مقدمه
امروزه پيشرفت هاي حاصله در علوم و فناوري هاي مختلف و استفاده از آنها در صنعت، موجب پيدايش و افزايش مواد و مولكول هاي آلاينده و خطرناک جديدي شده آه مي توانند در برابر تجزيه زيستي مقاومت نمايند. در اين ميان، ترآيبات آلي و نيتروژن دار، از جمله مواد مضر و خطرناک براي محيط زيست و موجودات زنده محسوب می شوند که عمدتاً از واحدهاي صنايع غذايی، صنايع نساجی، صنايع آاغذ سازي، صنايع دارو سازی، صنايع توليد روغن و کُک سازی، پالايشگاه هاي نفت، مجتمع های پتروشيمی، و بسياري از واحد هاي شيميايي و صنعتی ديگر خارج شده و رها شدن آنها در محيط، بدون انجام عمليات تصفيه مناسب، از خطرات مهم زيست محيطي محسوب مي شود. از طرف ديگر، با توجه به افزايش محدوديت هاي ناشي از قوانين جديد و سخت گيرانه زيست محيطي به منظور حفظ تعادل اآوسيستم طبيعي، نياز به روش هاي تصفيه اي جديدي مي باشد که بتوانند اين مواد را حذف و يا حداقل به موادي با مولكول هاي آوچك تر و قابل تصفيه تر تبديل نمايند. روش هاي متعارف و متداول تصفيه مانند روش هاي زيستي، براي تصفيه پساب هاي حاوي چنين موادي پاسخگو نبوده و روش هاي فيزيكي (مانند جذب سطحی بر روی جاذب) نيز تنها اين مواد را از يك محيط (با غلظت آمتر و حجم بيشتر) به محيط ديگر (با غلظت بيشتر و حجم آمتر) و يا از يك شکل (پرخطر) به شکل
.[Fernandes, 2005; Gorgate, 2002] ديگر (کم خطر) تبديل مي آنند
البته از ساليان دور سوزاندن فاضلاب های حاوی مواد خطرناک مرسوم بوده است در حالی که اين روش تنها برای فاضلاب هايی با غلظت بالا ( بدون در نظر گرفتن آلودگیاتمسفريک هوا) قابل توجيه است.
استفاده از فرآيندهای اآسيداسيون شيميايي1، فتوشيميايي2، الكتروشيميايي3 و فتوآاتاليستي4 جهت تصفيه فاضلاب هاي حاوی آلاينده های خطرناك، از جمله جديدترين و آخرين راه حل ها براي حذف آامل اين آلاينده ها مطرح مي باشند. با اين وجود، اين روش ها نيز فعلًا از نظر اقتصادي (چه از نظر هزينه ثابت و چه از نظر هزينه عملياتي) قابل رقابت با فرآيندهاي تصفيه زيستي رايج نيستند. چرا که در تصفيه زيستي، ميكروارگانيسم ها بدون افزايش مقدار قابل ملاحظه ای ماده شيميايي و فقط با آمك اآسيژن (تا هنگامي آه سوبسترات آلي وجود دارد) واآنش اآسيداسيون را ادامه مي دهند، در حالي آه انجام اين عمل توسط واآنش هاي اکسيداسيون شيميايي، فتوشيميايي، الكتروشيميايي و فتوآاتاليستي مستلزم صرف هزينه فراوان، جهت تجزيه آامل آلاينده ها مي باشد.
استفاده از روشهای فتو شيميايی و فتو کاتاليستی با نگاه به الگوی طبيعت به عنوان يک راکتور فتوشيميايی (فتوراآتور) عظيم بوده که در مجموعه آن خورشيد به عنوان منبع انرژي و تشعشع الکترومغناطيسی نور ، هوا به عنوان ترکيب گازی و آب به عنوان محيط مايع ، شرايط واکنشهای فتوشيميايی در آب و هوا را امکان پذير ساخته است و اين مسئله سبب توجه دانشمندان به بررسی بيشتر فرايند القاء نور و همچنين واکنشها که
با نور شروع می شوند شده است. امروزه حجم عظيم مقالاتمنتشر شده در زمينه توسعه تکنولوژی های فتو شيميايی (در فرايند ها زيست محيطی و بويژه در مورد تصفيه آب و هوا) و گسترش آن در مقياس صنعتی مؤيد اين واقعيت
.[Oppenlander, 2003] است
در اين بين، فرآيندهای اکسيداسيون پيشرفته فتوکاتاليستی به دليل مزيت های نسبی (از جمله سهولت و هزينه عملياتی کمتر)، در تحقيقات مرتبط با فرآيندهاي پالايش و تصفيه آب و پساب هاي آلوده به مواد آلاينده خطرناك (که روش هاي کلاسيک و متداول تصفيه قادر به حذف و يا کاهش غلظت آنها نمی باشند) بيشتر مورد توجه قرار گرفته اند. در بين فتوکاتاليست های مطرح نيز، دی اکسيد تيتانيوم (2TiO) به دليل فعاليت فتوکاتاليستی زياد، توجه بيشتری را به خود جلب کرده است.
با توجه به مطالب فوق، هدف از اين تحقيق بررسي کارايي فرآيند اکسيداسيون پيشرفته فتوکاتاليستي در تجزيه و حذف امونياك از يک پساب ساختگی، با استفاده از فتوکاتاليست شناخته شده دي اکسيد تيتانيوم (2(TiO نانو ذره به صورت تثبيت شده بر روی يک پايه مناسب و
در يک فتوراکتور جديد با کارايی بالا می باشد. آناليزهای تعيين مشخصات فتوکاتاليست تثبيت شده، شامل آناليز XRD، جهت مشخص آردن خصوصيات آريستالوگرافي و فازي آاتاليست، آناليز SEM، جهت مشخص آردن خصوصيات مورفولوژي و سطحی آاتاليست، انجام گرفته و کارايی
فتوراکتور طراحی شده به وسيله انجام آزمايش های تصفيه، مورد بررسی و ارزيابی قرار می گيرد. همچنين تأثير برخی از شرايط عملياتی بر روی واکنش تجزيهفتوکاتاليستی آمونياك بررسی می گردد.

