Investigation of ammonia nitrogen removal from the effluent of stabilization ponds using modified natural zeolite and air stripping

Subject Areas : Water and Environment

rasool Fathi ¹ , Parviz Mohammadi ² , Seyed Ahmad Hosseini ³ , Fariborz Yosefvand ⁴ , Hosseini Norouzi ⁵

1 - Department of Environmental and Natural Resources, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran
2 - - Department of Environmental Health Engineering, School of Public Health, Kermanshah University of Medical Sciences, Kermanshah, Iran. * (Corresponding Author)
3 - Department of Environmental and Natural Resources, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran.
4 - Department of Water Engineering, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran.
5 - Department of Environmental and Natural Resources, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran

Received: 2021-08-05 Accepted : 2021-11-17 Published : 2024-08-22

Keywords: Eutrophication, Adsorption Kinetic, Optimization, CCD, ammonia nitrogen.,

Abstract :

Background and Objective: Recharge of wastewater contains nitrogen compounds into surface water led to excessive alga growth and eutrophication in lakes and rivers. This study aimed to investigate nitrogen compound removal from aqueous solution by modified clinoptilolite and air stripping and optimize the process using experimental design and central composite design (CCD).

Material and Methodology: In this study, adsorbent (clinoptilolite) were modified ferric chloride. The experiment was designed using the CCD method and the effect of pH, adsorbent doses, contact time, ammonium initial concentration was surveyed by modified clinoptilolite. In addition, contact time, pH, and aeration rate were studied through air stripping.

Findings: According to obtained results, the maximum ammonium adsorption through modified clinoptilolite as obtained at pH, contact time, initial concentration, and adsorbent dose which removal efficiency was 84.16%. In addition, the optimum condition using air stripping was obtained at an aeration rate of 4 mL/min, time of 3.99 h, and initial concentration of 10.3 that removal efficiency was 96.4%.

Discussion and conclusion: according to the results obtained and the high efficiency of the processed studied in this work, modified clinoptilolite can be used as low cost and effective absorbent for nitrogen compound removal.

 

References:

1. Ma, B., Wang, S., Cao, S., Miao, Y., Jia, F., Du, R., Peng, Y., 2016. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: recent advances. Bioresource technology,Vol. 200pp.981-90.
2. Jia, H., Yuan, Q., 2016. Removal of nitrogen from wastewater using microalgae and microalgae–bacteria consortia. Cogent Environmental Science,Vol. 2(1),pp.1275089.
3. Rezaee, A., Hossini, H., Masoumbeigi, H., Soltani, RDC., 2011. Simultaneous removal of hexavalent chromium and nitrate from wastewater using electrocoagulation method. Int J Environ Sci Dev,Vol. 2(4),pp.294-8.
4. Li, P., Zuo, J., Wang, Y., Zhao, J., Tang, L., Li, Z., 2016. Tertiary nitrogen removal for municipal wastewater using a solid-phase denitrifying biofilter with polycaprolactone as the carbon source and filtration medium. Water research,Vol. 93, pp.74-83.
5. Winkler, MK., Straka, L., 2019. New directions in biological nitrogen removal and recovery from wastewater. Current opinion in biotechnology,Vol. 57pp.50-5.
6. Al-Sheikh, F., Moralejo, C., Pritzker, M., Anderson, WA., Elkamel, A., 2020. Batch adsorption study of ammonia removal from synthetic/real wastewater using ion exchange resins and zeolites. Separation Science and Technology. pp.1-12.
7. Zamri, MFMA., Kamaruddin, MA., Yusoff, MS., Aziz, HA., Foo, KY., 2017. Semi-aerobic stabilized landfill leachate treatment by ion exchange resin: isotherm and kinetic study. Applied Water Science,Vol. 7(2).pp.581-90.
8. Adam, MR., Othman, MHD., Puteh, MH., Ismail, A., Mustafa, A., Rahman, MA., Jaafar, J., 2020. Impact of sintering temperature and pH of feed solution on adsorptive removal of ammonia from wastewater using clinoptilolite based hollow fibre ceramic membrane. Journal of Water Process Engineering,Vol. 33.pp.101063.
9. Begum, SA., Golam Hyder, A., Hicklen, Q., Crocker, T., Oni, BJ., 2021. Adsorption characteristics of ammonium onto biochar from an aqueous solution. ournal of Water Supply: Research and Technology-Aqua, Vol. 70(1), pp.113-22.
10. DemirAhmet., Gunay, A., Debik, E. 2002. Ammonium removal from aqueous solution by ion exchange using packed bed natural zeolite. Water SA,Vol. 26(3), pp.329-36
11. KaradagDogan., Turan, M., Armagan, B., 2006. Removal of ammonium ion from aqueous solution using natural Turkish clinoptilolite. Journal of Hazardous Materials,Vol. B136. pp.604-9.
12. Huang, X., Bai, J., Li, K., Zhao, Y., Tian, W., Hu, CJ.. 2020. Preparation of Clay/Biochar Composite Adsorption Particle and Performance for Ammonia Nitrogen Removal from Aqueous Solution. Journal of Ocean University of China, Vol. 19(3), pp.729-39
13. Wang, X., Lü, S., Gao, C., Xu, X., Zhang, X., Bai, X., Liu, M., Wu, L., 2014. Highly efficient adsorption of ammonium onto palygorskite nanocomposite and evaluation of its recovery as a multifunctional slow-release fertilizer. Chemical Engineering Journal. Vol. 252, pp.404-14.
14. Moradi, O., Zare, K., 2013. Adsorption of ammonium ion by multi-walled carbon nanotube: kinetics and thermodynamic studies. Nanotubes and Carbon Nanostructures. Vol. 21(6), pp.449-59.
15. Fu, H., Li, Y., Yu, Z., Shen, J., Li, J., Zhang, M., Ding, T., Xu, L., Lee, S.,2020. Ammonium removal using a calcined natural zeolite modified with sodium nitrate. Journal of hazardous materials. Vol. 393, pp.122481.

Full-Text:



بررسی حذف نیتروژن آمونیاکی از پساب خروجی برکه های تثبیت با استفاده از زئولیت طبیعی اصلاح شده و زدایش توسط هوا

 

چکیده فارسی

زمینه و هدف: تخلیه فاضلاب های حاوی ترکیبات نیتروژن به آب های سطحی منجر به یوتریفیکاسیون رودخانه و دریاچه میشود. هدف از این مطالعه امکان سنجی حذف ترکیبات نیتروژن با استفاده از جاذب معدنی کلینوپتیلولایت اصلاح شده و زدایش توسط هوا و بهینه سازی آن به روش طراحی آزمایش توسط روش ترکیب مرکزی (CCD) بود.

 

 روش بررسی: در این مطالعه به منظور آماده سازی جاذب از کلرورفریک استفاده شد. بعد از بهینه سازی روش آزمایش، به روش طراحی صورت گرفته توسط روش CCD و در نظر گفتن پارامترهای موثر در جذب مانند pH، دوز جاذب، غلظت اولیه آمونیوم و زمان تماس بر جذب توسط خاک کلینوپتیلولایت اصلاحی و همچنین زمان تماس، pH و همچنین مقدار هوادهی مورد بررسی قرار گرفت.

یافته ها: حداکثر جذب آمونیوم روی خاک اصلاح شده به ترتیب در pH، دوز جاذب، غلظت اولیه و زمان تماس برابر 5، 10 گرم در لیتر، 9/56 میلی گرم در لیتر و 5 ساعت بدست آمد که راندمان حذف برابر با 18/84 درصد به دست آمد. علاوه بر این، در روش زدایش توسط هوا، در مقدار هوادهی 4 میلی لیتر در دقیقه، pH برابر با 64/11، زمان تماس 99/3 ساعت و غلظت 3/10 میلی گرم بر لیتر، راندمان حذف برابر با 4/96 درصد به دست آمد.

 

بحث و نتیجه گیری: طبق نتایج به دست آمده با توجه به راندمان بالای حذف این نتایج حاصل شد که از خاک کلینوپتیلولایت اصلاحی و زدایش توسط هوا می توان به عنوان جاذبی نسبتا کارآمد و ارزان قیمت برای جذب ترکیبات نیتروژن استفاده نمود.

 

 

کلمات کلیدی: یوتریفیکاسیون، سینتیک واکنش، بهینه سازی، CCD، نیتروژن آمونیاکی

 

 

زمینه و هدف

یوتریفیکاسیون در منابع آبی (آبهای سطحی) اولین مشکل ایجاد شده از آلودگی نیتروژن و فسفر بوسیله فاضلاب صنایع، کودهای کشاورزی و فاضلاب شهری که موضوع مشترک زیست محیطی در اکثر کشورها بوده، می باشد. این مواد مغذی باعث ایجاد مشکلات گوناگون از قبیل سمیت، شکوفایی جلبک، کاهش اکسیژن، از بین رفتن ماهی ها، از بین رفتن تنوع زیستی و مرجان های صخره ای شده است. غلظت بالای نیتروژن در پساب خروجی تصفیه شده می تواند آثار مخرب دیگری نظیر اثر گذاشتن بر عملکرد گندزدایی کلر در آب (افزایش مصرف کلر) با ایجاد خطر برای بهداشت عمومی و نامناسب ساختن پساب برای استفاده مجدد داشته باشد. آمونیوم در واکنش با کلر تولید کلرآمین ها می نماید که علاوه بر داشتن اثرات گندزدایی، برای آبزیان در آبهای پذیرنده سمی می باشد [1, 2].

در مخازن ذخیره آبی، آمونیاک تحت فعالیت میکروارگانیزم های نیتریفایر به نیتروژن نیتریتی تبدیل می شود. نیتریت با ترکیب با پروتئین باعث ایجاد نیتروزآمین که سرطان زاست شده و تهدیدی برای سلامتی انسان می باشد. لذا در این راستا نیاز به تقویت سیستم های تصفیه فاضلاب برای حذف آمونیوم و یا آمونیاک می باشد. غلظت آمونیوم (حدود 5 میلی گرم بر لیتر) در آب سطحی برای بعضی از گونه های ماهی خیلی سمی می باشد. ماکزیمم مقدار مجاز آمونیاک (انجمن آب آشامیدنی اروپا) تقریبا mg/L 5/0 (AWWA) و همچنین مقدار در نظر گرفته شده جهت تخلیه پساب به آبهای سطحی mg/L  5/2 و چاه ها mg/L 1 می باشد [3, 4].

