مقاله اصیل

 

بررسی عملکرد فرایند الکتروشیمیایی در تصفیه­ی فاضلاب­های شور حاوی فنل شبیه سازی­شده

 

سمیه اکبری^۱، عبدالمطلب صید محمدی^۲، جواد فردمال^۳، قربان عسگری^۴٭

^۱کارشناسی ارشد  مهندسی بهداشت محیط، گروه مهندسی بهداشت محیط، دانشکده بهداشت، دانشگاه علوم پزشکی همدان، همدان، ایران

^۲ دانشیار،  گروه مهندسی بهداشت محیط، مرکز تحقیقات علوم اجتماعی مؤثّر بر سلامت، دانشکده بهداشت، دانشگاه علوم پزشکی همدان، همدان، ایران

^۳ دانشیار، گروه آمار زیستی و اپیدمیولوژی، مرکز تحقیقات علوم مد لسازی بیماری های غیرواگیر،دانشکده بهداشت،  دانشگاه علوم پزشکی همدان،همدان،ایران

^۴ دانشیار،  گروه مهندسی بهداشت محیط، مرکز تحقیقات علوم اجتماعی مؤثّر بر سلامت، دانشکده بهداشت، دانشگاه علوم پزشکی همدان، همدان، ایران

 

* نشانی نویسنده مسؤول: همدان، بلوار شهید فهمیده، دانشگاه علوم پزشکی همدان، دانشکده بهداشت، گروه مهندسی بهداشت محیط، قربان عسگری

E-mail: asgari@umsha.ac.ir

 

وصول:1/11/93، اصلاح:15/1/94، پذیرش:7/3/94

 

مقدمه

فاضلاب­های شور به فاضلاب­هایی اطلاق می­شوند که میزان املاح موجود در آنها از مقادیر مجاز غلظت نمک بالاتر و به بیش از 10 گرم بر لیتر برسد(۱). صنایعی از قبیل چرم سازی، دباغی، پتروشیمی، پالایشگاه­های نفت و صنایع استخراج روغن از منابع تولید فاضلاب شور به­شمارمی­روند (4-2). مهم­ترین مشکل این فاضلاب­ها عدم کارایی سیستم­های تصفیه­ی بیولوژیکی ناشی از تاثیر منفی شوری بر متابولیسم رشد میکروبی است. مشکل عمده­ی دیگر زمانی حادث می­شود که ترکیبات غیر قابل تجزیه­ی بیولوژیکی نظیر فنل نیز به آن­ها اضافه شود (2).

فنل یکی از انواع ترکیبات آروماتیک و جزء آلاینده­های متقدم می­باشد که از اتصال یک گروه هیدروکسیل و یک حلقه­ی بنزنی تشکیل شده است (۶-۵). بر اساس موسسه­ی استاندارد و تحقیقات صنعتی ایران حداکثر غلظت مجاز فنل در منابع آب آشامیدنی 5 دهم میکروگرم در لیتر می­باشد. همچنین حداکثر مقدار مجاز آن در خروجی تصفیه­خانه­ها درصورتی­که تخلیه درمورد آب­های سطحی و نیز مصارف آبیاری صورت پذیرد، 1 میلی­گرم در لیتر است (7).

روش­های متعددی همچون روش­های بیولوژیکی، شیمیایی، فیزیکی و حرارتی  به­منظور حذف فنل از فاضلاب­های شور مورد مطالعه قرارگرفته است(9،8). هر کدام از روش­های فوق دارای معایبی می­باشند که    ازآن جمله می­توان به راندمان پایین و عدم حذف کامل ترکیبات آلی مقاوم به تجزیه در فرایند فیزیکی وشیمیایی، ایجاد سمیّت توسط یون سدیم جهت فعالیت میکروارگانیسم­ها، پلاسمولیز و کاهش فعالیت سلولی در تصفیه­ی بیولوژیکی اشاره نمود (1۳-10). الکتروفنتون نیز از دسته­ی فرایندهای ترکیبی حاصل از اکسیداسیون فنتون و الکتروکواگولاسیون می­باشد. در این روش یون Fe²⁺ و H₂O₂ به­طریق الکتریکی و به­ترتیب در سطح الکترود آند قربانی( واکنش 1) و الکترود کاتد تولید می­شود (واکنش4-2)(14). رادیکال هیدروکسیل حاصل از واکنش پراکسید هیدروژن و یونهای آهن با بیشترین پتانسیل اکسیداسیون و احیاء قادر به تخریب بیشتر آلاینده­ها می­باشد(۱۳،۱۵).

