تخفيض بعض ملوثات المياه العادمة

اقرأ هذا المقال للتعرف على الحد من بعض الملوثات المحددة للمياه العادمة: 1. الزرنيخ 2. الكادميوم 3. الكروم 4. السيانيد 5. الفلورايد 6. المعادن الثقيلة 7. الزئبق 8. العناصر الغذائية 9. الفينول 10. المركبات العضوية المتطايرة و 11 المبيدات.

الزرنيخ (ع):

مصدر:

وغالبا ما توجد مركبات الزرنيخ والزرنيخ في مياه الصرف الصحي المنتجة في الصناعات المعدنية والزجاجية والسيراميك ومصافي النفط وغيرها من الصناعات. قد تحتوي مياه الصرف الناتجة في وحدات التصنيع من الأصباغ والمبيدات الحشرية ومبيدات الأعشاب وبعض المواد الكيميائية العضوية وغير العضوية الأخرى على مركبات زرنيخية. كما تم العثور على مركبات الزرنيخ في المياه الجوفية في بعض الأماكن.

التأثيرات السامة:

مركبات الزرنيخ سامة جدا. عندما يتم تناول مركب الزرنيخ الذي يحتوي على ما يقرب من 100 مجم من AS ، فإنه يسبب تسمماً شديداً. عندما يتم تناوله عند مستوى منخفض ، يتراكم جزء كبير في الجسم. المدخول المتكرر يؤدي إلى التسمم المزمن ، وهو أمر يصعب تشخيصه في مرحلة مبكرة. التسمم التدريجي يؤدي إلى مرض "القدم السوداء" ويتسبب في وقت لاحق في تعطيل والموت. الحد الأقصى للزرنيخ في النفايات الصناعية المعالجة هو 0.2 ملجم / لتر كما هو و 0.01 ملغم / لتر في مياه الشرب.

تكنولوجيا العلاج:

تتوفر معلومات هامة حول طرق إزالة أيونات الزرنيخ (ASO 2 - ) والأرسينيت (ASO 3 - 4 ) من الماء ، ولكن معلومات أقل نسبياً متوفرة حول طرق التخميد للأنواع الأخرى من المركبات الزرنيخية.

طرق العلاج الرئيسية لإزالة الزرنيخ والأرسينات من الماء هي:

(1) الترسيب مثل Sulphide ،

(2) التعقيد مع الكاتيونات متعددة التكافؤ (Ca 2+ ، Fe 3+ ، Al 3+ ) والمشاركة في الترسيب مع أكاسيد المعادن ،

(3) الامتزاز على الكربون المنشط أو الألومينا ،

(4) عملية التبادل الأيوني ، و

(5) عملية الفصل الغشاء (RO).

كفاءة إزالة الزرنيخ بطريقة الترسيب (Sulphide أو complexation) هي أقل بكثير مقارنة بآلة الزرنيخ. لتحقيق كفاءة إزالة أعلى من الزرنيخ يجب أن يكون في البداية مؤكسدا (بالكلور) لزرنيخ ثم ترسب. إضافة الصوديوم / كبريتيد الهيدروجين عند درجة حموضة 6 إلى 7 تترسب الزرنيخ مثل الكبريتيد.

من العوامل المعقدة المختلفة التي تستخدم الجير قد وجد أنها الأفضل. الحديديك (كلوريد / كبريتات) لديه كفاءة أقل من الجير. الشب لديه كفاءة ضعيفة نسبيا. الرقم الهيدروجيني الأمثل للجير هو 12 ، لأملاح الحديديك 8.5-9 ولشبكة الشب 7-8. عند درجة حموضة أعلى من المستوى الأمثل ، تنخفض الكفاءة بشكل حاد.

وجود المعادن الثقيلة في مياه الصرف الصحي يحسن كفاءة إزالة الزرنيخ والأرسينات. أثناء الترسيب والترشيح من رواسب المعدن الثقيل يتم امتصاص بعض الأرسينات والزرنيخات / تتداخل في الطفيليات حيث تزداد كفاءة الإزالة الكلية. وأخيرا ، فإن الامتزاز على الكربون المنشط / الألومينا المنشط يزيل بعض مركبات الزرنيخ المتبقية.

وتجدر الإشارة هنا إلى أن كفاءة الإزالة بسبب الإمتزاز إلى الألومينا المنشط الحبيبي أعلى من ذلك بسبب تعقيد الشبة. ومع ذلك ، تكون الألومينا المنشَّطة أكثر تكلفة من الشبة ، ويمكن استخدام الأولى فقط كعامل تلميع. عملية التبادل الأيوني هي عملية أكثر تكلفة يمكن استخدامها لإزالة الزرنيخ / الزرنيخ المتبقي بعد إزالة الجزء الرئيسي من الهطول / التعقيد.

عملية فصل الغشاء (RO) قادرة على إزالة مركبات الزرنيخ العضوية وغير العضوية. ولكن نظرًا لتكلفتها المرتفعة ، يمكن استخدامها فقط عندما لا تستطيع الطرق ، التي تمت مناقشتها سابقًا ، تقليل محتوى الزرنيخ لمياه الصرف إلى المدى المطلوب.

الكادميوم (الكادميوم):

مصدر:

يجد الكادميوم طريقه إلى مياه الصرف من وحدات الطلاء الكهربائي والبطاريات الأولية والخلايا الكهروكيميائية القياسية ومصاهر الزنك ووحدات الجلفنة. في الكادميوم حمام الجلفنة قد تكون موجودة كمادة ملوثة.

التأثيرات السامة:

الكادميوم عالي السمية. من المحتمل أن يتسبب تركيزها في الطعام عند حوالي 13-15 ملغم / لتر في ظهور مرض خطير. الحد الأعلى لتركيزه في النفايات السائلة المعالجة هو 2 ملجم / لتر كقرص مدمج. في مياه الشرب ، الحد المسموح به هو 0.003 ملغم / لتر.

تكنولوجيا العلاج:

يمكن ترسيب الكادميوم من مياه الصرف الصحي مثل الهيدروكسيد (Cd ((OH) 2) عند الأس الهيدروجيني 10-11 ، كما يمكن ترسيبه جنباً إلى جنب مع معادن ثقيلة أخرى مثل الحديد ، ويمكن أن يتركز تركيزه المتبقي إلى حوالي 0.008 ملغم / لتر ، عندما يتم ترسبه كبريتيد (CdS) ، لا يتم ترسيب الكادميوم في وجود السيانيد.

الكروم (كر):

مصدر:

قد يكون الكروم موجودًا في مياه الصرف ككروم سداسي التكافؤ (Cr 6+ ) والكروم ثلاثي التكافؤ (Cr 3+ ). تتمثل المصادر الرئيسية لمياه الصرف المحتوية على الكروم في: وحدات طلاء الكروم ووحدات دباغة الكروم وأنظمة مياه التبريد المعالجة بالكروم.

