活性炭、多孔陶瓷顆粒、硅藻土吸附去除水中氨氮的研究

1、<p>　　活性炭、多孔陶瓷顆粒、硅藻土吸附去除水中氨氮的研究</p><p><b>　　摘 要</b></p><p>　　隨著我國城市化和工業(yè)化進程的加快，人民生活水平的不斷提高，我國用水需求正在不斷增大；同時我國經(jīng)濟的飛速發(fā)展和工業(yè)的不斷發(fā)展，使得水資源保護壓力越來越大。水資源短缺和水體污染是目前我國環(huán)境保護中亟待解決的問題。</p>

2、<p>　　我國的水體污染主要是由于各種未經(jīng)處理或只經(jīng)過簡單處理的含有有毒有害物質(zhì)的工業(yè)廢水和生活污水排入天然水體造成的。水體污染主要分為水體富營養(yǎng)化、氨氮污染以及重金屬污染。</p><p>　　本論文中所使用的水樣是實驗室自配的氯化銨溶液模擬氨氮廢水，采用納氏試劑光度法研究吸附劑活性炭、多孔陶瓷顆粒和硅藻土對模擬氨氮廢水的吸附效果。通過實驗研究吸附劑活性炭、多孔陶瓷顆粒和硅藻土吸附去除氨氮的影響因

3、素，包括吸附劑投加量、pH值和接觸時間等因素，在此基礎上探究確定吸附劑最佳實驗條件。同時探尋吸附劑活性炭、多孔陶瓷顆粒和硅藻土的吸附機理和吸附等溫線，進行動力學方程的擬合。</p><p>　　實驗結果表明，在溫度為293 K，氨氮濃度為50 mg/L的條件下，活性炭的最佳投加比例為2 g/50 mL，最佳反應時間為1 h；多孔陶瓷顆粒的最佳投加比例為9 g/50 mL，最佳吸附時間為1.5 h；硅藻土的最佳投加

4、比例為4 g/50 mL，最佳吸附反應時間為1.5 h。在pH值對吸附效果的影響實驗中，酸性和堿性條件對吸附劑活性炭、多孔陶瓷顆粒和硅藻土均有改性作用，氨氮去除率均高于中性條件。在各吸附劑的最佳實驗條件下，當溶液pH=7.0時，氨氮去除率分別為：65.46%、65.87%和64.63%。</p><p>　　關鍵詞：活性炭，多孔陶瓷，硅藻土，吸附，氨氮</p><p>　　STUDIES

5、ON AMMONIA-NITROGEN REMOVAL FROM WATER WITH ACTIVATED CARBON AND POROUS CERAMIC PARTICLES AND DIATOMITE</p><p><b>　　ABSTERACT</b></p><p>　　Along with the speeding up of urbanization

6、and industrialization and the continuous improvement of people's living standards make the water demand in our country is increasing. At the same time, the rapid development of China's economic and industrial dev

7、elopment, make water resources protection becoming more difficult. Water shortage and water pollution is a problem that should be solved in the environmental protection of our country. </p><p>　　The water po

8、llution in our country is mainly due to a variety of untreated or treated through simple industrial and domestic wastewater which contains toxic and hazardous substances discharged into natural water bodies. Water pollut

9、ion is mainly divided into eutrophication, ammonia nitrogen pollution and heavy metal pollution.</p><p>　　The water samples used in this paper was prepared by ammonium chloride solution in the laboratory. Th

10、e residual ammonia content was measured by Nessler’Sreagent Spectrophotometric. We study the factors of the adsorbents including activated carbon, porous ceramic particles and diatomite which include the adsorbent dosage

11、, pH and contact time etc. And determine the optimum conditions of the adsorbents. On the other hand, we explore the mechanism of adsorption and fit adsorption isotherms of adsorb</p><p>　　The experimental r

12、esults show that the optimal dosing proportion of activated carbon is 2 g/50 mL, and for porous ceramic particles is 9 g/50 mL and for diatomite is 4 g/50 mL under a temperature of 293 K and the conditions of ammonia con

13、centration of 50 mg / L. The optimum reaction time was 1 h for activated carbon, 1.5 h for porous ceramic particles and 1.5 h for diatomite, respectively. The experiments of the effect of pH on the adsorption show that t

14、he adsorbents such as activated carbon, po</p><p>　　KEY WORDS: Activated Carbon, Porous Ceramic Particles, Diatomite, Adsorption, Ammonia-Nitrogen</p><p><b>　　目 錄</b></p><

15、;p><b>　　摘要I</b></p><p>　　ABSTERACTII</p><p><b>　　目錄III</b></p><p><b>　　第一章 緒論1</b></p><p>　　1.1 我國水資源現(xiàn)狀1</p><p&g

16、t;　　1.1.1 水資源短缺1</p><p>　　1.1.2 水體污染1</p><p>　?。?）水體富營養(yǎng)化2</p><p>　?。?）氨氮的污染2</p><p>　　（3）重金屬污染3</p><p>　　1.2 污水脫氮技術研究現(xiàn)狀3</p><p>　　1.2.1

17、物理化學脫氮法3</p><p>　　（1）吹脫 汽提3</p><p>　?。?）化學沉淀法4</p><p><b>　?。?）電解法4</b></p><p>　?。?）濕式催化氧化法4</p><p><b>　?。?）膜分離法4</b></p&g

18、t;<p>　　（6）折點加氯法4</p><p>　?。?）催化反硝化5</p><p>　?。?）選擇性離子交換法5</p><p><b>　?。?）吸附法5</b></p><p>　　1.2.2 生物脫氮技術5</p><p>　?。?）傳統(tǒng)生物脫氮技術5<

19、;/p><p>　?。?）同步硝化反硝化（SND）5</p><p>　?。?）短程硝化反硝化法6</p><p>　?。?）厭氧氨氧化6</p><p>　　1.3 本課題研究的目的、內(nèi)容和意義6</p><p>　　1.3.1 本課題研究的目的和意義6</p><p><b>

20、;　?。?）活性炭6</b></p><p><b>　?。?）多孔陶瓷7</b></p><p><b>　　（3）硅藻土7</b></p><p>　　1.3.2 研究內(nèi)容7</p><p>　　第二章 活性炭吸附去除廢水中氨氮的研究9</p><p&

21、gt;　　2.1 活性炭的發(fā)展及廢水處理上的應用9</p><p>　　2.1.1 活性炭的應用發(fā)展9</p><p>　　（1）活性炭在凈水處理中的應用9</p><p>　?。?）活性炭在廢水處理中的應用10</p><p>　　2.1.2 存在問題11</p><p>　　2.2 活性炭的結構和吸附機理

22、11</p><p>　　2.3 活性炭吸附去除廢水中氨氮（NH3-N）的靜態(tài)試驗11</p><p>　　2.3.1 實驗設備和儀器11</p><p>　　2.3.2 實驗藥品、試劑以及水樣12</p><p>　　2.3.3 氨氮標準曲線的繪制12</p><p>　?。?）納氏試劑的制備12<