حذف فتو کاتاليستي آمونياك از پسابهاي صنعتي

حذف فتو کاتاليستي آمونياك از پسابهاي صنعتي

فهرست مطالب

چكيده ………………………………………………………………………………………………………………………..1
مقدمه …………………………………………………………………………………………………………………………2

فصل اول: فرآيندهای اکسيداسيون پيشرفته………………………………………………… 5

1- 1- فرآيندهاي اکسيداسيون پيشرفته ……………………………………………………………………………………..6
1- 2- فرآيندهای. اکسيداسيون. پيشرفته .فتوشيميايی …………………………………………………………………..9
1- 2- 1- نور و مفاهيم اوليه آن …………………………………………………………………………………………………9
1- 2- 1- 1 اشعه ماوراء بنفش UV …ا………………………………………………………………………………………..12
1- 3- فرايند های فتوکاتاليستی………………………………………………………………………………………………..13
1- 3- 1- نيمه هاديها …………………………………………………………………………………………………………….13
1- 3- 3- مکانيسم واکنش های فتوکاتاليستی ……………………………………………………………………………..16
1- 3- 4- کاربرد های واکنشهای فتوکاتاليستی ……………………………………………………………………………..22
1- 3- 5- مزايای فرايندهای فتوکاتاليستی ……………………………………………………………………………………23
1- 3- 6- خواص يک فتوکاتاليست مناسب ……………………………………………………………………………………..24
1- 3- 7- فتوکاتاليست های بررسی شده …………………………………………………………………………………….25
1- 3- 8- فتوکاتاليستهای معلق و تثبيت شده ………………………………………………………………………………..26
19 دز بهينه کاتاليست ………………………………………………………………………………………………………….28
1- 3- 10- اثر اکسيژن محلول …………………………………………………………………………………………………29
1- 3- 11- اثر pH ..ا…………………………………………………………………………………………………………….30
1- 3- 12- اثر حرارت بر ساختار دی اکسيد 30تيتانيوم ……………………………………………………………………30
1- 3- 13- اثر جاذب ها بر تيتانيا ……………………………………………………………………………………………..31
1- 3- 14- سينتيک فتوکاتاليستی…………………………………………………………………………………………..32
1- 3- 15- تخريب و حذف فتوآاتاليستي آمونياك …………………………………………………………………………..32