التأثيرات السامة:

الكروم سداسي التكافؤ سامة. يمكن أن يسبب السرطان. الكروم الثلاثي التكافؤ ليس ساما مثل سداسي التكافؤ. في المخلفات السائلة المعالجة يكون الحد الأعلى لـ Cr 3+ هو 0.1 ملجم / لتر ، وبالنسبة لمجموع Cr يكون 2 mg / L عند تصريفه في المياه السطحية الداخلية. الحد الأقصى لمجموع الكروم في مياه الشرب هو 0.05 ملغم / لتر.

تكنولوجيا العلاج:

يعتمد العلاج الذي يمكن أن يخضع له مياه الصرف التي تحمل الكروم على حالة التكافؤ للكروم. لا يمكن ترسيب الكروم سداسي التكافؤ Cr 6+ (على سبيل المثال ، Na2 Cr2 O7 أو Na 2 CrO 4 ) على هيئة هيدروكسيد مباشرة ؛ وبالتالي ، يجب أن تخف حدتها بأي تكنولوجيا أخرى غير التهطال. يمكن إزالة الكروم ثلاثي التكافؤ Cr 3+ (على سبيل المثال ، Cr 2 (SO 4 ) 3 ) بسهولة كترسبات هيدروكسيد.

يمكن معالجة مياه الصرف الصحي التي تحتوي على الكروم سداسية التكافؤ بأي طريقة من الطرق التالية:

1. الحد من الكروم سداسية التكافؤ إلى حالة ثلاثية التكافؤ تليها هطول الأمطار كما هيدروكسيد ،

2. عملية التبادل الأيوني ،

3. التناضح العكسي ،

4. امتصاص الكربون.

1. الحد من عملية الترسيب:

عندما يكون الكروم سداسال التكافؤ موجودًا في مجرى مياه الصرف الصحي مع بعض المعادن الثقيلة ، سيكون من الصعب استرداده وإعادة استخدامه. تحت هذه الحالة ، يتم خفض Cr 6+ إلى Cr 3+ عند pH 3.0 أو أقل عن طريق إضافة عامل اختزال مناسب. وينظم الرقم الهيدروجيني بإضافة حمض الكبريتيك. يمكن استخدام أي من عوامل الاختزال التالية: ثاني أكسيد الكبريت (SO 2 ) ، ثنائي كبريتات الصوديوم (NaHSO 3 ) ، الصوديوم meta-bi-sulphite (Na 2 S 2 O 5 ) ، sphphite الصوديوم المائي (Na 2 S 2 O 5 ) ، وكبريتات الحديدوز (FeSO 4 ).

يمكن تفضيل ثاني أكسيد الكبريت كعامل مختزل لأنه رخيص نسبياً. عندما يتم استخدام غاز ثاني أكسيد الكبريت كعامل اختزال ، لا يجب إضافة حامض الكبريتيك من أجل تنظيم الأس الهيدروجيني. عند استخدام أي من أملاح الصوديوم المذكورة أعلاه كعامل مختزل ، فإن TDS (مجموع المواد الصلبة الذائبة) من النفايات السائلة المعالجة سيزداد. استخدام كبريتات الحديدوز كعامل اختزال سيؤدي إلى مزيد من الحمأة ، حيث أن الهيدروكسيد الحديدي سوف يتم ترسيبه معًا مع هيدروكسيد الكروم.

معالجة Cr 6+ النفايات المحتوية على السيانيد مع كبريتات الحديدوز ستنتج مجمعات السيانيد Ferro. سيكون العلاج اللاحق لمثل هذه المجمعات من الصعب الحد من السيانيد. يجب عدم محاولة تقليل Cr 6+ إلى Cr 3+ في حالة وجود CN حيث يتم إنتاج غاز HCN عالي السمية أثناء العملية.

يمكن تنفيذ عملية التخفيض على مرحلتين. في المرحلة الأولى ، يمكن استخدام أي من عوامل الاختزال المذكورة أعلاه حيث سيتم تخفيض الجزء الرئيسي من Cr 6+ . في المرحلة الثانية ، يتم تقليل الجزء المتبقي من Cr 6+ باستخدام hydrazine (N 2 H4). بعد الحد من الكروم ثلاثي التكافؤ (Cr 3+ ) هو عجلت مع الجير أو الصودا الرماد كما هيدروكسيد.

2. عملية التبادل الأيوني:

عندما يكون من المطلوب استعادة Cr 6+ من تيار مياه عادمة ، يتم تحرير التيار أولاً من مادة صلبة معلقة ثم يمر من خلال سرير راتنج تبادل الأنيون. عند استنفاد طبقة الراتنج ، يتم تجديده باستخدام محلول هيدروكسيد الصوديوم (NaOH).

يجب أن يتم تمرير المحلول المخفف المحتوي على كرومات الصوديوم (Na 2 CrO 4 ) عبر فراش التبادل الكاتيوني ، الذي سيحتفظ بأيونات الصوديوم ويسمح لمحلول حامض الكروميك بالمرور. قبل هذه الخطوة ، يجب ضبط تركيز محلول Na2CrO4 بحيث لا يكون لمحلول حامض الكروميك الذي تم إنتاجه أخيراً درجة حموضة أقل من 4.0 ، كما هو الحال عند الرقم الهيدروجيني تحت 4.0 ، فإن حمض الكروم الذي يتم إنتاجه يهاجم جزيئات الراتنج.

3. التناضح العكسي:

يتم أولاً التخلص من مياه الصرف المحتوية على Cr 6+ من المواد الصلبة العالقة. ثم يمكن تركيزه (Cr 6+ ) باستخدام غشاء عالي الانتقائية (غشاء خلات السليولوز). عند الرقم الهيدروجيني حوالي 7 ، قد يكون الرفض Cr + + حوالي 98 ٪. وعلاوة على ذلك ، فإن الحموضة المحايدة ستمنع التحلل الحمضي للغشاء.

4. امتزاز الكربون:

يمكن استخدام عملية امتصاص الكربون ، فقط عندما يكون التركيز الأولي Cr 6+ والمعادن الثقيلة الأخرى منخفضًا.

يمكن إزالة الكروم الثلاثي التكافؤ من مياه الصرف إما عن طريق الترسيب مثل هيدروكسيد الكروميك أو بعملية التبادل الأيوني :

يتم الترسيب عادة عن طريق إضافة الجير. كما يمكن استخدام رماد الصودا البديل. نطاق الحموضة الأمثل للتهطال هو 8.5-9.5. يمكن فصل راسب هيدروكسيد الكروميك جنبا إلى جنب مع هيدروكسيدات فلزية أخرى من النفايات السائلة المعالجة بالترسيب تليها الترشيح.

يمكن استخدام التبادل الأيوني عندما يكون الكروم ثلاثي التكافؤ موجودًا مع كرومات سداسية التكافؤ و dichromate ، ومن المطلوب استرداد وإعادة استخدام حمض الكروميك. يتم أولاً تمرير المياه العادمة من وحدة تصفيح الكروم من خلال سرير التبادل الكاتيوني ، حيث يتم الاحتفاظ بـ Cr 3+ وغيرها من الكاتيونات وسيحتوي المخلفات السائلة على حمض الكروميك.