23、/p><p>　?。?）酒石酸鉀鈉溶液的制備13</p><p>　?。?）氨氮標準儲備液以及使用液的制備13</p><p>　?。?）氫氧化鈉溶液和鹽酸的制備13</p><p>　?。?）標準曲線的繪制13</p><p>　　2.3.4活性炭投加量對氨氮去除率影響的實驗研究14</p>&l

24、t;p>　?。?）水樣的配置14</p><p>　?。?）實驗過程及結果14</p><p>　　2.3.5 pH值對氨氮去除率的影響15</p><p>　　2.3.6 接觸時間對氨氮吸附效果的影響15</p><p>　　2.3.7 吸附等溫線的測定16</p><p>　　2.4 小結——最佳實

25、驗條件的確定17</p><p>　　第三章 多孔陶瓷吸附去除廢水中氨氮的研究19</p><p>　　3.1 多孔陶瓷的結構及其應用19</p><p>　　3.1.1 多孔陶瓷的發(fā)展及其結構特點19</p><p>　　3.1.2 多孔陶瓷的應用19</p><p>　　3.2 多孔陶瓷吸附去除廢水中氨

26、氮的實驗研究19</p><p>　　3.2.1 實驗儀器和試劑20</p><p>　　3.2.2 多孔陶瓷顆粒投加量對吸附效果的影響實驗20</p><p>　　3.2.3 水樣pH值對陶瓷顆粒吸附去除氨氮的影響研究20</p><p>　　3.2.4 接觸時間對氨氮吸附效果的影響實驗21</p><p>

27、;　　3.2.5 多孔陶瓷顆粒吸附氨氮的吸附等溫線22</p><p>　　3.3 本章小結——最佳實驗條件的確定23</p><p>　　第四章 硅藻土吸附去除廢水中氨氮的研究24</p><p>　　4.1 硅藻土的應用及其發(fā)展24</p><p>　　4.1.1 硅藻土的來源24</p><p>　　

28、4.1.2 硅藻土的功能及其應用現(xiàn)狀24</p><p>　?。?）過濾功能24</p><p>　?。?）吸附功能24</p><p>　　4.2 硅藻土去除廢水中氨氮的實驗研究25</p><p>　　4.2.1 實驗儀器、試劑以及水樣25</p><p>　　4.2.2硅藻土投加量對吸附效果的影響實驗

29、25</p><p>　　4.2.3 水樣pH值對氨氮吸附效果的影響研究26</p><p>　　4.2.4 接觸時間對氨氮吸附效果的影響實驗26</p><p>　　4.2.5 硅藻土吸附氨氮的吸附等溫線27</p><p>　　4.3 小結——最佳實驗條件的確定28</p><p>　　第五章 吸附動力學

30、分析29</p><p><b>　　5.1 吸附29</b></p><p>　　5.2 吸附動力學29</p><p>　　5.2.1 吸附動力學29</p><p>　　5.2.2 吸附過程29</p><p>　?。?）顆粒外部擴散（又稱膜擴散）階段29</p>

31、<p>　　（2）顆粒內(nèi)部擴散階段29</p><p>　?。?）吸附反應階段30</p><p>　　5.3 吸附動力學方程的擬合30</p><p>　　5.3.1 偽一級動力學方程的擬合30</p><p>　　5.3.2 偽二級動力學方程的擬合31</p><p>　　5.3.3 La

32、ngmuir吸附等溫方程的擬合32</p><p>　　5.3.4 Freundlich吸附等溫方程的擬合33</p><p>　　5.3.5 動力學方程擬合綜合分析34</p><p>　　第六章 結論與建議35</p><p><b>　　6.1 結論35</b></p><p&g

33、t;　　6.1.1 活性炭吸附去除氨氮的實驗研究35</p><p>　　6.1.2 多孔陶瓷顆粒吸附去除氨氮的實驗研究35</p><p>　　6.1.3 硅藻土吸附去除氨氮的實驗研究36</p><p><b>　　6.2 建議36</b></p><p><b>　　參考文獻37</b&g

34、t;</p><p><b>　　致謝39</b></p><p><b>　　第一章 緒論</b></p><p>　　1.1 我國水資源現(xiàn)狀</p><p>　　1.1.1 水資源短缺</p><p>　　眾所周知，水是地球上最重要的自然資源，是人類賴以生存的基本條件

35、，是所有生物的結構組成和生命活動的重要物質(zhì)基礎。從整個生態(tài)范圍來講，水是生態(tài)系統(tǒng)中最重要的鏈接環(huán)節(jié)，水的循環(huán)流動和凈化伴隨著整個生態(tài)系統(tǒng)的運轉(zhuǎn)。因此水在自然環(huán)境中，對于生物的生存來說具有決定性的意義。因此，水資源的合理利用與保護是關系到人類可持續(xù)發(fā)展的重要問題。</p><p>　　隨著我國城市化和工業(yè)化進程的加快，人民生活水平的不斷提高，用水需求量不斷加大。同時我國經(jīng)濟發(fā)展速度快速增長和水資源開發(fā)活動的大力開展

36、，水資源保護壓力越來越大。</p><p>　　我國水資源總量雖然較多，但人均量并不豐富；而且地區(qū)分布不均，水土資源組合不平衡。我國是一個水資源貧乏的國家，人均水資源占有量僅為世界水平的1/4[1]，是全球13個貧水國家之一。</p><p>　　我國有1/4的地區(qū)處于嚴重缺水狀態(tài)，有1/10的地區(qū)人均水量低于基本生存線。隨著我國經(jīng)濟發(fā)展和城市化進程的加快，城市缺水問題日益嚴重，缺水范圍不

37、斷擴大，缺水程度不斷增加。水資源的匱乏，成為了制約我國經(jīng)濟發(fā)展和人民生活水平提高的重要因素。根據(jù)水利部門預測，到2050年，全國總需水量將接近或達到可合理利用水量的極限，我國未來水資源的形勢將十分嚴峻[2]。另一方面，水資源的污染狀況的日益加劇，進一步加劇了我國水資源短缺的問題。</p><p>　　1.1.2 水體污染</p><p>　　工業(yè)的不斷發(fā)展在給人們的生活創(chuàng)造極大便利的同時，

38、對人類賴以生存的環(huán)境也帶來了極大地破壞。大量含有各種有毒有害物質(zhì)的工業(yè)廢水和生活污水未經(jīng)處理或只經(jīng)過簡單的處理便排入天然水體，造成了水資源的嚴重污染。</p><p>　　就全國范圍內(nèi)而言，我國水污染主要以有機物污染為主，其中主要污染指標為BOD、COD和氨氮等。監(jiān)測數(shù)據(jù)顯示，2007年，全國廢水排放總量556.8億噸，比上年增加3.7％。其中工業(yè)廢水排放量為246.6億噸，占廢水排放總量的44.3％，比上年增加