             (1)       Fe²⁺ + 2e                      → Fe       

(2)    Fe²⁺+ H₂O₂ → Fe³⁺ + OH¯ + OH^●        

 (3) H₂O₂ + Fe³⁺ →  Fe²⁺ + HOO^● + H⁺    

 

منبع تولید انرژی الکتریکی                   الکترود آند(آهن) الکترود کاتد(آهن) آهنربای مغناطیسی سلول الکتروشیمیایی همزن مغناطیسی     شکل 1: طرح شماتیک سلول الکتروشیمیایی فرایند الکتروفنتون

 (4) OH^● + RH (Pollutant)  →  R^● + H₂O

در مطالعه­ای که توسط موسوی در سال 2009 بر حذف فنل از فاضلاب شور توسط فرایند ازن زنی کاتالیستی و بیولوژیکی انجام گردید، مشاهده شد تلفیق این دو فرایند راندمان خوبی در حذف فنل از فاضلاب شور دارد (16).

به­هنگام تصفیه­ی چنین فاضلاب­هایی، چالش عمده­ غلظت بالای نمک و تجزیه­پذیریِ سخت این مواد است که تصفیه­ی فاضلاب­های شور حاوی فنل را به یکی از چالش­های زیست محیطی تبدیل نموده است(۱۷). لذا در این تحقیق کاربرد فرایند الکتروفنتون در تصفیه­ی فاضلاب­های شور حاوی غلظت بالای فنل مورد بررسی قرارگرفته است.

 

مواد و روش­ها

مطالعه­ی حاضر یک مطالعه­ی تجربی است که در سال 1391 و در یک راکتور با جریان منقطع در آزمایشگاه آب و فاضلاب دانشکده­ی بهداشت دانشگاه علوم پزشکی همدان به انجام رسید. راکتور مورد استفاده در این پژوهش از جنس پلکسی گلاس به حجم مفید 1 لیتر و مجهز به 4 الکترود از جنس آهن بود. ابعاد این تیغه­ها 1*50*150 میلی­متر بوده و در هر آزمایش از 4 تیغه با فاصله­ی 5 دهم سانتی­متر استفاده گردید (شکل 1).

برای هم زدن محلول و ایجاد اختلاط از یک مگنت مغناطیسی و برای تامین انرژی الکتریکی آزمایش­ها از یک منبع تغذیه­ی جریان برق مستقیم DC استفاده شد. کلیه­ی ترکیبات شیمیایی مورد استفاده، از ساخت شرکت مرک آلمان بود. غلظت­های مختلف کلرید سدیم به­عنوان عامل شوری به آب شهر اضافه گردید. محلول استوک فنل با حل کردن مقدار معینی فنل در آب به­دست آمد و غلظت­های مورد نظر از محلول استوک تهیه شد. قبل از هر آزمایش جهت ممانعت از مداخله­گرها ابتدا الکترودها با آب مقطر دوبار تقطیر، شسته و سپس با محلول اسید کلریدریک یک نرمال تمیز گردید و مجددا با آب مقطر دوبار تقطیر شستشو داده می­شد(۱۸). کلیه­ی آزمایش­های این تحقیق در دمای محیط انجام گرفت. متغیرهای مورد مطالعه در فرایند براساس مطالعات مشابه، انتخاب  و در جدول 1 نشان داده شده­اند. فنل باقی مانده در نمونه ها طبق دستورالعمل D5530 (روش رنگ سنجی 4 آمینو آنتی پیرین) استاندارد متد اندازه گیری شد(4،19).