فصل دوم: مروری بر مقالات گذشته……………………………………………………………..34

فصل سوم: مواد و روشهای آزمايش…………………………………………………………….51

3- 1- فتوکاتاليست، پايه و روش تثبيت ……………………………………………………………………………………52
3- 1- 1- فتوکاتاليست ……………………………………………………………………………………………………….52
3- 1- 2- پايه (نگهدارنده) فتوکاتاليست……………………………………………………………………………………53
3- 1- 3- روش تثبيت فتوکاتاليست بر روی پايه …………………………………………………………………………. 55
3- 2- فتوراکتور، ملحقات و آزمايش های تصفيه 57فتوکاتاليستی ……………………………………………………..57
3- 2- 1- فتوراکتور …………………………………………………………………………………………………………….57
3- 2- 2- ملحقات فتوراکتور و آزمايش های تصفيه 59فتوکاتاليستی …………………………………………………….59
3- 3- روش هاي آناليز و اندازه گيری ها …………………………………………………………………………………….60
3- 3- 1- آناليزهای تعيين مشخصات فتوکاتاليست 60تثبيت شده ……………………………………………………….61
31 1- آناليز XRD ………ا………………………………………………………………………………………………………61
3- 3- 1- 1- آناليز SEM …..ا…………………………………………………………………………………………………..63
3- 3- 2- اندازه گيری های شاخصهای پساب در 64فرآيندهای تصفيه فتوکاتاليستی ………………………………….64
3- 3- 2- 1- اندازه گيری غلظت آمونياك …………………………………………………………………………………….64
3- 3- 2- 1- اندازه گيری غلظت آمونياك به روش اسپكتروفتومتري ………………………………………………………64
3- 3- 2- 2- اندازه گيری غلظت آمونياك به روش .تيتراسيون …………………………………………………………….67

فصل چهارم : نتايج و بحث………………………………………………………………………….. 70

4- 1- نتايج آناليزهای مشخصات فتوکاتاليست .1تثبيت شده ………………………………………………………………71.
4- 1- 1- نتايج آناليز XRD …ا……………………………………………………………………………………………………71
4- 1- 2- نتايج آناليز SEM …ا……………………………………………………………………………………………………..73
4- 2- نتايج آزمايش های بررسی اثر غلظت اوليه .ماده آلاينده ………………………………………………………………78
4- 3- بررسی آاهش غلظت آمونياك نسبت به زمان .در شرايط هاي مختلف ……………………………………………….79
4- 3- 1- تاثير دانه های ليکا به تنهايی در حذف .آمونياك در شرايط تاريكي ………………………………………………….79
4- 3- 2- تاثير دانه های ليکا به تنهايی در حذف .9آمونياك تحت نور UV ..ا…………………………………………………..79
4- 3- 3- تاثير پودر 2TiO به تنهايی در حذف .آمونياك در تاريكي ……………………………………………………………..80
4 4 تاثير پودر 2TiO به تنهايی در حذف…………………………………………………………………………………………. 80
4- 3- 5- تاثير کاتاليست ساخته شده (TiO2/Leca) بدون تابش نورUV و در شرايط تاريکی در حذفآمونياك ……………..80
4- 3- 6- تاثير کاتاليست ساخته شدهTiO2/Leca)) تحت تابش نورUV در حذف آمونياك …………………………………..80
4- 4- تاثير دمای کلسيناسيون کاتاليست بر عملکرد کاتاليست TiO2/Leca.ا………………………………………………..83
4- 5- بررسی اثر pH اوليه ………………………………………………………………………………………………………..84
4- 6- بررسی اثر شدت نورUV بر تجزيه فتوآاتاليستي آمونياك…………………………………………………………………85
4- 7- بررسی حذف فوتوآاتاليستي آمونياك با .6افزايش زمان تابش اشعه ………………………………………………….86
نتيجه گيری و پيشنهادات ……………………………………………………………………………………………………….88
منابع ………………………………………………………………………………………………………………………………91