39、了2.7％；城鎮(zhèn)生活污水排放量310.2億噸，占廢水排放總量的55.7％，比上年增加4.6％。</p><p>　　2007年，我國七大水系的197條河流的408個監(jiān)測斷面中，Ⅰ~Ⅲ類，Ⅳ和Ⅴ類水質(zhì)的斷面比例分別為49.9％，26.5％和23.6％。其中珠江、長江總體水質(zhì)良好，松花江為輕度污染，黃河、淮河為中度污染，遼河、海河為重度污染。主要污染指標為高錳酸鹽指數(shù)、石油類和氨氮。</p><p

40、>　　28個國控重點湖泊（水庫）中，滿足Ⅱ類水質(zhì)的湖（庫）2個（占7％），Ⅲ類水質(zhì)的湖（庫）6個（占22％），Ⅳ類水質(zhì)的湖（庫）1個（占4％），Ⅴ類水質(zhì)的湖（庫）5個（占19％），劣Ⅴ類水質(zhì)的湖（庫）13個（占48％）。其中巢湖為Ⅴ類水質(zhì)，太湖和滇池為劣Ⅴ類水質(zhì)。主要污染指標為總氮和總磷[3]。</p><p>　　我國的水體污染主要有以下幾種情況：</p><p><b>

41、;　?。?）水體富營養(yǎng)化</b></p><p>　　富營養(yǎng)化是指生物所需的氮、磷等無機營養(yǎng)物質(zhì)大量進入湖泊、河口、海灣等相對封閉、水流緩慢的水體，在適宜的外界環(huán)境(水域的物理化學環(huán)境)因素綜合作用下，引起藻類及其它浮游生物迅速繁殖，水體溶解氧量下降，水質(zhì)惡化，魚類及其它生物大量死亡的現(xiàn)象。</p><p>　　水體出現(xiàn)富營養(yǎng)化現(xiàn)象時，浮游藻類大量繁殖，因占優(yōu)勢的浮游藻類顏色不

42、同，水面往往呈現(xiàn)藍色、紅色、棕色、乳白色等。這種現(xiàn)象在江河湖泊中稱為“水華”，在海洋中則稱為“赤潮”[4]。我國近年來湖泊、水庫、海灣等水體的富營養(yǎng)化時有發(fā)生。</p><p>　　水體富營養(yǎng)化的危害主要有[5]：1) 富營養(yǎng)化水體中的一些藻類釋放出腥味異臭，使水味變得腥臭難聞，并污染周圍空氣； 2) 降低水體的透明度，從而影響水體的感觀性能；3) 影響水體的溶解氧，由于水體下層出于厭氧狀態(tài)，從而引起底層需氧生物

43、的死亡以及觸發(fā)底泥中營養(yǎng)物質(zhì)的釋放；4) 富營養(yǎng)化水體的一些藻類能分泌藻毒素，危害水源地周圍的人畜；5) 過量的藻類、厭氧產(chǎn)生的硫化氫和氨氮等、藻類分泌的藻毒素都能影響供水水質(zhì)，并增加制水成本；6) 對水生生態(tài)的造成破壞，破壞了富營養(yǎng)化水體的生態(tài)平衡。</p><p><b>　?。?）氨氮的污染</b></p><p>　　氮是自然界中主要的元素之一，它在自然界中不

44、斷的轉(zhuǎn)化和循環(huán)，氮氣是氮最主要的存在形式。自然界中的氨氮可分為有機氮和無機氮兩大類[6, 7]。有機氮包括氨基酸、蛋白氮、尿素和多肽等。它們的主要來源有：生活污水；農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中使用的化肥；植物秸稈、牲畜糞便以及制革、印染、食品加工等行業(yè)生產(chǎn)的工業(yè)廢水。無機氮主要是指氨氮、硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮。亞硝酸鹽氮不穩(wěn)定容易被還原成氨氮或氧化為硝酸鹽氮。無機氮主要來源于有機氮的分解、轉(zhuǎn)化。</p><p>　　氨氮常以游離態(tài)的氨或

45、者銨根離子等形式存在于水體中，它是進入水體的含銨化合物或有機氮化合物經(jīng)微生物分解后的最終產(chǎn)物，在有氧存在的條件下，可進一步轉(zhuǎn)變?yōu)閬喯跛猁}和硝酸鹽。氨氮對人體有一定的危害，進入人體而合成亞硝基化合物，誘發(fā)癌變。飲用水中硝酸鹽氮超過500mg/L[8]時能引起腸胃障礙，能刺激膀胱的粘液層而出現(xiàn)尿頻和腹瀉癥狀[9]。因此，國家飲用水標準對氨氮及總氮指數(shù)作了嚴格規(guī)定。</p><p>　　含氮化合物進行氨化和硝化過程后形

46、成的硝酸鹽在缺氧、酸性的條件下，可還原形成亞硝酸鹽，進而形成亞硝胺。亞硝胺是三致（致突變、致癌、致畸形）物質(zhì)，且上述轉(zhuǎn)化過程也可在人胃內(nèi)進行，可見，氨氮污染會對人類產(chǎn)生很大的危害。氨氮污染的主要危害可以歸納為：1) 干擾正常水體的溶解氧平衡，進一步促使水質(zhì)惡化；2) 影響水源水質(zhì)，增加水處理負擔；3) 加速水體富營養(yǎng)化過程；4) 部分含氮化合物（如亞硝胺）對人體和生物的毒害作用；5) 惡化水體感官，降低水體美學價值。</p>

47、<p>　　目前我國地下水中氨氮、硝酸銨含量超過飲用水標準的地區(qū)還很多，地方性疾病也伴隨產(chǎn)生。因此，必須采取能夠有效去除氨氮的措施，以改善飲用水的質(zhì)量。</p><p><b>　?。?）重金屬污染</b></p><p>　　重金屬污染是水污染問題中危害最大的問題之一。</p><p>　　重金屬通過礦山開采、金屬冶煉、金屬加工

48、及化工生產(chǎn)、化石燃料燃燒、農(nóng)藥化肥和生活垃圾等人為污染源，以及地質(zhì)侵蝕、風化等天然源形式進入水體[10]。加之重金屬具有毒性大、在環(huán)境中不易被代謝、易被生物富集并具有生物放大效應等特點[11]，不但污染水環(huán)境，同時給人類和水生生物的生存帶來嚴重的威脅。</p><p>　　污染水體的重金屬主要有銅（Cu）、鉛（Pb）、汞（Hg）、鉻（Cr）、鎘（Cd）以及類金屬砷（As）等。</p><p&g

49、t;　　1.2 污水脫氮技術研究現(xiàn)狀</p><p>　　1.2.1 物理化學脫氮法</p><p><b>　?。?）吹脫 汽提</b></p><p>　　吹脫法和汽提法的原理是利用廢水中氨氮的實際濃度與平衡濃度之間差異，堿性條件下，用空氣等載氣吹脫或用蒸汽汽提，將廢水中的氨氮不斷地由液相轉(zhuǎn)移到氣相中，從而達到從廢水中去除氨氮的目的。吹脫