 

یافته­ها

 بررسی تاثیر نحوه­ی اتصال الکترودها

 

جدول 1: شرایط انجام آزمایشات(1،3،12) هدف آزمایش شدت جریان mA/cm2 pH غلظت فنل(mg/L) مدل اتصال غلظت الکترولیت(%) غلظت پراکسید هیدروژن(mg/L) زمان تماس (min) تاثیر نحوه اتصال 10 3 500 Mp-p, Mp-s, Bp-s 2 150 10 تاثیر pH 10 8-2 500 Mp-p 2 150 10 تاثیر شدت جریان 22-2 3 500 Mp-p 2 150 10 تاثیر غلظت الکترولیت 15 3 500 Mp-p 4-1 150 10 تاثیر زمان، غلظت پراکسید 15 3 500 Mp-p 3 300-0 20-5 تاثیر غلظت فنل 15 3 2000-500 Mp-p 3 150 10

در این مرحله تاثیر سه نوع اتصال تک قطبی موازی (Monopolar-parallel,Mp-p)، سری (Monopolar-serial,Mp-s) و دو قطبی سری (Bipolar- serial,Bp-s) انجام یافت. طبق نتایج ارایه­شده در نمودار  بیشترین راندمان مربوط به اتصال تک قطبی موازی به­دست آمد. همچنین براساس مطالعات آماری، میانگین این پارامتر برابر ۶۳ و ۳۳ دهم  درصد با انحراف معیار ۱۲ و ۵ صدم درصد گزارش­گردید.

بررسی تاثیر pH

نتایج حاصل از این بخش درنمودار (2) مشاهده می­شود. همان­گونه که نشان داده شده است بیشترین راندمان حذف فنل در 3=pH  در مدت زمان 10 دقیقه برابر 74 درصد می­باشد. با افزایش pH راندمان حذف کاهش یافت. به­گونه­ای که در 8=pH در مدت زمان 10 دقیقه راندمان 20 درصد به­دست­آمد. میانگین این پارامتر برابر 47 درصد با انحراف معیار ۲۰ و ۵۶ صدم گزارش گردید.

بررسی تاثیر دانسیته­ی جریان

در این مرحله نتایج اثر دانسیته­ی جریان­های مختلف در نمودار(3) ترسیم شده است. همانگونه که نشان داده شده است، افزایش جریان الکتریکی منجر به افزایش راندمان حذف فنل گردید و پس از مقدار مشخصی راندمان تغییرچندانی نیافت. بیشترین راندمان در جریان الکتریکی 15 میلی­آمپر بر سانتی­متر مربع در زمان 10 دقیقه برابر 80 درصد حاصل گردید و با افزایش جریان به 22 میلی­آمپر راندمان پس از گذشت 10 دقیقه تغییر چندانی نداشت. این پارامتر دارای میانگین ۶۵ و ۸ دهم درصد با انحراف معیار ۱۷ و ۶۹ صدم می­باشد.

بررسی تاثیر غلظت کلرید سدیم

 

نمودار1: تاثیر اتصال الکترودها بر کارایی حذف (فنلmg/L500، زمانmin  10، 3=pH، A= 10mA/cm2، mg/L150H2O2= ،غلظت الکترولیت 2درصد)   نمودار2:تاثیرpH  بر کارایی حذف فنل(فنلmg/L500، زمانmin  10، A= 10mA/cm2، mg/L150H2O2= ،غلظت الکترولیت 2درصد)   نمودار3: تاثیر دانسیته جریان بر کارایی حذف فنل(فنلmg/L500، زمان=min  10، 3=pH، mg/L150H2O2=، غلظت الکترولیت 2درصد)     نمودار4: تاثیر غلظت  کلرید سدیم بر کارایی حذف فنل(فنلmg/L500، زمان=min  10، 3=pH، A= 15mA/cm2، mg/L150H2O2=)

