حذف آهن از آب های زیرزمینی با استفاده از فیلترهای کربن فعال دانه ای با اکسیداسیون همراه با فرآیند جذب

کربن فعال دانه ای (GAC) معمولاً به عنوان جاذب برای حذف ریزآلاینده های آلی استفاده می شود. با این حال، اطلاعات کمی در مورد حذف آلاینده های معدنی با استفاده از GAC وجود دارد. در این مطالعه، GAC برای حذف آهن از آب های زیرزمینی مصنوعی (SGW) با استفاده از اکسیداسیون همراه با مکانیسم جذب مورد بررسی قرار گرفت. آزمایشات دسته ای شامل مطالعات جنبشی و ایزوترم برای یافتن ظرفیت جذب GAC انجام شد. یک آزمایش ستونی در فازهای مختلف برای شناسایی تأثیر غلظت اولیه آهن، زمان نگهداری هیدرولیک (HRT) و تامین هوا به سیستم انجام شد. مشاهده شد که نتایج تجربی برای آزمایش سینتیک به بهترین وجه با مدل سینتیک شبه مرتبه اول با حداکثر راندمان حذف 88 درصد که در 240 دقیقه به دست آمده است، مطابقت دارد. کاهش ظرفیت جذب با افزایش همزمان در وزن GAC مشاهده شد، در حالی که حداکثر ظرفیت جذب GAC 0.17mg Fe/g GAC بود. آزمایشات ستونی تأیید کرد که غلظت آهن پساب از 0.05 به 0.03 میلی گرم در لیتر کاهش می یابد که غلظت آهن در پساب از 1 به 3 میلی گرم در لیتر افزایش می یابد. کاهش HRT از 7 به 3.5 ساعت تأثیر قابل توجهی بر راندمان حذف آهن نداشت. جریان هوا به سیستم با سرعت جریان 3.5 لیتر در دقیقه به دلیل افزایش سرعت جریان هوا، هیچ بهبودی در راندمان حذف آهن نشان نداد. در تمام موارد، سطح آهن در پساب، استاندارد کیفیت آب آشامیدنی توصیه شده توسط سازمان جهانی بهداشت (WHO) را برآورده می‌کند که تأیید می‌کند فیلترهای GAC برای حذف آهن از آب‌های زیرزمینی مناسب‌تر هستند.

مدل ایزوترم فروندلیچ به بهترین شکل فرآیند جذب آهن را توصیف کرد و حداکثر ظرفیت جذب GAC 0.17 میلی گرم بر گرم است.

مکانیسم اصلی حذف آهن در فیلتر، اکسیداسیون همراه با جذب است.

نتایج حاصل از آزمایش ستونی نشان داد که در 7 ساعت HRT و غلظت آهن ورودی 3 میلی گرم در لیتر، درصد بهینه حذف آهن 99 درصد است.

هوادهی با سرعت 3.5 لیتر در دقیقه بر عملکرد فیلتر تأثیری نداشت.

جذب ، کربن فعال دانه ای ، حذف آهن ، اکسیداسیون ، آب های زیرزمینی مصنوعی

منابع آب زیرزمینی نقش مهمی در تولید منابع آب آشامیدنی پاک و کافی در سراسر جهان ایفا می‌کنند. استفاده همه جانبه از آب های زیرزمینی را می توان با سهولت دسترسی، محافظت بهتر از منابع آلودگی، خلوص آب بالاتر در مقایسه با آب های سطحی توضیح داد ( چن و همکاران 2016 ؛ محمدی و همکاران 2020 )، کمتر در معرض تغییرات فصلی و چند ساله قرار می گیرند. به طور یکنواخت در مناطق بزرگ پخش می شود ( ژو و همکاران 2020 )، و همچنین هزینه سرمایه پایین تر تولید ( کاتسانو و کاراپاناجوتی 2017 ). این مزایا منجر به استفاده از آب های زیرزمینی برای تامین آب در مقیاس بزرگتر شده است. اکثر منابع آب زیرزمینی و سطحی که برای تامین سیستم های آب عمومی استفاده می شوند، حاوی انواع مواد شیمیایی آلی و معدنی هستند. آلاینده های غیر آلی معمولاً در غلظت های بسیار بالاتری نسبت به همتایان آلی خود وجود دارند. آهن چهارمین عنصر فراوان در پوسته زمین و یک ماده معدنی رایج در آب های زیرزمینی است ( عثمان و همکاران 2019 ).