 

روش های مختلفی به منظور حذف نیتروژن آمونیاکی مورد استفاده قرار گرفته است. روشهای فیزیکوشیمیایی و بیولوژیکی پیشنهادی برای حذف آمونیاک از پساب های صنعتی و انسانی، زدایش توسط هوا کلرزنی تا نقطه شکست، تبادل یون و نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون بیولوژیکی می باشد. رسوب شیمیایی با فسفات منیزیوم وآمونیوم [5]، تبدیل الکتروشیمیایی [6]، جذب، جذب بیولوژیکی [7]، اکسیداسیون هوای مرطوب و بیوفیلتراسیون از دیگر روشهای حذف نیتروژن آمونیاکی است [8]. روشهای بیولوژیکی، روشهای مرسوم در حذف آمونیاک از فاضلاب شهری و صنعتی می باشد که در غلظت های کم کاربرد دارند و جوابگوی بار ورودی بالا نمی باشند. از دیگر محدودیت های فرایندهای بیولوژیکی، نیاز به زمین و مساحت زیاد بوده که به علت کندی فعالیت تبدیل آمونیوم، هزینه ی سرمایه ای بالایی را متحمل خواهد شد. همچنین راندمان آن ها در دمای پایین کاهش می یابد [9-11]. رسوب شیمیایی روشی است که علاوه بر نیاز به افزودن مواد شیمیایی، باعث ایجاد آلاینده ای جدید در آب یا پساب می گردد. در روشهای الکتروشیمیایی از فلزات گران قیمت به عنوان کاتد استفاده می گردد که هزینه بر بوده و مصرف انرژی در آنها بالاست. اما استفاده از سیستم های جذب آلاینده با استفاده از زئولیت یکی از کارآمدترین سیستم های تصفیه فاضلاب می باشد. این سیستم ها بعلت عدم تولید پسماند در سیستم های تصفیه و عدم تشکیل ترکیبات جانبی و از سوی دیگر هزینه پایین آن بطور چشمگیری مورد توجه محققین و طراحان قرار گرفته است.

تبادل یون یکی از مکانیسم های است که توسط زئولیت انجام می گیرد و دارای مزایایی از جمله کنترل بار ناگهانی و توانایی انجام عملیات در محدوده وسیعی از دما می باشد. کاربرد روش تبادل یون بسیار کارآمدتر از روشهای بیولوژیکی و دیگر روشها می باشد. بهره برداری و نگهداری از سیستم های تبادل یونی ساده بوده و به علت کم هزینه بودن پرکاربرد هستند [12].

زئولیت ها مواد معدنی طبیعی می باشند که دارای ظرفیت تبادل کاتیونی داخلی (CEC) و ظرفیت تبادل کاتیونی خارجی (ECEC) بسیار زیاد و سطح مقطع وسیعی می باشند. زئولیت ها، بلورهای آلومینوسیلیکات هیدراته هستند که دارای کاتیون های فلزات قلیایی و قلیایی خاکی می باشند و ساختمان نامحدودی دارند. از ویژگی های این ترکیبات، تبادلات کاتیونی و دارا بودن قابلیت برگشت پذیری جذب و دفع آب بدون ایجاد تغییر عمده در ساختمان مولکولی آن است. زئولیت طبیعی بطور معمول بارالکتریکی منفی در سطح خود دارد. بنابراین ویژگی تبادل یون را داراست [13]. در مطالعات اخیر و به منظور افزایش کارایی این ترکیبات در حذف آلاینده های مختلف از محیط های آبی، از فرایند اصلاح استفاده شده است. در سال های اخیر پوشاندن جاذب ها با اشکال مختلف ترکیبات فلزی (یونی و عنصری) جهت بهبود حذف آلاینده با بسترهای جذبی مورد استفاده قرار گرفته است [14]. در این تحقیق از زئولیت طبیعی کلینوپتیلولیت به دلیل خاصیت انتخابی بالاتر، ظرفیت بالای تبادل یونی، مقاومت به شرایط محیطی و فراوان بودن استفاده و جهت بهبود جذب و افزایش راندمان آن، با کلرید سدیم و کلریدآهن اصلاح گردیده است. در ادامه جهت حذف آمونیوم خروجی از بستر زئولیت و همچنین تصفیه پساب حاصل از احیا زئولیت که حاوی آمونیوم با غلظت بالایی می باشد از روش زدایش توسط هوا استفاده شده است. زدایش توسط هوا روشی است که مایع، معمولا آب یا پساب ورودی به برج در تماس یا گاز (معمولا هوا) قرار گرفته بطوری که مواد نامطلوب در فاز مایع از جمله آمونیاک می تواند رهاسازی و یا توسط هوا حمل گردد. زدایش توسط هوا روشی است که در غلظت های بالایی از نیتروژن آمونیاکی کاربرد داشته و در دمای بالا مورد استفاده قرار می گیرد [15, 16].

هدف از این تحقیق تعیین ظرفیت جذب و راندمان زئولیت در حذف نیتروژن آمونیاکی، بررسی تاثیر مواد اصلاح کننده بر توانایی جذب، مکانیسم واکنش و مقایسه آنها با یکدیگر و همچنین بررسی عملکرد فرایند زدایش توسط هوا در حذف آمونیاک می باشد. در تحقیقات گذشته به بررسی حذف مواد آلاینده از جمله آمونیوم و دیگر ترکیبات نیتروژنی با استفاده از زئولیت اصلاح شده پرداخته شده است. اما در این مطالعه هدف مقایسه و تاثیر مواد اصلاح کننده زئولیت با یکدیگر از لحاظ توانایی در جذب و مکانیسم واکنش حذف می باشد. همچنین در این مطالعه، حذف آمونیوم خروجی از ستون جذب (آمونیوم باقیمانده و یا حذف نشده) با تبدیل به آمونیاک از طریق ستون هوادهی مورد بررسی قرار می گیرد.

 

روش بررسی

اين پژوهش از نوع مطالعات علوم پايه و مبتني بر روش هاي آزمايشگاهي و مدلسازي شرايط تجربي است. فاضلاب مورد استفاده در این تحقیق یک فاضلاب مصنوعی بوده که برای ساخت آن ازکلرید آمونیوم شرکت مرک آلمان (به عنوان منبع آمونیاک) استفاده شد. برای تهیه محلول استوک 1000 گرم در لیتر مورد نیاز این تحقیق 409/31 گرم کلریدآمونیوم در ده لیتر آب حل گردید که در هر بازه زمانی به سبب نیاز با رقیق سازی غلظت مورد نظر تهیه می‌شد. محلول استوک داخل یخچال نگهداری می شد. علاوه بر این جهت ارزیابی سیستم در شرایط واقعی، مقادیر بهینه به دست آمده از فرآیند را روی پساب حاصل از برکه تثبیت مورد بررسی قرار گرفت. پس از مطالعات مقدماتی و تعیین مبانی کمی و کیفی طرح اولیه پایلوت طراحی که مشخصات آن در جدول 1 نشان داده شده است.

Table 1: characteristics of pilot used in this study

جدول 1: مشخصات پایلوت مورد استفاده در مطالعه

پارامتر	مشخصات	نوع کاربرد
جنس	پیرکس-شیشه	پایلوت جذب و زدایش توسط هوا
شکل	سیلندری
ارتفاع	100 سانتی متر
ارتفاع جاذب	80 سانتی متر
قطر	5/10 سانتی متر
حجم کل	85/7 لیتر
حجم موثر	28/6
جنس جاذب	کلینوپتیلولایت (زئولیت طبیعی ایران)	پایلوت جذب
کمپرسور هوا	AC328 چین	پایلوت زدایش توسط هوا
ظرفیت هوا	lit/min 150
پمپ سانترفیوژ	lit/min 100

 

آماده سازی زئوليت:

پس از تهيه زئوليت از معادن شهرستان سمنان، ابتدا نمونه­ها با استفاده از الك­هاي استاندارد ASTM مش­بندي گرديد. مقدار 3 کیلوگرم از زئوليت­های مش­بندي شده با آب مقطر چندين بار شسته­شو شدند و به آرامی با دمای محیط خشک سازی شده و پس از خشك شدن در آون در دماي 100 درجه سانتی­گراد خشک سازی نهایی شدند. در مرحله بعد به مدت دو روز (48 ساعت) در محلول اسيد كلريدريك یک­درصد قرار گرفتند (میزان محلول اسید کلریدریک به گونه ای بود که زئولیت ها کاملا در آن غوطه ور بودند). هدف از استفاده از اسید کلریدریک یکسان سازی و همگن سازی جاذب مورد استفاده است. به دلیل اینکه جاذب ممکن است دارای ناخالصی هایی باشد بنابراین نیاز است که به یک جاذب با عوامل سطحی یکسان برسیم. برای این منظور از اسیدکلریدریک استفاده تا سایر عوامل سطحی موجود درسطح جاذب توسط کار موجود در سطح جاذب تعویض و جاذب به یک سطح خالصی برسد. سپس زئوليت­ها با آب مقطر به خوبي شسته شدند و به مدت 24 ساعت در داخل آون خشك شدند.

 

تهیه زئوليتها به فرم سديمي:

قبل از اصلاح سطحي زئوليتها جهت يکنواخت نمودن سطح روي زئوليتهاي طبيعي و گرانولهاي نانو زئوليت Y با يون سديم، از محلول نمک کلريد سديم استفاده شد. به اين منظور ابتدا محلول 1 مولار كلريد سديم در آب مقطر آماده شد و زئوليتها با غلظت g/L 50 و به مدت 24 ساعت در تماس با آن قرار گرفت (بر روي شيکر با سرعت 150 دور در دقيقه). پس از گذشت 24 ساعت، محلول کلرید سدیم 1 مولار تخلیه شده و بار دیگر به مدت 24 ساعت با محلول 2 مولار كلريد سديم تماس داده شد. سپس زئوليتها مفصلاً با آب مقطر شستشو شدند و براي كسب اطمينان از عدم حضور يون كلرايد آزاد باقي مانده، پساب شستشوي زئوليتها با استفاده از نيترات نقره و تست آرژانتومتري مورد آزمايش قرار گرفت.