نمودار(4) نتایج حاصل از این مرحله را ارایه می­دهد. نتایج نشان می­دهد با افزایش این پارامتر از 30 گرم بر لیتر راندمان حذف تغییر اندکی می­یابد. در این مرحله، غلظت بهینه­ی نمک 30 گرم بر لیتر انتخاب گردید. همچنین میزان هدایت الکتریکی اولیه در غلظت­های4-3-2-1 درصد نمک برابر۵۱ و ۷ دهم- ۳۶ و۸۸ صدم-۲۷ و ۶ دهم-۱۷ و ۹ صدم هزار میکرو زیمنس بر سانتی­متر گزارش گردید. میانگین این پارامتر برابر ۶۵ و ۸۳ صدم درصد با انحراف معیار ۳۲ و ۳ صدم به­دست آمد.

تعیین بررسی تاثیر غلظت H₂O₂در راندمان حذف فنل و COD

در نمودار(5) اثر غلظت­های مختلف این پارامتر در حذف فنل و COD مشخص گردیده است. در این مرحله از آزمایش­ها، با افزایش غلظت پراکسید راندمان حذف فنل افزایش یافت و به مقدار 98 درصد رسید. در غلظت­های بالاتر از 150 میلی­گرم بر لیتر راندمان حذف پس از گذشت 10 دقیقه به­میزان ثابتی رسید و با راندمان حذف 150 میلی­گرم بر لیتر برابر گردید. همچنین در غیاب پراکسید هیدروژن راندمان حذف به 31 درصد کاهش یافت. میانگین این پارامتر برابر ۷۳ درصد با انحراف معیار۲۶ و ۵۷ صدم به­دست آمد. در این مرحله میزان COD واکنش نسبت به متغیر پراکسید هیدروژن سنجیده شد. با افزایش غلظت پرکسید راندمان حذف COD افزایش یافت و مشاهدات نشان داد که روند حذف در غلظت­های بالای 150 میلی­گرم بر لیتر با تغییرات اندکی مواجه است. غلظت بهینه­ی پراکسید هیدروژن با توجه به نتایج حاصل150 میلی­گرم بر لیتر در ادامه­ی فرایند مورد استفاده قرارگرفت. براساس داده­های آماری میانگین این پارامتر برابر ۳۴ و ۵۸ صدم درصد با انحراف معیار ۱۸ و ۱۸ صدم گزارش گردید.

بررسی تاثیر غلظت اولیه فنل در کارایی فرایند

جهت انجام این مرحله زمان ثابت 10 دقیقه انتخاب شد و نمونه­ها در پایان این زمان مورد آزمایش قرارگرفتند. نتایج حاصل در نمودار (5) نشان داد، با افزایش غلظت اولیه­ی فنل از 500 میلی­گرم به 2000 میلی­گرم راندمان حذف از 96 درصد به درصد 41 کاهش یافت. همچنین نتایج حاصل از مطالعه­ی آماری نشان داد این پارامتر دارای میانگین ۶۶ و ۴۵ صدم درصد با انحراف معیار ۲۱ و ۱۴ صدم می باشد.

 

