给水排水工程专业英语文献翻译译文第五篇.docx

给水排水工程专业英语文献翻译译文第五篇.docx

《给水排水工程专业英语文献翻译译文第五篇.docx》由会员分享，可在线阅读，更多相关《给水排水工程专业英语文献翻译译文第五篇.docx（11页珍藏版）》请在冰豆网上搜索。

给水排水工程专业英语文献翻译译文第五篇

CO2与零价铁有压系统处理硝酸盐废水研究

Chi-WangLi*,Yi-MingChen,Wei-ShuenYen

摘要：

本文提出一种新的反应装置进行硝酸盐的去除，反应器中的Fe0（ZVI）成流化状态，并通过加压CO2来控制系统的PH值。

所采用的CO2有压系统比传统CO2曝气系统的CO2用量少且能更快的使PH稳定下来。

但由于碳酸盐是弱酸性，系统的PH会随着ZVI的氧化和硝酸盐的降解逐渐上升。

随着反应过程中溶液PH的增加，硝酸盐的降解效率不断的下降。

实验结果表明硝酸盐的去除效率随着ZVI的用量和硝酸盐的初始浓度的增加而不断上升，但当ZVI用量超过8.25g/l，或硝酸盐的初始浓度达到100mg/l以后，硝酸盐的去除效率不会发生较大的变化。

与我们曾经研究的通过强酸来控制溶液PH的流化系统不同的是，在本实验中，硝酸盐的去除率接近100%，这说明通过ZVI在不同的PH条件下去除硝酸盐有不同的反应途径。

关键词：

加压系统；CO2；硝酸盐降解；化学平衡方程式

1.导言

用ZVI来处理硝酸盐废水已有不少研究者做了这方面的研究，如：

Choe（2000）、Alowitzandcherer（2002）、Westerhoff（2003）、WesterhoffandJames（2003）、Choe2004）、SuandPuls（2004）、Chen（2005）、Liou（2005）ZhangandHuang（2005）、Ruangchainikom（2006）等等。

在他们发表的论文中，提到了在ZVI反应墙（Furukawaetal.,2002;Wilkinetal.,2003）和滤柱（Westerhoff,2003;WesterhoffandJames,2003）中硝酸盐降解比较慢的反应动力学以及金属表面的金属氧化膜的阻碍反应进行等问题。

由于硝酸盐在酸性PH下具有较高的去除效率（AlowitzandScherer,2002;Choeetal.,2004;ZhangandHuang,2005）,我们在以前的研究中提出了一种地上渗透墙系统来处理水体中的硝酸盐，这种系统与PH控制装置合成一体，系统中的ZVI成流化状态（Chen2005）.在这种流化状态的ZVI系统装置中，通过PH控制装置自动的投加强酸性物质（盐酸），系统的PH可以精确控制在适合硝酸盐降解的水平上。

Ruangchainikom等提出了类似的流化态但通过CO2曝气控制溶液PH的装置系统来处理硝酸盐。

这他们的研究中，当系统的CO2压力在280kPa和气体流速在200ml/min时，系统的PH值在CO2曝气5分钟后低于3.5。

在他们的的试验中，ZVI含量在1mg/l-4mg/l之间，硝酸盐离子浓度为6.88mg/l，系统的PH始终在5.5左右，同样条件下反应进行30分钟后，溶液中的硝酸盐在30分钟后全部转化成了氨氮。

假设Ruangchainikom系统满足理想气体定律，30分钟的CO2总量可以计算出来。

在CO2压力为280kPa，气体流速200ml/min，温度20摄氏度，CO2的用量为0.023mol/min，相应的30分钟内CO2总量为30.4g/l。

在我们的研究中，提出了ZVI成流化态且提供压力CO2的装置系统。

由于系统是密闭的，CO2需求总量是系统CO2压力的函数。

假设液体为理想液体、活性系数为1.0和溶液的活度以及液体上面有10%的空间体积等等，可以得出

（1）-（4）的化学平衡方程式，这些方程式适合蒸馏水中加入压力CO2气体。

通过这些方程式得出化学平衡方程式（5），这个方程式可以通过微软工具计算出在20摄氏度时不同的CO2压力下的PH，蒸馏水中的溶解CO2总量也可通过方程式（6）计算出。