 

اصلاح با کمک کلرید آهن (FeCl)

در این مرحله جهت ارتقا جاذب و همچنین بالابردن مقدار و ظرفیت جذب از کلرور آهن (III) استفاده شد. دلیل استفاده از کلرور آهن (III) ظرفیت بالای این ماده است. این ماده از آهن سه ظرفیتی برخوردار بوده و قادر به نفوذ به درون جاذب می باشد. به دلیلی ظرفیت بالایی که دارد قادر خواهد بود که ظرفیت جاذب را بالا ببرد و این امر هم می تواند به بالابردن ظرفیت جذب سطحی منجر شود و هم ظرفیت تبادل یونی را بالا ببرد. بنابراین در ادامه مراحل قبل، 500 گرم زئوليت­های پیش آماده سازی شده، در 1000 سی سی محلول 1/0مولار كلريد آهن قرار داده شده و مخلوط حاصل به مدت یک روز (24 ساعت) توسط شيكر مخلوط گرديد. در مرحله بعد جاذب به­مدت 24 ساعت در داخل آون در دماي 100 درجه سانتی­گراد خشك شدند. برای سه کیلوگرم زئولیت آماده سازی شده در مرحله قبل این کار پنج بار تکرار گردید تا تمام زئولیت ها اصلاح شوند. زئولیت آماده سازی شده دارای خواص سطحی مناسب بوده و قادر به انجام جذب می باشد. بدلیل اینکه از کلرور آهن و ظرفیت بالای آهن، ظرفیت تبادل یونی و جذب سطحی جاذب ارتقا یافته و قادر به جذب کاتیون ها به مقدار بالایی خواهد بود.

 

تعيين ظرفيت تبادل کاتيوني (CEC)

براي اين كار ابتدا 5/0 گرم از هر نوع زئوليت سديمي شده را در تماس با 25 ميلي‌ليتر از محلول 1 نرمال نيترات آمونيوم قرار داده و پس از 72 ساعت مقدار سديم آزاد شده در محلول اندازه‌‌گيري شده و با ميزان يون سديم اوليه مقايسه شده و CEC به دست مي‌آيد.

تعيين ظرفيت تبادل کاتيوني خارجي (ECEC)

براي اين كار ابتدا 5/0 گرم از هر نوع زئوليت سديمي شده را در تماس با 25 ميلي‌ليتر از محلول 1/0 نرمال سورفكتانت HDTMA قرار داده و پس از 72 ساعت مقدار سديم آزاد شده در محلول اندازه‌‌گيري شده و با مقايسه با ميزان سديم اوليه ECEC به دست مي‌آيد.

يون سديم توسط دستگاه فليم فتومتر (Flame Photometer) از كمپاني (Evans Electroselenium LTD, Halstead Essex England) خوانده شد و غلظت آن بر حسب mg/L توسط معادله زير به دست آمد:

      

رگرسيون اين معادله هم برابر 9992/0 = R2 بود. 

 

مدل سازی آزمایشات

در این مرحله از روش سطح-پاسخ جهت تبیین کمیت و کیفیت مطالعه با توجه به متغیرهای ذکر شده مورد استفاده قرار گرفت. این مطالعه بر اساس روش طراحی مرکب مرکزی¹ طراحی گردید. بر این اساس، جامعه آماری اطلاعات بدست آمده از مطالعات آزمایشگاهی و پایلوت بوده است. روش نمونه‌گیری و سنجش مطابق با متغیر‌ها و حجم نمونه مطابق روش­های توصیه شده کتاب استاندارد متد انجام شده است. بازه تغییرات متغیرها با کمک نرم­افزار دیزاین اکسپرت (Design-Expert® Software (Version 9) بهینه گردید. این نرم‌افزار با توجه به متغیرهای به دست آمده بر اساس مطالعات پیش آزمون و یا سایر مطالعات، آزمایش مورد نظر را طراحی می­کند. در این نرم‌افزار با استفاده از معادلات ریاضی مخصوص به خود تعداد آزمایش ها را مشخص می­کند. طراحی آزمایش ضمن بهینه­سازی تعداد آزمایشات، از انجام دادن آزمایشات تکراری جلوگیری می­کند که به طبع آن افزایش دقت و کاهش هزینه­ها را خواهیم داشت. بازه های پارامترهای مورد استفاده در این مطالعه در جدول 2 برای روش جذب و زدایش توسط هوا نشان داده شده است.

Table 2: Independent variables (Full factor) as primary factors for the adsorption pilot

جدول 2: متغیرهای مستقل  پیش مطالعه (Full factor) بصورت فاکتورهای اولیه برای پایلوت جذب

ردیف	نام متغیر	نوع متغیر	محدوده	-α	1-	0	1+	+α
روش جذب
1	زمان تماس جاذب	کمی	1-5 ساعت	1	2	3	4	5
2	pH	کمی	5-9	5	6	7	8	9
3	دوز جاذب	کمی	1-10 گرم در لیتر	1	25/3	5/5	75/7	10
4	غلظت آمونیاک	کمی	10-60 میلیگرم در لیتر	10	5/22	35	5/47	60
روش زدایش توسط هوا
5	غلظت آمونیاک	کمی	10-60 میلیگرم در لیتر	10	5/22	35	5/47	60
6	زمان هوادهی	کمی	1-4 ساعت	1	75/1	5/2	35/3	4
7	pH	کمی	7-11	7	8	9	10	11
8	حجم هوادهی	کمی	2-4 لیتر در دقیقه (120-240 لیتر در ساعت)	2	5/2	3	5/3	4

 

ارزیابی فرایند جذب توسط کلینوپتیلولایت و زدایش توسط هوا روی فاضلاب واقعی

با توجه به اینکه هدف نهایی از مطالعه هر نوع آزمایش و پژوهشی بکار بردن آن در شرایط واقعی می باشد، لذا در این مطالعه تصمیم بر این شد تا شرایط بهینه آزمایش به دست آمده در شرایط واقعی و روی فاضلاب واقعی نیز آزمایش شود. بدین منظور پساب حاصل از تصفیه خانه فاضلاب به روش برکه تثبیت کرج نمونه برداری و پس از آنالیز آن، در شرایط بهینه به دست آمده فرآیند جذب با کلیوپتیلولایت اصلاح شده و همچنین زدایش توسط هوا روی آن بکار گرفته شد.

 

تعیین تاثیر پارامترهای بهره برداری و تعیین میزان بهینه پارامترها

جهت تعیین و بررسی عملکرد فرآیند مورد استفاده در مطالعه در شرایط بهره برداری مختلف، پارامترهای به دست آمده بهینه شده و در شرایط مختلف مورد بهره برداری قرار گرفت. میزان حذف مواد با استفاده از رابطه زیر به دست آمد:

            (12-3)

که در آن R راندمان حذف بر حسب % و Cf و Cp به ترتیب غلظت آلاینده (میلی گرم در لیتر) در جریان ورودی و خروجی است.

 

یاقته ها و بحث

تعیین CEC و ECEC:

نتایج CEC و ECEC تمامی نمونه ها در جدول 3 ارائه شده است. بر اساس نتایج به دست آمده ظرفیت تبادل کاتیونی نمونه زئولیت کلینوپتیلولیت استفاده شده در این تحقیق با نمونه زئولیتهای گزارش شده از سایر نقاط جهان مورد مقایسه قرار گرفته است. از داده های این جدول می‌توان نتیجه گرفت که نمونه زئولیت‌های ایران دارای مشخصات جذبی بسیار مناسبی می‌باشند و نمونه کلینوپتیلولیت‌های مورد استفاده در این تحقیق نیز از جمله جاذب های دارای توان تبادل کاتیونی بالا می باشد. همچنین گرانول‌های زئولیت اصلاحی استفاده شده در این تحقیق نیز دارای ظرفیت بسیار بالایی در تبادلات کاتیونی نسبت به نمونه های طبیعی می باشد. بر اساس نتایج جدول 3 از میان زئولیت های طبیعی ذکر شده از نمونه زئولیت فیروزکوه به دلیل دارا بودن بیشترین میزان CEC و همچنین ECEC، جهت انجام مطالعات جذب آمونیاک مورد استفاده قرار گرفت.

Table3: Comparison of clinoptilolite zeolite samples with other reported samples

جدول 3: مقایسه نمونه زئولیت کلینوپتیلویت با سایر نمونه های گزارش شده 

منبع	CEC (meq/g)	زئولیت
[17]	1.8-1.6	کلینوپتیلولیت ترکیه
[18]	2.29	موردنیت برزیل
[19]	2.12	فیلیپسیت + چابازیت ایتالیا
[20]	1.84	کلینوپتیلولیت ترکیه
[21]	1.03	کلینوپتیلولیت چین
[22]	2.05	کلینوپتیلولیت + موردنیت شیلی
[23]	2.61	کلینوپتیلولیت + موردنیت ایران
[24]	1.45	کلینوپتیلولیت کرواسی
[25]	1.64	کلینوپتیلولیت اوکراین
[26]	2.20	کلینوپتیلولیت استرالیا
-	2.095	نمونه زئولیت طبیعی (این مطالعه)
-	6.553	نمونه زئولیت اصلاحی با کلرور آهن(این مطالعه)

 

آنالیز فرآیند و مدلسازی در سیستم جذب

آنالیز آماری و صحت سنجی نتایج مدل سازی توسط نرم افزار

طراحی به روش مرکب مرکزی یکی از روش­های پرکاربرد روش سطح – پاسخ بوده که رابطه بین متغیرها و پاسخ مناسب فرآیند را به خوبی تعیین و نتایج قابل قبولی در این زمینه ارایه می­نماید. در این تحقیق از این روش به منظور تعیین کمیت و کیفیت مطالعه، حجم نمونه و شرایط اجرای تحقیق استفاده گردید. آزمایشات مطابق دستورالعمل ارایه شده توسط نرم افزار دیزاین اکسپرت و روش CCD ادامه یافت تا با کمک نتایج بدست آمده بتوان به ادامه مدلسازی و بهینه سازی پرداخته شود. در جدول 4 نتایج حاصل از طراحی آزمایش به روش سطح – پاسخ در حذف آمونیاک به روش جذب توسط کلینوپتیلولایت اصلاح شده نشان داده شده است. بر اساس نتایج به دست آمده بیشترین میزان حذف در دوز بالا (g/L 10(، شرایط اسیدی (pH برابر 5)، زمان تماس 5 ساعت و غلظت اولیه پایین (mg/L10) به دست آمد.