50、法和汽提法可用于去除廢水中高濃度氨氮。</p><p>　　廢水中的氨氮通常以按根離子(NH4+)和游離氨(NH3)的狀態(tài)存在于水中并保持一定的平衡。先將廢水pH值調(diào)節(jié)至堿性，然后把廢水通過水泵引入吹脫塔內(nèi)，通氣吹脫廢水中的游離態(tài)氨（NH3）。</p><p>　　吹脫過程中，pH、水溫、水力負荷及氣水比都對吹脫效果有較大影響。一般來說， pH要控制在10.5~11.5；水溫應大于10℃；

51、水力負荷為2.5~5m3/(m2. h)；氣水比為2500~5000m3/m3。吹脫法除氨，去除率可達60%-95%，吳方同[12]在溫度25 ℃，pH值為10.5-11.5，氣液比2900-3600m3/m3時處理垃圾滲濾液，氨的吹脫效率達95%以上。該法流程簡單，處理效果穩(wěn)定，但水溫低時吹脫效率低，不適合在寒冷的冬季使用。</p><p>　　汽提法是用蒸汽將廢水中的游離態(tài)氨轉(zhuǎn)變?yōu)榘睔庖莩?，機理與吹脫法一樣，

52、是一個傳質(zhì)過程，即在堿性條件下，使廢水與氣體密切接觸，從而降低廢水中氨濃度的過程。</p><p>　　傳質(zhì)推動力是氣體中氨的分壓與廢水中氨的濃度相當?shù)钠胶夥謮褐?。延長接觸時間和增加氣水接觸緊密程度可提高氨氮的去除率，填料塔即可滿足此要求。塔內(nèi)填料或充填物可以通過浸潤表面或在整個塔內(nèi)形成小水滴或生成薄膜來增加氣水接觸時間。汽提法適用于處理含高濃度氨氮且連續(xù)排放的廢水，操作條件與吹脫法類似，對氨氮的去除率可達97

53、%以上。但是塔內(nèi)容易形成水垢，影響操作條件，降低氨氮的去除率。</p><p>　　含氨的吹脫后空氣和汽提氣可用稀硫酸或廢酸液進行洗滌吸收回收，作為肥料使用，從而達到廢物的綜合利用的目的。</p><p><b>　　（2）化學沉淀法</b></p><p>　　化學沉淀法應用于廢水處理開始于20世紀60年代，基本原理是通過向廢水中投加Mg 2

54、+和PO4 3-，與廢水中的NH4+發(fā)生化學反應生成難溶的復鹽MgNH4P04·6H20(簡稱MAP)沉淀物，進而達到去除廢水中氨氮的目的，反應方程式為：。</p><p>　　沉淀物（MgNH4P04·6H20）是堿式鹽，在酸性條件下易溶解，因此沉淀反應應在PH較高的條件下進行。此方法工藝簡單，但藥劑消耗量較大，加大了污水處理成本。</p><p><b>

55、　?。?）電解法</b></p><p>　　電解反應的陽極具有較強的氧化性，能將NH3-N氧化，如在電解槽中加入NaCl，生成ClO-，具有強氧化性，亦可氧化氨氮。該方法在操作條件適宜的情況下，氨氮去除率較高，最高可達100％，但是耗電量大（以COD計耗電量為55kwh/kg）。</p><p>　?。?）濕式催化氧化法</p><p>　　濕式催化氧

56、化法是指在一定溫度壓力下，在催化劑的作用下，以空氣或氧氣為氧化劑使污水中的有機氮和無機氮氧化分解成CO2、H2O及N2等無害物質(zhì)，以達到脫氮的目的。目前已有的催化濕式氧化技術處理焦化廢水，氨氮的去除率可達99％以上。</p><p><b>　?。?）膜分離法</b></p><p>　　膜分離法是指利用天然的或人工合成的具有選擇性的膜，在外界壓力或化學位差的推動下，

57、實現(xiàn)不同組分分離的過程。用于廢水脫氮的膜分離法主要有反滲透和電滲析兩種。用于分離的膜具有選擇透過性，常用的反滲透膜主要是醋酸酯膜。</p><p><b>　?。?）折點加氯法</b></p><p>　　將過量的氯氣或次氯酸鈉加入廢水中，當達到某一臨界點時，廢水中的游離氯含量較低，氨氮含量接近于零；繼續(xù)通入氯氣或加入次氯酸鈉時，廢水中的游離氯含量開始上升。該臨界點通

58、常被稱為這點，在此狀態(tài)下的氯化稱為折點氯化，廢水中的氨氮被氧化成N2而被脫去。</p><p><b>　　反應過程如下：</b></p><p><b>　?。?）催化反硝化</b></p><p>　　催化反硝化是以氫氣（H2）為還原劑，在催化劑作用下，將硝酸氮（NO3-N）還原成無害的氮氣（N2）的過程。該方法具有反

59、應快、不改變原水成分、不產(chǎn)生二次污染、反應裝置結構簡單等優(yōu)點。被認為是目前最具有發(fā)展前景的脫氮技術之一。</p><p>　?。?）選擇性離子交換法</p><p>　　選擇性離子交換法進行脫氮是指借助離子交換柱內(nèi)離子交換劑上的離子與廢水中銨根離子（NH4+）發(fā)生交換，從而達到從廢水中去除氮的目的。</p><p><b>　　（9）吸附法</b&g

60、t;</p><p>　　吸附法就是利用多孔性的固體材料，將廢水中的物質(zhì)如氨氮等被吸附于吸附材料表面從而將廢水中的氨氮被去除的方法。吸附法是目前較為成熟的，應用范圍較廣的水處理方法之一。</p><p>　　1.2.2 生物脫氮技術</p><p>　　（1）傳統(tǒng)生物脫氮技術</p><p>　　傳統(tǒng)生物脫氮技術是基于微生物的硝化和反硝化作用

61、而產(chǎn)生的。硝化作用是指在好氧條件下，自養(yǎng)型微生物將氨氮氧化為亞硝態(tài)氮（NO2-N）和硝態(tài)氮（NO3-N）的過程；反硝化作用是指在缺氧或厭氧狀態(tài)下異養(yǎng)型反硝化細菌將亞硝態(tài)氮（NO2-N）和硝態(tài)氮（NO3-N）進一步還原成氮氣（N2）的過程。</p><p>　　目前，廢水脫氮技術最常用的方法就是聯(lián)合微生物的硝化和反硝化作用，進而達到生物脫氮的目的。第一步由亞硝化細菌將氨氮氧化為亞硝酸鹽再由硝化細菌將亞硝酸鹽進一步氧