图

（一）表明当CO2压力为1kPa时，溶液PH值能很快降低至4.9，随着CO2压力的增加，溶液的pH逐渐下降。

蒸馏水中的CO2总量随着系统压力的增大呈直线上升。

当CO2压力为300kPa时，平衡时溶液PH为3.67，而CO2的总溶解量为4.38g/l，顶部空间将聚集0.54gCO2。

这与Ruangchainikom的CO2曝气装置相比较，压力CO2系统具有CO2用量少，PH达到平衡时间少并且能得到较低的PH值等优势，因此也将取得更高的硝酸盐去除效率（（AlowitzandScherer,2002;Choeetal.,2004;Chenetal.,2005;ZhangandHuang,2005）.根据上面的讨论，本文将通过研究CO2压力、ZVI用量、硝酸盐浓度以及在CO2与ZVI流化态的有压系统装置中硝酸盐的反应时间，来研究ZVI处理硝酸盐的处理效率。

图

（一）溶液PH值和CO2总量与CO2压力之间的关系

2.实验部分

2.1实验材料

所采用的所有化学药品为分析纯等级，在蒸馏水中加入硝酸钾来制备人工合成硝酸盐污染水体。

ZVI由美国的AcrosOrganics公司提供，ZVI的粒径为325目（40微米）。

图

（二）是本实验装置的示意图，反应器为长50cm内径为1.6cm的PVC管。

在PVC管上安装几个三通管用来连接CO2供应装置、pH测量器以及循环装置。

循环系统采用向上流，通过循环泵控制水流速为53m/h，使得ZVI能够成为流化状态。

PH测量器与计算机相连，以便PH数据的记录。

CO2的供应通过装有99.9%纯度的CO2存储罐提供，在CO2储存罐上安装流速计以及压力调节器，CO2供应的连接处为反应器的中部。

图

（二）实验装置示意图

2.2实验方法

PH记录装置和循环泵首先启动，将125ml的硝酸盐废水加入反应器中，然后加入准备好的ZVI。

确保PVC中的溶液所占PVC管体积的90%，在PVC管上部留有10%的空间。

装置密闭后调节CO2储存罐上的压力调节开关，直到反应器上的压力表显示的数值达到期望值为止。

与此同时，开始计时，在设定时间时，系统停止工作，停止CO2气体供应、减小反应器压力，进行采样。

关闭和打开反应器须在很短的时间内完成以减小误差（一般在一分钟以内），每一种情况都进行三次重复试验。

2.3分析方法

硝酸盐、亚硝酸盐以及氨浓度的测量根据1998年APHA出版的标准，采用ThermoElectron公司的紫外线分光光度计进行测量。

所有的离子采用原子吸收光谱法，采用日本的itachiKyowaEngineering公司生产的原子吸收光谱仪。

亚铁离子采用色谱分析法测量，通过加入临二氮苯酚，能够与亚铁离子形成有色络合物，根据3500—Fe的测量标准，在波长510nm处进行测量。

Fe3+离子的浓度采用Fe总浓度减去亚铁离子浓度即得到。

3.结果和讨论

3.1有压系统与曝气系统溶液PH变化的比较

在蒸馏水中加入CO2，比较不同的CO2压力条件下CO2有压系统和CO2曝气系统对溶液的PH降低效率，在图（三）a和b中，有压系统中溶液PH在改变系统压力后很快就达到了一个稳定的值（小于100s），而达到要求的同一稳定值，曝气系统需要更长的时间，大约200s左右。

