吸附再生范文（精选9篇）
吸附再生 第1篇
近些年,随着吸附材料,如活性炭、硅胶、粉煤灰在化工、环境保护、医药卫生以及生物工程等领域愈加广泛地应用[1,2,3,4],其处理、处置受到更多重视。众多研究表明,再生是处理吸附材料的有效途径。
目前,吸附材料的再生技术有热再生、溶剂再生、氧化再生、电化学再生、光催化再生和微波辐射再生等。吸附材料的再生依据可归纳为:(1)化学作用,利用氧化自由基将吸附质降解,如氧化再生法、电化学再生法、光催化再生法;(2)物理作用,破坏吸附平衡,使吸附质脱附,如热再生、溶剂再生;(3)化学和物理的共同作用,如生物再生法、微波辐射再生法。新兴的超声波再生法利用声空化作用,使吸附质脱附和分解,具有能耗低、再生设备简单、吸附材料损耗小、可回收有用物质等优点,引起了研究人员的注意。
1 超声波再生机理
超声波是频率为20kHz~50MHz的电磁波,波长介于0.01~10cm,在溶液中以球面波的形式传播。超声波能够再生吸附材料,得益于其能量与物质间的一种独特的相互作用形式———超声空化。
超声空化作用[5]是指:液体中的微小气泡(空穴)在超声波作用下,经历超声的稀疏相和压缩相,发生振荡、扩大、收缩,最终高速崩裂的一系列动力学过程。图1为空化泡生长示意图。根据不同声强的作用,超声波空化可分为稳态空化和瞬态空化[6]。一般以声强10 W/cm2为界,低于此声强时为稳态空化,高于此声强则为瞬态空化。稳态空化泡存在时间较长,并可扩大,直到自身共振频率与声波频率相等,而后气泡崩裂。瞬态空化泡存在时间较短,强烈崩溃时,分裂为一大群极为细小的气泡。
在空化泡爆裂的瞬间,周围液体突然冲入气泡而产生局部高温、高压。产生的最大温度和压力可表示为[8]:
式中:Tmin为液体的环境温度,Pm为泡外作用于泡的总压力,Pv为泡内的蒸汽压,γ为蒸汽的绝热指数。
理论计算表明,这种局部温度可达5000K、压力可达10MPa、温度变化率达1010K/s[9],形成“热点”[10]。这种环境下吸附质在空化泡内发生化学键断裂以及热分解,高温高压也使得吸附质附着力减弱。另一方面,进入空化泡中的水发生分裂和链式反应,产生·OH,氧化分解吸附质,反应为:
此外,空化泡在爆裂时产生高速(达100m/s)微射流和高压冲击波,作用于吸附材料上,使得吸附质颗粒摩擦碰撞,获得脱附动力。这些现象也增加了表面的传质速率,更利于吸附质的脱附。
可以看出,超声波再生是一个复杂的过程,包括高温脱附、高温热解和自由基氧化3种作用。
2 影响超声波再生的主要因素
根据超声波再生机理,影响超声波再生吸附材料效率的主要影响因素有:超声波频率、超声波功率、再生时间和超声波处理温度等。
2.1 超声波频率
一定频率的声波通过液体时,与空化气泡发生共振,当声频与微泡固有的共振频率相同时,就会产生空腔效应[11]。随着超声波频率的增加,空化泡的数量呈线性增加。Dieter Bathen[12]认为高频超声波有更强的渗透力,更利于吸附质解吸。但是,频率的增大导致超声波在固体介质中传播时能量衰减系数增大[13],提高了空化阈,使空化不易发生。因此,吸附材料再生中,合理地选择超声波频率是必要的。
连子如等[14]用不同频率的超声波再生焦化废水吸附饱和活性炭:33kHz下,活性炭再生效率为50.1%,达到最高。40kHz下,再生效率仅为39.6%。Rege S U等[15]认为过大的频率造成了活性炭的破碎,降低了吸附性能。Yu S J等[16]发现,再生聚合树脂中,高频超声波会造成树脂的断裂。
2.2 超声波功率
超声波功率(也称声能强度)对超声空化影响很大。功率越大,超声波空化效应以及机械效应也越强。当某频率下的超声波无法产生空化泡时,通过提高超声波功率,空化泡依旧可以产生[17]。但功率过大时,会产生无用气泡,阻碍超声波传播、减弱空化作用。
郑文轩等[18]用超声波再生饱和吸附甲基橙的活性炭,声强180 W·L-1下,活性炭的再生效率最高。康文泽等[19]也用超声波再生活性炭,在探究功率对再生效果的影响时,认为功率为220 W时效果最好。Fethi Saoudi等[20]用低功率超声波再生吸附4-氯酚的活性炭,发现5~19 W的范围内,再生效率与功率呈正相关,认为提高超声波功率能产生更多空化泡,并且可以使空化泡崩溃更加剧烈,进而加剧微射流、高压冲击波和声涡微流。
2.3 超声处理时间
超声波再生时间也是影响再生效率的重要因素之一。一般情况下,延长再生时间可以提高再生效率。但达到一定时间后,吸附材料表层较易超声“空化”的部位基本达到新的平衡[21],作用时间的延长对再生效率的提高已不明显。
张景峰等[22]用超声波再生处理电镀重金属废水的粉煤灰基分子筛,经过10 min处理,再生效率达到最高。杨瑛等[23]用超声波再生活性炭,发现40min后再生效率稳定,溶液中的空穴达到饱和。周键等[24]用超声波再生颗粒活性炭,20min时再生效率最高可达65.4%,此时,内部吸附质向外扩散成为超声波再生的限制步骤。
2.4 超声波处理温度
温度是影响吸附平衡的重要因素之一。通常低温有利于吸附的进行;高温会增大吸附质分子的平均动能,有利于吸附质的脱附。另一方面,温度会改变液体的黏滞系数和表面张力,造成空化阈值变化,影响空化过程。
O.Hamdaoui等[25]用超声波再生吸附对氯苯酚的活性炭,63℃下的再生速率要高于21℃下相应的速率。周键等[24]实验发现,活性炭在60℃和70℃下的再生效率反而低于50℃下的,可能的原因有两个:(1)由于温度过高,水的表面张力降低很快,蒸汽压高,空化泡崩溃时产生的高温和高压均降低,空化强度降低;(2)温度过高,超声降解效率降低,溶液产生雾化现象,气泡增多,使热传递损失增加。
2.5 溶液pH值
溶液pH值影响有机物在溶液中的解离,决定有机物是以分子形式还是离子形态存在。以分子形式存在的有机物容易进入空化泡内发生反应,以离子形态为主的有机物则难以进入空化泡。
目前的研究普遍认为,酸性条件比碱性条件更有利于吸附材料的超声波再生。郑文轩等[18]实验发现,酸性条件比碱性条件更有利于超声波脱附甲基橙,认为pH值不超过3.0时甲基橙为醌式结构,以分子态存在,更容易进入气相区。关若曦[26]的超声波再生无机介孔硅实验也表明:酸性条件下的再生率要明显高于碱性条件下,在pH=4时再生率最高,可达88%。
不同pH值条件下,超声波再生机理也有差异。Tauber等[27]在研究超声波降解对硝基苯酚的实验中发现:在酸性pH(4.0)下,高温热解反应是主要的降解途径,而在碱性pH(10.0)下,自由基反应占主导位置。
3 超声波再生与传统热再生比较
热再生是指吸附材料在高温下,经过干燥、高温炭化及活化等阶段[28],孔道内的吸附质被脱附或分解,吸附孔道得以重新打开。热再生法具有再生效率高、再生时间短、对吸附质基本无选择性等优点[29],是目前工业上最成熟、应用最广泛的吸附材料再生方法,尤其在活性炭材料的再生方面[30]。但此法存在耗能较高、吸附材料损耗大等缺点,并不符合环保、节能的要求[31]。因此,期望有更好的方法替代传统的热再生,而超声波再生法有很大潜力。
3.1 超声波再生的优势
3.1.1 经济性
首先,超声波再生更节能。程东祥等[32]深入探讨了除湿硅胶超声波再生节能性,在高温气体下对硅胶加超再生和未加超再生能耗比较分析,结果见表1。
注:“U”和“UN”分别表示加超再生和未加超再生两种模式;RD表示再生度
从表1中可以看出,硅胶加超再生比未加超再生的能耗有明显降低,证明了超声波再生的良好节能性。
其次,超声波再生中能量利用率很高。因为超声波的“空化”作用几乎全部集中在吸附材料上,散失出的能量很少。王三反[21]在超声波再生活性炭实验中,测得再生后溶液温度仅上升2~3℃,证明能量并没有大量转化为热而损失。
另外,超声波再生可回收利用有用吸附质,且工艺及设备较简单。
3.1.2 对吸附材料影响小