يجب توخي الحذر أثناء هذه الخطوة بحيث لا ينخفض ​​الرقم الهيدروجيني لمياه الصرف المعالج إلى أقل من 4.0 حيث أن حامض الكروميك سوف يؤكسد جزيئات الراتنج. يجب أن تتم إزالة أيونات Cr3 + الموجودة في طبقة الراتنج بحمض ، على سبيل المثال ، حمض الكبريتيك.

السيانيد:

مصدر:

يتم إنتاج مياه الصرف الصحي التي تحمل السيانيد خلال عمليات التشطيب المعدني ، والطلاء المعدني والفضة وعمليات استخراج الذهب. قد يكون السيانيد موجودًا أيضًا في التصريفات من مصانع البلاستيك والأسمدة.

التأثيرات السامة :

عندما تؤخذ حوالي 50 إلى 60 ملغ من السيانيد كجرعة واحدة تصبح مميتة. عند تناوله بجرعة أقل (على سبيل المثال ، 10 ملغ أو أقل) يتم تحويله إلى ثيوسيانيت ، وهو ليس ضارًا. قد يسبب السيانيد ضررًا في الأعصاب أو مشاكل في الغدة الدرقية. ﻳﺆدي ﻣﻴﺎﻩ اﻟﺼﺮف اﻟﺬي ﻳﺤﻤﻞ ﻣﻴﺎﻩ اﻟﺼﺮف ﻓﻲ درﺟﺔ اﻟﺤﻤﻮﺿﺔ اﻟﺤﺎﻣﻀﻴﺔ إﻟﻰ إﻧﺘﺎج ﻏﺎز HCN ، واﻟﺬي هﻮ ﺳﺎم ﻟﻠﻐﺎﻳﺔ. ينبغي معالجة النفايات السائلة المعالجة عند تصريفها في جسم مائي سطحي داخلي ، لا ينبغي أن تحتوي على أكثر من 0.2 مغ / ل من السيانيد (كما هو الحال في CN) مع قتل الأسماك بتركيز أقل بكثير. حده في مياه الشرب هو 0.07 ملغم / لتر كما CN.

تكنولوجيا العلاج:

الطرق التي يمكن استخدامها لتقليل السيانيد هي:

(أ) الأكسدة ،

(ب) التحلل الالكتروليتى ،

(ج) التبادل الأيوني ،

(د) التناضح العكسي.

(أ) الأكسدة:

يتم تنفيذ أكسدة السيانيد بالكلور في وسط قلوي.

خلال المرحلة الأولى من cainate رد الفعل يتم إنتاجها على النحو المبين أدناه:

NaCN + 2 NaOH + Cl 2 ——–> NaCNO + 2 NaCl + H 2 O ………… .. (10.1)

لهذا رد الفعل مطلوب 1.75 كجم من Cl2 لكل كيلوغرام من CN المعالجة. يتأكسد سيانات في وقت لاحق إلى CO 2 و N 2 . قد يتم تمثيل رد الفعل

2NaCNO + 4NaOH + 3Cl 2 ——–> 6NaCl + 2CO 2 + N 2 + 2H 2 O ………… .. (10.2)

إن الكمية الإجمالية من Cl 2 المطلوبة للأكسدة الكاملة CN إلى CO 2 و N 2 هي 4.3 كجم لكل كيلوغرام من السيانيد. أما الرقم الهيدروجيني الأمثل لأكسدة الكلور في السيانيد فهو 8 إلى 9.5. ومع ذلك ، إذا كانت هناك معادن أخرى موجودة مع السيانيد فإن الطلب على الكلور سيكون أعلى لأن الكلور قد يؤكسد بعض المعادن الموجودة. بعض المعادن مثل الحديد والنيكل عند وجودها جنبا إلى جنب مع السيانيد تشكل مجمعات ثابتة ، والتي يصعب أكسدتها مع Cl 2 . ويمكن أكسدتها عند درجة حموضة 10 + عند حوالي 90 درجة مئوية.

تحدث أكسدة الأوزون للسيانيد في خطوتين كما في حالة أكسدة الكلور. في cyanate الأول يتم إنتاجه ، والذي يتأكسد بعد ذلك إلى CO 2 و N 2 . للحصول على أكسدة كاملة من السيانيد مطلوب حوالي 4.6-5 كجم من الأوزون لكل كيلوغرام من السيانيد. يتكوّن تفاعل تشكيل السيانايت بسرعة كبيرة عند الرقم الهيدروجيني 9-12 ، لكن المزيد من أكسدة السيانات بطيء نسبيًا. تتأكسد مجمعات السيانيد المعدنية في وجود النحاس أو المنغنيز ، والتي تعمل كمحفز.

(ب) التحلل الالكتروليتى:

يتم التحلل الكهربائي للسيانيد من خلال إخضاعه للأكسدة الأنودية. إنها عملية دفعية. من الناحية الاقتصادية ، إذا كان تركيز السيانيد في السوائل المستهلكة (مياه الصرف الصحي) مرتفعًا ، ولم تكن كمية مياه الصرف المعالجة كبيرة جدًا ، يتم إنتاج سيانايت مبدئي والذي يتم تحويله أخيرًا إلى CO 2 و N 2 و NH3.

بينما تستمر العملية على انخفاض الموصلية (الكهربائية) للحمام وتبطئ العملية. وأخيرا ، قد يكون هناك بعض السيانيد المتبقي. ومع ذلك ، إذا كانت مياه الصرف تحتوي على بعض كلوريد الصوديوم (NaCl) أو تمت إضافة بعض NaCl إليه ، فإن معدل الأكسدة يزيد بسبب زيادة توصيل المحلول وتوليد غاز الكلور الذي يشارك في عملية الأكسدة. هذه العملية قادرة على تدمير مجمعات السيانيد المعدنية. تتمثل إحدى هذه الخطوات في عملية سحب الأنود في حالة وجود أيونات الكبريتات في مياه الصرف التي يجب معالجتها.

(ج) و (د) التبادل الأيوني والتناضح العكسي:

لم يتم العثور على التبادل الأيوني والتناضح العكسي مرضيًا لمعالجة مياه الصرف التي تحمل السيانيد ، حيث يحدث التلويث بسبب ترسب السيانيد المعدني. العائق الآخر هو تدهور الراتنجات والأغشية بواسطة السيانيد.

فلوريد:

مصدر:

الفلوريد موجود في المياه الطبيعية (المياه الجوفية) في بعض المناطق. تنتج بعض العمليات الصناعية ، مثل إنتاج حامض الفوسفوريك ، وإنتاج الفوسفات الفائق ، وإنتاج الألمنيوم ، وتصنيع الزجاج ، توليد مياه الصرف المحتوية على الفلوريدات.

المياه المستعملة من تشطيب المعادن ، والطلاء بالكهرباء ، وتصنيع شبه الموصل ، ووحدات الاستفادة من الخامات تحتوي أيضا على الفلوريدات. كما تحتوي المياه العادمة الناتجة عن تشطيب المعادن ، والطلاء الكهربائي ، وتصنيع شبه الموصلات ، ووحدات الاستفادة من المعادن الخام على الفلوريدات.