Table 4: Details of experiment runs obtained by the surface-response method for the adsorption pilot

جدول 4: جزئیات آزمایشات به دست آمده توسط روش سطح - پاسخ برای پایلوت جذب

شماره آزمایش	فاکتور 1	فاکتور 2	فاکتور 3	فاکتور 4	پاسخ 1	پاسخ 2
	A:D (gr/L)	B: pH	C: T (h)	D:C (mg/L)	(mg/L)آمونیاک خروجی	(%)حذف آمونیاک
1	5.5	7	3	60	32.58	45.68
2	10	9	1	60	49.53	17.45
3	5.5	7	3	10	2.34	76.53
4	1	5	5	60	16.14	73.09
5	1	9	5	60	21.83	63.61
6	10	5	1	60	43.56	27.38
7	5.5	7	3	35	9.21	73.66
8	5.5	7	3	35	10.08	71.18
9	10	7	3	35	8.42	75.92
10	1	9	1	10	7.47	25.25
11	5.5	7	3	35	8.62	75.36
12	1	7	3	35	12.26	64.94
13	5.5	7	1	35	23.65	32.41
14	5.5	9	3	35	13.09	62.59
15	1	9	1	60	56.60	5.66
16	10	9	1	10	6.35	36.48
17	10	5	5	60	9.99	83.34
18	5.5	7	3	35	9.86	71.82
19	5.5	5	3	35	8.75	74.99
20	5.5	7	5	35	3.94	88.72
21	1	5	1	10	5.80	41.97
22	10	5	5	10	0	100
23	1	5	5	10	0.43	95.60
24	5.5	7	3	35	8.23	76.47
25	1	5	1	60	52.60	12.32
26	10	9	5	10	0.09	99.01
27	10	5	1	10	5.03	49.68
28	10	9	5	60	17.39	71.00
29	1	9	5	10	1.12	88.75
30	5.5	7	3	35	8.77	74.93

علاوه بر این نتایج حاصل از طراحی انجام شده برای حذف آمونیاک به روش زدایش توسط هوا (Air Stripping) در جدول 5 نشان داده شده است. بر اساس نتایج به دست آمده با افزایش زمان تماس و همچنین pH راندمان حذف افزایش می یابد که نشان دهنده تاثیر این دو عامل مهم در راندمان حذف آمونیاک به روش زدایش توسط هوا می باشد.

Table 5: Details of experiments obtained by the surface-response method for the air stripping pilot

جدول5: جزئیات آزمایشات انجام شده توسط روش سطح پاسخ برای پایلوت زدایش توسط هوا (Air Stripping) 

شماره آزمایش	فاکتور 1	فاکتور 2	فاکتور 3	فاکتور 4	پاسخ 1	پاسخ 2
	A: Air (L/min)	B: pH	C: T (h)	D:C (mg/L)	(%)حذف آمونیاک	(mg/L)آمونیاک خروجی
1	4	11	4	10	96.35	0.36
2	4	7	1	10	29.19	7.08
3	2	7	1	60	4.53	57.28
4	2	11	4	10	86.91	1.30
5	4	11	1	60	21.91	46.85
6	4	9	2.5	35	56.24	15.31
7	3	9	2.5	10	56.69	4.33
8	2	11	1	10	33.58	6.64
9	3	9	2.5	35	54.57	15.90
10	3	9	2.5	60	33.84	39.69
11	4	7	4	10	90.01	0.99
12	3	9	2.5	35	60.34	13.88
13	2	11	1	60	53.98	27.61
14	3	9	2.5	35	58.16	14.64
15	2	7	4	10	80.69	1.931
16	3	9	2.5	35	52.83	16.50
17	3	11	2.5	35	55.55	15.55
18	4	7	1	60	13.96	51.62
19	2	11	4	60	66.45	20.13
20	3	9	1	35	25.93	25.92
21	3	9	4	35	80.66	6.769
22	4	11	4	60	75.77	14.53
23	3	7	2.5	35	46.37	18.77
24	2	9	2.5	35	48.11	18.16
25	2	7	1	10	20.2	7.98
26	3	9	2.5	35	50.79	17.22
27	3	9	2.5	35	54.82	15.81
28	2	7	4	60	57.83	25.30
29	4	7	4	60	64.55	21.27
30	4	11	1	10	39.75	6.025

 

جدول 6 آناليز واريانس مدل درجه دو براي پارامترهای بهره برداری در حذف آمونیاک توسط جاذب اصلاح شده و زدایش توسط هوا را نشان مي دهد. مقدار عدم برازش 0692/0 برای فرآیند جذب و 0708/0 برای فرایند زدایش توسط هوا به دست آمده است که در محدوده معني دار قرار ندارد. پاسخ هاي درجه اول، درجه دوم و اثر متقابل در مدل مذکور ديده شده اند که در هر سه سطح معني دار بوده اند. مقدار R2 در مدل معادل 96/0 بدست آمد. اختلاف کم بین میزان Adjusted R2 و R2 پیش بینی توسط مدل نشان دهنده مناسب بودن مدل است.

Table 6: Results of ANOVA test obtained from modeling adsorption and air stripping systems

 

جدول 6: نتایج تست ANOVA حاصل از مدلسازی سیستم جذب و زدایش توسط هوا

ANOVA for Response Surface Quadratic model
Analysis of variance table [Partial sum of squares - Type III]
	Sum of		Mean	F	p-value
Source	Squares	df	Square	Value	Prob > F
فرآیند جذب
Model	19815.16	14	1415.37	109.04	< 0.0001	significant
A-D	440.75	1	440.75	33.96	< 0.0001
B-pH	435.84	1	435.84	33.58	< 0.0001
C-T	14707.24	1	14707.24	1133.08	< 0.0001
D-C	2537.89	1	2537.89	195.53	< 0.0001
AB	0.66	1	0.66	0.051	0.8250
AC	11.40	1	11.40	0.88	0.3635
AD	7.42	1	7.42	0.57	0.4614
BC	17.79	1	17.79	1.37	0.2600
BD	0.028	1	0.028	0.002	0.9636
CD	0.19	1	0.19	0.015	0.9057
A2	3.46	1	3.46	0.27	0.6134
B2	0.61	1	0.61	0.047	0.8313
C2	196.65	1	196.65	15.15	0.0014
D2	173.09	1	173.09	13.34	0.0024
Residual	194.70	15	12.98
Lack of Fit	173.12	10	17.31	4.01	0.0692	not significant
Pure Error	21.58	5	4.32
Cor Total	20009.86	29
فرآیند زدایش توسط هوا
Model	14376.96	10	1437.70	37.77	< 0.0001	significant
A-Air	69.82	1	69.82	1.83	0.1915
B-pH	839.41	1	839.41	22.05	0.0002
C-T	11561.63	1	11561.63	303.73	< 0.0001
D-C	1097.46	1	1097.46	28.83	< 0.0001
AB	108.16	1	108.16	2.84	0.1082
AC	111.72	1	111.72	2.94	0.1029
AD	102.62	1	102.62	2.70	0.1171
BC	149.70	1	149.70	3.93	0.0620
BD	103.73	1	103.73	2.73	0.1152
CD	232.72	1	232.72	6.11	0.0230
Residual	723.25	19	38.07
Lack of Fit	662.47	14	47.32	3.89	0.0708	not significant
Pure Error	60.77	5	12.15
Cor Total	15100.21	29

 

بر اساس نتایج به دست آمده (جدول 6) اغلب متغیر ها معنی دار بوده و متغیرهای زمان و غلظت از اهمیت بیشتری برخوردار بودند (p value کمتر). اما اثرات متقابل متغیر ها بجز زمان و غلظت معنی دار نبودند. مقدار متغیر عدم برازش (Lack of Fit) در این مدل معنی دار نبود که نشان از مناسب بودن مدل برای پیش بینی نتایج می باشد.

نتایج حاصل از بررسی مقادیر به دست آمده از طریق مدل های ازمایشگاهی در مقابل داده های حاصل از پیش بینی مدل مورد استفاده در مطالعه در شکل 1 نشان داده شده است. با توجه به نتایج به دست آمده که نشان دهنده نزدیک بودن نتایج به دست آمده در آزمایشگاه به نتایج حاصل از مدل به دست آمده توسط طراحی انجام شده و پراکندگی پایین آن ها بوده است و می توان به اطمینان رسید که مدل بخوبی توانسته پیش بینی لازم را انجام و بتوان به نتایج حاصل از مدل اعتماد نمود.

(ب)

(الف)

 

شکل 1: مقادیر حقیقی در مقابل مقادیر پیش بینی شده مدل (الف) فرآیند جذب و (ب) فرآیند زدایش توسط هوا

Fig. 1: Actual values versus the predicted values of model (a) adsorption process and (b) air stripping process

بررسی اثرات پارامترهای تاثیر گذار

اثر همزمان دوز جاذب و زمان تماس بر راندمان سیستم جذب

اثر همزمان دوز جاذب و زمان ماند بر راندمان سیستم جذب در pH مختلف و غلظت آمونیاک برابر با mg/L 10 در شکل 2(الف) نمایش داده شده است. همانطور که مشخص است افزایش دوز جاذب مانند مراحل قبلی اثر مستقیم بر راندمان سیستم داشته است. از طرف دیگر افزایش زمان ماند منجر به کاهش افزایش راندمان حذف آمونیاک شده است. در مقدار دوز جاذب 10 گرم در لیتر، pH برابر با 5 و غلظت اولیه آمونیوم 60 میلی گرم در لیتر، باافزایش زمان تماس از 1 به 5 ساعت، راندمان حذف، از 38/27 درصد به 34/83 درصد افزایش پیدا کرد. بر اساس نتایج به دست آمده از آزمایشات این مرحله، مشاهده می شود که با افزایش غلظت جاذب راندمان حذف آمونیوم افزایش یافته ولی ظرفیت جذب آن کاهش می‌یابد، بطوریکه با ثابت بودن سایر شرایط (pH برابر 9، زمان تماس 1 ساعت و غلظت آمونیوم 10 میلی گرم در لیتر) با افزایش دوز جاذب از 1 گرم در لیتر به 10 گرم در لیتر، راندمان حذف از 25/25 درصد به 63/36 درصد افزایش یافت. این نتایج نشان دهنده‌ی وابستگی جذب آمونیاک به غلظت جاذب می باشد. افزایش غلظت جاذب باعث به وجود آمدن سایت‌های جذبی بسیار زیادی بر روی مواد جاذب برای هر یک از مولکول‌های جزء جذب شونده (آمونیاک) گردیده که در نهایت باعث افزایش در راندمان حذف می گردد. از طرفی، افزایش سایت‌های جذب باعث کاهش نیروی رانش ناشی از غلظت آمونیاک و کاهش ظرفیت جذب می گردد. نتایج این مطالعه توسط Chang و همکاران  در سال 2007 و Krishnan و Haridas در سال 2008 نیز تأیید شده است[27, 28]. در مطالعه Begum و همکاران در سال 2020 در خصوص حذف آمونیوم از محلول های آبی با استفاده از بیوچار نشان داده شد که مقدار حذف آمونیوم با افزایش مقدار دوز جاذب از 10 به g/L 100، از 33 درصد به حدود 80درصد افزایش یافت [29].