热再生中,吸附材料损失明显。在活性炭的热再生工业应用中,用于热再生损失的补充新炭一般为总炭质量的10%~20%,通常占活性炭再生总成本的20%~40%[33]。且在高温条件下,吸附材料表面化学结构易发生变化。G.D.O.Okwadha等[34]发现活性炭经649℃再生后,比表面积减小了25%。Ledesma B等[35]对新鲜活性炭和热再生活性炭做了表征,见表2。
注:“CB-pristine”和“CB-regenerated”分别表示原始活性炭、再生活性炭
由表2可以看出,活性炭经热再生后,比表面积、孔径等表面结构参数变化较大。张立波等[36]认为,高温破坏了活性炭的孔隙,使得活性炭表面上的孔和其附近的孔连接在一起,降低了孔的数量。因此,吸附材料热再生循环次数较少。
而超声波再生对吸附材料表面结构影响较小。Fethi Saoudi等[20]的实验证明:低频超声波再生,不会对活性炭粒径分布造成影响,活性炭无损失。图2是超声波再生前后活性炭表面结构对比,其中(a)是超声波再生前,(b)是在19 W下经2h超声波再生后。由图2能够看出,再生前后活性炭表面结构基本无变化。
由于对吸附材料结构影响小,超声波再生可多次循环。李静萍等[37]用超声波再生凹凸棒黏土吸附材料,在超声变频率40Hz、功率500 W条件下,经5次再生,凹凸棒黏土吸附率仍在98%以上。
3.2 超声波再生的劣势
作为一种技术成熟、应用广泛的再生技术,热再生早已实现了工业化应用。超声波再生虽具有一些热再生无可比拟的优点,但受一些关键问题的制约,一直处于实验室研究阶段。若要实现超声波再生技术的工业化应用,下面几个瓶颈问题需要解决。
3.2.1 缺少再生专用反应器
20世纪80年代,我国兰州炼油厂、湖南长岭炼油厂、五机部五院等单位对热再生反应器(如立式移动床炉、转炉、盘式炉)进行了中试或工业化应用。经过30多年发展,热再生反应器已有很多种类。由于对超声反应设备的研究起步较晚,因此反应器种类较少,见表3。
目前,专用于吸附材料再生的超声反应器很少,实验室用发生器一般由槽式发生器改装而来。虽然新型微波反应器的设计研发屡见报道,但多为间歇运行方式[39],难以满足工业化在线、连续生产。对专用超声波发生器的研究应重视下面几点:(1)再生专用超声波反应器的反应条件和声学参数需优化;(2)需进行实验室用再生专用超声波反应器的放大实验。
3.2.2 再生效率不太理想
与热再生稳定的再生效率(一般70%以上)相比,超声波再生效率不太稳定,波动较大。以下几种方法可以提高超声波再生效率。
注:“—”表示目前文献暂未提及
改变超声波发生器的位置。朱金凤[40]发现超声发生器处于邻位时,活性炭的再生效率可提高5%。在周恩民[41]的发明专利中,将超声波发射头设置在活性炭吸附塔内,功率为0.6 W/cm2时,再生效率达到95%以上,且活性炭损耗率小于0.3%/次。
使用双频超声波。Lu J Y等[42]利用双频超声波对吸附Ni2+的颗粒活性炭进行再生,试验表明,采用双频超声波再生活性炭,可提高活性炭再生效果,当两个超声频率均为45kHz时,活性炭再生率为81.03%,比单频超声增加40.00%。朱金凤[40]用超声波再生吸附苯酚的活性炭,结果表明,45kHz下再生效率为78.7%,在45kHz双频组合下超声效果最好,可以达到87.2%。
添加催化剂(一般为Fe2+、Cu2+),提高自由基产率。郑文轩等[18]在超声波再生吸附甲基紫活性炭的实验发现,Fe2+、Cu2+的加入可以提高再生效率,他们认为加入的Fe2+和Cu2+都能够大大提高羟基自由基的产量。杨瑛等[23]的实验也证实了这一点。
和其它再生方法联用。其一,超声波和微波的联用。张锋等[43]用微波-超声波联合工艺对饱和吸附含酚废水的活性炭进行再生处理,在微波功率400 W、超声功率200 W、反应4min条件下,活性炭再生效率达95.8%,比单独使用超声波提高了200%。杨文卿等[44]用微波-超声波联合再生含Cr(Ⅵ)饱和活性炭,再生效率可达到99.93%。超声波再生和微波再生的联用中,微波可将吸附质氧化分解,超声波可减弱吸附质与吸附材料的物理结合。同时,微波产生的热点促进氧化自由基的形成。其二,超声波和光催化的联用。超声波和光催化组合在一起,会产生协同作用[45],这种协同作用体现在:光催化剂颗粒可以促进超声空化中的微气泡分解为更多的小气泡,这样可增加高温高压微环境的位点,产生更多的羟基自由基,增强了空化作用;超声波的机械作用力可分散光催化剂团聚体,增强反应体系的传质。目前,对超声波-光催化联用技术的研究集中在水处理领域,主要用于降解污染物。在吸附材料再生领域应用的研究尚少,缺乏一些基础数据。
由表4可以看出,超声波再生具有很多独特优势,虽也存在一些不足,但依然是一种值得深入研究的再生技术。
4 结束语
近年来吸附材料的再生处理逐步提上议程,对再生方法的研究日益增多。超声波再生有传统热再生无可比拟的优点,是一种应用前景广阔的吸附材料再生方法。
结合超声波再生吸附材料现状,对其发展做如下展望:
(1)目前对超声波再生适用吸附材料的研究主要集中于活性炭,急需拓宽超声波再生适用型吸附材料研究范围,并深化超声波再生机理研究,为超声波再生技术实现工业化应用打下坚实的理论基础。
(2)加快吸附材料超声波再生专用反应器的设计与研究,加快中试试验,逐步实现超声波再生技术的工业化应用。
摘要：超声波再生是处理吸附材料的有效途径之一。介绍了超声波再生技术的原理,分析了影响超声波再生吸附材料效率的主要因素。通过对超声波再生与传统的热再生的比较,探讨了超声波再生的优势与劣势,并对超生波再生技术的发展方向和趋势做了展望。
吸附再生 第2篇
大孔树脂吸附-生物再生法处理高盐苯酚废水的研究
摘要：本文利用大孔吸附树脂吸附-生物再生法处理高盐苯酚废水.循环再生实验结果表明XDA-1吸附-生物再生法处理高盐苯酚废水效果稳定,6次再生效率仍可维持在81%以上,对NaCl的分离效率均大于99%.再生XDA-1的大部分孔隙结构没有受到破坏,表面性质保持较好,由此可以认定生物再生是一种较为安全的再生方法.作 者：顾锡慧 作者单位：中海油天津化工研究设计院,天津,300131期 刊：天津化工 Journal：TIANJIN CHEMICAL INDUSTRY年，卷(期)：2010,24(1)分类号：X783关键词：苯酚 吸附 高盐废水 生物再生 XDA-1
吸附再生 第3篇
关键词：铁氧化物； 活性炭； 镉； 吸附； 再生
中图分类号： X 703 文献标志码： A
重金属镉是典型的环境污染物，广泛存在于电镀、化工、电子和核工业等领域.镉的毒性较大，虽然在水体中长期以低浓度存在，但是其可通过食物链进入人体，严重危害人体的肝肾等器官[1].
水中镉的去除方法主要有化学沉淀法、离子交换法和吸附法等[2].其中吸附法具有操作简单、使用方便、效率高等特点，是一种有效的处理重金属的方法.活性炭来源广泛，比表面积大，孔隙结构发达，具有丰富的表面官能团，是使用最广泛的一种吸附剂[3-4].然而由于活性炭存在灰分高、微孔分布过宽和选择吸附性能差的缺点，对污染物的去除作用有限，有必要对其进行改性，以增大其吸附容量[5].铁氧化物比表面积较大，表面活性官能团较多，电荷可变性强，对金属离子来说是一种良好的吸附剂[6-8].有研究表明，通过负载铁氧化物改性活性炭去除水中的砷、铬、苯酚和有机染料等污染物，均取得了较好的去除效果[9-12]，但目前将其应用于去除水中阳离子重金属的研究较少.
本文利用负载铁氧化物制备一种铁改性活性炭去除水中的Cd（Ⅱ），通过快速动态小柱实验（Rapid smallscale column tests，RSSCTs），比较改性前后活性炭对Cd（Ⅱ）的吸附能力，以及进水pH、流量和初始质量浓度等对吸附性能的影响，同时对再生方法进行探讨.通过对吸附性能和再生方法的系统研究，探讨铁改性活性炭吸附去除水中Cd（Ⅱ）的可行性，为其在水处理中的应用提供一定的参考依据.
1 实验材料和方法
1.1 实验材料
实验中采用的颗粒活性炭为煤质活性炭（碘值为900～1 050 mg·g-1，强度大于等于90，粒度为12～40目）.实验使用的药剂均为分析纯，购自国药化学试剂有限公司.