62、化成硝酸鹽，第二部則是在多種微生物的共同作用下，將硝酸鹽和亞硝酸鹽還原成氮氣而釋放到空氣中，從而從廢水中去除含氮化合物。</p><p>　　目前的脫氮工藝都是將反應器分為好氧區(qū)和缺氧區(qū)（或厭氧區(qū)），在不同的反應器中分別進行硝化和反硝化反應。</p><p>　　傳統(tǒng)的生物脫氮技術存在以下問題：</p><p>　　硝化細菌是自養(yǎng)型微生物，生長和時代周期較長；<

63、;/p><p>　　硝化細菌對水質(zhì)水量的抗沖擊負荷能力較低，易導致出水水質(zhì)不穩(wěn)定；</p><p>　　硝化和反硝化過程在時間和空間上難以統(tǒng)一，脫氮效率較低；</p><p>　　某些工業(yè)廢水需要外加碳源才能進行生物脫氮，且出水中有殘留有機物，必須進行后曝氣處理，在增加能耗的同時也增大資源浪費。</p><p>　　（2）同步硝化反硝化（SND）

64、</p><p>　　同步硝化反硝化（SND）[13-15]，是指在同一個反應器中同時發(fā)生硝化和反硝化反應。其作用機理主要有3種理論：宏觀環(huán)境理論，微觀環(huán)境理論和微生物理論。</p><p>　　宏觀環(huán)境理論是指由于曝氣分布的不均勻性使得反應器內(nèi)形成好養(yǎng)段、缺氧段或厭氧段，即生物反應器的宏觀環(huán)境。微觀環(huán)境理論是指由于由于溶解氧擴散作用，使得微生物體內(nèi)形成溶解氧濃度梯度，進而導致微觀環(huán)境上的

65、同步硝化和反硝化過程。微生物理論則是某些特殊微生物種群的存在可以使同步硝化反硝化的發(fā)生，這些微生物種群不僅可以在好氧條件下進行反硝化反應，而且可以在缺氧條件下發(fā)生硝化反應[16]。</p><p>　　同步硝化反硝化工藝操作簡單、占地面積小、周期短、處理效果好；但由于絮凝體在為缺氧區(qū)的形成不穩(wěn)定，容易導致處理效果出現(xiàn)波動，使出水水質(zhì)難以穩(wěn)定保持在某一水平。</p><p>　?。?）短程硝

66、化反硝化法</p><p>　　短程硝化反硝化就是將硝化過程控制在亞硝酸鹽（NO2-）階段，不經(jīng)過氧化二直接進行反硝化過程。該工藝不經(jīng)過生成硝酸鹽這一過程，減少了對底物和供氧的需求，降低了系統(tǒng)的運行成本。</p><p>　　短程硝化反硝化工藝不需要外加碳源、反應時間短、污泥產(chǎn)量低且能耗較低，占地面積小，運行費用低于傳統(tǒng)脫氮工藝。但是系統(tǒng)達到足夠的生物濃度所需的時間較長，且關于實現(xiàn)亞硝酸鹽

67、穩(wěn)定積累的技術還不成熟，需要進一步研究。</p><p><b>　?。?）厭氧氨氧化</b></p><p>　　厭氧氨氧化法（ANAMMOX）是指在厭氧條件下，微生物直接將NH4+、NO2-、NO3-轉(zhuǎn)變成N2的生物氧化過程[17]。</p><p>　　與傳統(tǒng)工藝相比，ANAMMOX工藝不需要供氧，不需要外加碳源，不需要外加酸堿調(diào)節(jié)劑，不

68、產(chǎn)生二次污染，運行費用較低，污泥產(chǎn)量大幅度減少，是目前最經(jīng)濟、最簡潔的生物脫氮工藝。但是厭氧氨氧化細菌對溶解氧濃度敏感，而且生長速度緩慢，對操作條件要求較高。因此，要將ANAMMOX工藝推廣應用還需要進一步研究。</p><p>　　1.3 本課題研究的目的、內(nèi)容和意義</p><p>　　1.3.1 本課題研究的目的和意義</p><p>　　吸附法作為處理廢水中

69、氨氮的重要手段，在實際生活中得到了廣泛的應用。因此，尋找一種較為廉價、易于獲得且對環(huán)境無污染的吸附材料，在提高廢水處理的經(jīng)濟價值，降低廢水處理成本的同時具備較高的凈化去除效率是當前環(huán)保課題中亟需解決的問題。</p><p><b>　?。?）活性炭</b></p><p>　　活性炭是目前生產(chǎn)生活中應用范圍最廣的吸附材料之一?；钚蕴渴怯珊嘉镔|(zhì)經(jīng)過炭化和活化等一系列物

70、理化學處理制備而成的炭結構。傳統(tǒng)的活性炭吸附材料主要包括粉末活性炭和顆?；钚蕴俊Ｓ捎诨钚蕴烤哂卸喾稚⑿缘目紫督Y構，具有良好的吸附能力；由于是炭結構，故而具有較強的物理化學穩(wěn)定性；同時失效后易于再生獲得。這些特點決定了活性炭在環(huán)境保護、醫(yī)藥、農(nóng)業(yè)、交通等諸多方面為人類社會的發(fā)展做出了巨大貢獻?；钚蕴坎粌H能用于去除水中的色、臭、味，而且對各種有機物和無機物的去除也有很好的效果。</p><p><b>　　

71、（2）多孔陶瓷</b></p><p>　　多孔陶瓷材料，是一種新型的陶瓷材料，是一種經(jīng)過高溫煅燒，在形成于燒結過程中在材料內(nèi)部形成大量氣孔的新型陶瓷材料。多孔陶瓷材料具有孔隙率率高、透氣阻力小、體積密度較小并具有發(fā)達的比表面和獨特的物理表面特性。加上陶瓷材料本身特有的耐腐蝕、耐高溫以及較高的化學穩(wěn)定性和硬度，使得多孔陶瓷材料在過濾、凈化分離、催化劑載體、生物材料、減震、保溫等領域有著廣泛的應用。主要

72、有硅酸鹽材料、硅鋁酸鹽材料、硅藻土質(zhì)材料、剛玉和金剛砂材料等。由于其具有較高的比表面和孔隙率，因此具有較高的吸附性能。當濾液通過時，能夠吸附和截留水中的懸浮物、膠體顆粒等污染物，目前多用于處理重金屬工業(yè)廢水以及用作生物濾池的生物載體（濾料）。</p><p><b>　?。?）硅藻土</b></p><p>　　硅藻土，在我國資源十分豐富。我國目前發(fā)現(xiàn)的硅藻土礦區(qū)遍及

73、全國14個省區(qū)，儲量豐富。由于其具有隔音、隔熱、漂泊等特點，在上世紀50年代，被廣泛地用于生產(chǎn)保溫材料、輕質(zhì)磚、有機溶劑載體等領域。近年來，硅藻土開始被用作飲料、釀酒行業(yè)的助凝劑。同時，硅藻土本身具有大量且有序排列的微孔結構，具有很大的比表面積，具有很強的吸附能力以及較大的吸附容量，因此硅藻土是天然的納米材料，能夠吸收自身3~4倍的質(zhì)量的其他物質(zhì)。 但是由于其應用領域的限制，使其功能難以得到充分的發(fā)揮，在環(huán)保領域的應用有限。因此，擴大硅

