de mercúrio em águas residuais.
e) coagulação:
Descobriu-se que o sulfato de alumínio, sais de ferro e cal são melhores do que o alumínio. O aumento na dosagem de coagulante além de 100-150 mg / L não melhora a remoção de mercúrio. O processo de coagulação tem sido observado como ineficaz na remoção de metilmercúrio.
Nutrientes:
Uma corrente de águas residuais contendo compostos de azoto (N) e fósforo (P) quando descarregados num corpo de água promove o crescimento descontrolado de plantas aquáticas. Por causa disso, esses compostos são chamados de nutrientes. O crescimento descontrolado de plantas aquáticas em corpos de água, tais como lagoas, rios e canais, muitas vezes leva à eutrofização. Por isso, é necessário abater esses compostos a partir de correntes de águas residuais antes da sua descarga em corpos de água de superfície.
Fontes:
As principais fontes industriais de águas residuais contendo compostos de nitrogênio são unidades de fabricação de fertilizantes nitrogenados, fornos de coqueria, unidades de produção de nitrato / nitrito / sal de nitrito, unidades de processamento de peixe e carne, etc. A água residual de rolamento de fósforo é gerada principalmente durante a produção de ácido fosfórico, fertilizantes fosfatados e compostos organofosforados.
Efeitos Tóxicos :
Águas residuais contendo nitrogênio e compostos de fósforo, quando descarregadas em corpos de água, promovem o crescimento de plantas aquáticas, incluindo algas. Pode levar ao seu crescimento prolífico, que é referido como a proliferação de algas. As plantas aquáticas utilizam oxigênio dissolvido (DO) para a respiração e, portanto, esgotam o mesmo.
Em algum momento, a taxa de re-oxigenação torna-se menor que a taxa de depleção de oxigênio e a concentração de DO torna-se baixa demais para que as plantas aquáticas sobrevivam. Eles começam a se decompor. Finalmente, os corpos d'água ficam com mau cheiro e contêm matéria orgânica em decomposição / decomposição. Isso é denominado como uma condição eutrófica.
Em geral, os compostos de azoto e fósforo presentes nas águas residuais causam os efeitos nocivos acima mencionados. No entanto, as águas residuais de algumas indústrias podem conter alguns compostos específicos de azoto e fósforo, que são tóxicos para a flora e a fauna aquáticas.
O limite superior para o nitrato é de 50 mg / L (como NO 3 ) e para nitrito é de 3 mg / L (como NO 2 ) para exposição a curto prazo em água potável. Deve-se notar aqui que o nitrato é reduzido ao nitrito devido à ação bacteriana no intestino. Nitrito produzido combina com a hemoglobina para formar um complexo, o que reduz a capacidade de transporte de oxigênio do sangue.
Tecnologia de tratamento:
Os métodos que podem ser utilizados para a remoção de compostos de nitrogênio e fósforo das águas residuais são específicos para os poluentes, conforme descrito abaixo:
Remoção de nitrogênio:
O nitrogênio pode estar presente em águas residuais como amônia (em estado livre ou combinado), nitrito, nitrato, aminoácidos e outros compostos orgânicos nitrogenados.
Qualquer um dos seguintes métodos ou uma combinação de alguns deles pode ser usado para remoção dos compostos acima mencionados de um fluxo de águas residuais:
a) decapagem do ar,
b) Oxidação,
c) Métodos biológicos,
d) Adsorção,
(e) troca iônica e
(f) Separação da membrana.
(a) descascamento do ar:
Este método pode ser usado para remover a amônia livre (NH 4 OH) da água residual. O processo consiste em entrar em contato com água residual e ar em uma coluna empacotada. A água residual liberada do sólido suspenso é introduzida no topo da coluna, na qual o ar é injetado na parte inferior. A corrente de ar que sai da coluna no topo conteria amônia e outras substâncias voláteis (se houver) presentes na água residual.
Dado que a mistura de ar e amoníaco que sai da coluna no topo não pode ser descarregada para a atmosfera, deve ser submetida a qualquer um ou a uma combinação dos seguintes processos para a recuperação / destruição dos constituintes decapados: arrefecimento / depuração / oxidação ( incineração).