1.2 实验方法
1.2.1 活性炭改性
将颗粒活性炭进行预处理.粉碎后，过100～200目筛，用去离子水洗去活性炭上的杂质，105℃烘干12 h，保存待用.称取10 g预处理后的活性炭，投入到1 000 mL、1 mol·L-1的NaOH溶液中混合均匀，再加入25 g Fe2（SO4）3，磁力搅拌4 h，然后放在40℃的烘箱中密闭干燥48 h，取出用去离子水洗净，烘干待用.未改性活性炭和铁改性活性炭分别用AC和Fe-AC表示.
1.2.2 吸附实验
用3CdSO4·8H2O和去离子水配制含Cd（Ⅱ）模拟废水.吸附实验通过快速动态小柱完成，其材质为有机玻璃，柱高为13.5 cm，内径为0.5 cm，空床体积为2.65 mL，小柱内装有约（1.4±0.1） g活性炭，粒径为100～200目，进水方式为下行式，间隔一定时间取水样进行检测.所有实验均在室温下进行.进水pH分别为4、5、6，进水流量分别为2.0、4.5、9.0 mL·min-1，进水中Cd（Ⅱ）初始质量浓度分别为0.1、0.5、1.0 mg·L-1.考察某一因素时，固定其它两个因素，分别研究进水pH、流量和初始质量浓度对吸附性能的影响.
1.2.3 再生实验
进水pH为6、流量为4.5 mL·min-1、初始质量浓度为1.0 mg·L-1的快速动态小柱吸附饱和后，分别用1 mol·L-1 HCl、1 mol·L-1 HNO3和0.05 mol·L-1 EDTA-2Na溶液对铁改性活性炭进行再生.再生流量为4.5 mL·min-1，进水方式为上行式，再生时间为15 min，再生后用去离子水洗去残余再生液.
1.2.4 分析方法
实验中重金属浓度用TAS-990型火焰原子吸收分光光度仪进行检测.
2 结果与讨论
2.1 吸附Cd（Ⅱ）的影响因素
随着溶液流过小柱，溶质逐渐被吸附，在小柱上部的吸附剂达到饱和状态后将不再起吸附作用.当吸附带下沿到达小柱底部后，出水中溶质的浓度迅速上升，当达到允许出水浓度时，此点为吸附穿透点.本文定义动态小柱出水中Cd（Ⅱ）达到初始质量浓度的50%时的点为穿透点[13].在不同运行条件下，改性前后活性炭柱穿透时对Cd（Ⅱ）的吸附量结果如表1所示.
2.1.1 pH的影响
图1为不同pH条件下，改性前后活性炭对Cd（Ⅱ）的吸附穿透曲线.其中，进水Cd（Ⅱ）初始质量浓度为1.0 mg·L-1，流量为4.5 mL·min-1.图中纵坐标为出水质量浓度C与进水初始质量浓度C0的比值，横坐标为进水的床体积个数BV，其为处理水量与活性炭床体积的比值[14].
从图1和表1可知，进水pH分别为4、5、6时，AC的穿透曲线变化不明显，AC床穿透时运行的床体积个数分别为65、56、67，随pH变化较小；而Fe-AC的穿透曲线变化明显，Fe-AC床穿透时运行的床体积个数分别为147、194、254，随pH增加，运行的床体积个数逐渐增加.Fe-AC对Cd（Ⅱ）的吸附量大于AC，且穿透时运行的床体积个数和吸附量随pH增加而增加.当pH为6时，吸附效果最佳，运行的床体积个数和吸附量约为AC的3.8倍，这表明铁改性活性炭对镉的吸附能力有了显著提高.
同时，pH对Fe-AC吸附Cd（Ⅱ）的影响较大，这可能是因为，对于活性炭上一定的活性位点，溶液中的H+和Cd（Ⅱ）存在竞争.pH越小，溶液中H+浓度越高，与Cd（Ⅱ）的竞争越激烈，致使Fe-AC对Cd（Ⅱ）的吸附量减小.此外，当pH为4～6时，均未检测到铁的释出，说明加载在活性炭上的铁非常稳定，未发生脱附现象.
2.1.2 进水流速的影响
图2为不同进水流速下，改性前后活性炭对Cd（Ⅱ）的吸附穿透曲线.其中，进水pH为6，初始质量浓度为1.0 mg·L-1.由表1可知，进水流量分别为2.0、4.5、9.0 mL·min-1时，AC床穿透时运行的床体积个数分别为88、67、58，而Fe-AC床穿透时运行的床体积个数分别为287、254、205.结果表明，AC对Cd（Ⅱ）的吸附能力差，而Fe-AC运行的床体积个数始终是AC的3～4倍，进一步证明铁改性活性炭对Cd（Ⅱ）的吸附能力得到了显著提高.AC和Fe-AC穿透时运行的床体积个数和吸附量均随进水流量的增大而减小，进水流量为2.0 mL·min-1时，吸附效果最佳.随着进水流量增大，吸附带移动速度加快，导致穿透时运行的床体积个数和时间均减少[15].吸附量减小，可能是因为随进水流量的增大吸附质在活性炭床中的停留时间减少，Cd（Ⅱ）不能够及时扩散到活性炭表面.
2.1.3 初始质量浓度的影响
图3为不同进水初始质量浓度下改性前后活性炭吸附Cd（Ⅱ）的穿透曲线.保持进水pH为6，流量为4.5 mL·min-1.由表1可知，进水Cd（Ⅱ）的初始质量浓度分别为0.1、0.5、1.0 mg·L-1时，AC床穿透时运行的床体积个数分别为186、93、67，而Fe-AC床穿透时运行的床体积个数分别为507、282、254，床体积个数均随初始质量浓度的增加而减小，但Fe-AC运行的床体积个数始终大于AC，表明铁改性活性炭对Cd（Ⅱ）的吸附能力得到了提高.
此外，穿透曲线受初始质量浓度的影响较大.随着进水Cd（Ⅱ）初始质量浓度的增加，穿透曲线的斜率增大，运行的床体积个数减小.这表明浓度梯度会影响吸附柱的饱和速率和穿透时间，即扩散过程依赖于浓度.随着进水初始质量浓度增加，重金属的负载率增加，但吸附带长度的传质推动力减小[16].
2.2 再生实验
在进水Cd（Ⅱ）初始质量浓度为1.0 mg·L-1，pH为6，流量为4.5 mL·min-1时吸附饱和后，对Fe-AC进行了再生实验研究，再生液分别为1 mol·L-1 HCl、1 mol·L-1 HNO3和0.05 mol·L-1 EDTA-2Na溶液.采用不同再生液再生前后的Fe-AC对Cd（Ⅱ）的吸附量对比结果如图4所示.
从图4可看出，1 mol·L-1HCl和HNO3的再生效果差，再生后的吸附量分别仅为再生前的15%和13%，而0.05 mol·L-1 EDTA-2Na溶液的再生效果良好，再生后的吸附量约为再生前的76%.因此，本文选用0.05 mol·L-1 EDTA-2Na溶液作为再生溶液进行吸附-再生实验.图5为再生后Fe-AC的吸附穿透曲线.由图5可知，再生后Fe-AC的吸附能力有所降低，每再生一次，穿透时运行的床体积个数约降低13%，这可能是由于再生过程中负载的铁部分流失造成的.但总体而言，经2次再生后运行的床体积个数仍在100以上，对Cd（Ⅱ）仍保持良好的吸附性能.
3 结 论
本文通过快速动态小柱实验，研究负载铁氧化物活性炭对Cd（Ⅱ）的吸附特性.实验结果表明，负载铁氧化物能显著提高活性炭对水中Cd（Ⅱ）的吸附能力.具体结论为：
（1） 在进水pH为6、Cd（Ⅱ）初始质量浓度为1.0 mg·L-1、流量为4.5 mL·min-1时，铁改性活性炭能运行254个床体积后穿透，吸附量达0.480 mg·g-1，而未改性的活性炭仅能运行67个床体积，吸附量仅为0.130 mg·g-1.
（2） 进水pH为4～6时，Fe-AC穿透时运行的床体积个数随着pH增加而增加，且吸附量始终大于AC，实验过程中没有检测到铁的释出，这说明铁在活性炭上的加载非常稳定.同时，Fe-AC对Cd（Ⅱ）的去除还与进水流量和初始质量浓度等因素有关.进水流量越小，穿透时运行的床体积个数越多，吸附量越大.随着进水初始质量浓度的增大，活性炭柱的穿透时间减少，吸附带长度的传质推动力也减小.
（3） 饱和后的Fe-AC可被0.05 mol·L-1的EDTA-2Na溶液有效再生，再生后的Fe-AC吸附性能良好，可重复使用.