فهرست جدول ها

جدول (1- 1) : پتانسيل اکسيداسيون اکسيدکننده ها .به همراه قدرت اکسيداسيون نسبی آنها ………………………8
جدول(1- 2): انرژی فاصله ترازهای برخی نيمه .هاديهای استفاده شده به عنوان فتوکاتاليست ………………………25
جدول (3 -1) : مشخصات فيزيکی و شيميايی ..فتوکاتاليست TiO2 Degussa P-25 …ا…………………………………52
جدول (3- 2 ): آناليز شيميايي دانه هاي ليکا …………………………………………………………………………………54
جدول (3 -3) : آزمايش های تصفيه فتوکاتاليستی ……………………………………………………………………………68
(4 -2) : درصد کاهش غلظت آمونياک در پايان هر آزمايش ……………………………………………………………………79

فهرست شكل ها

شكل( 1- 1): نمودار الگوي رفتاري تشعشعالکترومغناطيسی(EMR) بر اساس مدل موجي نور…………………………10
شكل(1- 2): گستره طيف هاي الكترو مغناطيس……………………………………………………………………………….11
شكل(1- 3): نمودار تشكيل زوج الكترون و حفره در .ترازهاي الكتروني يك نيمه هادي در اثر برخورد فوتون نوري با انرژي ………………………………………………………………………………………………………………………………………….14
شكل(1- 4): شماي آلي از مكانيسم فتو آاتاليستي .TiO .ا……………………………………………………………………22
شكل(2- 1): مكانيزم تجزيه فتوشيمي آمونياك محلول .7در آب بوسيله آاتاليست 2Pt- TiO ….ا…………………………..37
.شكل(2- 2): نمودار تجزيه آمونياك بوسيله فتوآاتاليست (در اآسيژن اتمسفر) ………………………………………………48
.شكل (2- 3): مكانيزم مراحل تجزيه آمونياك گازيبا اآسيد نيتروژن بوسيله فتو آاتاليست ……………………………………49
شكل(3- 1): شکل ظاهری دانه های ليكا ……………………………………………………………………………………….53
.شكل(3- 3): شمايی از فتوراکتور طراحی شده…………………………………………………………………………………58
.شکل (3- 4): طيف لامپ بخار جيوه استفاده شده دراين پژوهش ………………………………………………………….59
.شكل(3- 5): نمودار طيف جذب آمونياك توسط دستگاهاسپكتروفتومتر………………………………………………………65
شكل (3- 6) : منحني آاليبراسيون اندازه گيريغلظت آمونياك …………………………………………………………………66
شكل (4- 1) : نمودار آناليز XRD ..ا……………………………………………………………………………………………….72
شکل (4- 2) : تصاوير SEM تهيه شده از نمونه پودر .TiO2 P-25 تازه و تثبيت نشده ……………………………………….75
شکل (4- 3) : تصاوير SEM تهيه شده از ليكا تازه 76و قبل از استفاده برای تثبيت 2TiO ا………………………………….76
.شكل(4- 4): تصاوير SEM تهيه شده از نمونه 2TiOتثبيت شده بر روی ليكا …………………………………………………77
.شکل (4- 6) : روند کاهش غلظت آمونياک در محلولپساب در طول فرآيند تصفيه فتوکاتاليستی …………………………..77
شكل(4- 7): تغييرات غلظت آمونياك در پساب نسبت 81به زمان در تاريكي ………………………………………………….81
شكل (4- 8): تغييرات غلظت آمونياك در پساب نسبت .2به زمان تحت نور …………………………………………………..82
.شكل (4- 9): درصد حذف آمونياك در پساب در شرايط…………………………………………………………………………..82
شکل (4- 10) : تاثيرات دماي آلسيناسيون بررويبازدهي حذف فتوآاتاليستي آمونياك در پساب نمودار(4- 11): وابستگي حذف فتوآاتاليستي 85آمونياك در پسابهاي صنعتي در مقادير مختلف pH …ا……………………………………………………….83
شكل(4- 12): مقايسه نتايج انواع شدت نور UV بر .حذف فوتوآاتاليستي آمونياك …………………………………………..86
شكل (4- 13): تجزيه فوتوآاتاليستي آمونياك در .پساب نسبت به زمان ………………………………………………………87
شكل (4- 14): تجزيه فوتوآاتاليستي آمونياك در .پساب نسبت به زمان……………………………………………………….87