在压力为200kPa和300kPa下，有压系统中PH值与图

（一）中所示的理论数据很吻合，但是体系中的PH值在系统压力为100kPa和150kPa时，比理论值要高。

实验数据表明，在压力为100kPa和150kPa时，系统的PH值为5.25和4.7，但理论数值在3.9-3.8左右。

这种差异可能是由于在低压力条件下要达到要求的PH值需要更长的时间造成的。

图（三）a和b也同样表明在300kPa压力系统中会达到更低的PH值（3.4），但在曝气系统中却为4.6。

Ruangchainikom等研究的类似的CO2曝气系统能达到更低的PH值（在3和4之间），但得到较低的PH值取决于CO2的流速。

由于这些研究者所发表的第一手数据中的反应时间为10min，在后来的研究中在最短时间内达到较低的PH值就无法测定。

但本文所提到的装置系统，与曝气系统相比能够达到更低的PH值和需要更少的CO2。

图（三）不同的CO2压力下，125ml蒸馏水中不同时间溶液PH值的变化情况（a）表示的是压力系统；（b）表示的是起泡系统

图（四）a描述了CO2压力为300kPa条件下，在蒸馏水中只加入33g/l的ZVI和同时加入33g/l的ZVI和25mg/l的硝酸盐两种情况下，系统PH值的变化情况。

溶液中Fe离子浓度随反应时间的变化情况如图（四）b所示。

对于只加入ZVI系统，随着加入有压CO2，溶液的PH值下降得很快，达到最低PH值3.4需要200s的反应时间。

随着反应的进行，溶液的PH值上升得很慢，当反应进行了30分钟后，PH值仍保持在4.1左右。

而同时加入ZVI和硝酸盐的另一系统，反应开始时溶液最低PH值达到3.0，当反应结束后，溶液PH上升到5.4左右。

在Ruangchainikom等的CO2曝气系统试验中，溶液最终的PH值为5.5，他们也观测到了同样的PH回弹现象。

图（四）系统CO2压力为300kPa，反应发生30min，蒸馏水中只加入浓度为33mg/l的ZVI和蒸馏水中同时加入浓度为33mg/l的ZVI和起始浓度为25mg/l的硝酸盐两种情形下溶液的PH值变化情况（a）、Fe氧化产物浓度情况（b）。

溶液中PH值出现回弹现象是由于ZVI的氧化和硝酸盐降解消耗了溶液中的H+离子的造成的，反应的方程式如下：

在我们以前的研究中，通过加入强酸性物质，可以将溶液的PH值控制在一个精确的水平，而不会发生有压系统或者Ruangchainikom等的曝气系统中的PH回弹现象。

由于碳酸盐是弱酸，故溶液的PH发生反弹是不可避免的。

考虑到溶液中随着硝酸盐降解过程中Fe2+的产生和NH4+的形成，我们得到了如下的新的平衡反应式：

上式中K+离子是由原先的硝酸钾带来的。

上式中加入的新项只有Fe2+离子，因为溶液PH值在3到6之间系统中有Fe2+离子的存在。

假设Fe2+离子是ZVI与硝酸盐反应通过方程式（7）产生的，因此可以得到Fe2+离子、NH4+离子和发生反应的硝酸盐之间的摩尔数量关系，即：

将方程式

（1）-（4）和方程式（10）带入方程式（9）中，可以得出溶液PH值的变化与硝酸盐去除效率百分比之间的关系。

图（五）描述了溶液硝酸盐起始浓度为25mg/l、CO2压力为300kPa情形下计算出的理论PH值与硝酸盐去除百分比之间的关系，从图（五）可以看出，硝酸盐去除率由0%上升到20%，溶液的PH上升非常快，之后随着硝酸盐去除率的升高，溶液的PH值也逐渐上升。

在ZVI浓度为33mg/l、硝酸盐起始浓度25mg/l和CO2压力为300kPa条件下进行实验，反应的过程中记录的溶液PH值也同样反应在图（五）中，从图中可以看出理论PH值比实验PH值偏高。