التأثيرات السامة:

الفلوريد عند وجوده في مياه الشرب بتركيز أكثر من 3 ملغم / لتر يمكن أن يسبب تسمم الأسنان بالفلور. المياه التي تحتوي على 8 إلى 20 ملغم / لتر من الفلوريد ، إذا استهلكت على مدى فترة طويلة من الزمن ، قد تؤدي إلى تغيرات في العظام وقد تتسبب في تسمم بالفلور.

مياه الشرب التي تحتوي على محتوى الفلورايد الأمثل من 0.7 إلى 1.2 ملغم / لتر تمنع تسوس الأسنان أثناء الطفولة. الحد الأعلى هو 1.5 ملغم / لتر. مياه الصرف الصحي المعالجة التي تحتوي على ما يصل إلى 2 ميلي غرام لكل لتر من الفلورايد (F) كما يمكن تصريفها في المسطحات المائية السطحية الداخلية.

تكنولوجيا العلاج:

تم تطوير عدة طرق لمعالجة مياه الصرف التي تحتوي على الفلورايد.

يمكن تصنيفها إلى مجموعتين:

(أ) التهطال / التهطال المشترك

(ب) الامتزاز.

(أ) الهطول / التهطال المشترك

المواد الكيميائية التي ثبتت فعاليتها في تقليل الفلوريد في مياه الصرف الصحي ، هي الجير ، الدولوميت والشب. يتم فصل الراسب عن طريق الترسيب والترشيح. بالإضافة إلى الجير إلى الفلورايد التي تحمل فلوريد الكالسيوم ، يتم تكوين CaF 2 ، حيث تكون قابلية الذوبان في الماء منخفضة. عندما يكون الفلور موجودًا كفلوريد ، يكون وقت رد الفعل لمدة 30 دقيقة كافيًا. ولكن عندما يكون الفلوريد المعقد موجوداً - يحصل المركب في البداية على الماء ومن ثم تتفاعل أيونات الفلورايد مع الجير لتشكيل CaF 2 . قد يكون وقت رد الفعل الكلي 24 ساعة.

يكون معدل تكوين الراسب بطيئًا ، ومن ثم يستغرق وقتًا أطول نسبيًا لتصل تركيز الفلورايد إلى حده القابل للذوبان (حوالي 8 ملليجرام في اللتر في درجة حرارة تبلغ 18 درجة مئوية). في جرعات أعلى من الجير (من كمية متكافئة القياس) قد يصبح تركيز الفلورايد المتبقي أقل من ذلك عند حد ذوبانه. تضاف عادة Lime (Ca (OH) 2 ) و CaCl 2 . درجة الحموضة بين 8 و 9 أو أعلى 12 تقلل من ذوبان CaF 2 في الماء.

تؤدي إضافة خليط الشب أو المغنيسيوم في نطاق الأس الهيدروجيني من 6.5 إلى 7.5 إلى التساقط المشترك للفلوريد مع هيدروكسيد الألمنيوم / المغنيسيوم. كمية الشبة المطلوبة تعتمد على تركيز الفلورايد الأولي ، وتركيز الفلورايد النهائي المرغوب فيه و pH. تحت حالة القلوية يزيد شرط الشب. أفضل إستراتيجية لإزالة الفلورايد عن طريق الترسيب هي المعالجة بالكلس يليها الشبة ، لأن الجير أرخص بكثير من الشب.

(ب) الامتزاز:

يمكن استخدام عملية الامتزاز لإزالة الفلورايد من مياه الصرف. وتتكون العملية من تمرير تيار من مياه الصرف على الفلوريد عبر سرير من الجسيمات الحبيبية (إما راتنج تبادل الأنيون ذي القاعدة الضعيفة أو من الألومينا المنشط). عند استخدام سرير التبادل الأيوني ، يتم أيضًا اعتقال الأنيونات الأخرى غير الفلورايد.

لإعادة تجديد جسيمات راتينج التبادل الأيوني ، يمكن استخدام محلول قلوي (NaOH) / الأمونيا (NH 4 OH). سيزيل سرير ألومينا المنشط كل من الفلورايد والزرنيخ (إن وجد). يتم إعادة بناء سرير الألومينا المستهلك مع محلول الصودا الكاوية (NaOH). يتم تحييد المحلول المجدد من راتنج التبادل الأيوني / سرير ألومينا المنشط باستخدام حمض كبريتي / هيدروكلوريك مخفف.

يمكن أن تكون عملية الامتزاز فعالة من حيث التكلفة لمعالجة المياه العادمة منخفضة الفلورايد. وتجدر الإشارة هنا إلى أن الفلوريد المعقد لا يمكن خفوته عن طريق عملية الامتزاز. يجب معالجة مياه الصرف ذات تركيزات أعلى من الفلورايد من خلال عملية من مرحلتين. في البداية يجب أن تعالج بالجير لإسقاط تركيز الفلورايد إلى حوالي 8 ملغم / لتر ، ثم يجب أن تخضع للإمتصاص بحيث يكون تركيز الفلورايد النهائي حوالي 1 مجم / لتر أو أقل.

معادن ثقيلة:

يمكن تصنيف المعادن الثقيلة الموجودة عادة في مياه الصرف الصحي في المجموعتين التاليتين اعتمادًا على إمكانات التلوث لديها:

1. المعادن وجود امكانات التلوث عالية جدا ، مثل

الفضة (Ag) ، الذهب (الاتحاد الافريقي) ، الكادميوم (Cd) ، النحاس (Cu) ، الزئبق (Hg) ، الرصاص (Pb) ، الأنتيمون (Sb) ، القصدير (Sn) ، التيلوريوم (Te) ، الزنك (Zn) ؛

2. المعادن التي لديها إمكانات عالية التلوث ، مثل

الباريوم (Ba) ، البزموت (BI) ، الحديد (Fe) ، المنغنيز (Mn) ، الموليبدينوم (Mo) ، التيتانيوم (Ti) ، اليورانيوم (U) ،

تجدر الإشارة هنا إلى أن التصنيف المذكور أعلاه ليس كاملاً.

مصدر:

ومن المرجح أن تحتوي مياه الصرف الناتجة أثناء عملية التعدين ، وإحلال خام المعادن ، ومعالجة المعادن ، والطلاء بالكهرباء وإنتاج واستخدام المواد الكيميائية غير العضوية على واحد أو أكثر من المعادن السامة. كما تحتوي المياه الجوفية في بعض الأماكن على معادن سامة. العمليات الصناعية التي تستخدم المواد الكيميائية غير العضوية المحتوية على معادن سامة ستنتج مياه صرف تحمل هذه المعادن.

التأثيرات السامة:

المعادن الثقيلة بشكل عام سامة. بعض المواد المسببة للسرطان. هذه تتراكم في جسم الإنسان وتنتج آثارا سامة خطيرة. بالنسبة لبعض المعادن ، يكون الحد الأعلى لمياه الشرب منخفضًا بقدر 0.01 ملغم / لتر أو أقل.