فصل اول
در اين فصل، ابتدا با فرآيندهای اکسيداسيون پيشرفته به طور کلی آشنا شده و سپس فرآيندهای اکسيداسيون پيشرفته نوری (شامل فرآيندهای اکسيداسيون پيشرفته فتوشيميايی و فرآيندهای اکسيداسيون پيشرفته فتوکاتاليستی) معرفی شده و مورد بررسی قرار می گيرند.
1- 1- فرآيندهاي اکسيداسيون پيشرفته
فرآيندهای اکسيداسيون پيشرفته (AOPs)1 به فرآيند های اطلاق می شود که همراه با توليد راديکال های آزاد هيدروکسيل (OH•) باشند که بيشترين کارايی را در اکسيداسيون ترکيبات آلی دارند و دليل اين کارايی، پتانسيل اکسيداسيون بالای راديکال های هيدروکسيل (معادل 80/2 ولت) می باشد. پتانسيل
اکسيداسيون برخی اکسيدکننده های متداول در جدول (1 -1) ارائه شده است. با توجه به اين جدول مشاهده می شود که بعد از فلوئور، قوی ترين اکسيدکننده، راديکال هيدروکسيل می
.[Lergrini, 1993; De AK, 1999] باشد
طول عمر راديکال هيدروکسيل خيلی کوتاه است. اما از نظر پتانسيل اکسيدکنندگی به قدری قوی است که می تواند به راحتی با جذب هيدروژن سبب اکسيداسيون يک ترکيب آلی گردد. مکانيسم واکنش راديکال هيدروکسيل با ترکيبات آلی بسيار پيچيده است ولی با اين حال مکانيسم انجام اين واکنش و به طور کلی واکنش های راديکالی را می توان به اختصار در سه مرحله بيان نمود :

1- Advanced Oxidation Processes
1- واکنش های اوليه يا آغازين1 که دراين مرحله راديکال های آزاد توليد می گردند.
2- واکنش های انتشاری که در اين مرحله راديکال های توليد شده از مرحله قبل به راديکال های آزاد ديگر تبديل می گردند.
3- واکنش های پايانی که در اين مرحله راديکال های آزاد مرحله قبل به يک ترکيب پايدار تبديل می گردند [Blin E, 1998].
از نقطه نظر سينتيکی، واکنش های مرتبط به راديکال های OH•، بسيار سريع تر از ساير اکسيدکننده ها می باشند. با اين وجود، در اثر واکنش راديکال هيدروکسيل با ترکيبات آروماتيک، تعداد بسيار زيادی ترکيبات واسطه توليد می شوند که اين ترکيبات واسطه توليدی، خود به عنوان رقيب ترکيبات اوليه، با راديکال OH• وارد واکنش گرديده و اصطلاحاً به عنوان نابودکننده راديکال OH• عمل می کنند. بنابراين تخريب کامل (معدنی شدن) يک ترکيب آلی در شرايط خاصی که غلظت راديکال OH• بسيار زياد بوده و زمان واکنش به حد کافی بالا باشد، حاصل خواهد گرديد. به همين دليل وقتی از يک فرآيند اکسيداسيون پيشرفته به عنوان فرآيند تصفيه استفاده می گردد، انجام آزمايش ها در مقياس آزمايشگاهی يا پايلوت بر روی ترکيبات آلی مورد نظر ضروری می باشد.