غلظت بالای آهن در آب‌های زیرزمینی منجر به گرفتگی سیستم‌های توزیع، کاهش طول عمر لوازم اصلی و انرژی مورد نیاز بیشتر برای پمپاژ آب از طریق لوله‌های گرفتگی و برای گرم کردن آب در صنایع می‌شود ( Moser et al. 2021 ). سازمان بهداشت جهانی حذف آهن را در زمانی که غلظت آن بالاتر از 0.3 میلی گرم در لیتر باشد تایید کرده است ( شاهین و همکاران 2019 ). بنابراین، نیاز به انجام مطالعه‌ای برای رفع مشکل غلظت بالای آهن در آب‌های زیرزمینی وجود دارد. منطقه مورد مطالعه به عنوان منطقه ساحلی Vallipuram انتخاب شده است که در شبه جزیره Jaffna در استان شمالی، سریلانکا واقع شده است. تامین آب زیرزمینی از طریق چاه های جمع کننده در تصفیه خانه آب والیپورام که غلظت آهن بیشتری دارد، بر روند تصفیه خانه و جمعیت در پوینت پدرو که آب های زیرزمینی برای مصارف شرب توزیع می شود، تأثیر می گذارد.

مکانیسم های مختلف (فیزیکی، شیمیایی و بیولوژیکی) ممکن است به حذف آهن در فیلترها کمک کنند، اما روش تصفیه حوزه مکانیزم حذف بستگی به کیفیت آب و شرایط فرآیند اعمال شده دارد. تحت شرایط معمول درمان در کارخانه های حذف آهن، مکانیسم تشکیل لخته اکسیداسیون (فیلتراسیون لخته) معمولاً غالب است. در این حالت فیلتراسیون فلوکی که معمولاً در بسیاری از تصفیه خانه‌های آب زیرزمینی استفاده می‌شود، Fe 2+ محلول ابتدا با هوادهی یا اکسیداسیون شیمیایی به Fe 3+ نامحلول اکسید می‌شود و لخته‌های تشکیل‌شده متعاقباً در یک فیلتر شنی سریع حذف می‌شوند . ). با این حال، در چندین گیاه معمولی، اکسیداسیون فقط تا حدی قبل از فیلتراسیون حاصل می شود و در نتیجه، علاوه بر تشکیل فلوک اکسیداسیون، جذب-اکسیداسیون نیز نقشی ایفا می کند.

با توجه به راندمان پایین دستگاه های حذف آهن، تحقیقاتی برای شناسایی محیط فیلتر مناسب و مکانیسمی که می تواند به بهبود کیفیت آب تصفیه خانه ها دست یابد، انجام شد. کربن فعال دانه‌ای (GAC) تهیه‌شده با استفاده از زغال چوب، شکل متخلخل کربن ساخته شده از چوب سخت، به‌عنوان ماده پایه شناسایی، بررسی شده و قادر به حذف قابل‌توجهی آهن و منگنز از منابع آب زیرزمینی نمونه در یک آزمایش دسته‌ای ( سیابی) است. و غنا 2003 ). انتخاب کربن به عنوان یک محیط فیلتر برای تصفیه آب در نتیجه دانش جدید به دست آمده از طریق تحقیقات در مورد ظرفیت بالای آن برای حذف منگنز و آهن و سایر مواد معدنی از طریق فرآیند فیلتراسیون به طور فزاینده ای اهمیت پیدا می کند ( اسماعیل و همکاران 2017 ؛ Thinojah) . و همکاران 2020 ). اخیراً، مطالعه اکسیداسیون همراه با جذب برای حذف آلاینده ها از آب های زیرزمینی با استفاده از جاذب های اکسید کننده به عنوان یک سیستم تصفیه یکپارچه شتاب بیشتری می گیرد ( Wei et al. 2018 ). با این حال، اکسید کردن یون‌های آلاینده با تامین هوا می‌تواند استفاده شیمیایی و هزینه سیستم تصفیه برای اکسیداسیون همراه با فرآیند جذب را کاهش دهد. در همین حال، مطالعات بسیار کمی قبلاً برای ارزیابی راندمان حذف آهن GAC با فرآیند اکسیداسیون انجام شده بود که در آن حذف می‌تواند در یک مرحله انجام شود.