Para remover a amônia da água residual quando ela está presente como um sal, a água residual deve ser primeiro tratada com cal e depois submetida a remoção de ar. O resfriamento / lavagem da mistura de ar-amônia leva à recuperação da amônia como uma solução, enquanto a incineração converte a amônia em N2 e H2O. A recuperação de amônia por remoção de ar pode ser econômica quando a concentração de sais de amônia / amônio na água residual é relativamente alta.
b) Oxidação:
Cloração Break Point:
A amônia em águas residuais sofre a seguinte reação quando clorada a um pH de 6 a 7:
O controle inadequado do pH pode levar à formação de nitrato tri-cloreto (gás). Hidrocarbonetos dissolvidos presentes em águas residuais podem produzir tri-clorometano, uma substância tóxica. Alguns poluentes além da amônia presentes na água residual também podem reagir com o cloro e, assim, aumentar o consumo de cloro, o que resultaria em maior custo do tratamento. Este método é econômico, somente quando a concentração de amônia na água residual é inicialmente baixa ou foi reduzida por algum outro tratamento. Tem a vantagem adicional de que a desinfecção ocorre simultaneamente. Deve-se ter cuidado para que o efluente tratado não contenha alto teor de cloro residual.
c) Métodos biológicos:
Tanto compostos nitrogenados inorgânicos como orgânicos, exceto os recalcitrantes e não biodegradáveis, podem ser eliminados pelos métodos biológicos. Durante este processo, uma parte do nitrogênio total presente na água residual é assimilada para sintetizar micróbios, enquanto a outra parte é catabolizada. O processo é realizado em duas etapas. Durante o primeiro estágio (aeróbico), as bactérias Nitrosomonas e Nitrobacter oxidam os compostos nitrogenados em nitrito (NO 2 ) e nitrato (NO 3). As reações podem ser expressas como
Enquanto que durante o segundo estágio (anaeróbico) nitrito e nitrato são convertidos em gases como N 2, NO, NO 2, N 2 O, etc. Principalmente, N 2 é produzido. Os micróbios que realizam estas reacções são Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Flabobactrium, Micrococus, Proteus, Pseudomonous, etc. Os tratamentos aeróbicos (nitrificação) e anaeróbicos (desnitrificação) de águas residuais contendo compostos azotados foram discutidos em Secções. 9.11.3.2 e 9.11.3.3. Deve-se salientar aqui que os métodos biológicos para o tratamento de poluentes nitrogenados em águas residuais são rentáveis mesmo quando sua concentração é alta.
d) Adsorção:
O método de adsorção de carbono ativado é capaz de remover compostos nitrogenados inorgânicos e orgânicos. É mais eficaz para a redução de compostos orgânicos, incluindo recalcitrantes e não biodegradáveis. O grau de remoção é adsorvente-adsorbato específico. Depende também dos fatores como temperatura, pH, espaço-tempo e outros adsorventes (poluentes) presentes, se houver.
Carvão ativado ou granulado ativado pode ser usado. Na superfície e nos micrósporos das partículas de carbono, os adsorbatos são adsorvidos. Quando as partículas ficam saturadas com os adsorvatos, as partículas podem ser regeneradas (liberadas dos adsorbatos) e reutilizadas ou descartadas. Quando o carbono em pó é usado, não é necessário pré-tratamento de águas residuais para separação de partículas suspensas.
Partículas de carbono normalmente em pó são descartadas após o uso. Partículas granulares de carbono são usadas em um leito empacotado através do qual a água residual a ser tratada flui no sentido descendente. A fim de evitar o choque do leito empacotado, um fluxo de água residual deve ser pré-tratado para remover partículas suspensas presentes, se houver. As partículas de carbono granular são regeneradas e reutilizadas como regra. Este método sendo relativamente dispendioso pode ser usado quando os poluentes estão presentes em baixa concentração ou quando os outros métodos não são eficazes.
(e) Método de Troca Iônica:
Este método pode ser usado para a remoção de radicais nitrogenados ionizados como NH + 4, NO - 3, NO - 2 presentes em águas residuais. Compostos nitrogenados não ionizados não podem ser removidos por este método. O processo é realizado passando água residual livre de partículas suspensas através de uma coluna contendo partículas de resina catiônica / aniônica, dependendo do tipo de íons a serem removidos. À medida que a água residual flui através do leito de resina, os íons (cátions / ânions) em solução são retidos e as partículas de resina se tornam gradualmente saturadas.
Quando as partículas se tornarem completamente saturadas, não haverá mais remoção de íons. Antes que tal estado seja alcançado, o processo é interrompido e as partículas de resina são regeneradas por tratamento químico. Durante este processo, não apenas íons nitrogenados, mas também outros íons inorgânicos e orgânicos (se presentes) seriam retidos pelas partículas de resina e, portanto, a carga no leito de resina seria alta.