74、藻土在環(huán)保領域的應用范圍是非常有必要的。</p><p>　　本文根據(jù)目前我國氨氮類污染物的處理現(xiàn)狀，以目前已有的吸附材料，如活性炭、多孔陶瓷和硅藻土為基礎，拓展吸附材料在氨氮去除中的應用。通過對不同實驗條件的控制、不同材料之間的優(yōu)化組合，以達到找尋出對于去除污水中氨氮具有較好應用前景的技術方法的目的。</p><p>　　1.3.2 研究內(nèi)容</p><p>　　

75、本課題針對不同吸附材料對污水中氨氮的吸附容量、吸附曲線及其影響因素的研究，結合本地污水處理工藝，通過優(yōu)化篩選，提出具有較高吸附容量且經(jīng)濟可行的氨氮吸附材料。</p><p>　　主要工作內(nèi)容有以下幾個方面：</p><p>　　活性炭吸附處理廢水中氨氮的處理效果以及影響因素的研究，確定氨氮吸附最佳實驗條件；</p><p>　　多孔陶瓷材料吸附去除廢水中氨氮的處理效

76、果及其影響因素的研究，并確定氨氮吸附最佳實驗條件；</p><p>　　硅藻土吸附去除廢水中氨氮的處理效果及其影響因素的研究，并確定氨氮吸附最佳實驗條件。</p><p>　　第二章 活性炭吸附去除廢水中氨氮的研究</p><p>　　2.1 活性炭的發(fā)展及廢水處理上的應用</p><p>　　2.1.1 活性炭的應用發(fā)展</p>

77、;<p>　　活性炭由于其具有比表面和孔隙率大等特點，具有很強的吸附性能，穩(wěn)定的物理化學特性以及失效后再生方便等優(yōu)點，被廣泛應用于國防、科技、農(nóng)藥、交通、工業(yè)、醫(yī)藥以及環(huán)境保護等領域，在推動社會發(fā)展上做出了巨大貢獻[18]。活性炭在水處理中，不僅能夠有效降低水的色度、去除異味、除臭，并且對于水中的各種有機物也有很好的去除效果。</p><p>　　木炭在很久以前被用作燃料以及冶金工藝。據(jù)記載，公元前

78、1550年，在埃及木炭被醫(yī)用化。公元前460~359年，希臘名醫(yī)Hippocrate用木炭來治療羊癲瘋。1794年英國某糖廠用木炭加速脫色。Mllier發(fā)現(xiàn)經(jīng)過處理后的木炭具有共吸現(xiàn)象，從而奠定了吸附理論的基礎。20世紀初葉，Osrtejko發(fā)明了活性炭的制備方法。1911年，活性炭在維也納某工廠首次用于工業(yè)生產(chǎn)。</p><p>　　百十年來，活性炭被廣泛應用于諸多領域。20世紀20年代，活性炭被應用于防毒面具

79、制造，是工業(yè)化學史上輝煌的一頁。防毒面具的應用，推動擴大了活性炭的應用市場，使得其吸附性能在各方面得到不斷開發(fā)。20世紀40年代，活性炭被應用于自來水廠除臭。20世紀后期，活性炭從凈水領域進入氣體凈化領域，從而使環(huán)保業(yè)成為活性炭應用較多的產(chǎn)業(yè)?；钚蕴康膽帽榧案鱾€領域：工業(yè)上被用作催化劑載體以及用于回收有機溶劑、貴金屬等；醫(yī)藥上，活性炭被開發(fā)的應用有口服活性炭和注射用活性炭；水處理方面，活性炭與其他方法聯(lián)合進行水質(zhì)處理，如臭氧氧化-活性

80、炭處理法、活性炭吸附-生物膜處理法。</p><p>　　活性炭技術在我國研究起步較晚。我國制藥以及化工行業(yè)所使用的活性炭在20世紀40年代以前都是從國外進口。20世紀50年代初，國產(chǎn)的活性炭才開始進入市場。1960年，太原簡歷第一座斯列普爐，從而才是生產(chǎn)顆粒狀煤質(zhì)活性炭。從20世紀60年代到80年代這20年間，我國活性炭的生產(chǎn)技術和規(guī)模得到不斷的發(fā)展。80年代后期，通過引進國外先進技術和設備，我國活性炭的生產(chǎn)以

81、及應用得到了極大地發(fā)展。在水處理方面，活性炭的應用使得水處理效果大大提高，而且降低了處理成本。</p><p>　　（1）活性炭在凈水處理中的應用</p><p>　　從20世紀40年代，活性炭被應用于自來水廠除臭開始，活性炭被廣泛的應用于凈水處理?；钚蕴吭趦羲幚砉に囍械膽弥饕譃橐韵氯齻€方面：</p><p>　　用于生活飲用水的除污染處理，主要用于去除飲用水

82、中的色、臭、味以及酚類、鹵代烴和余氯等；</p><p>　　用于制備高純水的預處理工藝，在進行離子交換工藝之前去除水中的有機物、微生物、膠體以及余氯等，防止有機物對離子交換樹脂的污染，從而影響其交換能力和使用壽命；</p><p>　　被用于凈水器中的吸附材料，去除水中有機物、余氯、重金屬等雜質(zhì)，改善飲用水水質(zhì)。</p><p>　?。?）活性炭在廢水處理中的應用

83、</p><p>　　活性炭是目前水處理匯總普遍采用的吸附劑，研究表明，活性炭不僅對水中溶解的有機物如苯類化合物、酚類化合物、石油及石油產(chǎn)品等具有較強的吸附能力；而且對生物法及其他方法難以去除的有機物，如色度、表面活性物質(zhì)、胺類化合物、農(nóng)藥、合成洗滌劑及重金屬等都有較好的去除效果。且活性炭達到飽和后，可以脫附再生，回收吸附質(zhì)，進行重復使用?；钚蕴吭趶U水處理中的應用主要有以下幾個方面[19, 20]：</p&

84、gt;<p>　　活性炭處理重金屬廢水</p><p>　　隨著電鍍業(yè)、氯堿工業(yè)等工業(yè)的迅猛發(fā)展，大量含有重金屬的廢水對人類健康和生態(tài)環(huán)境帶來嚴重的危害，廢水中的重金屬離子主要有鉻、鎘、汞、鉛、銅以及類金屬砷等?；钚蕴繉U水中的重金屬離子具有有效的吸附性能，目前大量的應用于重金屬廢水的吸附處理工藝。</p><p><b>　　活性炭處理印染廢水</b>