2- Initiation Reaction
در ارزيابی فرآيندهای AOP، توجه به نکاتی نظير واکنش پذيری نسبی آلاينده مورد نظر با راديکال OH•، ميزان ماده اکسيدکننده مورد نياز برای دستيابی به کارايی حذف مورد نظر، اثرات عوامل نابودکننده راديکال، درجه حرارت، pH و نسبت غلظت ماده اکسيدکننده به آلاينده ها ضروری می باشد [Blin E, 1998].
با توجه به اين که عمر راديکال های هيدروکسيل کم می باشد، لذا بايد در محل مصرف، توليد گردند. تهيه اين راديکال ها در غلظت های بالا، قبل از آغاز عمليات اجرايی تصفيه، توصيه نمی شود. در فرآيندهای اکسيداسيون پيشرفته تصفيه پساب، اين راديکال ها معمولًا با کاربرد يکی از روش های اکسيداسيون پيشرفته فتوشيميايی و يا اکسيداسيون پيشرفته فتوکاتاليستی توليد می گردند.
1- 2- فرآيندهای اکسيداسيون پيشرفته فتوشيميايی
در فرآيندهای اکسيداسيون پيشرفته فتوشيميايی، ترکيبی از اشعه ماوراء بنفش (UV)1 و يک اکسيدکننده (مانند 2O3 ،H2O و …) در غالب موارد، سبب توليد راديکال های هيدروکسيل و ادامه واکنش ها (اکسيداسيون و تخريب آلاينده ها در فرآيندهای تصفيه پساب) با اين راديکال خواهد شد. بنابراين شناخت واآنش هاي فتوشيميايی (و همين طور فتوآاتاليستي) مستلزم شناخت اوليه از طبيعت نور و مفاهيم اوليه آن و آشنايی با اشعه ماوراء بنفش می باشد. لذا در اين بخش،
ابتدا با نور و اشعه ماوراء بنفش آشنا شده و سپس به بررسی فرايند های فتو کاتاليستی متداول در فرآيندهای تصفيه آب و فاضلاب خواهيم پرداخت.
1- 2- 1- نور و مفاهيم اوليه آن

Ultra Violet -1
انتقال انرژي از نظر آلاسيك به سه صورت هدايت ، جابجايي وتشعشع انجام مي شود. تشعشع برخلاف دو روش ديگر نياز بهمحيط مادي جهت انتقال ندارد آه نمونه بارز و مشخص آن ،انتقال نور خورشيد به زمين مي باشد.
رفتار نور را مي توان از نظر بنيادي بر اساس دو مكانيسم معرفي آرد. از يك طرف براساس تعريف تشعشع الكترو مغناطيسي ، نور موجي است آه شامل يك ميدان الكتريكي (E ) و يك ميدان مغناطيسي (M) مي باشد آه عمود به هم بوده و در راستاي بعد سوم آه همان سرعت نور (C ) مي باشد در حرآت است
(مطابق شكل 1- 1).

شكل( 1- 1): نمودار الگوي رفتاري تشعشع الکترومغناطيسی(EMR) بر اساس مدل موجي نور
تشعشع EMR داراي دو مشخصه مهم طول موج و فرآانس مي باشد.
بر حب تعريف طول موج فاصله اندازه گيري شده (بر حسب متر ) بين دو Peak آامل موج و فرآانس ، تعداد موجهاي گذرنده از

يك نقطه ثابت در هر ثانيه (Hertz) مي باشد. رابطه طول موج وفرآانس بصورت زير بيان مي شود.
C=λD , C=3*108 m/s (1 -1)
که در آن C سرعت نور يا تشعشعات الکترومغناطيسی و برابر 108×3 متر بر ثانيه، λ طول موج و ν فرکانس موج می باشند.
در طول موجهاي آوتاه، شعشع الکترومغناطيس بر مواد تاثير شيميايي مي گذارد آه تئوري موج قادر به تشريح آن نمي باشد. از طرف ديگر تئوري ذره اي امواج الكترو مغناطيسي قادر به برطرف آردن اين نقطه ضعف مي باشد. بر اساس اين تئوري انرژي الكترو مغناطيس بر پايه ذرات بنيادي بنام » فوتون « انتقال مي يابد. واحد انتقال انرژي تحت عنوان آوانتا بوده و بر اساس رابطه زير تعريف مي شود.