(f) Separação da Membrana:
Neste processo, a água residual isenta de partículas suspensas, mas contendo substâncias dissolvidas, é deixada a fluir por uma folha ou tubo de polímero (membrana) especialmente preparado. Através da parede da folha / tubo, a água permeia para o outro lado, enquanto os solutos são retidos.
Este processo é capaz de separar os solutos inorgânicos e orgânicos da água. Não é rentável, a menos que um fluxo de águas residuais contenha solutos em baixa concentração. Os solutos retidos juntamente com algum fluxo de água para fora da unidade, que é denominado como um retentado.
Remoção de fósforo :
O fósforo pode estar presente na água residual como metafosfato (PO 3 - ), ortofosfato (PO 4 -3 ). pirofosfato (P2O7-4). tripolifosfato (P 3 O -5 10 ) e compostos organofosforados. As fontes de água residual com fósforo são as unidades produtoras de ácido fosfórico, fertilizantes fosfóricos, vários compostos de fósforo, detergentes, pesticidas (inseticidas, herbicidas e fungicidas), etc.
Os principais métodos que podem ser utilizados para a redução de compostos de fósforo a partir de águas residuais são (a) precipitação e (b) tratamento biológico. Os outros métodos para remoção de fósforo são adsorção de carbono, troca iônica e separação por membrana. Os últimos métodos são relativamente dispendiosos e, portanto, podem ser usados apenas para a remoção de compostos recalcitrantes.
(a) Precipitação:
A adição de sais metálicos ou cal às águas residuais contendo íons de ortofosfato (PO 3- ) resulta na formação de fosfatos metálicos fracamente solúveis, que se precipitam. A solubilidade do fosfato metálico é dependente do pH. A1PO 4 tem uma solubilidade mínima a pH 6, 5; FePO 4 tem uma solubilidade mínima a pH 5, 3.
O fosfato ferroso [Fe 3 (PO 4 ) 2 ] e o fosfato de cálcio [Ca 3 (PO 4 ) 2] apresentam baixa solubilidade em valores de pH mais altos. A cal reage com a alcalinidade das águas residuais e precipita como CaCO3. À medida que o nível de pH aumenta para além de 10, os iões Ca2 + reagem com os iões fosfato e precipitam como Ca5 (PO4) 3OH. As reações de precipitação são quase instantâneas. Pode haver algumas reações colaterais que levam à formação e precipitação de outros compostos, conforme listado na Tabela 10.1.
Deve ser salientado aqui que muito pouco polifosfato e compostos organofosforados são removidos juntamente com precipitados de fósforo. Os sais metálicos adicionados (para remoção de fosfato) em excesso da quantidade estequiométrica permaneceriam em solução, como resultado do que o teor total de sólidos dissolvidos do efluente tratado aumentaria.
Soluções aquosas de sais de ferro e alumínio são normalmente adicionadas para a precipitação de fosfato. É mais fácil de manusear, armazenar e dosar. A taxa de dosagem é determinada por testes de laboratório. Cal pode ser adicionado como uma pasta. Seu armazenamento, manuseio e dosagem é um pouco difícil. Além disso, a quantidade de lodo produzido seria maior. Portanto, seu uso para a precipitação de fosfato está declinando, embora seja mais barato do que os sais de ferro e alumínio.
Se a concentração inicial de íons PO 3-4 for alta em um fluxo de água residual, então o fosfato pode ser precipitado durante o tratamento primário. Os outros compostos fosfato, incluindo os compostos organofosforados, podem ser removidos por precipitação, apenas após / durante o tratamento secundário, uma vez que aqueles que são convertidos em PO3-4 são um resultado de reações biológicas.
O precipitado produzido durante o tratamento primário / secundário é separado em um classificador e descartado como um lodo. Os compostos de fósforo que escapam à remoção por precipitação podem ser removidos por adsorção de carbono e / ou processo de separação por membrana.
b) Tratamento Biológico:
O tratamento biológico de efluentes com fósforo é realizado submetendo-o alternadamente a processos aeróbicos e anaeróbicos. Durante o tratamento biológico, uma parte dos compostos fosforosos e nitrogenados presentes nas águas residuais são assimilados para a síntese de novas células.
Sob condições aeróbicas, os compostos de fósforo biodegradáveis, incluindo os orgânicos, são oxidados em ortofosfato e polifosfato, alguns dos quais são armazenados em micróbios como tal. Durante o tratamento anaeróbico, os compostos de fósforo armazenados (ortofosfato e polifosfato) são liberados na água.