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树脂吸附剂的催化氧化法再生研究 第4篇
此,吸附法处理废水就受到了限制。对有机废水来说,研究开发将吸附剂上的污染物直接氧化处理掉的氧化再生方法就尤为重要。与直接对废水进行氧化处理相比,吸附-氧化再生的废水处理工艺有如下的优势与特点:(1)可循环和使用高浓度氧化剂的再生液,氧化反应速度快且无须担心氧化剂的浪费及造成二次污染;(2)可根据具体的实际情况确定氧化降解的深度,选择吸附能力全部或部分恢复,操作灵活、弹性高。
本文是在作者前期研究工作[3,4]的基础上,对H2O2-V2O5催化氧化法再生吸附了活性深蓝 K-R
的D301树脂(弱碱型阴离子交换树脂)进行研究。
1实验部分
1.1主要仪器和试剂
THZ-82A 台式恒温振荡器(上海跃进医疗器械厂);722N分光光度计(上海精密科学仪器有限公司);电子天平(北京赛多利斯天平有限公司);pH计(上海精密科学仪器有限公司)。
D301树脂(山东鲁抗化工分厂); H2O2(30%,分析纯,广东新宇化工厂);V2O5(分析纯,北京化工厂);活性深蓝K-R(取自某化工厂的活性染料)。
1.2再生液的配制
再生液是指含有H2O2(氧化剂)和V2O5(催化剂)的溶液。再生液的配制:向一定体积的蒸馏水中加入一定量的H2O2和V2O5,其中H2O2用体积分数mL/mL表示,V2O5用质量浓度mg/mL表示。
1.3静态吸附再生实验
准确称取经预处理过的D301树脂0.5 g,放入250 mL锥形瓶中,加入100 mL浓度为400 mg/L活性深蓝K-R溶液,在恒温振荡器中振荡吸附至平衡。取50 mL再生液对树脂进行再生。改变再生液的温度、pH值、催化氧化时间、H2O2 投加量、V2O5用量、树脂的粒径等条件,测定这些因素对再生效果的影响,确定适宜的再生工艺条件。
1.4动态吸附与再生实验
取15 mL预处理过的树脂装入φ1.5×30 mm的吸附柱中,用400 mg/L的染料溶液以60 mL/h的流速通过吸附柱,定时测其出水浓度。当出水浓度大于穿透点[5]的浓度时停止吸附,然后用再生液以一定流速流过吸附柱对树脂进行再生。
1.5树脂的再生率测试
采用标准再吸附法[6]进行评价。
2结果与讨论
2.1各工艺条件对树脂再生率的影响
2.1.1 再生液pH值的影响
在H2O2的体积分数为0.4 mL/mL、V2O5的质量浓度为1.6 mg/mL、室温30℃、氧化再生时间为20 min的条件下,改变再生液的pH值,考察其对再生率的影响,结果如图1所示。
从图1中可以看出,随着pH值的增加,再生效率是先升后降,pH值在3～4之间时再生效率最大,其原因是酸度过高加速了H2O2自身的分解,减缓了废水中染料的降解;但酸度过低,溶液中的HO2-会与 H2O2和HO·反应[7]。体系中存在如下离子反应:
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2.1.2 再生温度的影响
在H2O2的浓度为0.4 mL/mL、V2O5的浓度为1.6 mg/mL、pH为3、氧化再生时间为20 min的条件下,在不同的温度下再生,结果见图2。
由图2可以看到,随着再生温度的升高,再生效率是先升后降,在50℃左右再生效率最大。这种情况可能是由两方面的原因造成的:一是升高温度能加速HO·自由基的产生;二是温度太高同时导致H2O2的分解而生成氧气和水[8]。 从图2中可以看到虽然升高温度时,再生效率有所增大,但提高的不到10%,所以从经济成本方面考虑,在室温下再生为宜。
2.1.3 催化氧化时间的影响
在H2O2的浓度为0.4 mL/mL、V2O5的浓度为1.6 mg/mL、pH=3、室温30℃条件下,改变再生时间,考察其对再生率的影响,结果如图3所示。
由图3发现,随着氧化时间的增加,树脂的再生效率增大,但在氧化20 min之后,再生效率的增大就不是很快了。这主要是因为染料的降解过程首先是分子中发色基团被破坏,形成中间产物(这是个快速反应阶段),然后才是中间产物的降解过程,苯环、萘环等键能较高部位逐渐破坏(这一阶段反应速率较慢)。
2.1.4 H2O2的投加量对再生效率的影响
在V2O5的质量浓度为1.6 mg/mL、pH=3、室温30℃、氧化再生时间为20 min的条件下,改变H2O2的投加量,考察其对再生率的影响,结果如图4所示。
图4显示,随着H2O2用量的增加,再生效率先增大,而后增加缓慢。这种现象被理解为在H2O2的投加量较低时,随H2O2的投加量增加,产生的HO·量增加;当H2O2的投加量过高时,过量的H2O2能与羟基反应生成水和HO2·基,而HO2·基会进一步与HO·反应生成水和氧气,即发生H2O2的自耗[7]。
2.1.5 V2O5的质量浓度对再生效率的影响
在H2O2的投加量为0.4 mL/mL、pH=3、室温30℃、氧化再生时间为20 min的条件下,改变V2O5的投加量,考察其对再生率的影响,结果见图5。
由图5可知,V2O5的催化作用是非常明显的,不加V2O5时,再生效率比较低,只有61%,而加入V2O5之后,再生效率可达92%。从图5还看到,当V2O5的加入量超过1.6 mg/mL以后,再生效率无明显增加。
因此从多种因素来考虑,得出催化氧化再生的适宜工艺条件为:pH值为3～4,H2O2的投加量为0.4 mL/mL,V2O5的质量浓度为1.6 mg/mL,室温下再生20 min。
2.2不同粒径的D301树脂对再生率的影响
用粒径分别为20目、30目、40目的D301树脂,进行吸附再生实验,研究粒径对再生率的影响,结果如表1所示。
(再生条件: pH=3～4, [H2O2]=0.4 mL/mL, [V2O5]=1.6 mg/mL, t=30℃ 再生时间为=20 min)
从表1中看到,随着吸附剂粒径的减小,再生率逐渐增大,其原因主要是粒径小的颗粒内扩散阻力小,宏观再生氧化速率大。
2.3 动态条件下,再生次数对再生率的影响
在动态条件下,对吸附柱中的树脂连续进行6次吸附-再生实验,采用H2O2的投加量为0.4 mL/mL,V2O5的质量浓度为1.6 mg/mL,pH值为3的再生液再生,结果如图6所示。
图6表明,随着再生次数的增加,树脂的再生率降低,但再生5～6次后的再生率趋于稳定,稳定时的再生率大于80%。
3结论
通过用H2O2-V2O5催化氧化法再生吸附了活性深蓝K-R的D301树脂,得到以下结论:(1)再生率随着再生液 pH 值和反应温度的升高是先增后降;而随着氧化时间、H2O2浓度和V2O5浓度的增大,再生率是先增大较快,而后增加缓慢。(2)催化氧化再生的适宜工艺条件为:pH值为3～4,H2O2的投加量为0.4 mL/mL,V2O5的质量浓度为1.6 mg/mL,室温下再生20 min。(3)随着树脂再生次数的增加,再生效率有所降低,再生5～6次后再生率趋于稳定,稳定时的再生率大于80%。
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微热再生吸附式干燥塔故障处理 第5篇
微热再生吸附式干燥塔是空压机的后处理设备, 出现故障会提高压缩空气的含水率。控制阀因使用压缩空气作为动力源, 冬季压缩风所含的水结成冰, 影响控制阀正常动作, 造成生产装置运行不稳定, 多次停车。
2 处理措施
(1) 电磁阀工作异常。检查电磁阀是否工作的简单方法, 是干燥再生时用铁器碰电磁阀头, 感觉是否有吸力, 有吸力并且消声器有气, 则电磁阀工作正常。电磁阀有吸力但消声器无气, 可能为阀内膜片先导节流小孔堵塞, 造成阀一侧罐体始终处于有压状态。实际中, 节流小孔被干燥剂堵塞的情况较为多见。
(2) 消声器堵塞, 再生背压过高。再生时除水汽的能力与塔内压力成反比, 压力越高, 越不容易再生, 需要更换消声器。公司对消声器进行改造, 用 Φ10 mm钻头在消声器上打5 排孔, 既不会堵塞消声器, 又降低了费用。
(3) 进气阀再生时关不严。干燥塔再生时如果进气阀关不严会导致再生气排出不顺, 影响再生效果。判断是否严密的办法:再生时关闭再生调节阀, 用手感觉消声器是否有气, 若有气则证明阀门关不严。