بحث

در فرایندهای الکتروشیمیایی در حالت تک قطبی موازی جریان در بین تمام الکترودهای موجود در راکتور به یک میزان تقسیم شده و درنتیجه  اختلاف پتانسیل کمتری در مقایسه با اتصال تک­قطبی سری مورد نیاز خواهد بود (21،20). در اتصال دو قطبی دو سلول الکتروشیمیایی برای به­دست آوردن اکسیداسیون آندی کافی برای داشتن مساحت سطحی بالاتر نسبت به الکترود های تک­قطبی با هم فعالیت می­کنند. درنتیجه با دانسیته­ی جریان مشابه برای هر دو نوع اتصال شدت جریان بالاتری در دو قطبی­ها مورد نیاز است (22). pH یکی از پارامترهای بهره­برداری مؤثر در اجرای فرایند اکسیداسیون پیشرفته ازجمله الکتروفنتون می­باشد. این پارامتر در تعیین میزان تجزیه­ی پراکسید هیدروژن، تولید رادیکال هیدروکسیل و تعیین نوع و گونه­ی آهن محلول نقش دارد (23). رادیکال هیدروکسیل از عوامل اصلی تخریب مواد آلی در فرایندهای اکسیداسیون پیشرفته می­باشد. براساس مطالعات قبلی بهترین عملکرد فرایند الکتروفنتون در 4-2pH = گزارش شده  و بررسی­ها نشان داده است بیشترین خاصیّت اکسیداسیون رادیکال هیدروکسیل درpH  اسیدی می­باشد. به­گونه­ای که قدرت اکسیداسیون و احیای این رادیکال در pH اسیدی 8/2-65/2 ولت و در شرایط قلیایی به 9/1 ولت کاهش پیدا می­کند (24). در pH کمتر از 3 پراکسید هیدروژن به یون اگزنیوم (H₃O₂⁺) تبدیل می­گردد. این یون به­دلیل ایجاد خاصیّت الکتروفیلیک، سبب افزایش پایداری پراکسید هیدروژن و کاهش واکنش آن با یونهای آهن فرو می­گردد (واکنش5) (25).

H₂O₂ +H⁺→ H₃O₂  ⁺                     (5)

تجزیه­ی یون کلرور در فاضلاب شور، سبب تولید بیشتر اسید هیپوکلروس در pH اسیدی می­گردد که خود یک عامل اکسیداسیون قوی در تجزیه فنل محسوب می­گردد (واکنش7، 6) (2).

            (6)        ^-2Cl^-→Cl₂+2e

            (7)        Cl₂+H₂O→HCl+HOCl

pH بهینه در این مطالعه، 3 به­دست آمد که با مطالعات قبل نیز همخوانی دارد (27،26). با افزایش انحلال الکترود آند در دانسیته­ی جریان بالا

نمودار5: تاثیر غلظت های مختلف پراکسید هیدروژن و زمان های تماس بر راندمان حذف فنل و COD(فنلmg/L 500، 3=pH، A=15mA/cm2، غلظت الکترولیت 3 درصد)   نمودار 6: تاثیر غلظتهای مختلف فنل بر کارایی حذف فنل(3=pH، A= 15mA/cm2، mg/L150H2O2= ،غلظت الکترولیت 3 درصد)

میزان تولید آهن دوظرفیتی درمحیط تسریع می­شود (13). اهمّیّت آهن دوظرفیتی در واکنش به­حدی است که بدون آن عملکرد پراکسید هیدروژن در حذف آلاینده­ها دچار اختلال   می­گردد. همچنین میزان تولید رادیکال هیدورکسیل در ارتباط مستقیم با غلظت پراکسید هیدروژن موجود در محیط واکنش می­باشد (28،29). در این بررسی میزان کارایی در دانسیته­ی جریان­های بالاتر افزایش قابل  ملاحظه­ای در پی نداشت و مطالعات متعددی این نتیجه را گزارش نموده­اند (30،15). از علت­های وقوع این امر     می­توان به وقوع واکنش های مداخله گر اشاره نمود. تشکیل یون هیدروژن در کاتد (واکنش 8)، انتشار گاز اکسیژن از سطح آند (واکنش 9) و تجزیه­ی پراکسید هیدروژن به مولکول­های آب در ولتاژهای بالا (واکنش 10) سبب کاهش کارایی فرایند می گردند(23).

 (8)                               2H⁺+2e^-→H₂

            (9)        2H₂O→4H⁺+O₂+4e^-

H₂O₂ + 2H⁺ + 2e^- → 2H₂O           (10)                                    