Os compostos de Fósforo libertados podem ser descartados com o lodo secundário ou precipitados antes da separação e eliminação do lodo. Pode ser resumido dizendo que, para a remoção biológica do fósforo, os tratamentos anaeróbicos e aeróbicos das águas residuais são essenciais.
Diversos processos comerciais têm sido desenvolvidos e estão sendo utilizados para a remoção biológica de fósforo, em que os passos anaeróbico e aeróbico são seqüenciados em diferentes ordens. Alguns deles foram discutidos na Seção 9.11.3.4. Deve ser salientado aqui que, durante os processos biológicos de remoção de fósforo, o sequenciamento adequado dos passos anaeróbico e aeróbico levaria à redução de alguns compostos nitrogenados, bem como da DBO.
Fenol:
Fonte:
O fenol (C 6 H 5 OH) é também conhecido como ácido carbólico. The major sources of phenol bearing waste water are: petroleum refineries, coke oven plants, synthetic phenol plants and plants producing phenolic resins, phenolic compounds and plants using phenol as a raw material.
Toxic Effects:
Phenol is corrosive and it is poisonous to all living beings. When treated effluent is discharged into inland surface water bodies the concentration of phenol should not exceed 1 mg/L. In drinking water its limit is 0.001 mg/L.
Treatment Technology:
Several chemical, Physical and biological treatment methods are in use for removal of phenol and phenolic compounds from waste water.
These are discussed under:
(i) Treatment of concentrated solutions,
(ii) Treatment of intermediate concentration solutions, and
(iii) Treatment of dilute solutions.
Before attempts are made to remove phenol from a waste water stream pretreatments are necessary for removal of suspended matter, heavy metals (when present at a high concentration), oils, cyanides, etc.
(i) Concentrated Solutions:
Waste water containing phenol having a concentration above 500 mg/L is considered to be a concentrated solution. Since recovered phenol has a market value, it may be recovered from waste water by solvent extraction.
Commercially used processes are: Benzene-caustic dephenolization, Phenosolvan dephenolization (Lurgi), and IFAWOL dephenolization. These processes have high phenol removal efficiency (98-99%). It should be pointed out here that benzene being a carcinogenic substance, its use as a solvent needs very careful handling.
Depending upon the initial concentration of phenol in waste water its residual concentration after extraction may be 10-30 mg/L or higher. The residual phenol may be removed by any one or a combination of the following treatments: biological, activated carbon adsorption, coagulation with alum/iron salts, chemical oxidation with permanaganate/Chlorine/Chlorine dioxide/ozone.
(ii) Intermediate Concentration Solutions:
Waste water having a phenol concentration in the range of 50-500 mg/L is labeled as an intermediate concentration solution. Such a solution may be treated by a suitable biological (aerobic) process, like lagoon, oxidation ditch, trickling filter, activated sludge treatment. Biological treatment may bring down the phenol concentration to about 0.5-1 mg/L.
The other alternative treatment methods are:
(a) Activated carbon adsorption, which is as effective as the biological method,
(b) Coagulation with alum/iron salts at a suitable pH—its effectiveness is rather poor, and
(c) Chemical oxidation.
Chemical oxidation may be carried out either with permanganate, which is a costly chemical or with chlorine and lime at pH less than 7. It is highly effective. However, a large quantity of chlorine must be used to ensure complete oxidation of phenol, as otherwise toxic chlorophenols would be produced.
Oxidation may be carried out with chlorine dioxide, which is a strong oxidant and it is quite effective in oxidizing phenol and phenolic compounds. However, it's possible conversion to chlorate (which is toxic to humans) makes its use in treatment of potable water questionable.
Oxidation may also be carried out very, effectively with ozone. It is a very strong oxidant and it does not produce any harmful by-product. For oxidation of 1 part of phenol about 1.5 to 2.5 parts of ozone is required. The residual phenol after ozone treatment may be as low as 3 ppb.
(iii) Dilute Solutions:
Waste water containing phenol less than 50 mg/L is considered to be a dilute solution. Such a solution may be treated biologically or with activated carbon or by ozone oxidation. The major difficulty with ozone treatment is that ozone has been generated in situ.
Volatile Organic Compounds (VOCs):
Organic compounds present in waste water may be of the following types:
The volatile compounds may be biodegradable or non-biodegradable. The non-volatile compounds are in general non-biodegradable.