(4) 干燥剂过饱和, 可以减少处理气量或加大再生气, 逐步脱湿, 一般情况下再生阀开度在45%左右。防止干燥剂失效, 必须定时更换塔前精密管道过滤器除油、除水滤芯, 并及时排油、排水。
(5) 长期停机, 干燥器前后阀门未关闭, 大气中潮气进入罐内造成干燥剂含水。设备长期不用时, 用盲板封堵进出口隔绝大气。
吸附再生 第6篇
1 催化吸附剂的研制
在整个吸附-催化氧化再生技术中,催化吸附剂是此技术的核心。目前,用于处理废水的吸附剂有活性炭、树脂、天然矿物等。
为了加速氧化过程,提高氧化再生效率,研究者将具有氧化催化活性的物质负载在吸附剂上。适用于氧化反应的催化剂大多为过渡金属氧化物,如Ag、Pt、Pb、Cu、Fe、Ni、Mn等的金属氧化物,其中Ag、Pt等贵金属催化活性高,使用寿命长,但其高成本限制了其广泛应用。而Cu、Ni等由于其廉价和相对较高的催化活性而被人们广泛研究和应用。雷智平、刘振宇等[1]制备了CuO-CeO2/AC催化吸附剂,用于去除废水中的苯酚。但是传统的活性炭作为吸附剂及催化剂载体存在着某些不足,如高温下被烧蚀。Peng等[2,3]制备了含有Cu(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)金属氧化物的高岭石,可吸附去除废水中的腐殖酸,吸附后在300℃下可氧化再生。胡龙兴、党松涛等[4]制备了载铜介孔碳CMK-3,其吸附和循环使用结果表明,Cu/CMK-3对水中苯酚具有较大的吸附量和良好的催化氧化效率。周云云等[5]使用NiO处理印染废水,研究表明,NiO是一种具有良好吸附性能和催化氧化性能的吸附剂,5次再生之后,再生率可稳定在60%以上。王亮研制了CuO/酸改性海泡石,再生12次之后,再生率趋于稳定,达75%左右。方健[6]对在氧化过程中有催化活性的金属氧化物进行了筛选,制备的Co-Fe-海泡石复合型催化吸附剂的再生率达到70%以上。
目前所研制的催化吸附剂大多为将具有氧化催化活性的金属/金属氧化物负载在吸附剂上,研究的吸附处理对象不多,扩大吸附处理对象,研制成本低、具有广谱吸附作用且氧化催化性能良好的催化吸附剂是今后的发展方向。
2 催化氧化再生技术
目前,常用的再生技术有干法催化氧化再生、微波催化氧化再生、催化湿式氧化再生、光催化氧化再生等。
2.1 干法催化氧化再生
干法催化氧化再生是在再生反应器中鼓入热的氧化性气体(如空气),在一定条件下将吸附的有机物催化氧化而除去,使吸附剂恢复吸附能力[7,8,9,10,11]。张会平[12]采用空气催化氧化再生方法对吸附了苯酚的Cu-Mn-Ag-活性炭吸附剂进行再生,在温度145℃,不同的空气流速条件下,再生率均在60%以上。方健对吸附了结晶紫的Co-Fe-海泡石吸附剂通入空气对其进行高温再生,再生时间为15min时,再生率达到79.93%。王亮利用CuO/酸改性海泡石吸附亚甲基蓝,在温度为550～650℃,再生时间为10min,空间速度为100min-1时,再生率达到75%左右。目前对干法催化氧化再生的研究不多,但其显著的优点已引起研究者的重视。将干法催化氧化再生应用于废水处理具有下列优点:(1)有机物可在常温下吸附脱除,无需加热整个水体,能耗低;(2)有机物在位催化氧化,催化吸附剂循环使用,避免异地氧化带来的频繁装卸;(3)有机物气-固态氧化,污染物浓度高,氧气浓度高,氧化速率高,无需加压;(4)避免高温湿法氧化中的金属活性组分流失。
2.2 微波催化氧化再生
原理是在微波照射下,吸附剂上的有机污染物发生催化氧化降解,使得吸附剂再生。
研究发现,微波催化氧化再生系统对降解污水中的有机物具有良好的效果,H·S·Tai[13]和ChihJu·G·Jou[14]以活性炭为吸附剂,处理废水中的苯、甲苯、二甲苯及苯酚,微波辐射90s后,苯、甲苯、二甲苯被完全降解成CO2和H2O,240s后苯酚被完全降解成CO2和H2O。谢复青等[15]采用钢渣/焦炭吸附-微波降解法处理孔雀石绿染料废水,结果表明,微波加热2 min,降解孔雀石绿后,该吸附剂可继续使用,再生率很高,使用6次后的再生吸附剂,震荡吸附1h条件下,脱色率都能达到97%以上。
在今后的研究中,可以改变系统的一些工艺条件,例如:选择间歇通入氧化剂的方式,变化微波作用的强度,选择适当的吸附剂或者调整吸附剂用量,增加反应的催化剂等,使这种水处理方法更加完善。
2.3 催化湿式氧化再生法
催化湿式氧化再生法是在热再生法基础上发展起来的一种新技术,主要研究思路是在吸附剂投入吸附前,预先在吸附剂上负载具有催化氧化作用的物质,以降低吸附剂上有机吸附质的分解温度,从而有效地实现低温再生和在线操作。
投加催化剂有利于吸附剂的再生,选择合适的催化剂对再生至关重要。采用浸渍法制备CuO/Al2O3催化剂,在高压反应釜中对吸附苯酚的活性炭进行多相湿式催化氧化,使活性炭获得再生,在210℃,氧分压0.6MPa下,反应1h的活性炭再生率为47.0%[16]。王全喜等[17]采用H2O2-V2O5催化氧化法再生吸附了活性深蓝K-R的D301树脂,结果表明,在最适宜的条件下,再生率可达80%以上。陈孟林等[18]以H2O2为氧化剂,MnO2为催化剂对吸附了活性深蓝K-R的D301树脂进行再生,再生率均在90%以上。余谟鑫,王书文[19]研究了活性炭催化氧化过氧化氢脱附其表面吸附的二苯并噻吩,使用H2O2+HCOOH水溶液对活性炭进行再生,再生率达到90%以上。
2.4 光催化氧化再生法
光催化氧化再生法是利用一定波长范围的光,在某种催化剂存在的条件下,通过光化学反应使饱和吸附有机物的吸附剂的吸附性能得到恢复的方法。常用的催化剂有TiO2(锐钛矿型)、SrTiO3、BaTiO3、KaTiO3、In2O3。刘守新等人[20]在主波长为253.7nm的紫外光辐射下,以锐钛型TiO2及其表面沉积Ag的Ag-TiO2为催化剂,对饱和吸附亚甲基蓝的椰壳活性炭进行再生。结果表明,在再生温度为50℃,再生时间为72h时,再生率可达81%。
2.5 其他方法
有研究者将两种催化氧化再生技术结合起来对催化吸附剂进行再生。马建锋,李宇涛等[21]利用羟基铁本身的絮凝作用和催化活性,采用几种不同阳离子交换容量(CEC)的羟基铁柱撑膨润土处理含亚甲基蓝染料废水,并通过超声波和H2O2协同作用,加速催化氧化被吸附在膨润土层间的有机污染物,实现羟基铁柱撑膨润土进行再生。该过程简单经济,在提高膨润土沉降性能的同时提高了吸附效果,并实现吸附剂再生。
3 催化氧化再生机理研究
催化氧化再生机理已有一些研究者进行了研究,如赵江红、刘振宇等利用TG/MS联用装置,采用程序升温氧化法研究了Cu/AC和Fe/AC催化-吸附剂低温干法催化氧化苯酚的活性;Quintanilla等[22]对含铁催化剂存在条件下苯酚氧化机理进行了探讨。但催化氧化再生的主要机理目前尚不十分清楚,一般认为是:
催化氧化再生的过程可简化为3个步骤:(1)吸附:A(分子氧)+R(催化剂活性中心)葑AR,B(吸附质)+R葑BR;(2)催化反应:AR+BR葑PR(催化剂表面上产物)+R;(3)脱附解离:PR葑P(主体产物)+R。
气相氧在催化剂表面先后经过分子吸附或解离吸附,然后表面吸附氧种转化为晶格氧,同时晶格氧不断向催化剂体相扩散。
其中O(S)和(S)表示氧化态和还原态的表面活性中心,O(L)和(L)表示催化剂晶格氧和催化剂晶格中的氧空穴。
一般的,表面吸附氧转化为晶格氧的反应发生在催化剂表面,表面晶格氧通过空位扩散到晶体内部,催化吸附剂体相在反应过程中起着“蓄养池”的作用,在整个过程中,表面晶格氧与污染物反应被消耗后浓度降低,催化吸附剂的晶格氧就扩散到吸附剂表面。
今后应继续深入探讨催化氧化再生的机理,借助多种分析手段,对反应过程进行监测,从分子尺度上进行机理的探索,可更深刻理解该技术的原理,从而为吸附-催化氧化再生法的推广应用奠定理论基础。
4 催化氧化再生数学模型研究
催化氧化再生数学模型的研究涉及化学反应工程、催化化学、计算机应用技术和应用数学等知识,通过数学模型可以合理设计工业催化剂颗粒的形状、尺寸和孔结构,并使之与所用反应器相互匹配,达到整体最佳化或较佳化。催化氧化再生数学模型由单颗粒模型方程和反应器模型方程两大部分组成,目前针对吸附剂催化氧化再生的数学模型尚未见报道,但对单颗粒宏观反应动力学方程和固定床反应器模型方程已有大量研究,下面介绍与催化氧化再生模型紧密相关的一些研究成果:单颗粒气-固相模型方程和固定床反应器气-固相模型方程。