این مطالعه با هدف بررسی یک روش تصفیه معمولی جایگزین مقرون به صرفه و به راحتی قابل اجرا برای حذف کل آهن از آب های زیرزمینی با استفاده از اکسیداسیون همراه با مکانیسم حذف جذبی با استفاده از GAC ساخته شده از پوسته نارگیل به عنوان یک محیط جذب با سیستم هوادهی انجام شد. در حالی که لخته های آهن اکسید شده می توانند بر روی محیط فیلتر رسوب/جذب شوند، آهن محلول نیز می تواند در طول فرآیند فیلتراسیون جریان بالا توسط GAC جذب شود تا عملکرد حذف فیلتر افزایش یابد. در همین حال، آهن آهن جذب شده در محیط GAC نیز می تواند با تامین مداوم هوادهی به فیلتر اکسید شود. آزمایش‌های دسته‌ای و ستونی با شرایط عملیاتی مختلف برای یافتن ویژگی‌های جذب و فیلتراسیون GAC در شرایط عملیاتی مختلف انجام شد.

مواد و روش ها

منطقه مورد مطالعه به عنوان منطقه ساحلی Vallipuram انتخاب شده است که در Point Pedro در Jaffna، سریلانکا واقع شده است. آب زیرزمینی تنها منبع اصلی آب طبیعی موجود برای مصارف خانگی، کشاورزی و صنعتی در شبه جزیره جافنا است زیرا به دلیل ماهیت کارستی و زمین مسطح، درصد کمی از منابع آب سطحی را دارد ( Ray & Ray 2019 ). کیفیت آب های زیرزمینی نقش مهمی در کیفیت و تامین آب در شبه جزیره دارد و همچنین می تواند تهدیدی جدی برای سلامت انسان باشد.

خواص فیزیکی و شیمیایی آب زیرزمینی از چاه کلکتور واقع در Vallipuram در اکتبر 2018 با جمع‌آوری نمونه‌ها از بالا و پایین با استفاده از یک نمونه‌بر استاندارد ساخته شده از فولاد ضد زنگ با ظرفیت 300 میلی‌لیتر در طول روز مورد آزمایش قرار گرفت. نمونه بالایی تقریباً 10 سانتی متر از سطح بالایی که به اتمسفر باز شده بود جمع آوری شد. pH، کل جامدات محلول (TDS)، هدایت الکتریکی (EC) و شوری با استفاده از مولتی متر PC2700 و غلظت اکسیژن محلول (DO)، کدورت و غلظت یون با استفاده از CyberScan DO 600 متر، کدورت متر و اسپکتروفوتومتر جذب اتمی اندازه گیری شد. ، به ترتیب. پارامترهای اندازه گیری شده برای تهیه SGW آلوده به آهن در جدول 1 آورده شده است . بیشترین غلظت آهن در پایین چاه کلکتور نسبت به سطح بالایی به دلیل نشست آهن اکسید شده از سطح بالایی یافت شد.

خواص چاه جمع کننده آب زیرزمینی در دمای 32 درجه سانتی گراد

پارامتر pH TDS EC کدورت شوری انجام دادن کل آهن Ca 2+ Mg 2+
واحد – میلی گرم در لیتر μS NTU میلی گرم در لیتر میلی گرم در لیتر میلی گرم در لیتر میلی گرم در لیتر میلی گرم در لیتر
نمونه برتر 7.85 1200 1,812 1.27 840 5.3 0.04 60.26 2.85
نمونه پایین 7.8 1700 2,390 47.6 1,230 <0.01 0.2 31.14 2.18
تهیه آب های زیرزمینی مصنوعی
گوش بده
در این مطالعه از آب زیرزمینی مصنوعی (SGW) به دلیل تغییرات فصلی غلظت آهن در طول سال استفاده شد که برای مطالعه تجربی مناسب نبود. برای تهیه SGW از معرف آزمایشگاهی FeSO 4 · 7H 2 O استفاده شد. مقدار مورد نیاز معرف با 500 میلی لیتر آب مقطر مخلوط شد و سپس برای آزمایش دسته و ستون با آب های زیرزمینی اضافه شد.