Source:
The major industrial sources of waste water containing VOCs are petroleum refineries, petrochemical industries and industrial units producing different types of organic chemicals.
Toxic Effects:
VOCs bearing waste water when kept in contact with air would lead to volatilization of VOCs and thereby cause atmospheric pollution. Waste water containing biodegradable VOCs if discharged untreated into surface water bodies would cause DO depletion of the receiving bodies.
Some of the VOCs, such as benzene, toluene and xylene (BTX) are toxic. Benzene is a carcinogen. Its reduction in treated water below 500 ppb is a compliance requirement. The limits in drinking water for benzene, toluene and xylene are 0.01, 0.7 and 0.5 mg/L respectively.
Treatment Technology:
The methods which may be used for abatement of VOCs from waste water are:
(a) Air/nitrogen stripping, and
(b) Activated carbon adsorption.
(a) Air/Nitrogen Stripping:
To remove VOCs from a waste water stream it may be stripped with a gas stream, such as air or nitrogen. Steam is not used for VOC stripping from waste water as a very large amount of steam would be required for heating waste water, consequently the process would be uneconomic. This process is generally carried out in a packed column. To avoid column fouling the waste water stream should be pretreated to remove suspended solid particles as well as non-volatile organic pollutants.
In a stripper, waste water is introduced at the top and the gas at the bottom, the flow being counter current.
For designing a suitable column the following are to be considered:
(i) waste water flow rate,
(ii) The desired degree of removal of the most offensive pollutant, and
(iii) The operating temperature.
Since the pollutant concentration in most cases would be low, its equilibrium data may be expressed by Henry's law.
A column should be designed based on the targeted pollutant and its desired degree of removal. The extent of removal of the other VOCs present should then be estimated based on the column designed. The column dimensions would depend on the gas to liquid ratio, the mass transfer coefficient and the packing (type and size) chosen.
A gas to liquid volumetric ratio around 50: 1 is considered to be a good one. The column should be designed based on the peak hydraulic and pollutant load and not on the average load.
Air may be selected as the stripping gas when it is not desired to recover the stripped VOCs. VOC laden air should not be discharged into the atmosphere in order to avoid atmospheric pollution. It should be incinerated either in a utility boiler or a waste heat boiler or a catalytic incinerator.
As some of the pollutants present in waste water may be biodegradable, those would undergo biodegradation and produce biomass in an air stripper. The biomass thus produced may cause column fouling. To remove the accumulated biomass any one of the following biocides may be used: (i) oxidizing biocide, such as chlorine or chlorine dioxide, (ii) dilute caustic or acid solution. Each of these has some limitations.
Nitrogen may be used for stripping VOCs from waste water in a closed-loop system when it is economical to recover the stripped VOCs, such as BTX.
A closed-loop system would have the following units:
(i) A RH (relative humidity) modification unit,
(ii) Activated carbon adsorption beds (at least two, being operated alternately), and
(iii) A nitrogen recirculation blower.
A RH modification unit is essential as at RH 50% or more VOCs adsorption by carbon bed would be inefficient.
The process is carried out through the following steps:
(i) VOCs are stripped from pretreated waste water with nitrogen gas in a packed column,
(ii) The VOC laden nitrogen gas leaving the stripper may either be heated to 10-15 °C above its dew point or first cooling and condensing some water vapour and then reheating by 10-15 °C above its dew point,
(iii) The RH modified gas stream is next passed through one or two carbon adsorption beds whereby most of the VOCs would get- adsorbed; e
(iv) Finally, the nitrogen stream emerging from the absorber is recycled back to the stripper. The recycled nitrogen stream would invariably contain some low molecular weight VOCs. To avoid building up of those, a part of the recycled gas is purged from time to time and the loss is made up with fresh nitrogen.
As and when a carbon bed reaches its break point, it is taken off and regenerated by steam stripping. The steam-VOC mixture is condensed for VOC recovery.
(b) Activated Carbon Adsorption:
Organic compounds present in waste water as dissolved substances as well as droplets can be removed by activated carbon may be used. From regeneration and reuse point of view powdered carbon is not a good choice. The most effective adsorbent is granular activated carbon (GAC). Its uniqueness lies in its high specific surface area and its pore network comprised of micro, maso and macrospores.
It has a high adsorptive capacity. One major drawback of GAC is its non-selective adsorption of organic substances. It is regenerated and reused. Regeneration of GAC means desorption of adsorbed VOCs. Low molecular weight VOCs are easy to desorb, whereas high molecular weight organic substances, such as oil, grease, tar, etc., are poorly de-absorbable.