راندمان حذف آمونیاک توسط زئولیت‌های اصلاحی در pH های مختلف مورد آزمایش قرار گرفت. بر اساس نتایج به دست آمده، حداکثر میزان جذب آمونیاک در pH های اسیدی صورت گرفته و با افزایش pH توان جذب با شیب کمی کاهش  می‌یابد. به دلیل اینکه در pHهای پایین، بار مثبت ضعیف² ترکیبات غیر قطبی در حداکثر میزان خود قرار دارد و این بار سطحی ضعیف با افزایش pH به سرعت کاهش میابد [30]، می توان مشاهده نمود که حداکثر میزان جذب آمونیاک در pH های اسیدی صورت گرفته و با شیب بسیار کم در pH های قلیایی کاهش می‌یابد، ولی با افزایش pH از مقدار خنثی راندمان حذف به یکباره کاهش می‌یابد. قابل ذکر است که نتایج به دست آمده در این تحقیق با نتایج مطالعه بر روی جذب ترکیبات BTEX توسط زئولیتهای اصلاح شده ]47[ مطابقت دارد. در مطالعه راندمان حذف ترکیبات BTEX با افزایش pH از 3 به 9، از 95 درصد به 85 درصد کاهش یافت ولی با افزایش pH از مقدار 9 راندمان حذف بسیار کاهش یافت. همچنین به دلیل اینکه زئولیت ها در گستره های مختلفی از pH و قدرتهای یونی³ بالا و پایین پایدار بوده و در چنین شرایطی واجذب بسیار پایینی از سطح زئولیتها گزارش شده ]99[ بنابراین امکان اینکه عوامل سطحی در چنین شرایطی به سطح زئولیت را متصل شده و این مسئله باعث افزایش ناگهانی در غلظت آمونیاک موجود روی سطح زئولیت شده قابل تصور است.

در این مطالعه، با افزایش pH جذب آمونیاک با استفاده از خاک کلینوپتیلولایت کاهش می یابد و در pH برابر با 5  به حداکثر مقدار خود می رسد. بررسی آماری نیز حاکی از این است که بین میانگین های ظرفیت جذب آمونیاک ارتباط معنی داری وجود دارد. در مطالعه ای که Krishnan و Haridas در سال 2008 در هند حذف فسفات از محلول های آبی با استفاده از زغال نارگیل⁴ انجام دادند به این نتیجه رسیدند که بالاترین ظرفیت جذب در pH برابر با 3 بوده است و بعد از آن با افزایش pH راندمان جذب کاهش یافته است. ایشان pH اسیدی را به عنوان بهترین pH در جذب فسفات با استفاده از زغال نارگیل تشخیص دادند[28]. در مطالعه دیگری که Jahansson در سال 1999 روی حذف آمونیوم با استفاده از سرباره کوره آهن انجام داد، نتایج نشان داد که با افزایش pH راندمان حذف افزایش می یابد[31]. در مطالعه صلاح جلالی و همکاران در سال 2011 در جذب بیولوژیکی روی Posidonia oceanica این نتیجه به دست آمد که با افزایش pH از 3 به 6، مقدار جذب آمونیوم از 81/0 به 81/1 میلی گرم به ازای هر گزم افزایش پیدا کرد و بعد از آن به مقدار ثابتی می رسد [32].در مطالعه دیگری که Xue و همکاران در سال 2009 انجام دادند بهنرین راندمان حذف آمونیاک را با استفاده از سر باره کوره در pH اسیدی(3 – 2) به دست آوردند و با افزایش pH راندمان حذف آن کاهش پیدا کرد[33]. در مطالعه ای که Chang – Jun و همکاران در سال 2007 در حذف فسفات از محلول های آبی با استفاده از رس انجام دادند نشان دادند که بهترین راندمان حذف در pH خنثی(7 – 6) به دست آمده است[27]. علاوه بر این آقای Siddhesh Shevade و همکاران در سال 2004 در آمریکا در کارایی زئولیت های در حذف آرسنیک به این نتیجه رسیدند میزان حذف آرسنیک در pH پایین تر بسیار مؤثر تر است[34]. همچنین مطالعه Liu و همکاران در سال 2018 در خصوص حذف آمونیوم با استفاده از زئولیت استخراج شده از خاکستر فرار موید اسن نکته است که بالاترین میزان حذف در pH اسیدی برابر با 6 به دست آمده است که با نتایج این مطالعه همخوانی دارد [35]. علاوه براین مطالعه Begum و همکاران در سال 2020 نیز در خصوص حذف آومنیوم با استفاده از بیوچار نشاندهنده موثر بودن راندمان حذف در pH اسیدی (pH برابر 4) بوده است [29].

 

 

 

اثر همزمان تغییرات غلظت آمونیاک و زمان تماس بر راندمان سیستم جذب

اثر همزمان تغییرات غلظت آمونیاک و زمان ماند بر راندمان سیستم جذب در pH مختلف و دوز جاذب یک گرم در لیتر در شکل 2(ب) نمایش داده شده است. همانطور که مشخص است افزایش غلظت اثر معکوس بر راندمان حذف آمونیاک توسط ستون جذب داشته است. نکته دیگر قابل مشاهده در شکل افزایش راندمان حذف آمونیاک ناشی از افزایش زمان تماس است.

همچنین افزایش غلظت آمونیاک تاثیر معکوس و افزایش زمان تماس اثر مثبت بر راندمان سیستم داشته است. همچنین بر اساس نتایج به دست آمده، در دوز جاذب برابر با 5/5 گرم در لیتر، زمان تماس 3 ساعت و غلظت آمونیوم برابر با 35 میلی گرم در لیتر، با افزایش pH از 7 به 9، مقدار راندمان حذف از 71 درصد به 61 درصد کاهش یافت (شکل 2(ج)).

علاوه بر این تغییرات غلظت آمونیاک و زمان تماس بر توانایی حذف آمونیاک در pH های مختلف و دوز جاذب g/L 10 پرداخته است. باتوجه به شکل مشابه قبل افزایش غلظت آمونیاک اثر کاهشی و افزایش زمان تماس اثر افزایشی بر راندمان سیستم داشته است.

یافته های به دست آمده نشان می دهد که با افزایش غلظت اولیه آمونیاک ظرفیت حذف افزایش می یابد. این امر می تواند ناشی از بیشتر بودن باند های آزاد جاذب و باند های تبادل یون در غلظت های پایین آمونیاک باشد. بررسی ها حاکی از آن است که جذب به وسیله کلینوپتیلولایت اصلاح شده به وسیله کلرور آهن بعد از طی زمان 180 دقیقه به تعادل می رسد. نتایج مطالعات قبلی نشان می دهد که در فرآیندهایی که از زئولیت های طبیعی یا سنتزی استفاده گردیده است بیشترین  میزان جذب در 30 دقیقه اول رخ داده است که در این مطالعه نیز تایید شد [36, 37]. بر اساس مطالعه Huang و همکاران در سال 2020 در خصوص حذف آمونیوم با استفاده از کامپوزیت بیوچار و رس بصورت همزان از محلول های آبی، زمان بهینه تماس برای حذف را حدود 150 دقیقه به دست آوردند که با نتایج این مطالعه مشابهت دارد [38]. نتایج بیان کننده این مسئله می باشند که حذف آمونیاک به غلظت ورودی وابستگی زیادی داشته و با افزایش غلظت، راندمان حذف کاهش می‌ یابد و بیشترین راندمان حذف در غلظت های اولیه پایین تر حاصل می شوند. وجود سایت های جذب قابل دسترس به اندازه کافی در غلظت های کم دلیل اصلی بالا بودن راندمان جذب در این شرایط می باشد و در این حالت قابلیت دسترسی سایتهای جذبی بر غلظت مولکول‌های آمونیاک غلبه می نمایند. در حالت عکس، مولکول‌های آمونیاک در محلول‌هایی با غلظت بالا دارای نیروی رانش بیشتری بوده و به نیروی مقاومت انتقال جرم بین فاز جامد و محلول غلبه می‌نماید. بنابراین همانطور که در نمودار های آن مشاهده می شود، ظرفیت جذب آمونیاک با افزایش غلظت اولیه افزایش می یابد. این نتایج با مطالعات انجام شده در این زمینه در خصوص حذف انواع مختلف آلاینده ها توسط جاذب طبیعی کلینوپتیلولایت همخوانی و تطابق دارد [39, 40].

 

اثر همزمان زمان ماند و حجم هوادهی بر راندمان سیستم زدایش توسط هوا

در این مرحله، اثر برهم کنش متغیرهای مورد استفاده در این مطالعه مورد ارزیابی قرار گرفت. اثر همزمان زمان ماند و حجم هوادهی بر راندمان سیستم زدایش توسط هوا در pH مختلف و غلظت آمونیاک mg/L 10 در شکل 3(الف) نمایش داده شده است. همانطور که مشخص است افزایش هردوعامل منجر به اثر مستقیم بر راندمان سیستم شده است. بر اساس نتایج حاصله، با افزایش مقدار هوادهی از 2 به 4 لیتر در دقیقه در pH برابر با 11، زمان تماس 4 ساعت و غلظت آمونیوم 10 میلی گرم در لیتر، راندمان حذف از 91/86 به 35/96 افزایش پیدا کرد.