آماده سازی کربن فعال گرانول (Granular Activated Carbon)

یک GAC مبتنی بر پوسته نارگیل به عنوان یک رسانه فیلتر با نوع محصول PUC-PAC با اندازه مش 8 × 20 استفاده شد که از Enviro Equips Pvt خریداری شده است. Ltd. محتوای خاکستر، رطوبت و تعداد ید GAC به ترتیب 2٪، 6٪ و 600 mg/gmin مطابق مشخصات است. pH GAC بین 9 تا 11 متغیر است. 1 کیلوگرم از ذرات GAC با استفاده از یک تکان دهنده غربالی از طریق محدوده اندازه الک 2.36-0.8 میلی متر الک شد. منحنی توزیع اندازه ذرات مورد استفاده برای شناسایی اندازه متوسط ​​در شکل 1 آورده شده است . با توجه به منحنی، اندازه متوسط ​​1.2 میلی متر بود که برای انجام آزمایش دسته ای استفاده شد. ذرات الک شده به طور جداگانه چندین بار با مقدار ثابت آب مقطر شسته شدند تا به رنگ شفاف و PH ثابت دست یابند. در نهایت pH آب شسته شده نزدیک به 8.5 بود. سپس نمونه ها در دمای 105 درجه سانتی گراد به مدت 24 ساعت با استفاده از آون خشک شدند. سپس برای جلوگیری از آلودگی محیط زیست به صورت ایمن نگهداری شد.

مطالعه جنبشی

آزمایش سینتیکی برای 100 میلی لیتر SGW با 5 گرم GAC برای بازه زمانی 10-300 دقیقه انجام شد و سپس غلظت آهن تعادل اندازه‌گیری شد. غلظت اولیه آهن 1 میلی گرم در لیتر تعیین شد. سینتیک جذب با استفاده از مدل‌های سینتیکی شبه مرتبه اول و شبه درجه دوم به ترتیب در معادلات ( 1 ) و ( 2 ) مورد مطالعه قرار گرفت و بهترین مقادیر برازش با استفاده از نمودارهای خطی محاسبه شد.
فرمول
(1)
که در آن Q e (mg/g) جرم آهن جذب شده در حالت تعادل، Q t (mg/g) جرم آهن جذب شده در زمان t (min) و K ثابت سرعت واکنش مرتبه اول (min– ) است. 1 ). شبه مرتبه اول میزان اشغال مکان های جذب را متناسب با تعداد مکان های اشغال نشده در نظر می گیرد.
فرمول
(2)
که در آن t زمان واکنش (دقیقه)، Q t جرم آهن جذب شده در زمان t (mg/g)، Q e جرم آهن جذب شده در حالت تعادل (mg/g) و K2 دومین مقدار است . ثابت سرعت واکنش (gmg – 1min -1 ).

مطالعه ایزوترم

از آنجایی که GAC توانایی جذب را دارد، برای کشف ظرفیت جذب GAC در حذف آهن لازم بود. ذرات GAC از 1.7 میلی متر عبور داده و در الک 1.18 میلی متری نگهداری شده در این آزمایش استفاده شد. آزمایش ایزوترم تعادلی با استفاده از یک سری فلاسک های مخروطی حاوی 100 میلی لیتر SGW با غلظت آهن 1 میلی گرم در لیتر و دوزهای GAC 0.5، 1، 2، 3، 4، 5، 10 و 15 گرم با مخلوط کردن در یک دستگاه ضدعفونی کننده با 150 انجام شد. دور در دقیقه به مدت 180 دقیقه مقدار آهن جذب شده ( Q ) در واحد جرم GAC با استفاده از رابطه ( 3 ) محاسبه شد:
فرمول
(3)
که در آن Q مقدار آهن حذف شده از SGW (mg/g) در زمان t است ، Co غلظت اولیه آهن (mg/L)، C e غلظت تعادل آهن (mg/L) ، V حجم SGW (L) و W وزن GAC استفاده شده (g) است.
از مدل های ایزوترم تمکین و فروندلیچ برای تجزیه و تحلیل رفتار جذب GAC در حذف آهن که به ترتیب در معادلات ( 4 ) و ( 5 ) ارائه شده است، استفاده شد.
فرمول
(4)
که b ثابت تمکین است که مربوط به گرمای جذب (J/mol) و KT ثابت ایزوترم تمکین (L/g) است. R ثابت گاز جهانی (8.314 J/mol K) و T دما (K) است.
فرمول
(5)
که در آن Q e مقدار آهن جذب شده (mg/g)، C e غلظت تعادل آهن در محلول (mg/L) و Kf و n انتگرال های ثابت هستند، عوامل موثر بر ظرفیت جذب و شدت جذب جذب به ترتیب