فاضلاب­های شور به­دلیل حضور آنیون­ها و کاتیون­های مولد شوری دارای هدایت الکتریکی بالا می­باشند. لذا افزایش غلظت کلرید سدیم، سبب افزایش هدایت الکتریکی و تسریع سرعت واکنش­های شیمیایی می­گردد. از طرفی متعاقب الکترولیز کلرید سدیم، کلر آزاد تولید می­گردد که این امر نیز به نوبه­ی خود حذف بیشتر فنل را حاصل می­کند (31). کاهش راندمان حذف فنل در غلظت­های بالای کلرید سدیم را می­توان این­گونه توصیف نمود که با افزایش غلظت کلرید سدیم کاتیون­های موجود در الکترولیت بر سطح کاتد جذب شده و در اثر تجمع کاتیون­ها نسبت کمتری از مولکول­های فنل به سطح کاتد رسیده است که همین امر خود کاهش کارایی را در خواهد داشت (32). پراکسید هیدروژن به­عنوان منبع تولید رادیکال هیدروکسیل در واکنش فنتون حایز اهمّیّت می­باشد. کاهش راندمان با افزایش غلظت پراکسید را می­توان این­چنین بیان نمود که در غلظت­های بالا، پراکسید هیدروژن به­عنوان مداخله­گر با رادیکال هیدروکسیل عمل نموده و نقش بازدارندگی را در تشکیل رادیکال هیدروکسیل در پی خواهدداشت (33). طبق واکنش (3)، ماده­ی حدّ واسط رادیکال دی­اکسیل نیز در غلظت­های بالای هیدروژن پرکساید تشکیل می­گردد که قدرت اکسیداسیون کمتری نسبت به هیدروکسیل دارد (14). همچنین راندمان حذف COD با افزایش غلظت پراکسید هیدورژن افزایش یافت. از دیگر پارامترهای تاثیرگذار بر فرایند الکتروفنتون غلظت آلاینده­ی ورودی به راکتور می­باشد. همان­گونه که از نتایج مشخص است با افزایش غلظت آلاینده راندمان حذف کاهش یافت. با وجود افزایش غلظت در شرایط ثابت عملیاتی ازآنجا­­که میزان یکسانی از اکسیدکننده­ی رادیکال هیدروکسیل و یون کلرور تولید می­گردد، درنتیجه فرایند تجزیه با وجود افزایش غلظت آلاینده  به­علت کاهش میزان تماس و مواجه، به­طور کامل صورت نمی­گیرد (34). از طرفی دیگر، این امر را می­توان به مصرف رادیکال هیدروکسیل توسط محصولات حد واسط تولیدی حاصل از اکسیداسیون به  غلظت­های بالای فنل نسبت داد (35).

طبق نتایج به­دست آمده افزایش pH کاهش کارایی فرایند را سبب گردید. افزایش شوری بر کارایی فرایند موثر بود. به­گونه­ای که در فاضلاب­های شور وفور یون­ها سبب ایجاد هدایت الکتریکی بالا در محلول می­گردد که این امر کاهش دانسیته­ی جریان در فرایند الکتروفنتون را در پی داشت که طبعا در بحث اقتصاد و انرژی موثر خواهد بود. لذا می­توان این روش را جهت پیش تصفیه­ی فاضلاب­های شور حاوی انواع آلاینده­های مقاوم به تجزیه­ی زیستی و سمّی پیشنهاد کرد.

 

تشکر و قدردانی

این پژوهش حاصل بخشی از پایان نامه دانشجویی با عنوان «بررسی عملکرد فرایند الکتروشیمیایی در تصفیه­ی  فاضلاب­های شور حاوی فنل شبیه سازی شده» مصوّب معاونت تحقیقات و فناوری و خدمات بهداشتی درمانی دانشگاه علوم پزشکی همدان در سال 93 با کد 930126259 می­باشد که با حمایت مالی آن دانشگاه اجرا شده است.