4.1 单颗粒气-固相宏观反应动力学
目前对于单颗粒催化剂上反应-扩散耦合行为已经有了深入的研究。崔红社[23]建立了球形吸附剂内扩散方程模型方程,并采用有限差分法,分别利用等距网格和等体积网格划分区域对扩散方程进行了数值求解。这些研究工作对催化氧化再生宏观动力学的研究有很好的借鉴作用。
4.2 反应器模型
在庞大的气-固非均相催化反应器家族中,固定床反应器占有相当大的比重[24]。下面就以固定床反应器为例说明这方面的工作。固定床反应器的数学模型,根据是否明显考虑催化剂的存在分为拟均相和非均相模型两类,根据状态变量分布情况又可分为一维和二维模型两类。朱炳辰[25]曾对固定床反应器模型化方面已有的研究成果作过很好的总结。对具体的气-固相催化过程,代表性的研究工作有:黄晓峰[26]研究了丁烷选择氧化顺酐的动态动力学模型及其应用,建立了列管式固定床反应器一维非均相非定态模型,并用单管反应器定态实验数据对催化剂有效因子和总传热系数进行了修正。李建伟[27]对C3O2催化剂上甲醇合成的本征动力学、宏观动力学进行了实验研究,并建立了动力学方程及单个催化剂颗粒上的反应-扩散模型,同时对整个反应器进行了优化。张言文[28]通过采用二维拟均相固定床反应器模型和正交配置法模拟邻二甲苯氧化制取邻苯二甲酸酐在固定床反应器内的温度及组成分布,摸索到了其在反应器中的特点,为确定适宜的工艺条件提供了依据。
Christoph Kern等[29]研究了炼焦催化剂的再生过程,并建立、验证了碳在单一颗粒和固定床感应器中燃烧过程的数学模型。通过实验求取了本征动力学参数,建立了单个颗粒中的氧气、吸附质模型方程,反应器轴向扩散-反应模型,并对其进行了求解。模拟结果与实验数据相一致。
5 结语
吸附再生 第7篇
关键词：电吸附,氯离子,去除率
1 电吸附技术概述
随着电化学理论和吸附分离技术的不断发展, 将二者交叉融合的电吸附理论和技术日渐显示了它“年轻”的活力。电吸附水处理技术是通过对水溶液施加静电场作用, 在电极上加上直流电压, 在两电极表面形成双电层, 吸附再生水中的离子但不发生化学反应。由于双电层具有电容的特性, 因而能够进行充放电。在充电过程中, 双电层能将溶液中的离子吸附并保存在其中, 积蓄一定的能量;在放电过程中, 则能释放出能量和离子, 使得双电层又获得再生。
1.1 电吸附水处理原理简述
如图1, 原水从一端进入由两电极板形成的空间中流过, 在阴、阳极之间流动时受到电场的作用, 随着电极吸附带电粒子的增多, 从而使水中的溶解盐类、胶体颗粒及其带电物质滞留在电极表面, 最终实现溶解的离子与水的分离, 获得较为净化的出水。
1.2 工艺特点
(1) 耐受性好
核心部件使用寿命长 (>5年) , 避免了因更换核心部件而带来的运行成本的提高。
(2) 特殊离子去除效果显著
电吸附技术对氯、氟、钙、镁离子去除率效果尤佳, 且除盐率连续可调。
(3) 无二次污染
电吸附系统不添加任何药剂, 排放浓水所含成份均系来自于原水, 系统本身不产生新的排放物。浓水COD不浓缩, 可直接达标排放, 无需进一步处理。
(4) 对颗粒污染物低
由于电吸附除盐装置采用通道式结构 (通道宽度为毫米级) , 所以不易堵塞。对前处理要求相对较低, 因此可降低投资及运行成本。同时, 电吸附除盐设备具有很强的耐冲击性。
(5) 抗油类污染
由于电吸附除盐装置采用特殊的惰性材料为电极, 可抗油类污染。
(6) 操作及维护简便
由于电吸附系统不采用膜类元件, 对原水要求不高。自动化程度高, 对运行管理人员的要求低。
(7) 运行费用低
该技术属于常压操作, 能耗比较低。原因在于电吸附技术净化是将水中的不同类型的离子分别提取分离出来, 而不是把作为溶剂的水分子从待处理的原水中分离出来。
2 电吸附技术在再生水处理中去除氯离子的实验
在中小城市市政再生水的处理过程中, 很多情况是用户使用后的浓缩废水又排回城市管网进入原污水处理厂, 形成了盐类特别是氯离子在整个城市排水处理系统内循环而导致浓度不断升高, 如果采用常规诸如石灰软化法等处理工艺, 无法去除氯离子, 而难以达到对氯离子要求较为严格用户的水质指标, 特别是对使用再生水作为冷却水的热电厂等单位, 采用除盐处理工艺对氯离子的去除十分必要和有效。
由于电吸附技术具有上述优点, 决定采用电吸附技术对再生水中的氯离子进行去除实验研究。
2.1 实验概况
本实验研究的是电吸附技术去除水中氯离子的可行性及其去除率, 实验用水采用我公司再生水处理厂再生回用生物处理后的出水, 目的是研究电吸附工艺代替石灰软化工艺对氯离子的去除效果。其主要水质指标见表1。
氯离子去除目标要求:浓度降到300mg/L以下。
2.2 静态实验步骤与实验分析
2.2.1 工艺路线
总工艺路线暂定如下:
来水→保安过滤 (根据水质情况定) →原水箱→电吸附模块→净水箱
2.2.2 电吸附工艺流程
工艺流程分为二个步骤:工作流程, 再生流程。
如图2所示。
工作流程:原水池中的水通过提升泵被进入过滤器, 固体悬浮物在保安过滤器被截流, 之后水进入电吸附单元。水中溶解性的盐类被吸附, 达到除盐的目的。
再生流程:就是模块的反冲洗过程, 冲洗经过短接静置的模块, 使电极再生, 反洗流程可根据进水条件以及产水率要求选择一级再生、二级再生、三级再生或四级再生。
2.2.3 TDS去除率
TDS值代表了水中溶解性总固体的含量, TDS值越大, 说明水中的含盐量越大, 在回用水处理中TDS是一项很重要的水质指标。中试试验期间电吸附除盐系统对TDS的去除效果见图3所示:
排放水以实际化验结果作为衡量标准, 从中可以看出, 试验期间, 原水平均TDS在1156mg/L, 产水平均TDS为439mg/L, 浓水平均TDS在2004mg/L, TDS平均去除率为62.0%, 而且去除效果非常稳定。
2.2.4 氯化物去除效果
氯离子是本次试验研究的主要指标, 是总盐中含量最高的组分, 氯离子浓度高会对再生水用户特别是换热器产生不利影响。试验对氯离子的去除效果见图4。
由图4可以看出, 原水氯离子平均含量为307mg/L, 产水平均为91mg/L, 浓水平均567mg/L, 氯离子平均去除率为70.4%, 去除率要高于其平均的除盐率 (62%) 。
3 氯离子去除率的影响因素和实践应用
3.1 本试验在原水样相同的情况下, 根据出水氯离子含量的目标值不同分别制定了不同的电吸附处理工艺参数, 其中主要的影响因素为电能消耗值。以上数据采用的能耗分为2个阶段, 由于两个阶段的工作流量不同, 其所吸附的总盐量也不同, 所以导致其吨水能耗也不同:前阶段能耗为0.79kwh/t, 后阶段为0.48kwh/t。
3.2 在一定的处理流量和出水水质范围内, 氯离子的去除率与能耗成非线性的正比关系 (由于篇幅所限, 本文在此未列出更多的实验数据) 。因此在实际的生产运行中, 可通过调整电耗参数调整出水水质, 处理水量的变化也可通过调整处理模块数量和电耗加以解决。
3.3 针对本再生水厂的实际情况, 通过实际的水样实验分析, 笔者认为, 电吸附处理工艺在再生水厂消减氯离子方面, 有很好的实际应用和推广价值, 尤其对于用户浓水返回原处理厂的地区更为适用。
4 结语
本实验利用电吸附除盐装置处理张家口金川中水开发利用有限公司生物处理段后出水进行氯离子的去除。实验结果表明, 电吸附工艺对氯离子的去除率达到了预期目标, 相对石灰软化法其处理效果可满足热电厂等用户的水质要求, 且运行稳定。
1) 原水平均TDS在1156mg/L, 产水平均TDS为439mg/L, 浓水平均TDS在2004mg/L, TDS平均去除率为62.0%, 而且去除效果非常稳定;
2) 原水氯离子平均含量为307mg/L, 产水平均为91mg/L, 浓水平均567mg/L, 氯离子平均去除率为70.4%, 去除效果要率高于其平均的除盐率 (62%) ;
从上述结果来看, 在实验过程中设备运行稳定、维护较为简单, 对前期预处理要求较低, 产水水质好, 达到了预期的实验效果。尤其在原水中氯离子等盐类离子波动较大的情况下, 仍可较为稳定地保证出水水质。
参考文献
[1]丁恒如, 吴春华, 龚云峰等.工业水处理技术[M].北京:清华大学出版社, 2005.