85、</p><p>　　紡織工業(yè)帶動了染料生產(chǎn)的發(fā)展，據(jù)資料顯示，全球每年染料產(chǎn)量超過700000噸，但其中2％則以廢水形式進入水體，影響水體觀賞價值，影響水生植物的光合作用，進而破壞水生生態(tài)平衡。</p><p>　　活性炭巨大的比表面能夠有效的去除廢水中的染料，降低水的色度。吸附的染料進行回收利用，在保護環(huán)境的同時節(jié)約了資源。</p><p>　　活性炭處理處理廢

86、水中的CODCr</p><p>　　活性炭對于相對分子質(zhì)量小于3000，特別是相對分子質(zhì)量在500~1000之間的有機物吸附作用較強。在改善水質(zhì)效果的深度處理工藝中，活性炭吸附石完善常規(guī)污水處理工藝去除有機物最成熟有效的方法之一。能夠有效去除水中有機物，降低水中COD，提高出水水質(zhì)。同時兼具對水質(zhì)、水量的適應性強等優(yōu)點而被廣泛應用。</p><p>　　活性炭處理含氰、含酚以及農(nóng)藥廢水&

87、lt;/p><p>　　活性炭對氰類化合物、酚類化合物以及農(nóng)藥廢水中的有機物均有較好的吸附能力，可以成功地處理其他方法難以去除或處理效果不理想的含氰、含酚以及農(nóng)藥廢水，從而防止其對環(huán)境及人體健康帶來危害。</p><p><b>　　活性炭處理制藥廢水</b></p><p>　　制藥廢水具有難降解、毒性大等特點，主要來自于加工時使用的化學藥劑。目

88、前的一般用生物處理進行處理。活性炭由于其良好的吸附性能，因此將活性炭用于制藥廢水處理是現(xiàn)在或以后研究的新方向。</p><p>　　2.1.2 存在問題</p><p>　　活性炭被廣泛地應用于工業(yè)級生活廢水處理工藝，但是也存在一系列問題。</p><p>　　首先，在處理印染廢水中，活性炭對堿性染料的去除效果最好，但是對不溶性或難溶性染料（分散染料和還原染料）的處

89、理效果不甚理想。</p><p>　　其次，在廢水處理中，活性炭的用量往往很大，其本身的價格費用往往占水廠運行費用很大比例。以每千克活性炭可處理30m3水為例，一個處理規(guī)模10萬m3/d的污水處理廠每天所消耗的活性炭高達3.33噸。</p><p>　　此外，活性炭的再生技術還在不斷完善當中，但仍不能解決難題，或成本高、或效率低。目前的已有再生工藝中，熱再生法效率較高，但是存在5~10％的

90、碳損失，而且再生溫度在800~850℃之間，需要消耗大量能源；化學再生法的再生效率為70％，電化學再生法的再生效率約為80~95％，但是這兩種方法的再生費用都相對高昂，加大活性炭應用的成本。與此同時，經(jīng)過再生多次后的活性炭其為空結構發(fā)生改變，從而使其吸附性能于新制的相比有所降低。</p><p>　　2.2 活性炭的結構和吸附機理</p><p>　　活性炭是一種多孔性的吸附材料，由木材、

91、煤、椰殼等經(jīng)過炭化和活化后得到?；钚蕴績?nèi)部具有許多相互貫通或封閉的空洞，具有發(fā)達的空隙結構，多種活性官能團?；钚蕴烤哂刑嫉牧切闻帕械木W(wǎng)狀平面組成的微晶群和無規(guī)則碳結構，同時含有其他原子如氧、氮等與碳原子形成不飽和鍵，進而形成各種活性官能團，使其對極性分子和非極性分子均有良好的吸附性能。</p><p>　　活性炭具有較高的比表面積（500~2000 m2/g）和孔隙率，且相對密度較低、重量較輕等特點。因此，活性

92、炭具有較強的吸附性能。</p><p>　　其吸附機理主要有：由于靜電引力作用而產(chǎn)生的物理吸附；吸附質(zhì)與活性炭表面含氧官能團之間風聲的給-受電子作用；活性炭本身石墨結構中的Λ電子與吸附質(zhì)之間發(fā)生的擴散作用；金屬離子與活性炭表面含氧官能團之間的離子交換吸附；金屬離子與活性炭表面含氧官能團之間的化學吸附；分子在活性炭表面發(fā)生的沉積作用等。</p><p>　　2.3 活性炭吸附去除廢水中氨氮（

93、NH3-N）的靜態(tài)試驗</p><p>　　2.3.1 實驗設備和儀器</p><p>　　本文所使用的主要實驗設備見表2.1。</p><p>　　2.3.2 實驗藥品、試劑以及水樣</p><p>　　本文所使用的主要藥品試劑見表2.2。</p><p>　　本文中所使用的水樣均為實驗室自配水樣（不同濃度的NH4C

94、l溶液）。</p><p>　　2.3.3 氨氮標準曲線的繪制</p><p>　　根據(jù)《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版)，氨氮濃度的測定采用納氏試劑分光光度法(GB7479-87)。</p><p>　　原理:二氯化汞和碘化鉀的堿性溶液與氨反應生成淡紅棕色膠態(tài)化合物，其色度與氨氮含量成正比。通?？稍诓ㄩL410-425 nm范圍內(nèi)測其吸光度，計算其含量。最低檢出濃度

95、為0.025 mg/L,測定上限為2 mg/L。</p><p>　　氨氮標準曲線的繪制步驟為（除特別說明外，配置試劑用水均為無氨水）：</p><p>　?。?）納氏試劑的制備</p><p>　　準確稱取20 g碘化鉀（KI）溶于約100 mL水中，邊攪拌邊分次少量加入二氯化汞（HgCl2）結晶粉末（約10 g），直至出現(xiàn)朱紅色沉淀不易溶解時，改為滴加二氯化汞飽

96、和溶液，同時充分攪拌，當出現(xiàn)微量朱紅色沉淀不在溶解時停止滴加。</p><p>　　另準確稱取60 g氫氧化鉀（KOH）分析純?nèi)苡谒校♂屩?50 mL，待冷卻至室溫后，將上述溶液緩慢注入氫氧化鉀溶液中，用水稀釋至400 mL，混勻。然后靜置過夜，取上清液移入聚乙烯瓶中，密塞保存。</p><p>　?。?）酒石酸鉀鈉溶液的制備</p><p>　　準確稱取50

97、g四水合酒石酸鉀鈉（KNaC4H4O6·4H2O）溶于約100 mL水中，加熱煮沸以除去氨，然后冷卻至室溫，并定容至100 mL。</p><p>　?。?）氨氮標準儲備液以及使用液的制備</p><p>　　氨氮標準儲備液的制備：準確稱取3.819 g經(jīng)100℃干燥過的分析純氯化銨（NH4Cl）溶于水中，移入1000 mL容量瓶中，用水稀釋至標線。此溶液每毫升含1.00 mg氨