 

References

1. Shokrollahzadeh S, Azizmohseni F, Golmohammad F, Shokouhi H, Khademhaghighat F. Biodegradation potential and bacterial diversity of a petrochemical wastewater treatment plant in Iran. Bioresour technol. 2008; 99(14):6127-33.
2. Lin SH, Shyu CT, Sun MC. Saline wastewater treatment by electrochemical method. Wat  Res. 1998;32(4):1059-66.
3. Gerhart V, Kane R, Glenn E. Recycling industrial saline wastewater for landscape irrigation in a desert urban area. J Arid Environ. 2006;67(3):473-86.
4. Moussavi G, Barikbin B, Mahmoudi M. The removal of high concentrations of phenol from saline wastewater using aerobic granular SBR. Chem Eng J. 2010;158(3):498-504.
5. Yavuz Y, Koparal AS, Ogutveren UB. Treatment of petroleum refinery wastewater by electrochemical methods. Desalination. 2010;258(1):201-5.
6. Busca G, Berardinelli S, Resini C, Arrighi L. Technologies for the removal of phenol from fluid streams: A short review of recent developments. J Hazard Mater. 2008;160(2-3):265-88.
7. Ahmadi M, Vahabzade F, Moffarrah E, Aliabadi M. Application of advanced oxidation of dephenolization of olive oil mill wastewater processing by fentons s reagent. Iran J Health Environ. 2004;23-5.]Persian[
8. Lefebvre O, Moletta R. Treatment of organic pollution in industrial saline wastewater: a literature review. Water Res. 2007;40(20):3671-82.
9. Lay WC, Liu Y, Fane AG. Impacts of salinity on the performance of high retention membrane bioreactors for water reclamation: a review. Water Res. 2010;44(1):21-40.
10. Martins AF, Wilde ML, Vasconcelos TG, Daniell M, Henriques M. Nonylphenol polyethoxylate degradation by means of electrocoagulation and electrochemical Fenton. Sep Purif Technol. 2006;50(2):249-55.
11. Vyrides I, Stuckey D. Adaptation of anaerobic biomass to saline conditions: Role of compatible solutes and extracellular polysaccharides. Enzyme Microb Tech. 2009;44(1):46-51.
12. Kim Y, Logan BE. Simultaneous removal of organic matter and salt ions from saline wastewater in bioelectrochemical systems. Desalination. 2012;308:115-21.
13. Atmaca E. Treatment of landfill leachate by using electro-Fenton method. J Hazard Mater. 2009;163(1):109-14.
14. Kurt U, Apaydin O, Gonullu MT. Reduction of COD in wastewater from an organized tannery industrial region by Electro-Fenton process. J Hazard Mater. 2007;143(1–2):33-40.
15. Mohammadi AS, Mehralipour J, Shabanlo A, Roshanaie GH, Barafreshtepour M, Asgari GH. Comparing the Electrocoagulation and Electro-Fenton Processes for Removing Nitrate in Aqueous Solution for Fe Electrodes. J Mazand Univ Med Sci. 2013;56-67. ]Persian[
16. Moussavi G, Khavanin A, Alizadeh R. The investigation of catalytic ozonation and integrated catalytic ozonation/biological processes for the removal of phenol from saline wastewaters. J Hazard mater. 2009;171(1-3):175-81.
17. Lin W, Hua Z, Xuhui M, Fuxing G, Electrochemical oxidation process combined with UV photolysis for the mineralization of nitrophenol in saline wastewater, Sep Purif Technol. 2011, 77( 1), 18-25.
18. Sundarapandiyan S, Chandrasekar R, Ramanaiah B, Krishnan S, Saravanan P. Electrochemical oxidation and reuse of tannery saline wastewater. J hazard mater. 2010;180(1):197-203.
19. APHA, AWWA, WEF. Standard Methods for the Examination of Waters and Wastewaters. 21std.  Washington,  DC:  American  Public  Health Association (APHA); 2005.
20. Mollah MYA, Schennach R, Parga JR, Cocke D. Electrocoagulation (EC)-science and applications. J Hazard Mater. 2001;84(1):29-41.
21. Modirshahla N, Behnajady M, Mohammadi-Aghdam S. Investigation of the effect of different electrodes and their connections on the removal efficiency of 4-nitrophenol from aqueous solution by electrocoagulation. J Hazard Mater. 2008;154(1):778-86.