[2]尹广军.电容去离子过程的吸附机理研究[D].北京:清华大学化学工程系, 2001.
[3]查振林, 余以雄.电极对电吸附去离子方法的影响研究, 四川化工, 18 (4) :11-3.2006
吸附再生 第8篇
1吸附剂的再生过程
1.1再生操作条件
为了使干燥剂在再生时装置仍然能够运行, 鲁奇甲醇制丙烯工艺过程中共设置两台液烃干燥器A/B, 再生通过向干燥剂床层中通入由氮气加热炉提供的热氮气来完成。干燥剂采用3A-EPG型分子筛干燥剂[1]。再生操作条件见表1。
1.2再生操作过程
液烃干燥器AB配备有分子筛床层去吸收来自氧化物萃取塔液烃中的饱和水。按照设计, 干燥器的吸附剂循环周期在正常的操作模式下被期望至少是48 h。如果干燥的液烃中的水的质量分数超过0.1×10-5, 处于吸附的干燥器必须被再生, 刚被再生完处于备用的干燥器必须被投入开始去吸附[2]。为了简化装置的操作, 建议干燥器的固定再生时间间隔为48 h。
吸附工艺从床层的底部开始到顶部, 再生的进行从顶部到底部。液烃干燥器在再生循环开始前必须被排空。高压氮气将被用于将干燥器内的液体推动到四级分离器去中间存储。接下来, 干燥器被减压到再生压力0.4 MPa。干燥器的再生循环开始于加热阶段。在此阶段, 来自氮气加热炉的热氮气通入干燥器去吸收水分。接下来床层用来自于母管的干燥的冷氮气冷却。在冷却阶段之后干燥器被加压到操作压力, 并且用先前排到四级分离器中的液体充填。新的干燥器最后被设置到再生位置, 以用于去取代处于吸附的干燥器。
每台干燥器的每个循环周期包括8个不同的阶段[3]。
①吸附;
②排净;
③减压;
④加热和再生;
⑤冷却;
⑥加压;
⑦充填;
⑧备用。
吸附和再生循环被手动操作。在下面的介绍中假设:吸附器A处于运行, 也就是说正在吸附并且需要被再生。吸附器B已经再生完并且将被投入用于吸附。
2吸附剂再生工艺
2.1将干燥器B设为投用, 干燥器A离线
在将被再生的干燥器离线之前, 为了不隔断来自氧化物萃取塔的流量, 打开备用干燥器的入口阀使进料流入所有的干燥器。打开干燥器B主要入口阀门B1以使干燥器A和B都投入生产中。通过连续关闭干燥器A主入口阀和出口阀A1和A2, 使干燥器A离线。
2.2干燥器A的排空和减压
在再生开始之前, 干燥器A内存储的液体将被转移到四级分离器中。从四级分离器排出的液体正常通过液位控制来保持四级分离器的液位。在此期间, 当干燥器A内存储的液体被转移到四级分离器, 流量不是通过液位控制, 而是通过流量控制来维持四级分离器的液位的增长。因此对于液位控制器有两个设置点:低设置点在干燥器A内的液体被转移到四级分离器之前被激活。高设置点当干燥器A内的液体被存储在四级分离器时被利用。
1) 确认四级分离器的液位处于低设置点, 四级分离器有足够的体积可以储存干燥器A内的液体;
2) 打开四级分离器串联的液位控制器和流量控制器, 以当前的流量作为给流量控制器设置点;
3) 小心地打开干燥器A至四级分离器的液体传输管线上的液体输送阀A7。由于压差和干燥器A与四级分离器中的液位差, 液体将开始流动。监测干燥器A中的液位下降和四级分离器中的液位增长;
4) 当流动停止时, 打开高压氮气入口阀A5, 通过通入高压氮气迫使液体流出干燥器A。液体的输送用高压氮气供给阀03控制。进入干燥器的高压氮气的最大流量通过限流孔板来限制。将干燥器A中的全部液体输送至四级分离器;
5) 当干燥器A的底部液位计显示没有液位时, 停止高压氮气的供应。在排空容器后, 大约需要30 min使分子筛上的液体滴净;
6) 一旦所有的液体从干燥器A排到四级分离器, 将四级分离器液位控制器和流量控制器设置为串级功能。以四级分离器当前的液位设置液位控制器;
7) 在排空之后, 干燥器A用氮气充至液位控制器和流量控制器的运行压力。通过压力控制阀放空到火炬总管将容器缓慢减压到压力控制器的设置点。为了避免干燥内的压力下降太快, 气体必须通过04阀旁路上限流孔板, 确保04阀关闭。通过打开氮气出口阀的1寸旁路来开始减压。减压到火炬所需要的时间大约是30 min。一旦减压结束, 打开A4阀并且关闭旁路阀。
2.3加热程序
打开干燥器A的氮气入口阀A3。通过冷氮气供应阀01开始从母管中引入氮气, 氮气通过压力控制阀被送入火炬, 将流量提高到29170 kg/h。通过热氮气供应阀02增加来自氮气加热器的热氮气来加热干燥器, 氮气温度通过手动控制来自氮气加热炉的热氮气和来自母管的冷氮气的混合比例。调整冷热氮气的流量使总量保持在29170kg/h。温度按照以下梯度逐步提高到210℃:
①加热到120℃:15 min
②在120℃加热:30 min
③加热到210℃:15 min
在210℃保持通入吸附器的氮气28个0.5 h, 以排除吸附在分子筛上的所有水分。
2.4冷却
加热阶段之后是大约持续9个h的冷却阶段。冷却周期首先通过切断来自氮气加热炉的热氮气开始。关闭热氮气供应阀02, 提高来自母管的冷氮气的供应, 保持通过干燥器的氮气流量恒定在29170 kg/h, 维持冷氮气的流量9.5 h。冷却阶段之后检查吸附剂床层的温度。如果床层的温度在45℃以上, 保持通入吸附器的冷氮气流。如果温度低于45℃, 冷却阶段结束, 氮气供应通过关闭冷氮气供应阀01切断。关闭氮气入口阀A3和干燥器A出口阀A4。
2.5用高压氮气加压
当干燥器用液体充填时, 被再生的干燥器必须用高压氮气加压以减少闪蒸蒸气的量。打开干燥器A的高压氮气入口阀A5。在大约60 min之内, 干燥器通过高压氮气阀03用高压氮气加压到1.9 MPa。关闭干燥器A的高压氮气入口阀A5。
2.6再充填
先前被转移到四级分离器的液体被返回干燥器A内。
确认四级分离器的液位高设置点, 并且液位的高度足够于去充填干燥器。打开串联的液位控制器和流量控制器, 将来自于四级分离器的排放流体切换为流量控制。给流量控制器当前的流量作为设置点。小心打开液体输送阀A7, 将来自四级分离器的液体转移到干燥器A内。充填程序通过容器顶部和底部的液位表来监控, 四级分离器的液位降低。由于压差液体开始流动。当加入液烃, 干燥器A内的气体被压缩, 容器的压力提高。一旦四级分离器的压力和干燥的压力平衡, 流动停止。通过A6阀将气体从容器顶部放到火炬, 使得干燥器A的压力轻微降低。充填的速度通过此种方法来控制。应该注意的是来自四级分离器的液体是饱和的水。因此干燥器A的充填必须非常缓慢, 以保证有足够的时间去吸附饱和水。充填程序应该持续大约两个小时。通过干燥器底下部的液位计显示充填完成以后, 关闭液体转输阀A7。再次设置串级的液位控制器和流量控制器起作用。将当前的四级分离器的液位设置给液位控制器。打开主入口阀A1去平衡备用的干燥器A和处于吸附的干燥器B之间的压力。
现在干燥器A处于备用状态, 随时可以投用。
3结论
甲醇制丙烯工艺过程中所使用的分子筛干燥剂与乙烯装置使用的干燥剂类似, 干燥剂的再生操作程序也基本相同。但由于甲醇制丙烯工艺在世界上没有成功运行的经验, 实际生产过程中干燥剂的再生程序还将根据实际过程进行调整, 再生的时间和温度还要在实际操作中进行摸索。
摘要：与乙烯工艺技术类似, 鲁奇公司的甲醇制丙烯 (MTP) 工艺过程中为控制后续分离单元中设备和管道中的水含量, 防止管道冻堵, 对于压缩后的物料采用干燥剂进行干燥以除去其中的水分。从工艺过程出发, 介绍了甲醇制丙烯工艺技术中所采用的液烃干燥剂的再生操作过程。
关键词：甲醇,丙烯,吸附剂,干燥剂
参考文献
[1]黄仲涛.工业催化剂手册[M].北京:化学工业出版社, 2001.