تكنولوجيا العلاج:

الطرق التي يمكن تطبيقها على إزالة المعادن من مياه الصرف الصحي هي:

(أ) الهطول

(ب) امتزاز الكربون ،

(ج) عملية التبادل الأيوني ، و

(د) التناضح العكسي ،

(أ) الترسيب:

ومن بين الطرق المختلفة المتاحة لإزالة المعادن من مياه النفايات ، كثيرا ما يستخدم الترسيب الكيميائي ، لأنه أرخص. يمكن ترسيب معظم المعادن مثل الهيدروكسيدات أو الكبريتيدات. يتم فصل الرواسب عن طريق الترسيب ، ومن خلال طبقة الرمل أو الترشيح بالميكروفونات. يعتمد التركيز المتبقي لمعدن بعد هطول الأمطار على منتج الذوبان للمركّبات المشكلة (راسب).

بالنسبة لترسيب الهيدروكسيد ، يتم التعبير عن منتج الذوبان كـ [M n + ] x [OH n- ] = K. بشكل عام ، كلما زاد الرقم الهيدروجيني يزيد تركيز أيون المعادن المتبقي في المياه المعالجة. ومع ذلك ، لكل فلز معين هناك درجة حموضة مثالية يكون فيها التركيز المتبقي من أيون المعادن هو الحد الأدنى. بالنسبة لبعض المعادن ، من الممكن تقليل تركيز أيونات المعادن المتبقية إلى أقل من تلك التي تنبأت بها منتجات الذوبان الخاصة بها. قد يكون هذا بسبب امتزاز أيونات المعادن بواسطة القطعان الكيميائية.

وتجدر الإشارة هنا إلى أنه عندما تكون المعادن موجودة في مياه النفايات كمركبات عضوية فلزية ، فإن تخفيفها بواسطة ترسبات الجير قد لا يكون فعالا. ينتج تجلط الشب (التساقط المشترك مع Al (OH) 3 عند قيم pH محايدة تقريباً بعض هيدروكسيدات المعدن. يؤدي الترسيب المشترك لهيدروكسيد الحديديك إلى إزالة أفضل.بالنسبة لبعض المعادن ، تكون تفاعلات ترسب الكبريتيد أكثر فاعلية في تقليل بقاياها. ﻣﺴﺘﻮﻳﺎت اﻟﺘﺮآﻴﺰ ﺑﺎﻟﻤﻘﺎرﻧﺔ ﻣﻊ ﺗﻔﺎﻋﻼت هﻄﻮل اﻟﻬﻴﺪروآﺴﻴﺪ اﻟﺨﺎﺻﺔ ﺑﻬﺎ ، وﻳﻤﻜﻦ اﻟﺘﻌﺒﻴﺮ ﻋﻦ ﻣﻨﺘﺞ اﻟﺬوﺑﺎن ﻟﻜﺒﺮﻳﺘﻴﺪ اﻟﻤﻌﺪن

[M m + ] x [S n- ] = K

التركيز المعدني المتبقي لتفاعلات ترسب الكبريتيد يعتمد على الرقم الهيدروجيني. يحتوي كل معدن على درجة حموضة محددة حيث يكون تركيزه المتبقي هو الحد الأدنى. الكاشف المستخدم في ترسيب الكبريتيد هو إما كبريتيد الهيدروجين (H 2 S) أو كبريتيد الصوديوم (Na 2 S).

قد تكون إزالة بعض المعادن الثقيلة سواء كانت هيدروكسيد أو كبريتيد رديئة ، وبالتالي يتم ترسيبها كبعض الأملاح الأخرى القابلة للذوبان. يتم ذكر بعض الأمثلة المحددة أدناه.

يعتبر إزالة الفضة (Ag) من الكلوريد (AgCl) فعالا جدا حيث أن قابليته للذوبان في الماء عند 25 درجة مئوية هي 1.4 ملغم / لتر فقط. يمكن ترسيب الباريوم (Ba) كبكريات الباريوم حيث يمكن أن ينخفض ​​تركيزه المتبقي إلى حوالي 0.5 مجم / لتر. يمكن إزالة أيون الحديديك بشكل فعال على هيئة هيدروكسيد ، ولكن يجب أن يتأكسد أيون الحديد إلى الحالة الحديديك عن طريق المعالجة بالكلور ومن ثم ترسبها على شكل هيدروكسيد.

من مختلف المركبات المنجنيز (Mn) أكسيد المنغنيز (MnO 2 ) والهيدروكسيد غير قابل للذوبان. لإزالة الأيونات أحادية الزوجة ، يتم تأكسد هذه الأكسدة ثم ترسبها كأكسيد أو هيدروكسيد. يمكن تنفيذ الأكسدة بالهواء (في وجود النحاس كمحفز) عند درجة الحموضة 8.5-10 أو مع ثاني أكسيد الكلور / الكلور عند 9-10 pH أو مع وجود الأوزون في وجود الجير النيكل (Ni) قد يتم ترسيبه إما هيدروكسيد أو كبريتيد. يتم إزالة الرصاص (Pb) إما كربونات أو كترسبات هيدروكسيد. يمكن ترسيب السيلنيوم (Se) من مياه الصرف الصحي كبكريتيد عند درجة حموضة 6.6.

(ب) امتزاز الكربون:

عملية امتصاص الكربون المنشط في حد ذاتها ليست فعالة في إزالة أيونات المعادن من مياه الصرف الصحي. ومع ذلك ، عندما تحتوي مياه الصرف على مركبات عضوية مذابة ويتم إزالتها عن طريق عملية امتزاز الكربون المنشط ، يتم امتصاص بعض أيونات المعادن. على هذا النحو هذه العملية ليست طريقة فعالة لتخفيض أيونات المعادن الثقيلة من مياه الصرف الصحي.

(ج) عملية التبادل الأيوني:

يمكن استخدام عملية التبادل الأيوني لإزالة المعادن الثقيلة الموجودة في مياه الصرف في الحالة الأيونية فقط. لا يمكن لهذه العملية إزالة المركبات الفلزية العضوية. ويمكن استخدام هذه العملية الأكثر تكلفة إما لإزالة الأيونات المتبقية بعد هطول الأمطار أو لاستعادة المعادن من مياه الصرف.

(د) التناضح العكسي:

يمكن استخدام التناضح العكسي لفصل المعادن الثقيلة الموجودة في الحالة الأيونية وكذلك المركبات الفلزية العضوية. وهي عملية أكثر تكلفة ، ومن ثم يمكن استخدامها إذا تبين أنها اقتصادية أو إذا تبين أن العمليات التي تمت مناقشتها سابقًا غير كافية.

الزئبق (الزئبق):

مصدر:

العمليات الرئيسية التي تؤدي إلى مياه الصرف الصحي التي تحمل الزئبق هي :

(1) التحليل الكهربائي للمياه المالحة لإنتاج الصودا الكاوية ،

(2) إنتاج مركبات تحتوي على الزئبق ،

(3) استخراج التعدين وتنقية الزئبق ، و

(رابعا) إنتاج مبيدات الفطريات والمستحضرات الصيدلانية. كما يحتوي تصريف مياه الصرف من المصافي على الزئبق.