مطالعه تجربی ستونی

ستون با ارتفاع 1.5 متر و قطر 15 سانتی متر با استفاده از لوله اکریلیک برای شفافیت طراحی شده است. قطر بیشتر از 50 برابر اندازه متوسط ​​رسانه انتخاب شد تا از اثر کانالی جلوگیری شود. قطر کوچکتر برای جلوگیری از اثرات اضافی دیوار استفاده نشد. ارتفاع ستون با توجه به نسبت بستر / ارتفاع ستون ≅1/10 انتخاب شد. برای آزمایش ستون، ذرات GAC با توجه به محدوده اندازه ذرات خود قرار گرفتند، جایی که بزرگ ترین تا کوچکتر در اندازه از پایین به بالا بسته بندی شدند. نمودار شماتیک تنظیمات آزمایشی در شکل 2 آورده شده است .

نمودار شماتیک تنظیمات آزمایشی. پورت های نمونه برداری: Inf.SP، H1، H2، H3، H4، Efluent.

پورت های نمونه برداری در طول ارتفاع ستون با فاصله 20 سانتی متری برای جمع آوری نمونه قرار گرفتند. تامین هوا و SGW به طور همزمان از پایین داده شد. از پمپ هوای آکواریوم برای تامین جریان هوای 3.5 لیتر در دقیقه به ستون از پایین استفاده شد. در این مطالعه از پیکربندی جریان بالا برای تامین SGW نفوذی استفاده شد. پمپ پریستالتیک برای تامین SGW استفاده شد. محیط فیلتر تا حدی برای ارتفاع 80 سانتی‌متری با شروع 40 سانتی‌متری از پایین بسته‌بندی شد.

شرایط عملیاتی ستون

ستون در سه فاز مختلف برای شناسایی اثر غلظت اولیه آهن در SGW، HRT و تامین هوا به سیستم بر راندمان حذف آهن کار کرد. فاز 1: غلظت آهن تقریباً از 1 به 3 میلی گرم در لیتر در 7 ساعت HRT افزایش یافت، فاز 2: HRT از 7 به 3.5 ساعت برای غلظت اولیه آهن 3 میلی گرم در لیتر کاهش یافت و فاز 3: با عرضه هوا 3.5 لیتر در لیتر. دقیقه تا ستون دارای 3mg/L آهن و 7 ساعت HRT.

تخلخل فیلتر GAC با استفاده از روش حجمی اندازه گیری شد. در ابتدا، آب مقطر تا ارتفاع رسانه فیلتر فرستاده شد. سپس به سیستم اجازه داده شد تا به مدت 20 دقیقه اشباع شود. در نهایت، آب مقطر از پایین تخلیه و حجم متخلخل اندازه گیری شد. این روش سه بار ادامه یافت تا حجم متخلخل متوسط ​​به دست آید. در نهایت، تخلخل به عنوان 0.28 اندازه گیری شد که از آن نرخ جریان با توجه به HRT محاسبه شد. ستون به طور مداوم کار می کرد و نمونه ها از درگاه های نمونه برداری با فواصل زمانی 4 ساعت برای اندازه گیری جمع آوری شدند. ستون در پایان هر فاز با استفاده از آب تمیز با دبی 1.2 لیتر در دقیقه به مدت 30 دقیقه شستشوی معکوس شد. پارامترهای pH، دما و TDS با استفاده از مولتی متر PC2700، DO با استفاده از CyberScan DO 600 متر و غلظت کل آهن با استفاده از کالری متر DR900 اندازه گیری شد.

در پایان فاز 1، مواد فیلتر از بالا و پایین ستون برای تجزیه و تحلیل غلظت آهن جذب شده و اکسید شده در طول آزمایش ستون جمع آوری شد. یون های آهن متصل شده با حل کردن 5 گرم GAC در 5/0 مولار هیدروکلراید 50 میلی لیتر به مدت 1 ساعت استخراج شد. نمونه HCl استخراج شده از طریق کاغذ صافی 0.45 میکرومتر فیلتر شده و غلظت آهن محلول اندازه گیری شد.

نتایج و بحث
نتایج آزمایشی دسته ای

مطالعات دسته‌ای آزمایشگاهی در به دست آوردن و ارائه داده‌های سینتیکی و جذب تعادل اساسی برای جاذب‌های بالقوه مفید هستند. اهمیت به دست آوردن منحنی های ایزوترم و سینتیک در ایجاد مدلی نهفته است که نتایج به دست آمده را به طور دقیق نشان دهد و بتواند برای اهداف طراحی استفاده شود. علاوه بر این، مدل‌های اعمال شده برای توصیف رفتار پیشرفت، نقش کلیدی در روند افزایش مقیاس از آزمایش‌های آزمایشگاهی از طریق کارخانه‌های آزمایشی تا مقیاس صنعتی دارند.