98、氮。</p><p>　　氨氮標準使用液的制備：移取5.00 mL氨氮標準儲備液于500 mL容量瓶中，加水稀釋至標線。該溶液每毫升含有0.01 mg氨氮。</p><p>　?。?）氫氧化鈉溶液和鹽酸的制備</p><p>　　氫氧化鈉溶液（1 mol/L）：準確稱取4.0 g分析純氫氧化鈉（NaOH）溶于水中，冷卻后移入100 mL容量瓶中，用水稀釋至標線，裝入

99、試劑瓶密封保存。</p><p>　　鹽酸（1 mol/L）：用移液管移取20 mL的4.0 mol/L的鹽酸于100 mL容量瓶中，用水稀釋至標線，移入試劑瓶密封保存。</p><p>　?。?）標準曲線的繪制</p><p>　　吸取0、0.50、1.00、3.00、 5.00、7.00和10.0 mL銨標準使用液(0.01 mg/L)于50 mL比色管中，加水

100、至標線。加1.0 mL酒石酸鉀鈉溶液(0.5 g/mL)，混勻。加1.5 mL納氏試劑，混勻。放置10 min后，在波長420 nm處，用光程20 mm比色皿，以去離子水為參比，測定吸光度。</p><p>　　由測得的吸光度，減去零濃度空白管的吸光度后，得到校正吸光度，繪制以氨氮濃度含量(μg/L)對校正吸光度的標準曲線。</p><p><b>　　實驗數(shù)據(jù)見表2.3<

101、/b></p><p>　　根據(jù)以上實驗數(shù)據(jù)，利用Excel 2010進行繪圖，得到圖2-1.</p><p>　　從圖2-1可以看出，氨氮濃度與吸光度的關系為：y=0.4802x-0.0008，R2=0.9981。則： </p><p>　　2.3.4活性炭投加量對氨氮去除率影響的實驗研究</p><p><b&g

102、t;　?。?）水樣的配置</b></p><p>　　本文中所使用的水樣均為實驗室自配水樣。用移液管移取50 mL氨氮標準儲備液于1000 mL容量瓶中，加水稀釋至標線，配成氨氮濃度為50 mg/L模擬氨氮廢水。</p><p>　?。?）實驗過程及結果</p><p>　　依次準確稱取2 g、4 g、6 g、8 g、10 g經(jīng)過150 ℃干燥后的活性炭

103、，分別加入5個250 mL錐形瓶中，同時取20 mL配置好的水樣，在室溫293 K（20 ℃）的條件下，恒溫震蕩反應1 h，靜置10 min后取上清液，使用化學分析濾紙進行過濾，過濾后分別測定氨氮含量（見表2.4）。將所得結果利用Excel 2010進行繪圖，見圖2-2。</p><p>　　實驗中所使用的水樣初始氨氮濃度為50 mg/L，實驗中隨著活性炭投加量從2 g增加到10 g，氨氮去除率從19.87%增加

104、值76.93%；單位吸附量則是投加量為2 g時候最好，為4.97 mg/g。由此結果可以得到，氨氮的去除率隨著投加量的增大而增大，但是單位吸附量隨著投加量的增加，先呈現(xiàn)上升趨勢然后逐漸下降。這是由于當活性炭投加較少時，活性炭相對于水樣中的氨氮來說是不足的，所有活性炭顆粒均達到吸附飽和狀態(tài)且氨氮仍有大量未能吸附去除；當活性炭投加量增加時，氨氮的去除率隨之升高，但當其投加量相對于氨氮是過量的時候，活性炭就難以得到充分利用，從而產(chǎn)生仍具有一定

105、吸附能力的活性炭。因此，根據(jù)活性炭單位質(zhì)量吸附氨氮的量來確定活性炭的最佳投加量。</p><p>　　由此實驗得出：活性炭的最佳投加量為2g/50mL，能夠使活性炭得到充分利用。</p><p>　　2.3.5 pH值對氨氮去除率的影響</p><p>　　在水樣pH值對吸附效果的影響實驗中，用1.0 mol/L的HCl和NaOH溶液將50mL的水樣分別調(diào)pH值為4

106、、6、7、8、10，按照2.3.4實驗中所得結果，活性炭投加量為2 g，反應溫度293 K（20℃），震蕩反應1小時后，靜置10 min，取上清液用化學分析濾紙進行過濾，然后測定剩余氨氮含量。將所得結果使用Excel 2010進行繪圖，所得結果見圖2-3.</p><p>　　從實驗結果可以看出，在酸性或堿性條件下，活性炭對氨氮的吸附效果均優(yōu)于pH=7.0時的中性條件，且其去除率與酸堿程度成正比關系。在酸性和堿性

107、條件下，活性炭的性質(zhì)可能發(fā)生改變，即活性炭的酸堿改性，從而使其對氨氮的吸附容量得以提高，吸附性能得到優(yōu)化，改善吸附效果；同時，堿性條件有利于溶液中的銨離子（NH4+）轉(zhuǎn)化為游離氨（NH3）逸出，使溶液中氨氮含量減少，氨氮去除率增高。</p><p>　　由于這些原因，使得在不同pH值情況下，活性炭對氨氮的去除率曲線呈現(xiàn)出“V”字型?；钚蕴吭谒釅A條件下均會被改性，改善其吸附性能，提高氨氮去除率；但是活性炭的酸堿改性

108、效果不太明顯，對氨氮的去除效果改善的也不明顯。</p><p>　　2.3.6 接觸時間對氨氮吸附效果的影響</p><p>　　在接觸時間對氨氮吸附效果的影響實驗中，根據(jù)2.3.4和2.3.5的實驗結果，選擇在溫度為293 K（20℃），pH=7.0，活性炭投加量為2.0 g條件下，在250 mL錐形瓶中加入50 mL氨氮濃度為50 mg/L的水樣，進行振蕩。分別在30 min、60 m

109、in、90min、135 min和180 min時檢測溶液中的氨氮剩余濃度。并使用Excel 2010繪制出吸附效果隨時間的變化曲線，見圖2-4。</p><p>　　由實驗結果可以看出，活性炭對氨氮的去除率隨著反應時間的增加而增加，當?shù)竭_90 min后，氨氮的去除率增加變得不明顯，其主要原因是活性炭的吸附容量趨近飽和。從圖上可以看出，在開始的30 min內(nèi)，活性炭的吸附速率較快，此時吸附效果隨時間的變換增加較明

110、顯；1 h之后隨著其吸附容量的趨近飽和，活性炭吸附速率逐漸減緩，吸附時間隨時間變化曲線較為平緩；當135 min時，吸附已基本達到平衡狀態(tài)。</p><p>　　因此，由于吸附平衡所需時間較長，故而活性炭吸附氨氮的最佳接觸時間確定為1h。此時活性炭的吸附性能已得到充分發(fā)揮。</p><p>　　2.3.7 吸附等溫線的測定</p><p>　　準確稱取6組2 g經(jīng)過