但是，在较高的硝酸盐去除效率时，理论的PH值在5.5左右，这与Ruangchainikom和我们的实验观测到的PH值很接近。

实验记录的PH值与理论PH值之间的差异可能是由于ZVI氧化过程中产生的Fe2+或Fe3+离子与溶液中的OH-离子发生了沉淀反应。

如图（四）b所示，在ZVI和硝酸盐系统中，Fe2+占总ZVI的比率为0.84、0.55、0.55和0.58的反应时间分别为3、10、15和30分钟。

表明产生的16%-56%的Fe2+离子被进一步氧化成了Fe3+。

考虑到Fe2+氧化成Fe3+产生沉淀过程中，消耗了溶液中的OH-离子，扣掉这部分OH-后，，理论PH值与实验值非常吻合，如图（五）带X所示。

另外，随着硝酸盐的降解和ZVI的腐蚀氧化，溶液中的PH不可避免的会升高。

不同的PH值，将产生不同的硝酸盐降解速率，这部分内容将在后面章节讨论。

图（五）ZVI浓度为33mg/l、硝酸盐起始浓度25mg/l和CO2压力为300kPa条件下，溶液PH值与硝酸盐去除率之间的关系曲线

3.2ZVI最初剂量与硝酸盐浓度的影响

图（六）所示的是在CO2压力为300kPa、硝酸盐初始浓度为25mg/l条件下，ZVI剂量由0.5到33g/l不断增加，系统反应30分钟，溶液PH值的变化和硝酸盐的去除效率与ZVI投加量之间的相关关系。

由图可以看出，反应发生30分钟后，溶液的最终PH值随着ZVI的初始用量的增加而增加，硝酸盐的去除效率也随着ZVI剂量的增加而增加。

但当ZVI用量高于8.25g/l时，硝酸盐去除效率达到稳定水平，这与Choe等人报道的实验现象一致，Choe等人认为ZVI与硝酸盐降解之间成一级反应。

图（六）CO2压力300kPa、硝酸盐初始浓度为25mg/l条件下，系统反应30分钟，溶液PH值的变化和硝酸盐的去除效率与ZVI投加量之间的相关关系。

图（七）所示的是在系统CO2压力300kPa、ZVI用量33g/l条件下，反应发生30分钟，硝酸盐初始浓度由12.5mg/l到100mg/l变化，得出的不同硝酸盐初始浓度与硝酸盐去除效率之间的相关关系。

如图所示，硝酸盐的去除效率都高于83%，且与硝酸盐的初始浓度成不明显的负相关关系。

如前所述，由于ZVI的氧化和硝酸盐降解消耗了部分H+离子，溶液的最终PH值都高于5.3。

图（七）系统CO2压力300kPa、ZVI用量33g/l条件下，反应发生30分钟，硝酸盐去除效率和溶液PH值与不同硝酸盐初始浓度与之间的相关关系。

3.3反应动力学

许多学者都有报道ZVI与硝酸盐降解反应的反应动力学（Choeetal.,2000;Westerhoff,2003;SuandPuls,2004;Chenetal.,2005;Liouetal.,2005），许多学者都认为反应过程与硝酸盐的初始浓度、ZVI用量以及溶液PH值有关（如方程（11））。

在某一特定的溶液PH值和固定的ZVI用量条件下，反应为一级反应，并且硝酸盐浓度是最重要的影响因数，反应速率表达式为方程（12），用初始浓度表示为方程（13），方程（13）反映了硝酸盐浓度对数与反应时间成一次线性关系，相关系数为反应常数Kobs。

如前所述，随着硝酸盐的去除和ZVI的氧化腐蚀，溶液的PH上升是不可避免的。

图（八）中所示的是在ZVI投加量为33g/l、硝酸盐初始浓度25mg/l条件下，溶液PH值与反应时间之间的相关关系，从图中看出，当反应从3分钟到30分钟时，系统的PH值由4.5上升为5.5。