برای یافتن مکانیسم جذب آهن و مراحل بالقوه کنترل سرعت، مانند انتقال جرم انتشار و فرآیند واکنش شیمیایی، لازم است مکانیسم جذب مشخص شود. برای درک سینتیک حذف آهن با استفاده از GAC به عنوان جاذب شبه مرتبه اول و شبه مدل های مرتبه دوم با داده های تجربی رسم شد.

شکل 3 مدل های شبه مرتبه اول و مرتبه دوم را نشان می دهد که سینتیک جذب را با مقادیر R2 به ترتیب 0.987 و 0.963 توصیف می کند . مشاهده می شود که مدل شبه مرتبه اول به خوبی با مقادیر تجربی در مقایسه با مدل شبه مرتبه دوم مطابقت دارد. پارامترهای Qe و K به ترتیب 8.54 × 10-5 mg/g و 0.019 min -1 ، از نتایج نمودار خطی مدل شبه مرتبه اول محاسبه شدند . نتایج حاصل از مطالعه سینتیکی نشان داد که سرعت حذف آهن در ابتدا به دلیل در دسترس بودن بیشتر مکان‌های جذب بالقوه روی سطح GAC نسبتاً سریع بود. همچنین از نتایج مشخص شد که جذب آهن در دو مرحله انجام شد. در مرحله اول، 50 درصد جذب در 40 دقیقه و سپس جذب بسیار آهسته بین 60 تا 120 دقیقه در مرحله دوم اتفاق افتاد. پس از 240 دقیقه، درصد حذف نسبتاً ثابت در 88٪ باقی ماند. با توجه به Doke & Khan (2012) ، این را می توان به فرآیند انتشار نسبت داد که در آن گونه های جذب شده به احتمال زیاد از قسمت عمده محلول به فاز جامد از طریق انتشار درون ذره منتقل می شوند که اغلب در بسیاری از موارد مرحله محدود کننده سرعت است. فرآیندهای جذب

مدل سینتیکی مرتبه اول و دوم برای آب های زیرزمینی آلوده به آهن

نتایج ظرفیت جذب و ایزوترم فروندلیچ آزمایش شده برای آب های زیرزمینی آلوده به آهن (1 میلی گرم در لیتر) توسط GAC در دمای 25 درجه سانتی گراد در شکل 4 نشان داده شده است . زمان تماس تعادل 240 دقیقه در این مورد حفظ شد. در حالت تعادل، یک رابطه غیر خطی بین مقدار آهن جذب شده در GAC و آهن موجود در محلول مشاهده شد. حداکثر مقدار Q e 0.17 mg/g با توجه به مقدار C e 0.17mg/L به دست آمد .

نمودار ظرفیت جذب و مدل ایزوترم فروندلیچ.

مقادیر ضریب همبستگی ( R2 ) نشان داد که مدل فروندلیچ از بهترین برازش 0.914 در مقایسه با مدل Temkin (R2 = 0.783) پیروی می کند . ثابت های فروندلیچ Kf و n به ترتیب 1.198 و 0.825 از نمودار خطی محاسبه شدند. در مطالعه قبلی، Okeola و همکاران. (2011) بهترین تناسب را با مدل فروندلیچ برای حذف آهن با استفاده از محیط GAC در حالی که فرآیند جذب ناهمگن را تأیید می‌کند، یافت. جاذب GAC دارای یک سطح ناهمگن با مکان های جذب است که انرژی های جذب متفاوتی دارند. پارامترهای جذب b و KT به دست آمده از مدل تمکین به ترتیب 1.9 × 104 J /mol و 50.19 L/g بود. در اینجا ثابت مربوط به گرمای جذب ( b ) دارای یک مقدار مثبت است که نشان می دهد فرآیند جذب گرماگیر است که در آن انرژی گرمایی از محیط اطراف در طول آزمایش همدما جذب شده است.

ستون نتایج تجربی

نتایج هر مرحله در آزمایش ستونی در زیر مورد بحث قرار گرفته است. در تمام مراحل، 68 درصد آهن ورودی به بستر فیلتر به صورت محلول بود.