 

تاثیر تغییرات زمان ماند و حجم هوادهی برمیزان حذف آمونیاک در pH مختلف و و غلظت آمونیاک mg/L 35 در شکل 3(ب) نمایش داده شده است. به راحتی می­توان مشاهده نمود که افزایش دوز هوادهی و افزایش زمان آن اثر مستقیم بر راندمان سیستم داشته است. با توجه به نتایج، در دوز هوادهی 3 لیتر در دقیقه، pH برابر با 9 و غلظت 35 میلی گرم در لیتر، با افزایش زمان تماس از 1 به 5/2  ساعت، راندمان حذف از 93/25 به 16/58 درصد افزایش پیدا نمود. تاثیر همزمان تغییرات غلظت آمونیاک و زمان ماند بر راندمان سیستم زدایش توسط هوا در pH مختلف و دوز هوادهی g/L 3 در شکل 3(ب) نمایش داده شده است. همانطور که از شکل مشخص است افزایش غلظت آمونیاک تاثیر معکوس و افزایش زمان تماس اثر مثبت بر راندمان سیستم داشته است. شکل 3(ج) به بررسی تغییرات غلظت آمونیاک و زمان تماس بر توانایی حذف آمونیاک در pH های مختلف پرداخته است. باتوجه به شکل مشابه قبل افزایش غلظت آمونیاک اثر افزایشی و افزایش زمان تماس اثر افزایشی بر راندمان سیستم داشته است. بررسی تغییرات زمان ماند و حجم هوادهی برمیزان حذف آمونیاک در مقادیر اسیدیته و زمان های ماند مختلف دنشان می دهد که افزایش هردوعامل اثر افزایشی بر راندمان سیستم داشته است.

افزایش مقدار هوادهی سبب افزایش راندمان حذف آمونیاک می گردد. پدیده اثر حجم هوادهی احتمالاً به تأثیر جریان هوای بین فازهای گاز-مایع همراه است. مقاومت کلی انتقال جرم برای حذف آمونیاک عمدتاً مربوط به گاز در سطح گاز مایع مربوط می شود. مقاومت انتقال جرم از طرف گاز را می توان با افزایش سرعت جریان هوا کاهش داد. هنگامی که سرعت جریان هوا در محدوده پایین باشد، افزایش جریان هوا تقریباً هیچ تاثیری بر ضریب انتقال جرم به دلیل تنش برشی موجود پایین روی سطح قطرات آب ندارد. سرعت بالای جریان گاز تنش برشی بزرگتری را در سطح قطرات ایجاد می کند، بنابراین مقاومت گاز را بطور واضح کاهش می دهد و ضریب انتقال جرم را تا حد زیادی افزایش می دهد. از طرف دیگر، سرعت بیشتر جریان گاز می تواند تنش برشی بیشتری را ایجاد کند، که این تنش روی سطح قطرات آب و در امتداد سطح لوله متخلخل اعمال می شود تا باعث شکستن قطرات آب به قطرات ریزتر یا حتی تشکیل میست می شود که نتیجه آن افزایش مشخص سطح انتقال جرم می گردد. بنابراین، افزایش آشکار در ضریب انتقال سطحی (KLa) در زمان افزایش سرعت جریان هوا ممکن است ناشی از اثر ترکیبی دو دلیل ذکر شده باشد، که خود منجر به افزایش انتقال جرم بین فازها به دلیل افزایش میدان چرخشی هوا می شود.

در حقیقت، از نظر مراحل پراکنده و مداوم، فرآیند انتقال جرم گاز مایع با استفاده از دو جریان مخالف ضربه ای تقویت می شود. تأثیر ضربه به سرعت موجب افت فشار قبل از نقطه تزریق شده و بعد از آن اثر انتقال جرم کندتر می شود. اما به احتمال زیاد، افزایش سریع ضریب انتقال جرم پس از نقطه بحرانی نیز ممکن است ناشی از تبدیل الگوهای جریان رخ داده در این نقطه باشد، اما این مورد نیاز به بررسی بیشتر دارد.

بر اساس مطالعات انجام شده، دو نوع دستگاه وجود دارد که می توانند انتقال جرم را بسیار کارآمد کنند که شامل راکتورهای با جریان مایع گاز ضربه ای⁵  [17] و بستر بسته بندی شده دوار⁶ [19-20]. ISGLR هیچ قسمت متحرک ندارد، در حالی که RPB با سرعت قابل توجهی بالا در حال چرخش است، به هزینه اولیه و هزینه بیشتری برای تعمیر و نگهداری نیاز دارد و احتمالاً عمر کوتاهی نیز دارد [17].

 

اثر همزمان pH و زمان تماس بر راندمان سیستم زدایش توسط هوا

اثر همزمان دوز جاذب و زمان ماند بر راندمان سیستم جذب در دوز هوادهی مختلف و غلظت آمونیاک mg/L 10 در شکل 3(ب) نمایش داده شده است. همانطور که مشخص است افزایش زمان تماس مانند مراحل قبلی اثر مستقیم بر راندمان سیستم داشته است. اسیدیته تاثیر کاهشی بر راندمان حذف آمونیاک داشته است. نتایج حاکی از آن است که در دوز هوادهی 4 لیتر در دقیقه، زمان تماس 4 ساعت و غلظت آمونیوم 60 میلی گرم در لیتر، با افزایش pH از 7 به 11، راندمان حذف از 55/64 به 77/75 درصد افزایش پیدا کرد. علاوه بر این pH و افزایش زمان تماس اثر مستقیم بر راندمان حذف آمونیاک توسط زدایش توسط هوا داشته است. در pH بالا به دلیل اینکه ترکیبات نیتروژن می تواند به شکل آمونیاک در آیند به راحتی توسط هوا از سیستم جدا شده و وارد هوا می شوند که این امر سبب افزایش راندمان سیستم می گردد.

 

اثر همزمان تغییرات غلظت آمونیاک و زمان تماس بر راندمان سیستم زدایش توسط هوا

اثر همزمان تغییرات غلظت آمونیاک و زمان ماند بر راندمان سیستم جذب در pH مختلف و دوز هوادهی دو گرم در لیتر در شکل 3(ج) نمایش داده شده است. همانطور که مشخص است افزایش غلظت اثر معکوس بر راندمان حذف آمونیاک توسط زدایش توسط هوا داشته است. نکته دیگر قابل مشاهده در شکل افزایش راندمان حذف آمونیاک ناشی از افزایش زمان تماس است. بر اساس نتایج به دست آمده، در دوز هوادهی 2 لیتر در دقیقه، pH برابر با 11 و همچنین زمان تماس 1 ساعت، با افزایش غلظت آمونیوم از 10 میلی گرم در لیتر به 60 میلی گرم در لیتر، راندمان حذف از 58/33 درصد به 61/27 درصد کاهش پیدا نمود.

 

 

 

 

شکل 2: بررسی اثرات متقابل پارامترهای تاثیرگذار روی حذف آمونیاک توسط کلینوپتیلولایت اصلاح شده (الف) اثر دوز جاذب و غلظت اولیه آمونیاک در pH متغیر و زمان تماس 3 ساعت، (ب) اثر دوز جاذب و غلظت اولیه آمونیاک در pH متغیر و غلظت اولیه mg/L 35 و (ج) اثر غلظت اولیه آمونیاک و زمان تماس در pH متغیر و دوز جاذب g/L 10

Fig. 2: Investigation of the interaction effects of effective parameters on ammonia removal by modified clinoptilolite (a) Effect of adsorbent dose and initial concentration of ammonia at different pH and contact time of 3 hours, (b) Effect of adsorbent dose and initial concentration of ammonia at different pH and initial concentration 35 mg / L and (c) the effect of initial ammonia concentration and contact time on different pH and adsorbent dose 10 g / L

 

 

 

 

شکل 3: بررسی اثرات متقابل پارامترهای تاثیر گذار روی حذف آمونیاک توسط فرآیند زدایش توسط هوا (الف) اثر دوز جاذب و غلظت آمونیاک در pH متغیر و غلظت اولیه mg/L 35، (ب) اثر pH و زمان تماس در حجم هوادهی متغیر و غلظت اولیه mg/L 35 و (ج) اثر غلظت اولیه آمونیاک و زمان تماس در pH متغیر و مقدار هوادهی L/min 3

Fig. 3: Investigation of the interaction effects of effective parameters on ammonia removal by air stripping process (a) Effect of adsorbent dose and ammonia concentration at different pH and initial concentration of 35 mg / L, (b) Effect of pH and contact time at different aeration volume and Initial concentration of 35 mg / L and (c) effect of initial ammonia concentration and contact time at different pH and aeration rate of 3 L/ min

 

مدلسازی غیر خطی سیستم جذب و تعیین نقاط بهینه

همانطور که در قسمت صحت سنجی نتایج مدل نیز بحث گردید، با توجه به p-value های توسعه داده شده توسط مدل­های نرم­افزار معنی­دار بودن متغیرهای مدل و در نهایت خود مدل تعیین ­گردید. p-value مدل برای تمامی پاسخ­ها کمتر از 001/0≥ به دست آمده است. این موضوع نشان­دهنده­ی معنی­دار بودن متغیرهای مدل و در نهایت خود مدل می­باشد. R2 برای میزان آمونیاک خروجی و راندمان حذف بالای 99درصد به دست آمد. اختلاف R2 تنظیم­شده و R2 پیش­بینی شده برای تمامی پاسخ­ها کم­تر از 2/0 بود که نشان دهنده مناسب بودن مدل برای انجام مطالعه حاضر می باشد. صحت مدل توسط نسبت نویز به سیگنال اندازه­گیری شد که در این مطالعه برای تمامی پاسخ­ها این مقدار بیشتر از 4 بود. این موضوع نشان­دهنده­ی قابل استفاده­ بودن مدل­های پیشنهادی برای پاسخ­های فرآیند است. در معادلات زیر نتایج حاصل از مدلسازی غیر خطی جذب و زدایش توسط هوا جهت حذف آمونیوم نشان داده شده است.