22. Kobya M, Bayramoglu M, Eyvaz M. Techno-economical evaluation of electrocoagulation for the   textile wastewater using different electrode connections. J Hazard Mater. 2007;148(1):311-8.
23.  Orkun MO, Kuleyin A. Treatment performance evaluation of chemical oxygen demand from landfill leachate by electro‐coagulation and electro‐fenton technique. Environ Prog Sustain E. 2012;31(1):59-67.
24. Babuponnusami A, Muthukumar K. Degradation of Phenol in Aqueous Solution by Fenton, Sono‐Fenton and Sono‐photo‐Fenton Methods. Clean–Soil, Air, Water. 2011;39(2):142-7.
25. Rahmani AR, Mehralipour J, Shabanlo N, Zaheri F, Poureshgh Y, Shabanlo A. performance evaluation of advanced electrochemical oxidation process with the using persulfate in degradation of acid blue 113 from aqueous solutions.J Sabzevar Univ Med Sci. 2014:797-807. ]persian[
26. Ghanbari F, Tehrani AM, Mahdipour F, Mirshafeean S, Moradi M. Evaluation of electrocoagulation processeffect in decolorization ofdying wastewater by using Al/Fe & Al/Cu electrodes. J Sabzevar Univ Med Sci. 2014:716-25. ]Persian[
27. Liu Y, Yuan D, Yan J-M, Li Q, Ouyang T. Electrochemical removal of chromium from aqueous solutions using electrodes of stainless steel nets coated with single wall carbon nanotubes. J Hazard Mater. 2011;186(1):473-80.
28. Wang CT, Chou WL, Chung MH, Kuo YM . COD removal from real dyeing wastewater by electro-Fenton technology using an activated carbon fiber cathode. Desalination. 2010;253(1-3): 129–34.
29. Sundarapandiyan S, Chandrasekar R, Ramanaiah B, Krishnan S, Saravanan P. Electrochemical oxidation and reuse of tannery saline wastewater. J hazard mater. 2010;180(1-3):197-203.
30. Eslami A, Moradi M, Ghanbari F, Mehdipour F. Decolorization and COD removal from real textile wastewater by chemical and electrochemical Fenton processes: a comparative study. J Environ Health Sci Eng. 2013;11(1):31.
31. Guven G, Perendeci A, Tanyolac A. Electrochemical treatment of simulated beet sugar factory wastewater. J Chem Eng. 2009;151(1-3):149-59.
32. Wang C-K. Short review: Current trends and future challenges in the application of sono-Fenton oxidation for wastewater treatment. Susta Environ Res. 2012;22(5):271-8.
33. Xu XR, Li XY, Li XZ,Li HB. Degradation of melatonin by UV, UV/H2O2, Fe2+/H2O2 and UV/Fe2+/H2O2 processes. Sep Purif Technol. 2009; 68(2): 261-6.
34. Ghalwa NA, Hamada M, Shawish HM, Shubair O. Electrochemical degradation of linuron in aqueous solution using Pb/PbO2 and C/PbO2 electrodes. Arabian J Chem. 2011;1-12.
35. Zhou M, Lei L, Barton G. Electro-Fenton method for the removal of methyl red in an efficient electrochemical system. Sep Purif Tech. 2007;57(2):380-7.

 

Original Article

An Investigation of the Performance of Electrochemical Process in Simulated Phenolic Saline Wastewater Treatment

 

Somaye Akbari.,

M.Sc .Environmental Health,  Department of Environmental Health Engineering, School of Public Health, Hamadan University of Medical Sciences, Hamadan, Iran

 

Abdolmotaleb Seid-mohammadi.,

Associated Professor, Environmental Health,Social Determinants of Health Research Center, Department of Environmental Health Engineering, Faculty of public Health, Hamadan University of Medical Sciences, Hamadan, Iran.

 

Javad Faradmal.,

Associated Professor, Biostatistics, Department of Biostatistics and Epidemiology, Modeling of  Noncommunicable diseases Research center, Hamadan University of Medical Sciences, Hamadan, Iran.

 

*Ghorban Asgari.,

Associated Professor, Environmental Health,Social Determinants of Health Research Center, Department of Environmental Health Engineering, Faculty of public Health, Hamadan University of Medical Sciences, Hamadan, Iran.