فاز 1: تأثیر غلظت اولیه آهن بر اجرای فیلتر GAC
گوش بده
غلظت اولیه آهن از 1 به 3 میلی گرم در لیتر در 7 ساعت HRT برای مطالعه کارایی حذف GAC در حذف آهن افزایش یافت. همانطور که در شکل 5 نشان داده شده است ، یک زمان تاخیر آزمایشی 48 ساعت با زمان شستشوی معکوس 30 دقیقه در این مورد حفظ شد. افزایش غلظت آهن ورودی از 1 به 3 میلی گرم در لیتر منجر به افزایش راندمان حذف از 95 به 98.9 درصد برای ستون GAC شد. با افزایش غلظت اولیه آهن، درصد ذرات آهن اکسید شده وارد فیلتر نیز از 32 به 85 درصد افزایش یافت. این به دلیل سطح DO بالاتر (5mg/L) در SGW در ورودی بود. همزیستی مکانیسم‌های اکسیداسیون و جذب، عامل کلیدی افزایش حذف آهن در حضور اکسیژن بود. در نتیجه، راندمان حذف کل آهن با افزایش همزمان غلظت اولیه آهن افزایش یافت.

راندمان حذف آهن پساب GAC در 1 و 3 میلی گرم در لیتر آهن ورودی با 7 ساعت HRT.

نتایج مطالعه سینتیکی با 5 گرم GAC بهترین تناسب ثابت جذب مرتبه اول، Qe 8.54 × 10-5 mg /g را در حالت تعادل تایید کرد. این نشان می دهد که 5 گرم GAC قادر به جذب 4.27 × 10-4 میلی گرم آهن است. با این حال، کل جرم آهن بازیافت شده از 5 گرم GAC در پایان آزمایش ستون فاز 1 تقریباً 1.95 میلی گرم بود. این نشان می دهد که رسوب آهن نامحلول در داخل فیلتر عمدتاً بر حذف آهن در نتیجه اکسیداسیون آهن تأثیر می گذارد. در اکثر شرایط آزمایش در فیلترهای حذف آهن، مکانیزم تشکیل اکسیداسیون-لخته به دلیل افزایش سرعت اکسیداسیون یون Fe 2+ توسط هوا، غالب است . در واقع، 90٪ تبدیل ممکن است در چند دقیقه در pH 7 به دست آید ( چاتورودی و دیو 2012 ).

فاز 2: تأثیر HRT بر اجرای فیلتر GAC

راندمان حذف آهن (غلظت آهن ورودی = 3mg/L) از 99 به 98.4٪ کاهش یافت که HRT از 7 به 3.5 ساعت کاهش یافت. شکل 6 روند راندمان حذف آهن را در فاز 2 مقایسه می‌کند و به نظر نمی‌رسد HRT اثر قابل‌توجهی بر راندمان حذف آهن داشته باشد. با این حال، چوبانوگلوس و همکاران. (2003) گزارش کردند که افزایش سرعت فیلتراسیون منجر به ضریب 4 عدد رینولدز بیشتر در مقایسه با شرایط عادی می شود. در نتیجه، تلاطم درون منافذ هیدرولیک ممکن است باعث اختلال و تسریع آهن رسوب‌شده به سمت خروجی شود و راندمان حذف آهن را کاهش دهد. همچنین توسط Gude و همکاران ذکر شده است . (2018) که افزایش سرعت فیلتراسیون با کاهش HRT می‌تواند لخته‌های آهن رسوب‌شده را وارد خروجی کند، زیرا در میان مکانیسم‌های دیگر، نیروهای برشی هیدرولیکی را در کانال‌های منفذی افزایش می‌دهد.

فاز 3: تأثیر عرضه هوا بر حذف آهن با استفاده از رسانه فیلتر کربن فعال گرانول (Granular Activated Carbon)

به نظر نمی رسد که هوادهی به طور قابل توجهی بر راندمان حذف آهن (94-98٪) تأثیر بگذارد، همانطور که در شکل 7 نشان داده شده است . پساب در هر دو شرایط به استانداردهای آب آشامیدنی آژانس حفاظت از محیط زیست (EPA) 0.3 میلی گرم در لیتر ( EPA 2018 ) رسیده است. راندمان انتقال اکسیژن عامل اصلی تعیین کننده عملکرد موثر فیلتر است که به نوبه خود به نسبت هوا به آب بستگی دارد. در تحقیق حاضر نسبت هوا به آب 100:1 تعیین شد. یک مطالعه قبلی گزارش داد که نسبت 2-10:1 هوا به آب منجر به حذف موثر آلاینده ها برای فیلترهای هوادهی شده است. علاوه بر این، افزایش نسبت هوا به آب می تواند رابط هوا به آب را پایین بیاورد، جایی که توزیع ناهموار هوا نیز امکان پذیر است ( Kamarden et al. 2014 ). از مطالعه حاضر مشهود بود که سرعت جریان هوا بالا، ذرات آهن رسوب‌شده را از بستر رسانه GAC به دلیل اثر اتصال هوا، شسته می‌کند. در نتیجه این امر باعث نوسان غلظت آهن در طول ارتفاع ستون شد.