حذف فتو کاتاليستي آمونياك از پسابهاي صنعتي

حذف فتو کاتاليستي آمونياك از پسابهاي صنعتي

فصل دوم
مقدمه
امروزه محيط زيست با مشكلات زيادي در زمينه آلودگي آب هاي سطحي و زيرزميني توسط ترآيباتي آه داراي نيتروژن و فسفر مي باشند مواجه است در اين ميان مي توان به آمونياك آه از جمله آلودگي هاي نيتروژن دار است اشاره آرد. پسابهاي خروجي از صنايع شيميايي و پتروشيمي از مهمترين منابع ايجاد آلودگي آمونياآي در محيط زيست به شمار مي آيند [Feng, 2003;
.Stevens, 2004]
سازمان سلامتي جهاني مقدار مجاز غلظت آمونياك در آب را PPm 1.24 اعلام آرده است و بيشتر از اين مقدار موجب سميت آب مي گردد و قابل آشاميدن نمي باشد [Lee, 2002]. همچنين اين غلظت در
رودخانه ها در حدود PPm5/4- 1 اعلام شده [ Hued, 2006] و بيشتر از اين مقدار براي موجودات زنده موجود در رودخانه ها و از جمله ماهي ها خطرناك است زيرا غلظت بالاي آمونياك در آبها مانع از حل شدن اآسيژن گرديده و اين مسئله موجب آاهش گند زدايي اآسيژن و در نهايت باعث از بين رفتن آبزيان مي گردد
.[Shuhu ,2009]
از چندين روش براي حذف آمونياك در پساب استفاده شده آه از آنجمله مي توان به فرايندهاي بيولوژيكي وهوادهي
فرايند استريپينگ ، [Lin,1996] تبادل يوني ،[Kalyuzhnyi,2006]
[Bonmati,2003] فرايندهاي تجزيه فتوآاتاليستي[Zhu , 2005 ] فرايند هاي الكتروشيميايي [Chiang1995] اشاره آرد. فرايند بيو لوژيكي ترآيبي از فرايند هاي دينيترو يفيكاسيون و نيتروفيكاسيون3 است آه در نهايت آمونياك به گاز 2 Nيا نيتريت و نيترات تبديل مي شود. فرايند بيولوژيكي فرايندي آند است ونياز به ابعاد بزرگ و زمان زياد آه مستلزم هزينه بالايي مي باشد را در بر مي گيرد. در فرايند استريپينگ محلول آمونياك در تماس با بخار، تبخير مي گردد و بصورت آمونياك گازي در مي آيد. درنتيجه بايد فرايند مناسبي براي تصفيه آمونياك در نظر گرفت .
اخيرآ تصفيه پسابها با روش هاي فتوالكتروشيمي و فتوآاتاليستي مورد توجه بسياري از محققين قرار گرفته است.
زيرا در مقايسه با روشهاي ديگر داراي بازدهي بالاتري بوده و مايع آمونياك خطرناك را به گازهاي بي اثر 2 Nو 2H تبديل
.[ Feng, 2003; Junichi, 2007]مي آند
با توجه به اينکه بکارگيری روش فتوکاتاليستی تجزيه آمونياک موضوع اين تحقيق است تحقيقات انجام شده در اين زمينه مورد بررسی قرار می گيرد.

Choi و همكارانش با استفاده از آاتاليست (2(Pt-TiO تبديل محلول آمونياآي در غلظت پايين ، به 2N را مورد بررسي قرار دادند. همچنين با استفاده از 2TiOخالص 3NH را به نيتريت و نيترات تبديل آردند و اين در حالي است آه از تشكيل هيدروژن گزارشي
. [Choi, 2003]نداده اند
Junichi و همكارانش تجزيه فتوآاتاليستي آمونياك به نيتروژن و هيدروژن را بوسيله نانو ذرات پلاتين بر روي پايه 2TiO در محلول هاي آمونياآي مورد مطالعه قرار دادند. در اين تحقيق از معلق آردن آاتاليست 2Pt- TiO در محلول آمونياآي استفاده شده و اثرات مقادير مختلف Pt بر روي 2pH ، TiO محلول ، زمان واآنش و شدت نور را در تجزيه فتوآاتاليستي آمونياك مورد بررسي قرار دادند. نتايج آنها نشان داده با اضافه آردن پلاتين از صفر تا 5/0% درصد وزني, تجزيه آمونياك به 2Nو 2H بصورت خطي افزايش مي يابد و نسبت مولي توليد هيدروژن به نيتروژن به حدود 3 مي رسد آه ماآزيمم جداسازي 2 Nو 2H در درصد وزني 5/0 از پلاتين گزارش شده و با افزايش درصد آن مقدار سرعت تجزيه آمونياك آاهش ميابد آه احتمالا Pt از اين درصد به بعد داراي اثر محدود آننده بوده است. همچنين در بررسي تاثير pH محلول در تجزيه فتوآاتاليستي
آمونياك نشان دادند آه در pH بين 9 تا 10، يون ها ي +4NH به آمونياك آزاد تبديل مي شوند آه در تجزيه فتوآاتاليستي
بسيار مهم است. ماآزيمم ميزان جداسازي در pH برابر 10 مشاهده شده است. بر اين اساس مكانيزم تجزيه فتوآاتاليستي
آمونياك در سيستم 2Pt — TiO، بصورت شكل (2- 1) پيشنهاد شده است. تابيدن نور به سطح آاتاليست 2TiO در باند هدايت، الكترون توليد مي شود و در باند بالانس، حفره +h بوجود مي آيد. مولكول 3NH بر روي سطح 2TiO جذب و با +h واآنش داده به 2N و +6H تبديل مي گردد. سپس +H با الكترون هايي آه از Pt بوجود آمده واآنش مي دهد و به هيدروژن تبديل مي گردد . چنانچهغلظت پرتون در ناحيه pH بالا، آم باشد با تجمع الكترون هاي 2TiO، احتمال واآنش برگشتي بين الكترون ها و حفره هاي ايجاد شده افزايش يافته و در نتيجه در pH بالا اآسيداسيون
آمونياك متوقف مي شود(معادلات (2- 1) تا (2- 5) ) . [Junichi, 2007]