在我们以前的研究中，我们发现反应常数Kobs对数与溶液PH值成线性关系，且斜率为0.4。

将溶液PH值带入方程（11），得到一个新的描述反应过程的方程式（14）。

若假设ZVI量在整个过程为常量，可以得到最低PH值时（最低PH值出现在反应刚开始的时候）的反应常数Kobs是溶液PH值为4.5和5.4的2.51倍和5.75倍。

由于随着反应的进行，溶液的PH不断发生升高，这表明反应常数Kobs随着反应的进行也将减小。

如图（八）所示，硝酸盐浓度对数不再符合方程（13），表明假设现在的反应过程中溶液的PH值为常数是不合理的。

尽管在原点处实验数据点不落在直线上，但是其他试验点成很好的线性相关性，相关系数R2为0.992，这说明在反应的初始阶段，硝酸盐的降解速率比较慢，服从一级反应动力学特征。

图（八）系统CO2压力300kPa、ZVI用量33g/l条件下，反应发生30分钟，硝酸盐浓度对数和溶液PH值与反应时间之间的相关关系。

尽管整个反应过程不满足一级反应，但是这种硝酸盐降解动力学能够很好的符合Chen等人的流化ZVI系统和Ruangchainikom等人的CO2曝气系统。

在表

（1）中，Chen等人的流化ZVI系统是通过加入强酸（HCL）来控制溶液的PH值，该系统具有最高的硝酸盐去除效率，CO2有压系统和Ruangchainikom等人的CO2曝气系统的硝酸盐去除效率次之。

在流化ZVI系统中，精确控制溶液PH为4.0时，反应进行3分钟后，硝酸盐去除效率达87%。

在CO2有压系统中，ZVI投加量由8.25g/l到33g/l变化时，反应进行30分钟，硝酸盐的去除效率在82%与87%之间。

CO2曝气系统中，ZVI投加量为6g/l时，硝酸盐的去除效率为87%。

虽然在同样的反应条件下，CO2曝气系统比CO2有压系统效果好，但是CO2起泡系统消耗的CO2量比CO2压力系统多。

正如在第一节中描述的，CO2压力为280kPa，气体流速200ml/min，温度20摄氏度，CO2的用量为0.023mol/min，相应的30分钟内CO2总量为30.4g/l，但当CO2压力为300kPa的同样条件下，CO2的总用量为4.38g/l（图一），当然，如图

（二）所示，在有压系统中，CO2的流速在反应的初始阶段升高得很快，但随着反应的进行，其流速将减至0。

表

（一）

3.4余N

硝酸盐反应产物主要有亚硝酸盐、氨氮和氮气，氨氮是主要产物。

Choe、Ruangchainikom等人在ZVI处理硝酸盐过程中，认为氨氮是唯一产物。

在我们以前的研究中，我们通过研究硝酸盐、亚硝酸盐和氨氮的总量，发现氮气的生成依赖于溶液的PH值。

当溶液的PH值为8.5时，硝酸盐转化成氮气的比率为100%，但溶液PH值为6时，硝酸盐转化为氮气的比率为60%，当溶液的PH为5和4时，硝酸盐转化为氮气的比率小于45%，这表明随着溶液PH值的降低，硝酸盐转化成氮气的比率逐渐下降，氮气也是反应的产物之一。

YangandLee和Choe等人在ZVI处理硝酸盐的实验过程中，也认为氮气是可能产物。

图（九）反应了在CO2压力系统中不同的ZVI投加量条件下，溶液中硝酸盐和氨氮的浓度变化情况，没有发现亚硝酸氮，表明氨氮是唯一的产物。

与通过强酸来控制溶液PH的流化系统不一样的是，在我们的实验中，硝酸盐转化氮气的比率为100%，结果表明ZVI处理硝酸盐在不同的溶液PH值控制方式，具有不同的反应方程式。