راندمان حذف آهن پساب برای محیط های کربن فعال گرانول (Granular Activated Carbon) در فاز 3

موران (2018) اشاره کرد که آبشستگی هوا باید به طور یکنواخت در سراسر پایه فیلتر توزیع شود تا بدون اتصال هوا به طور موثر کار کند، در غیر این صورت، می تواند سرعت جریان مایع را تغییر دهد و بر روند حذف تأثیر بگذارد. با این حال، سطح DO نفوذی 6.5mg/L در فاز 3 در ابتدا مشاهده شد و با گذشت زمان به نزدیک به 6mg/L کاهش یافت. کاهش ناگهانی DO از درگاه ورودی به ارتفاع H1 و کاهش ناپایدار در طول ارتفاع رسانه نیز در طول عملیات ستون مشاهده شد. کاهش سطح DO با اکسیداسیون یون های آهن در طول فرآیند حذف مطابقت دارد.

به طور کلی، نتایج حاصل از مطالعه تجربی ستونی تایید کرد که رسوب آهن اکسید شده قبل از جذب صورت گرفته است. با این حال، ظرفیت جذب GAC در حذف آهن می تواند نقش مهمی در زمانی که غلظت اکسیژن کافی نیست بازی کند. مطالعات آینده را می توان به روشی تحلیلی تر برای آب آلوده به آهن زدایی شده انجام داد تا خواص جذب GAC را قبل از انجام اکسیداسیون ارزیابی کند. علاوه بر این، مطالعه تجربی را می توان در محل با آب چاه کلکتور خام انجام داد تا عملکرد حذف را به طور واقعی تر با غلظت آهن ورودی در نوسان درک کند.

سرانجام، در برخی مواقع، کربن فعال گرانول (Granular Activated Carbon) خسته می شود و ما باید رسانه ها را مجدداً بستری کنیم. در مورد دفع GAC اشباع از آهن به محیط زیست، بازسازی GAC اشباع شده باید با بازسازی حرارتی انجام شود. فعال سازی مجدد را می توان با گرم کردن کربن مصرف شده در یک کوره با دمای بالا در شرایط بی اثر و به دنبال آن گازی شدن کربن باقیمانده در دمای حدود 800 درجه سانتیگراد در حضور اتمسفر ملایم اکسید کننده مانند بخار یا دی اکسید کربن انجام داد ( Guo & Du 2012 ).

نتیجه گیری

در این تحقیق، استفاده ترکیبی از آزمایش‌های دسته‌ای و ستونی برای ارزیابی اکسیداسیون همراه با مکانیسم جذب با ایجاد هوادهی در داخل فیلتر ستون و در نتیجه کاهش فضای عملیاتی با مکانیزم حذف آهن تک مرحله‌ای انجام شد. نتایج زیر حاصل شد:

جذب آهن در کربن فعال گرانول (Granular Activated Carbon) ناهمگن بود و حداکثر جذب 0.17 میلی گرم Fe / g GAC بود.

رسوب آهن نامحلول در داخل فیلتر عمدتاً بر حذف آهن در نتیجه اکسیداسیون آهن تأثیر می گذارد.

از مطالعه حاضر می توان نتیجه گرفت که هوادهی ضروری نیست زیرا حذف 99٪ بدون تامین هوا به دلیل سطح اکسیژن بالاتر در SGW به دست آمد.

از تجزیه و تحلیل نتایج تجربی ستون، می توان پیشنهاد کرد که نسبت جریان هوا به آب را می توان کاهش داد تا راندمان حذف آهن در فاز 3 بهبود یابد.

مطالعه برای تجزیه و تحلیل احتمالات بازسازی حرارتی پرکاربرد GAC برای یافتن دوره بازسازی GAC مصرف شده ادامه خواهد یافت.