 

 

 

 

کاربرد روش کلینوپتیلولایت-زدایش توسط هوا روی نمونه واقعی فاضلاب در شرایط بهینه

با توجه به اینکه پساب خروجی از برکه های تثبیت در تصفیه خانه مورد مطالعه حاوی مقادیر بالایی از ترکیبات نیتروژنی بوده (نیتروژن آمونیاکی mg/L9/53 و کل نیتروژن کجلدال mg/L4/57)، بنابراین تصمیم گرفته شد که فرآیند بهینه سازی شده روی پساب خروجی از تصفیه خانه برکه تثبیت مورد بررسی قرار گیرد. در این مطالعه با استفاده از بهینه سازی صورت گرفته، فاضلاب واقعی به دست آمده از خروجی برکه تثبیت مورد تصفیه قرار گرفت. بدین منظور ابتدا لازم و ضروری است تا پساب حاصله از نظر کیفی مورد ارزیابی و آزمایش قرار گیرد تا کیفیت پساب تعیین گردد. پس از آن جهت ارزیابی فرایند مورد استفاده در این مطالعه در شرایط بهینه، پساب خروجی از برکه تثبیت مورد ارزیابی قرار گرفت که بر اساس آن، کارایی فرآیند در حذف نیتروژن کل (TKN) مورد ارزیابی قرار گرفت. نتایج حاصل از این مطالعه نشان می دهد که مقدار آمونیوم حذف شد در مقایسه با سایر روش ها دارای راندمان نسبتا مناسب و یا در محدوده سایر روش ها می باشد. در مطالعه وانگ و همکاران در سال 2014 در حذف آمونیوم با استفاده از نانوکامپوزیت palygorskitenano ، مقدار حذف برابر با 60% به دست آمد [41]. در حالیکه در مطالعه مرادی و همکاران در سال 2013 مقدار حذف آمونیوم با استفاده از نانولوله های کربنی برابر با 97% در صد به دست آمده که کمی بالاتر از مقدار به دست آمده در مطالعه حاضر می باشد [42]. با توجه به اینکه در خصوص انتخاب روش های حذف معیارهای مختلفی مانند هزینه، دسترسی به جاذب و همچنین شرایط کاربرد و فنی بایستی لحاظ شود، بنابراین استفاده از زئولیت ها عمدتا بعنوان یک روش کاربردی و پراستفاده مورد لحاظ قرار می گیرد.

 

شکل ‏4: تاثیر فرآیند مورد مطالعه روی فاضلاب واقعی

Fig. 4: Impact of the studied process on the actual wastewater

 

فاضلاب های واقعی شهری و صنعتی دارای مواد و آلاینده های مختلفی هستند. کاتیون های دیگر مانند K+، Na+، Ca2+ و Ma2+ و بسیاری از کاتیون های دیگر موجود در محیط های آبی با یون آمونیوم رقابت خواهند کرد. تأثیر وجود این کاتیونها در حذف آمونیوم توسط زئولیت سنتز شده مورد بررسی قرار گرفت. آزمایش ها در 25 درجه سانتی گراد انجام شد. pH محلولها به 5 تنظیم شد. دوزهای جاذب 10 گرم بر لیتر بودند. حضور تک تک یون های فلزی به طور قابل توجهی راندمان حذف آمونیوم را کاهش می دهد. با افزایش غلظت اولیه کاتیون، راندمان حذف آمونیوم کاهش یافت. با توجه به غلظت کاتیونهای فلزی، تاثیر کاهش به ترتیب شامل K+>Ca2+>Na+>Mg2+ می شود. این نشان می دهد که انتخاب آمونیوم نسبت به کاتیونهای دیگر روی زئولیت سنتز شده دارای تقدم بوده است. نتایج مختلفی برای انتخاب زئولیت طبیعی و سنتز شده نسبت به های Ca2 ، K + ، Na و Mg2 در مطالعات قبلی بدست آمد. هوانگ و همکاران [11] و لی و همکاران. [28] ترتیب تاثیر را کاتیون ها را بصورت Na+>K+>Ca2+>Mh2+ به دست آوردند. همچنین مطالعات نشاندهنده تاثیر آنیونها روی راندمان حذف آمونیوم نیز نیز باشد. ترتیب آنیون ها تاثیر گذار به ترتیب شامل کربنات، کلراید و سولفات می باشد.

 

بررسی سینتیک جذب

در این مطالعه دو نوع متداول سینتیک جذب که در اغلب مطالعات مورد بررسی قرار می گیرند، مورد تجزیه و تحلیل قرار گرفت. بر اساس مطالعه به دست آمده مدل سینتیک شبه درجه اول تطابق بیشتری با داده های آزمایشگاهی بررسی حذف آمونیوم با استفاده از کلینوپتیلولایت نشان داد (شکل 5). با توجه به مطالعه انجام شده و نتایج به دست آمده، مقدار آمونیوم حذف شده ارتباط مستقیمی با غلظت اولیه آن دارد. ضریب رگرسیون به دست آمده برای مدل سینتیک درجه اول برابر با 96/0، 99/0 و 90/0 و برای مدل سینتیک درجه دوم برابر با 87/0، 57/0 و 31/0 در غلظت های 20، 40 و mg/L 50 بود. نتایج این مطالعه با نتایج مطالعه Fu و همکاران در سال 2020 در خصوص حذف ترکیبات نیتروژنی با استفاده از زئولیت طبیعی کلسینه شده که در آن نیز نتایج از معادله شبه درجه اول تبعیت می کردند، مطابقت داشت [43].

 

 

شکل 5: منحنی سینتیک معادله درجه اول برای جذب آمونیوم روی خاک کلینوپتیلولایت اصلاح شده

Fig.5: Pseudo-first order kinetic model for ammonium adsorption onto modified clinoptilolite

 

نتیجه گیری

با استفاده از آنالیزهای انجام شده روی زئولیت مشخص گردید که ساختار زئولیت با فرمول شیمیایی KNa2Ca2 (Si29A17)O72,24H2o می باشد و بیشترین جز تشکیل دهنده آن دی اکسید سیلیس می­باشد. مدلسازی غیر خطی سیستم جذب و تعیین نقاط بهینه انجام شد کهp-value مدل برای تمای پاسخ­ها کمتر از 0001/0 به دست آمده است. این موضوع نشان­دهنده­ی معنی­دار بودن جملات مدل و در نهایت خود مدل می­باشد. R2 برای میزان آمونیاک خروجی و راندمان حذف بالای 99درصد به دست آمده که این مهم نشان از قابل استفاده بودن مدل برای پیش بینی نتایج مورد نیاز و بهینه سازی آن می­باشد. شرایط بهینه تعیین شده برای سیستم عبارت است از دوز 1، پی اچ 5 زمان 7/3 و غلظت 3/13 میلی­گرم­درلیتر و راندمان معادل 4/86 درصد. با مقایسه شرایط بهینه تعیین شده توسط مدل سطح پاسخ نشان از افزایش راندمان بسیار محسوس از 33 به 84 درصد بودیم و موفقیت جاذب در تصفیه آمونیاک را نشان می­دهد. مدلسازی غیر خطی سیستم زدایش توسط هوا و تعیین نقاط بهینه انجام شد که با توجه به p-value مدل برای تمای پاسخ­ها کمتر از 0001/0 به دست آمده است. این موضوع نشان­دهنده­ی معنی­دار بودن جملات مدل و در نهایت خود مدل می­باشد. با توجه به سایر پارامترهای کنترلی مدل نشان­دهنده­ی قابل استفاده­ بودن مدل­های پیشنهادی برای پاسخ­های فرآیند است. شرایط بهینه بدست آمده برای سیستم عبارت است از حجم هوای 4 pH برابر با 64/11، زمان تماس 4 ساعت، غلظت 3/10 و میزان حذف 4/96 درصد. بنابراین با توجه به اینکه در فرآیند جذب، حداکثر مقدار حذف در pH پایین رخ داده و در pHهای پایین، بار مثبت ضعیف⁷ ترکیبات غیر قطبی در حداکثر میزان خود قرار دارد و این بار سطحی ضعیف با افزایش pH به سرعت کاهش می یابد، بنابراین می توان نتیجه گرفت که در pH پایین مکانیسم حذف بصورت جذب روی سطح جاذب بوده و  در زدایش توسط هوا مکانیسم اصلی خروج ترکیبات آمونیاکی در pH های بالا بصورت گاز آمونیاک می باشد.

 

تشکر و قدردانی: نویسندگان مقاله از گروه محیط زیست و منابع طبیعی، دانشگاه آزاد اسلامی کرمانشاه که در انجام آزمایشات همکاری لازم را داشتند کمالی تشکر را دارند.

 

 

منابع

1.        Ma, B., Wang, S., Cao, S., Miao, Y., Jia, F., Du, R., Peng, Y., 2016. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: recent advances. Bioresource technology,Vol. 200pp.981-90.

2.        Zhu, G., Peng, Y., Li, B., Guo, J., Yang, Q., Wang, S., 2008. Biological removal of nitrogen from wastewater. Reviews of environmental contamination and toxicology: Springer. pp. 159-95.

3.        Park, J., Craggs, R., 2011. Nutrient removal in wastewater treatment high rate algal ponds with carbon dioxide addition. Water Science and Technology,Vol. 63(8),pp.1758-64.

4.        Jia, H., Yuan, Q., 2016. Removal of nitrogen from wastewater using microalgae and microalgae–bacteria consortia. Cogent Environmental Science,Vol. 2(1),pp.1275089.

5.        Huang, H., Xu, C., Zhang, W., 2011. Removal of nutrients from piggery wastewater using struvite precipitation and pyrogenation technology. Bioresource technology,Vol. 102(3),pp.2523-8.

6.        Rezaee, A., Hossini, H., Masoumbeigi, H., Soltani, RDC., 2011. Simultaneous removal of hexavalent chromium and nitrate from wastewater using electrocoagulation method. Int J Environ Sci Dev,Vol. 2(4),pp.294-8.

7.        Sarioglu M., 2005. Removal of ammonium from municipal wastewater using natural Turkish (Dogantepe) zeolite. Separation and purification technology,Vol. 41(1),pp.1-11.

8.        Li, P., Zuo, J., Wang, Y., Zhao, J., Tang, L., Li, Z., 2016. Tertiary nitrogen removal for municipal wastewater using a solid-phase denitrifying biofilter with polycaprolactone as the carbon source and filtration medium. Water research,Vol. 93, pp.74-83.

9.        Wiesmann, U., 1994. Biological nitrogen removal from wastewater. Biotechnics/wastewater: Springer.pp. 113-54.

10.        Medhi, K., Gupta, A., Thakur, IS., 2018. Biological nitrogen removal from wastewater by Paracoccus denitrificans ISTOD1: optimization of process parameters using response surface methodology. J Energ Environ Sustain,Vol. 5. pp.41-8.

11.        Winkler, MK., Straka, L., 2019. New directions in biological nitrogen removal and recovery from wastewater. Current opinion in biotechnology,Vol. 57pp.50-5.

12.        Al-Sheikh, F., Moralejo, C., Pritzker, M., Anderson, WA., Elkamel, A., 2020. Batch adsorption study of ammonia removal from synthetic/real wastewater using ion exchange resins and zeolites. Separation Science and Technology. pp.1-12.