图（九）系统CO2压力300kPa、ZVI用量33g/l条件下，反应发生30分钟，亚硝酸盐和氨氮浓度与不同ZVI投加量之间的相关关系。

4.结论

CO2有压系统比传统CO2曝气系统CO2用量少且能更快的使PH稳定下来。

然而，由于碳酸盐是弱酸性，系统的PH会随着ZVI的氧化和硝酸盐的降解而逐渐上升是不可避免的。

CO2有压系统具有与CHoe的流化ZVI系统和Ruangchainikom的CO2曝气系统同样的硝酸盐降解效率。

研究表明硝酸盐的去除效率随着ZVI的用量和硝酸盐的初始浓度的增加而不断上升，但是当ZVI用量超过8.25g/l，或硝酸盐的初始浓度达到100mg/l以后，硝酸盐的去除效率不会发生较大的变化。

在CO2有压系统中，氨氮是唯一的产物，与我们曾经研究的强酸流化系统不同的是，在这次研究中，氮气转化率接近100%。

参考资料：

Alowitz,M.J.,Scherer,M.M.,2002.Kineticsofnitrate,nitrite,andCr（VI）reductionbyironmetal.Environ.Sci.Technol36,299–306.

APHA,AWWA,WEF（Eds.）,1998.Standardmethodsfortheexaminationofwaterandwastewater.AmericanPublicHealthAssociation:

AmericanWaterWorksAssociation:

WaterEnvironmentFederation,Washington,DC.

Benjamin,M.M.,2002.WaterChemistry.McGraw-Hill,NewYork,NY.Chen,Y.-M.,Li,C.-W.,Chen,S.-S.,2005.Fluidizedzerovalentironbedreactorfornitrateremoval.Chemosphere59,753–759.

Choe,S.,Chang,Y.-Y.,Hwang,K.-Y.,Khim,J.,2000.Kineticsofreductivedenitrificationbynanoscalezero-valentiron.Chemosphere41,1307–1311.

Choe,S.,Liljestrand,H.M.,Khim,J.,2004.Nitratereductionbyzero-valentironunderdifferentpHregimes.Appl.Geochem.19,335–342.

Furukawa,Y.,Kim,J.-W.,Watkins,J.,Wilkin,R.T.,2002.Formationofferrihydriteandassociatedironcorrosionproductsinpermeablereactivebarriersofzero-valentiron.Environ.Sci.Technol.36,5469–5475.

Liou,Y.H.,Lo,S.L.,Lin,C.J.,Hu,C.Y.,Kuan,W.H.,Weng,S.C.,2005.

Methodsforacceleratingnitratereductionusingzerovalentironatnear-neutralpH:

EffectsofH2-reducingpretreatmentandcopperdeposition.Environ.Sci.Technol.39,9643–9648.

Ruangchainikom,C.,Liao,C.-H.,Anotai,J.,Lee,M.-T.,2006a.Characteristicsofnitratereductionbyzero-valentironpowderintherecirculatedandCO2-bubbledsystem.WaterRes.40,195–204.

Ruangchainikom,C.,Liao,C.-H.,Anotai,J.,Lee,M.-T.,2006b.EffectsofwatercharacteristicsonnitratereductionbytheFe0/CO2process.Chemosphere63,335–343.

Su,C.,Puls,R.W.,2004.Nitratereductionbyzerovalentiron:

effectsofformate,oxalate,citrate,chloride,sulfate,borate,andphosphate.Environ.Sci.Technol.38,2715–2720.

Westerhoff,P.,2003.Reductionofnitrate,bromate,andchloratebyzerovalentiron（Fe0）.J.Environ.Eng.129,10–16.

Westerhoff,P.,James,J.,2003.Nitrateremovalinzero-valentironpackedcolumns.WaterRes.37,1818–1830.

Wilkin,R.T.,Puls,R.W.,Sewell,G.W.,2003.Long-t