VOC removal by the carbon adsorption process is a cyclic one. It consists of passing a stream of waste water (containing dissolved and suspended organic substances) through a column packed with GAC. The organic substances get adsorbed on the surfaces of the carbon granules.
The process continues till the surface area of all of the particles (including their pore area) is almost completely covered with adsorbed molecules. This condition is referred to as the “break point”. If a column is operated beyond this point the VOC content of the effluent stream would be almost the same as that of the influent. At this stage the carbon particles are to be regenerated, that is, the adsorbed substances are to be removed, if those are to be reused.
Regeneration:
The first step in regeneration would be to drain the held up water from the column.
The carbon granules may then be regenerated using any one of the following methods:
(i) On-site air/steam stripping,
(ii) Off-site heating of the particles with limited supply of air.
On-site air/steam stripping would be cheaper. However, it cannot remove most of the high molecular weight VOCs. While stripping with air, care should be taken so that the air-VOC mixture should always be below its lower explosive limit (LEL). It is very difficult, if not impossible, to remove all of the adsorbed substances.
The residue left on the carbon particles after stripping is referred to as the “heel”. The heel reduces the adsorption capacity of a regenerated bed. The heel would be lower if stripping be done with steam at a higher temperature.
Off-site desorptibn of VOCs is costlier. When high molecular weight organic compounds, such as oil, grease, etc. are adsorbed from waste water, they cannot be desorbed by air/steam stripping. They go on accumulating on the carbon granules (as heel). As a result the working (adsorption) capacity of the column would decrease progressively.
To regenerate such carbon particles those are taken out of the column and heated in a chamber in a limited supply of air. This would result not only in removal (oxidation) of the adsorbed substances but also oxidation of some portions of carbon particles.
To overcome this situation a 'guard column' may be installed before the 'main adsorber'. The guard column would trap the high molecular weight pollutants whereas the main adsorber would remove lighter VOCs from a waste water stream. The main adsorber may be-regenerated by air/steam stripping and the guard column carbon particles may be either regenerated by air oxidation or replaced from time to time. During regeneration a column would have to be isolated. Hence, for continuous operations of such a system it is essential to have at least two adsorption columns operating alternately.
Pesticides:
Insecticides, herbicides and fungicides are generally termed as pesticides. These may be either inorganic or organic chemicals. These are harmful to man, domestic animals as well as to useful flora and fauna. However, their use is unavoidable as man is able to reduce both agricultural and horticultural losses to some extent by using pesticides.
Source:
Waste water originating from pesticide manufacturing units would contain those along with some other organic pollutants. Run-off water from agricultural fields and fruit orchards where pesticides are used would invariably contain them. The run-off water contaminates not only surface water bodies but also groundwater. Potable water produced by conventional treatment of water from such pesticide contaminated sources would be hazardous.
Toxic Effects:
Ingestion of large amounts of pesticides causes severe adverse health effects. Small amounts ingested may accumulate in the body and may affect the central nervous system in the long run. Different pesticides affect different organs of the human body, for example, the liver, the reproductive system, etc.
The organ phosphorus and carbonate pesticides are very poisonous. Herbicides, in general, are less toxic than insecticides. Pesticides should be absent in drinking water, however, in the absence of an alternative source the permissible limit is 0.001 mg/L.
Treatment Technology:
Inorganic pesticides and organometallic pesticides may be treated by any one or a combination of following methods:
(i) Oxidation,
(ii) Reduction,
(iii) Precipitation, and
(iv) Membrane separation (RO).
It should be noted that RO does not convert a pesticide present in waste water into an innocuous substance but produces a concentrated stream, which has to be further treated for converting the pesticide into a harmless substance.
The methods available for abatement of organic pesticides from waste water are (i) activated carbon adsorption, (ii) reverse osmosis (RO), and (iii) chemical oxidation.
(i) Activated carbon adsorption may carried out with GAC (granulated active carbon). The spent particles should be regenerated by air oxidation so as to destroy the adsorbate.
(ii) Reverse osmosis would produce a concentrated pesticide-rich stream, which would need chemical oxidation for pesticide destruction.
(iii) Chemical oxidation of pesticide present in waste water may be carried out with a suitable oxidant in the presence of a catalyst. Economic feasibility of this process would depend on the quantity of waste water to be treated and the initial concentration of the pollutants present.