13.        Zamri, MFMA., Kamaruddin, MA., Yusoff, MS., Aziz, HA., Foo, KY., 2017. Semi-aerobic stabilized landfill leachate treatment by ion exchange resin: isotherm and kinetic study. Applied Water Science,Vol. 7(2).pp.581-90.

14.        Huang, J., Kankanamge, NR., Chow, C., Welsh, DT., Li, T., Teasdale, PR., 2018. Removing ammonium from water and wastewater using cost-effective adsorbents: A review. Journal of Environmental Sciences,Vol. 63. pp.174-97.

15.        Martins, TH., Souza, TS., Foresti, E., 2017. Ammonium removal from landfill leachate by Clinoptilolite adsorption followed by bioregeneration. Journal of Environmental Chemical Engineering,Vol. 5(1),pp.63-8.

16.        Adam, MR., Othman, MHD., Puteh, MH., Ismail, A., Mustafa, A., Rahman, MA., Jaafar, J., 2020. Impact of sintering temperature and pH of feed solution on adsorptive removal of ammonia from wastewater using clinoptilolite based hollow fibre ceramic membrane. Journal of Water Process Engineering,Vol. 33.pp.101063.

17.        Alpat, SK., Ozbayrak, O., Alpat, S., Akcay, H., 2008. The adsorption kinetics and removal of cationic dye, Toluidine Blue O, from aqueous solution with Turkish zeolite. Journal of Hazardous Materials,Vol. 151. pp.213–20.

18.        Lins, CMM., Alves, MCM., Campos, JC., Silva, FMS., Jucá, JFT., Lins, EAMJJoES., Health, PA., 2015. Removal of ammonia nitrogen from leachate of Muribeca municipal solid waste landfill, Pernambuco, Brazil, using natural zeolite as part of a biochemical system.Vol. 50(9).pp.980-8.

19.        Vocciante, M., Alessandra De Folly, D., Finocchi, A., Tagliabue, M., Bellettato, M., Ferrucci, A., Reverberi, AP., Ferro, SJJoCP., 2018. Adsorption of ammonium on clinoptilolite in presence of competing cations: Investigation on groundwater remediation.Vol. 198. pp.480-7.

20.        Wasielewski, S., Rott, E., Minke, R., Steinmetz, HJW., 2018. Evaluation of different clinoptilolite zeolites as adsorbent for ammonium removal from highly concentrated synthetic wastewater.Vol. 10(5). pp.584.

21.        Du, Q., Liu, S., Cao, Z., Wang, Y., 2005. Ammonia removal from aqueous solution using natural Chinese clinoptilolite. Separation and Purification Technology Vol. 44. pp.229–34.

22.        Englert, AH., Rubio, J., 2005. Characterization and environmental application of a Chilean natural zeolite. International Journal of Mineral Processing Vol. 75. pp.21–9.

23.        Jafarpour, M., Foolad, A., Mansouri, M., Nikbakhsh, Z., Saeedizade., 2010. Ammonia removal from nitrogenous industrial waste water using iranian natural zeolite of clinoptilolite type.Vol. 4(10). pp.481-7.

24.        Farkas, A., Rozic, M., Barbaric-Mikocevic, Z., 2005. Ammonium exchange in leakage waters of waste dumps using natural zeolite from the Krapina region, Croatia. Journal of Hazardous Materials Vol. 117. pp.25–33.

25.        S Sprynskyy, M., Lebedynets, M., Terzyk, AP., Kowalczyk, P., Namiesnik, J., Buszewski, B., 2005. Ammonium sorption from aqueous solutions by the natural zeolite Transcarpathian clinoptilolite studied under dynamic conditions. Journal of Colloid and Interface Science,Vol. 284. pp.408–15.

26.        Wang, SB., Zhu, ZH., 2006. Characterisation and environmental application of an Australian natural zeolite for basic dye removal from aqueous solution. Journal of Hazardous Materials,Vol. 136. pp.946–52.

27.        C Chang-jun, L., Yan-zhong, L., Zhao-kun1, L., Zhao-yang, C., Zhong-guo1, Z., Zhi-ping, J. 2007. Adsorption removal of phosphate from aqueous solution by active red mud. Journal of Environmental Sciences,Vol. 19. pp.1166-70.

28.        Krishnan, K., Haridas, A., 2008. Removal of phosphate from aqueous solutions and sewage using natural and surface modified coir pith. Journal of Hazardous Materials,Vol. 152. pp.527-35.

29.        Begum, SA., Golam Hyder, A., Hicklen, Q., Crocker, T., Oni, BJJoWSR., Technology-Aqua. 2021. Adsorption characteristics of ammonium onto biochar from an aqueous solution. ournal of Water Supply: Research and Technology-Aqua, Vol. 70(1), pp.113-22.

30.        Wang, S., Peng, Y., 2010. Natural zeolites as effective adsorbents in water and wastewater treatment. Chemical Engineering Journal,Vol. 156pp.11–24.

31.        JohanssonU, L., 1999. Blast furnace slag as phosphorus sorbents } column studies. The Science of the Total Environment,Vol. 229. pp.89-97.

32.        Jellali, S., Wahab, MA., Anane, M., Riahi, K., Jedidi, NJD. 2011. Biosorption characteristics of ammonium from aqueous solutions onto Posidonia oceanica (L.) fibers. Desalination, Vol. 270(1-3), pp.40-9.

33.        Xuea, Y., Houa, H., Zhua, S., 2009. Characteristics and mechanisms of phosphate adsorption onto basic oxygen furnace slag. Journal of Hazardous Materials,Vol. 162. pp.973-80.

34.        Shevade, S., Robert, G., 2004. Use of synthetic zeolites for arsenate removal from pollutant water. Water Research,Vol. 38. pp.3197-204.

35.        Liu, Y., Yan, C., Zhao, J., Zhang, Z., Wang, H., Zhou, S., Wu, LJJoCP. 2018. Synthesis of zeolite P1 from fly ash under solvent-free conditions for ammonium removal from water. Journal of Cleaner Production, Vol. 202pp.11-22.

36.        DemirAhmet., Gunay, A., Debik, E. 2002. Ammonium removal from aqueous solution by ion exchange using packed bed natural zeolite. Water SA,Vol. 26(3), pp.329-36.

37.        KaradagDogan., Turan, M., Armagan, B., 2006. Removal of ammonium ion from aqueous solution using natural Turkish clinoptilolite. Journal of Hazardous Materials,Vol. B136. pp.604-9.

38.        Huang, X., Bai, J., Li, K., Zhao, Y., Tian, W., Hu, CJJoOUoC. 2020. Preparation of Clay/Biochar Composite Adsorption Particle and Performance for Ammonia Nitrogen Removal from Aqueous Solution. Journal of Ocean University of China, Vol. 19(3), pp.729-39

39.        Zhang, H., Li, A., Zhang, W., Shuang, C., 2016. Combination of Na-modified zeolite and anion exchange resin for advanced treatment of a high ammonia–nitrogen content municipal effluent. Journal of colloid and interface science,Vol. 468. pp.128-35.

40.        Dong, Y-b., Lin, H., 2016. Ammonia nitrogen removal from aqueous solution using zeolite modified by microwave-sodium acetate. Journal of Central South University,Vol. 23(6). pp.1345-52.

41.        Wang, X., Lü, S., Gao, C., Xu, X., Zhang, X., Bai, X., Liu, M., Wu, L., 2014. Highly efficient adsorption of ammonium onto palygorskite nanocomposite and evaluation of its recovery as a multifunctional slow-release fertilizer. Chemical Engineering Journal. Vol. 252, pp.404-14.

42.        Moradi, O., Zare, K., 2013. Adsorption of ammonium ion by multi-walled carbon nanotube: kinetics and thermodynamic studies. Nanotubes and Carbon Nanostructures. Vol. 21(6), pp.449-59.

43.        Fu, H., Li, Y., Yu, Z., Shen, J., Li, J., Zhang, M., Ding, T., Xu, L., Lee, S.,2020. Ammonium removal using a calcined natural zeolite modified with sodium nitrate.  Journal of hazardous materials. Vol. 393, pp.122481.

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Investigation of ammonia nitrogen removal from the effluent of stabilization ponds using modified natural zeolite and air stripping

Rasool Fathi1, Paviz Mohammadi2*, Seyed Ahmad Hosseini1, Fariborz Yosefvand3, Hossein Norouzi1

 

1Department of Environmental and Natural Resources, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran. ([e-mail]; [e-mail]; [e-mail])

2Research Center for Environmental Determinants of Health, Department of Environmental Health Engineering, School of Public Health, Kermanshah University of Medical Sciences, Kermanshah, Iran. [e-mail])

4Department of Water Engineering, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran. ([e-mail])

 

*Corresponding Author: Email: [e-mail]; ORCID ID: https://orcid.org/0000-0001-7087-1782

 

Abstract

Background and Objective: Recharge of wastewater contains nitrogen compounds into surface water led to excessive alga growth and eutrophication in lakes and rivers. This study aimed to investigate nitrogen compound removal from aqueous solution by modified clinoptilolite and air stripping and optimize the process using experimental design and central composite design (CCD).

 

Method: In this study, adsorbent(clinoptilolite) were modified ferric chloride. The experiment was designed using the CCD method and the effect of pH, adsorbent doses, contact time, ammonium initial concentration was surveyed by modified clinoptilolite. In addition, contact time, pH, and aeration rate were studied through air stripping.

Results: According to obtained results, the maximum ammonium adsorption through modified clinoptilolite as obtained at pH, contact time, initial concentration, and adsorbent dose which removal efficiency was 84.16%. In addition, the optimum condition using air stripping was obtained at an aeration rate of 4 mL/min, time of 3.99 h, and initial concentration of 10.3 that removal efficiency was 96.4%.

 

Conclusion: according to the results obtained and the high efficiency of the processed studied in this work, modified clinoptilolite can be used as low cost and effective absorbent for nitrogen compound removal.

 

Keywords: Eutrophication, Adsorption Kinetic, Optimization, CCD, ammonia nitrogen

 

 

---

[1]  Central Composite Design (CCD)

[2]  Weak Positive Charge

[3]  Ionic Strength

[4]  Coir Pith

[5]  impinging stream gas–liquid reactor (ISGLR)

[6]  rotating packed bed (RPB)

[7]  Weak Positive Charge

---