التأثيرات السامة:

الزئبق سمي للغاية. وهو يدمر الدماغ والجهاز العصبي المركزي والكلى. الحد الأعلى لتركيزه في مياه الصرف المعالجة هو 0.01 ملغ / لتر ، عند تصريفه في المياه السطحية الداخلية. الحد في مياه الشرب هو 1 ميكروغرام \ لتر.

تكنولوجيا العلاج:

من بين التقنيات العلاجية المختلفة التي تم الإبلاغ عنها في الأدبيات الأكثر استخدامًا هي:

(أ) الترسيب ،

(ب) امتزاز الكربون ،

(ج) التقليل

(د) التبادل الأيوني و

(هـ) التخثر.

ترسب:

يمكن ترسيب الزئبق الموجود في المياه المستعملة كأيون زئبقي كبكريتيد عند درجة حموضة قلوية. وهناك مركبات أخرى من الزئبق تحتاج إلى أكسدة إلى الحالة الزئبقية قبل هطول الأمطار. الكواشف ، التي يمكن استخدامها في ترسب الكبريتيد ، هي كبريتات الصوديوم (Na 2 S) ، وكبريتيد الهيدروجين الصوديوم (NaHS).

يمكن فصل الراسب عن طريق التلبد وتثبيط الجاذبية والترشيح وتعويم الهواء المذاب. ويبلغ الحد الأدنى من تركيز الزئبق الممكن تحقيقه حتى بعد هطول الأمطار متبوعاً بفصل راسب وتلقيد الكربون المنشط حوالي 10-20 ميكروغرام / لتر.

العيوب الأخرى لعملية ترسيب الكبريتيد هي:

(ط) تشكيل مركب كبريتيد الزئبق القابل للذوبان في وجود كاشف زائد ، و

(2) صعوبة رصد محتوى كبريتيد زائد في المخلفات السائلة المعالجة.

قد يؤدي التهطال المشترك لهيدروكسيد الزئبق مع هيدروكسيد الألومنيوم إلى خفض مستوى الزئبق المتبقي إلى حوالي 1-10 ميكروغرام / لتر. قد يؤدي التساقط المشترك مع هيدروكسيد الحديديك إلى خفض المستوى المتبقي إلى حوالي 0.5-5 ميكروغرام / لتر.

(ب) امتزاز الكربون:

يمكن استخدام امتزاز الكربون المنشط كخطوة تلميع.

تعتمد فعاليتها على العوامل التالية:

(1) الشكل الأولي وتركيز الزئبق الموجود في مياه الصرف ،

(2) الجرعة ونوع الكربون المنشط المسحوق المستخدم و

(3) فترة التماس بين جسيمات الكربون ومياه الصرف التي تحمل الزئبق.

وهذه الطريقة أكثر فعالية في إزالة مركبات الزئبق العضوية من مركبات الزئبق غير العضوية. يمكن تحسين فعالية العملية إذا تم تنفيذ هيدروكسيد الحديديك أو هيدروكسيد الألومنيوم في وقت واحد. إضافة poly-electrolyte يساعد أيضا.

(ج) التخفيض:

والزئبق الموجود في المياه المستعملة لأن الزئبق الأيوني غير العضوي قد يتقلص إلى شكله المعدني باستخدام عوامل اختزال ، مثل الألومنيوم والزنك والهايدرازين وكلوريد الصوديوم وبورو هيدرات الصوديوم. يمكن استعادة الزئبق المعدني المنتج بتقنية فصل صلبة مناسبة. والعيب الرئيسي لهذه العملية هو أنها لا تستطيع تحقيق مستوى متبقي من الزئبق يقل كثيراً عن 100 ميكروغرام / لتر.

(د) عملية التبادل الأيوني:

وتستخدم أنواع خاصة من الراتنجات لإزالة الزئبق من المياه المستعملة. عندما تكون الأملاح الزئبقية أو مركبات الزئبق العضوية موجودة في مياه النفايات ، يتم أكسدتها بالكلور حيث يتم إنتاج مركب كلوريد الزئبق سالبة الشحنة. هذه يمكن إزالتها باستخدام راتنجات تبادل الأنيون.

في حالة عدم وجود تركيز عالي للكلوريد في مياه الصرف ، يمكن إزالة الزئبق غير العضوي باستخدام راتنجات تبادل الكاتيون. ويمكن لعملية التبادل الأيوني أن تؤدي إلى خفض مستوى تركيز الزئبق غير العضوي في أحسن الأحوال إلى حوالي 1-5 (Jg / L. وهذه العملية لا تكون فعالة بدرجة كبيرة بالنسبة لتخفيض مركبات الزئبق العضوية في مياه الصرف.

(هـ) التخثر:

تم العثور على كبريتات الألومنيوم وأملاح الحديد والجير أفضل من الشب. لا تؤدي الزيادة في الجرعة المتخثرة التي تتجاوز 100 - 150 ملغم / لتر إلى تحسين إزالة الزئبق. وقد لوحظ أن عملية التخثر غير فعالة في إزالة زئبق الميثيل.

العناصر الغذائية:

تدفق مياه النفايات المحتوية على مركبات النيتروجين (N) والفوسفور (P) عند تصريفها في الجسم المائي يعزز نمو النباتات المائية غير المنضبط. وبسبب هذا ، يشار إلى تلك المركبات على أنها مواد مغذية. إن النمو غير المنضبط للنباتات المائية في المسطحات المائية ، مثل البرك والأنهار والقنوات غالباً ما يؤدي إلى زيادة المغذيات. ومن ثم ، من الضروري التخلص من هذه المركبات من تيارات مياه الصرف قبل تصريفها في المسطحات المائية السطحية.

مصادر:

المصادر الصناعية الرئيسية لمياه الصرف التي تحتوي على مركبات النيتروجين هي وحدات تصنيع الأسمدة النيتروجينية ، مصانع فرن الفحم ، وحمض النيتريك ووحدات تصنيع ملح النيترات / النيترات ، ووحدات معالجة الأسماك واللحوم ، إلخ. يتم توليد مياه الصرف الفوسفورية الحاملة بشكل رئيسي أثناء إنتاج حامض الفوسفوريك وأسمدة الفوسفات ومركبات الفسفور العضوي.

التأثيرات السامة :

مياه الصرف الصحي المحتوية على مركبات النتروجين والفوسفور ، عند تصريفها في المسطحات المائية ، تعزز نمو النباتات المائية بما في ذلك الطحالب. قد يؤدي إلى نموها الغزير ، والذي يشار إليه باسم ازهر الطحالب. تستخدم النباتات المائية الأكسجين الذائب (DO) من أجل التنفس وبالتالي تستنفد نفسها.

في مرحلة ما ، يصبح معدل إعادة الأكسجة أقل من معدل استنزاف الأكسجين ويصبح تركيز DO منخفضًا جدًا للنباتات المائية حتى تظل على قيد الحياة. يبدأون التحلل. وأخيرا ، تصبح الأجسام المائية كريهة الرائحة وتحتوي على مواد عضوية متحللة / متحللة. يسمى هذا كحالة eutrophic.