تحقيقات Junich و همكارانش نشان داده آه تغييرات 2N در فتو آاتاليست 2 Pt -TiO2- Ru O مشابه با عملكرد آاتاليست 2 Pt -TiO بوده است اما نسبت هيدروژن به نيتروژن (2(H2/N در آن به 41/0 مي رسد. نتايج بدست آمده نشان مي دهد آه آاتاليست 2RuO عملكردي در احيا +H نداشته است.
اين در حالي است آه عملكرد آاتاليست 2Sr- TiO در شرايط تابش 6 ساعته در محيط Ar تغييراتي روي غلظت 2N و 2H ايجاد نكرده است و نسبت 2H2/N حدود 64/0 محاسبه شده است و بنظر مي رسد آه در مقايسه با آاتاليست 2Pt -TiO داراي بازدهي بسيارآمي بوده
. [ Junichi,2007]است
در يك تحقيق ديگر Lori و همكارانش ميزان حذف نيتروژن در محلول آمونياك با آاتاليست 2Pt – TiO بر پايه اآرليك را بررسي نموده اند. نتايج آنها نشان داده آه وجود پايه اآريليك در آاتاليست 2TiO جذب آمونياك را بيشتر مي آند و نتايج حاصل از تغييرات وزني Pt بر روي سطح 2 TiO از 4/0 تا 1/5 درصد نشان داده آه در راآتورهايي شامل 2/3 درصد وزني Pt مطلوب ترين ميزان جداسازي ترآيب آمونياك و حذف 2N حاصل شده است. نتايج بدست آمده همچنين نشان داده است آه ميزان حذف
نيتروژن در محفظه شامل 1.7 ليتر محلول NH3-N (درمدت 72 ساعت) به حدود 28.3 درصد مي رسد و غلظت بهينه Pt براي اآسيداسيون
آمونياك در غلظت آمتر از 0.5% بدست آمده است و اين در حالي است آه در آزمايش ديگر، بدون استفاده از منبع نور( در مدت 72 ساعت) ميزان حذف آمونياك به 19 درصد مي رسد[ Lori, 2008]. آنها همچنين احياء Pt رسوب شده با اسيد فسفاتنگستن ، سنتيكواآنش و تاثيرات اآسيداسيون Pt بر روي فعاليت آاتاليست را مورد بررسي قرار داده اند . مكانيزم واآنش هاي مربوط به تجزيه آمونياك بدين صورت گزارش آرده اندآه حفره هاي توليدي از 2 TiOبا جذب آردن مولكول هاي آب، راديكال هيدروآسل •OH را توليد مي آند(معادله2- 6) :

قیمت 25 هزار تومان

خرید فایل pdf به همراه فایلword

قیمت:35هزار تومان