[2]陈滨.乙烯工学[M].北京:化学工业出版社, 1997.
吸附再生 第9篇
关键词：活性炭,再生,应用
活性炭对水中的溶解氧、可溶性有机物颗粒具有很强的吸附能力和很高的吸附容量, 被吸附在活性炭孔隙中的有机物质, 可以被微生物及其分泌的胞外酶进行降解, 使得部分孔隙恢复吸附能力 (再生) , 比表面积再生率可达69%。活性炭-生物膜法处理污水就是通过活性炭吸附和微生物降解的协同作用进行的, 不但能较好的提高污水的处理效果, 而且可使活性炭的使用周期延长, 降低处理成本。
活性炭吸附已广泛用于给水的净化处理, 同时活性炭吸附-生物膜法用于某些工业污水后期净化处理。
1 不同载体吸附性能对比
1.1 溶解氧富集试验
试验用水为自来水, 水温18℃-22℃, 进水溶解氧为7-8Mg/L。试验共进行14小时, 通过测定进出水溶解氧的变化计算各种载体对溶解氧的吸附量。对水中溶解氧的累计吸附量分别为:活性炭3.33 Mgo2/gc、焦碳0.96Mgo2/gc、无烟煤1.19Mgo2/gc。活性炭对溶解氧的富集程度要比煤和焦碳高1.8-2.5倍。
1.2 有机物富集试验
有机物选用一种水溶性的活性染料XBR-艳蓝, 为蓝色粉末, 溶解度 (50℃) 70g/L, 分子量642.39。配XBR-艳蓝溶液浓度为3×10-4Mol/L, 水温15℃-20℃, pH值中性, 染料溶液与吸附剂接触时间约为2小时, 测定出水的光密度变化, 计算在一定通水量时载体的吸附容量。其结果是:当通过填料柱的XBR-艳蓝的重量为填料重量1.2倍时, 活性炭对XBR-艳蓝的吸附量近似零。
2 活性炭的正确使用
活性炭在污水处理中主要是利用化学吸附的性质去除有机物和进行脱氧, 由于活性炭受到原料生产工艺多方面因素的影响而使其本身的吸附性能和成品的价格有较大的差异, 因此正确使用是至关重要的。
活性炭在装入过滤设备前必须进行预处理, 方法是将活性炭用清水浸泡搅拌, 去除漂浮物直至清洁为止。如炭中污物较多, 清洗之后用5%HCL溶液浸泡1小时, 再用清水冲洗至PH为6-7, 装柱后用5%HCL及4%NaOH溶液交替动态处理1-3次, 流速为18-21m/h, 用量为活性炭体积的3倍左右, 然后清洗至中性。
活性炭在使用中须定期反洗和再生, 其方法是:
(1) 用清水进行反洗, 反洗强度一般可采用10-14L/so㎡, 反冲洗时间采用15-20分钟。
(2) 蒸汽吹洗:用294kPa的饱和蒸汽吹洗15-20分钟。
(3) NaOH淋洗:NaOH浓度一般采用6-8%, 温度40℃, NaOH的用量可为活性炭体积的1.2-1.5倍。
(4) 正洗:用原水顺流到出水水质合格后方可投入运行使用。
采用上述方案运行的污水处理厂, 需要定期定量补充一些新炭, 去除有机物近50%, 浊度除去率和除氧率都达70%, 活性炭的吸附率不断下降。说明当前处理厂运行一般清洗不能完全解决问题。较大颗粒的胶体物质对活性炭的吸附带来极为有害的影响。因此活性炭吸附过滤在预处理中应在粗滤之后进行。
3 微生物再生活性炭的探讨
利用微生物的活性, 是否能使失效的活性炭恢复吸附能力, 其再生过程是如何进行的, 通过试验分析结果, 提出以下看法:
3.1 在微生物的作用下, 可使失效的活性炭部分恢复吸附能力。
活性炭有巨大的表面积 (1000M2/gc) 和发达的孔隙结构, 其中95%的表面积是由孔径<40A0的微孔提供的, 中孔 (40-2000 A0) 约占总表面积的5%, 大孔 (2000-4000 A0) 的表面积仅有0.5-2 M2/gc.而大多数细菌大于1μm, 少数细菌为5μm, 因而细菌只能进入活性炭的大孔, 而不能进入微孔内, 只有细菌所分泌的胞外酶能够降解吸附在微孔内有机物.胞外酶是由蛋白质组成的生物催化剂, 可将细胞外的大分子有机物和不溶性有机物分解成小分子物质和可溶性物质, 供微生物吸收和利用。酶的大小, 按其呈球形时的直径计算, 为0.01-1μm。在适宜的条件下, 许多酶都能被活性炭大量吸附, 一些较小分子量的酶或具有活性基团的酶的碎片可进入活性炭的微孔内, 催化分解吸附在微孔内的有机分子化合物, 由于活性炭对低分子量物质的吸附能力差, 这些小分子物质就可以从炭的孔隙表面解吸下来, 向外扩散, 进入到大孔中和炭表面的微生物细胞体内, 在细胞内酶催化下一部分合成细胞物质, 一部分进一步氧化分解, 最终以CO2、H2O及其它简单物质形式, 释放到细菌体外。这样, 被有机物占据的部分吸附表面, 在微生物作用下得以再生。
以再生结果分析, 若用比表面积的变化衡量再生效果, 再生率为69%, 其中微孔的再生率为62%。这说明, 吸附在炭微孔内的有机物可以在微生物的胞外酶的作用下解吸下来, 恢复微孔的吸附能力。
微生物的再生作用, 也同样存在于活性炭-生物墨法处理污水的过程中。在运转初期, 由于活性炭对有机污染物的吸附能力要大于对微生物的吸附能力, 在炭表面还未覆盖住生物膜之前, 炭孔内吸附了大量的有机物。当形成生物膜后, 在炭表面发生的生物降解过程。而在活性炭孔隙内, 则发生上述的生物再生过程。在实际运转中, 控制一定运行条件, 经常冲洗炭柱, 衰老的生物膜能及时脱落, 活性炭的吸附表面不断更新, 这样就形成了边吸附, 边降解, 边解吸的过程, 活性炭的吸附容量相应得到了扩大。
微生物再生作用, 也同样存在于活性炭-生物膜法处理污水过程中。在运转初期, 由于活性炭对有机污染物的吸附能力要大于对微生物的吸附能力, 在炭表面还未覆盖住生物膜之前, 炭孔内吸附了大量的有机物。当形成生物膜后, 在炭表面发生的生物降解过程。而在活性炭孔隙内, 则发生上述的生物再生过程。在实际运转中, 控制一定运行条件, 经常冲洗炭柱, 衰老的生物膜能及时脱落, 活性炭的吸附表面不断更新, 这样就形成了边吸附, 边降解, 边解吸的过程, 活性炭的吸附容量相应得到了扩大, 炭的使用周期也相应被延长。在活性炭-生物膜法的连续运行中, 处理过程和再生过程同时进行, 就构成了吸附与降解的协同作用关系。
3.2 微生物再生活性炭的优点与局限性
活性炭是一种价格比较贵的吸附剂, 影响活性炭吸附处理成本的主要因素是炭的再生问题。传统的高温加热再生, 不仅再生设备复杂, 而且炭的损耗量也较大, 同时消耗动力较大, 这对于能源缺乏的行业及中小型企业来说, 是不太现实的。微生物再生法所虽不及热再生彻底, 但此法简便易行, 特别是在活性炭-生物膜法中, 由于吸附和降解的协同作用, 使污水的处理和活性炭再生的过程同时进行, 而不必另行再生处理, 这样便于运行管理, 节约能源, 减少炭的损耗, 降低污水处理成本。
微生物再生活性炭的作用可以肯定, 但这种再生方法有一定局限性和相应的适应范围, 只能使失效的活性炭部分获得再生。其原因一是有部分分子量较小的特异性胞外酶或其活性碎片能够进入活性炭的微孔, 所以, 即使被吸附的物质都能被微生物降解, 也只能使部分失效的活性炭得以再生;二是由于工业废水的成分复杂, 含有许多人工合成的物质和一些有毒物质, 这些物质很难被微生物降解, 这些难以生化的物质就会积累在活性炭孔隙内, 越来越多地占据了炭的吸降表面, 导致最终使活性炭丧失吸附能力
参考文献