بشكل عام ، تتسبب مركبات النيتروجين والفوسفور الموجودة في مياه الصرف في التأثيرات المرضية المذكورة أعلاه. ومع ذلك ، قد تحتوي مياه الصرف الصحي من بعض الصناعات على بعض مركبات النيتروجين والفوسفور النوعية التي تعتبر سامة للنباتات والحيوانات المائية.

الحد الأعلى للنترات هو 50 ملغم / لتر (كما هو الحال في NO 3 ) ، أما بالنسبة للنيتريت فهو 3 ملغم / لتر (مثل NO 2 ) للتعرض قصير المدى في مياه الشرب. وتجدر الإشارة هنا إلى أن النترات تنخفض إلى النتريت بسبب العمل البكتيري في الأمعاء. تنتج النتريت مع الهيموجلوبين لتكوين معقد ، مما يقلل من قدرة الأكسجين على حمل الدم.

تكنولوجيا العلاج:

الطرق التي يمكن استخدامها لإزالة مركبات النتروجين والفوسفور من مياه الصرف الصحي هي ملوثات محددة كما هو موضح أدناه:

إزالة النيتروجين:

قد يكون النيتروجين موجودًا في مياه الصرف كأمونيا (في حالة حرة أو مجتمعة) ، ونتريت ، ونترات ، وأحماض أمينية ومركبات عضوية نيتروجينية أخرى.

يمكن استخدام أي من الطرق التالية أو مزيج من بعضها لإزالة المركبات المسماة أعلاه من تيار مياه عادمة:

(أ) تجريد الهواء ،

(ب) الأكسدة ،

(ج) الطرق البيولوجية ،

(د) الامتزاز ،

(ه) التبادل الأيوني و

(و) الفصل الغشائي.

(أ) تجريد الهواء:

يمكن استخدام هذه الطريقة لإزالة الأمونيا الحرة (NH 4 OH) من مياه الصرف. وتتكون العملية من الاتصال المضاد حاليا بالمياه والهواء في عمود معبأ. يتم إدخال مياه الصرف المحررة من المواد الصلبة العالقة في أعلى العمود الذي يتم فيه حقن الهواء في القاع. إن تيار الهواء الذي يترك العمود في الأعلى يحتوي على الأمونيا ، والمواد الأخرى المتطايرة (إن وجدت) الموجودة في مياه الصرف.

بما أن خليط الهواء والأمونيا الذي يترك العمود في الأعلى لا يمكن تصريفه دون معالجة في الغلاف الجوي ، فيجب إخضاعه لأي واحد أو مجموعة من العمليات التالية لاستعادة / تدمير المكونات المجردة: التبريد / التنظيف / الأكسدة ( حرق).

ولإزالة الأمونيا من مياه الصرف عندما تكون موجودة كملح ، يجب معالجة المياه المستعملة أولاً بالكلس ثم يتم تعريضها للهواء. يؤدي تبريد / تنقية خليط الهواء والأمونيا إلى استعادة الأمونيا كحل بينما يحول الترميد الأمونيا إلى N2 و H2O. قد يكون استرداد الأمونيا عن طريق تجريد الهواء اقتصادياً عندما يكون تركيز أملاح الأمونيا / الأمونيوم في المياه العادمة مرتفع نسبياً.

(ب) الأكسدة:

كلورة نقطة الفصل:

تخضع الأمونيا في المياه العادمة للتفاعل التالي عند المعالجة بالكلور عند درجة حموضة 6 إلى 7:

قد يؤدي التحكم غير السليم في الأس الهيدروجيني إلى تكوين ثلاثي كلوريد النيتروجين (الغاز). يمكن للهيدروكربونات الذائبة الموجودة في مياه الصرف أن تنتج ثلاثة كلوروميثان ، وهي مادة سامة. قد تتفاعل بعض الملوثات غير الأمونيا الموجودة في مياه الصرف الصحي مع الكلور وبالتالي تزيد من استهلاك الكلور ، مما يؤدي إلى ارتفاع تكلفة المعالجة. هذه الطريقة اقتصادية ، فقط عندما يكون تركيز الأمونيا في المياه المستعملة منخفضًا في البداية أو تم تخفيضه بواسطة بعض العلاجات الأخرى. لديه ميزة إضافية أن التطهير يحدث في وقت واحد. يجب توخي الحذر من أن النفايات السائلة المعالجة لا تحتوي على الكلور المتبقي العالي.

(ج) الطرق البيولوجية:

يمكن اختزال كل من المركبات النيتروجينية غير العضوية والعضوية ، باستثناء المضادين وغير المعزولين بيولوجياً ، بالطرق البيولوجية. وخلال هذه العملية ، يتم استيعاب جزء من النيتروجين الكلي الموجود في مياه الصرف لتجميع الميكروبات بينما يتم تقطيع الجزء الآخر. يتم تنفيذ العملية على مرحلتين. خلال المرحلة الأولى (الأيروبيك) تقوم بكتيريا النتروزومون والناتروباكتر بتأكسد المركبات النيتروجينية إلى النتريت (NO 2 ) والنترات (NO3). يمكن التعبير عن ردود الفعل كما

في حين يتم تحويل المرحلة الثانية (اللاهوائية) مرحلة النتريت والنترات إلى غازات مثل N 2 ، NO ، NO 2 ، N 2 O ، الخ. في الأساس ، يتم إنتاج N 2 . الميكروبات التي تنفذ هذه التفاعلات هي: أكروموباكتر ، Aerobacter ، Alcaligenes ، Bacillus ، Flabobactrium ، Micrococus ، Proteus ، Pseudomonous ، إلخ. تمت مناقشة المعالجات الهوائية (النترجة) واللاهوائية (إزالة النتروجين) لمياه الصرف المحتوية على مركبات نيتروجينية في الأقسام 9.11.3.2 و 9.11.3.3. وتجدر الإشارة هنا إلى أن الطرق البيولوجية لمعالجة الملوثات النيتروجينية في مياه الصرف تكون فعالة من حيث التكلفة حتى عندما يكون تركيزها مرتفعًا.

(د) الامتزاز:

طريقة امتصاص الكربون المنشط قادرة على إزالة المركبات النيتروجينية العضوية وغير العضوية. وهو أكثر فاعلية لتخفيض المركبات العضوية بما في ذلك المقلون وغير القابلة للتحلل البيولوجي. درجة الإزالة محددة وممتصّة. ويعتمد أيضا على عوامل مثل درجة الحرارة ، ودرجة الحموضة ، والوقت في الفضاء وغيرها من الامتصاص (الملوثات) الموجودة ، إن وجدت.

يمكن استخدام الكربون المنشط بالطاقة أو الحبيبي. على السطح و microspores من جزيئات الكربون تمت كثف adsorbed. وبمجرد أن تصبح الجزيئات مشبعة بالإمتزاز ، قد يتم تجديد الجسيمات (تحرر من adsorbates) وإعادة استخدامها أو التخلص منها. عندما يستخدم الكربون المسحوق لا يلزم معالجة مياه الصرف الصحي لفصل الجسيمات المعلقة.

يتم التخلص من جزيئات الكربون المسحوقة عادة بعد الاستخدام. يتم استخدام جسيمات الكربون الحبيبية في سرير معبأ يتم من خلاله معالجة المياه العادمة للتدفقات في الاتجاه الهابط. من أجل تجنب اختناق السرير المعبأ ، يجب معالجة تيار مياه الصرف الصحي لإزالة الجزيئات المعلقة الموجودة ، إن وجدت. يتم إعادة تكوين جسيمات الكربون الحبيبية وإعادة استخدامها كقاعدة. قد تكون هذه الطريقة مكلفة نسبياً عندما تكون الملوثات عند تركيز منخفض أو عندما تكون الطرق الأخرى غير فعالة.

(هـ) طريقة التبادل الأيوني:

يمكن استخدام هذه الطريقة لإزالة الجذور النيتروجينية المتأينة مثل NH + 4 ، NO - 3 ، NO - 2 الموجودة في مياه الصرف. لا يمكن إزالة المركبات النيتروجينية غير المتأينة بهذه الطريقة. تتم العملية عن طريق تمرير مياه الصرف الخالية من الجسيمات المعلقة من خلال عمود يحتوي على جزيئات راتينية كاتيونية / أنيونية اعتمادا على نوع الأيونات المراد إزالتها. عندما تتدفق مياه الصرف من خلال طبقة الراتنج ، يتم إلقاء القبض على الأيونات (الكاتيونات / الأنيونات) في المحلول ويتم تشبع جزيئات الراتنج تدريجيا.

وبمجرد أن تصبح الجزيئات مشبعة تمامًا ، لن تتم إزالة أيونات أخرى. قبل أن يتم الوصول إلى هذه الحالة يتم إيقاف العملية ويتم تجديد جزيئات الراتنج عن طريق المعالجة الكيميائية. خلال هذه العملية ، ليس فقط الأيونات النيتروجينية ولكن أيضا الأيونات غير العضوية والعضوية الأخرى (إن وجدت) سيتم الاحتفاظ بها بواسطة جزيئات الراتنج وبالتالي فإن الحمل على طبقة الراتنج يكون مرتفعًا.

(و) الفصل الغشائي:

في هذه العملية ، يُسمح بتدفق مياه الصرف الخالية من الجسيمات العالقة ولكنها تحتوي على مواد مذابة على ورقة أو أنبوب بوليمر مُحضر خصيصًا (غشاء). من خلال جدار / أنبوب جدار المياه تتخلل إلى الجانب الآخر في حين يتم الاحتفاظ المذاب.

هذه العملية قادرة على فصل كل من المواد المذابة غير العضوية والعضوية من الماء. وهي ليست فعالة من حيث التكلفة ما لم يكن تيار مياه الصرف الصحي يحتوي على ذوبان عند تركيز منخفض. يحفظ الذائبة المحتبسة مع بعض تدفق المياه من الوحدة ، والتي توصف بأنها retentate.

إزالة الفوسفور :

قد يكون الفوسفور موجودًا في مياه الصرف كميتافوسفات (PO 3 - ) ، orthophosphate (PO 4 -3 ). pyrophosphate (P 2 O 7 -4 ). ترايبوليفوسفيت (P 3 O -5 10 ) ومركبات الفسفور العضوي. 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:

مصدر:

Phenol (C 6 H 5 OH) is also known as carbolic acid. The major sources of phenol bearing waste water are: petroleum refineries, coke oven plants, synthetic phenol plants and plants producing phenolic resins, phenolic compounds and plants using phenol as a raw material.

Toxic Effects:

Phenol is corrosive and it is poisonous to all living beings. When treated effluent is discharged into inland surface water bodies the concentration of phenol should not exceed 1 mg/L. In drinking water its limit is 0.001 mg/L.

Treatment Technology:

Several chemical, Physical and biological treatment methods are in use for removal of phenol and phenolic compounds from waste water.

These are discussed under:

(i) Treatment of concentrated solutions,

(ii) Treatment of intermediate concentration solutions, and

(iii) Treatment of dilute solutions.

Before attempts are made to remove phenol from a waste water stream pretreatments are necessary for removal of suspended matter, heavy metals (when present at a high concentration), oils, cyanides, etc.

(i) Concentrated Solutions:

Waste water containing phenol having a concentration above 500 mg/L is considered to be a concentrated solution. Since recovered phenol has a market value, it may be recovered from waste water by solvent extraction.

Commercially used processes are: Benzene-caustic dephenolization, Phenosolvan dephenolization (Lurgi), and IFAWOL dephenolization. These processes have high phenol removal efficiency (98-99%). It should be pointed out here that benzene being a carcinogenic substance, its use as a solvent needs very careful handling.

Depending upon the initial concentration of phenol in waste water its residual concentration after extraction may be 10-30 mg/L or higher. The residual phenol may be removed by any one or a combination of the following treatments: biological, activated carbon adsorption, coagulation with alum/iron salts, chemical oxidation with permanaganate/Chlorine/Chlorine dioxide/ozone.

(ii) Intermediate Concentration Solutions:

Waste water having a phenol concentration in the range of 50-500 mg/L is labeled as an intermediate concentration solution. Such a solution may be treated by a suitable biological (aerobic) process, like lagoon, oxidation ditch, trickling filter, activated sludge treatment. Biological treatment may bring down the phenol concentration to about 0.5-1 mg/L.

The other alternative treatment methods are:

(a) Activated carbon adsorption, which is as effective as the biological method,

(b) Coagulation with alum/iron salts at a suitable pH—its effectiveness is rather poor, and

(c) Chemical oxidation.

Chemical oxidation may be carried out either with permanganate, which is a costly chemical or with chlorine and lime at pH less than 7. It is highly effective. However, a large quantity of chlorine must be used to ensure complete oxidation of phenol, as otherwise toxic chlorophenols would be produced.

Oxidation may be carried out with chlorine dioxide, which is a strong oxidant and it is quite effective in oxidizing phenol and phenolic compounds. However, it's possible conversion to chlorate (which is toxic to humans) makes its use in treatment of potable water questionable.

Oxidation may also be carried out very, effectively with ozone. It is a very strong oxidant and it does not produce any harmful by-product. For oxidation of 1 part of phenol about 1.5 to 2.5 parts of ozone is required. The residual phenol after ozone treatment may be as low as 3 ppb.

(iii) Dilute Solutions:

Waste water containing phenol less than 50 mg/L is considered to be a dilute solution. Such a solution may be treated biologically or with activated carbon or by ozone oxidation. The major difficulty with ozone treatment is that ozone has been generated in situ.

Volatile Organic Compounds (VOCs):

Organic compounds present in waste water may be of the following types:

The volatile compounds may be biodegradable or non-biodegradable. The non-volatile compounds are in general non-biodegradable.

مصدر:

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; و

(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.

مصدر:

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.