大地牌陽離子交換樹脂

❶ 飲料機械的水處理設備

水是軟飲料生產中用料最大的原料，而且水質的優劣對飲料的品質影響極大。因此，必須對水進行處理以滿足工藝要求。通常按其作用把水處理設備分為三類：水的過濾設備、水的軟化設備和水的消毒殺菌設備。
（一）水過濾設備
（1）砂石過濾設備（多介質過濾設備） 砂石過濾器（多介質過濾器）是以成層狀的無煙煤、砂、細碎的石榴石或其他材料為床層的機械過濾設備，其原理為按深度過濾水中不同顆粒度的顆粒，較大的顆粒在頂層被去除，較小的顆粒在過濾器介質的較深處被去除，從而使水質達到粗過濾後的標准，降低水的SDI（污泥密度指數）值，滿足深層凈化的水質要
（2）活性炭過濾器 活性炭具有吸附作用，還有一定的除濁作用，活性炭過濾器的主要結構和布置形式與砂石過濾器相似。因此，活性炭吸附也稱為活性炭過濾。活性炭過濾主要用於水中有機雜質和水中分子狀的膠體微小顆粒雜志，也可用於脫氯等。
（3）砂芯棒過濾器 砂芯棒過濾器亦稱為砂濾棒過濾器，在水處理設備中已有定型產品。主要適用於處理水量較少、水中只含有有機物、細菌及其他雜質的水處理。
（4）微孔過濾器 微孔過濾是新型的膜分離技術。它可濾除濾液、氣體的0.01μm以上微粒和細菌。其特點是高捕捉能力、過濾面積大、使用壽命長、過濾精度高、阻力小、機械強度大、無剝離現象、抗酸鹼能力強、使用方便。此濾器能濾除絕大部分微粒，所以廣泛應用於精濾和除菌工藝
（二）水軟化設備
（1）離子交換器 離子交換器是目前水處理中常用的一種裝置，它可以通過選擇一定的流程，使水軟化或除鹽。其主要是利用一些離子交換劑把原水中不需要的離子暫時固著，使水中這些離子的含量降低到所要求的程度。被交換劑固著的離子，在再生液中被釋放出來，交換劑又可重新使用。也就是說，其實質是不溶性的電解質（樹脂）與溶液中的另一種電解質進行的物理化學反應，亦即樹脂上的可交換離子與溶液中的其他同性離子的交換反應。
（2）電滲析器 電滲析在工業上作為一種分離、濃縮、提純和回收工藝的新技術，廣泛應用於化工、制葯、食品等行業。在食品工業上的應用主要集中在汽水用水、啤酒用水的純化處理上，在軟飲料廠用來對水進行軟化（脫鹽）。電滲析技術是通過具有選擇透過性和良好導電性的離子交換膜，在外加直流電場的作用下，根據異性相吸、同性相斥的原理，使原水中陰、陽離子分別通過陰離子交換膜和陽離子交換膜而達到凈化作用的一項技術。
（3）反滲透設備 反滲透是目前應用規模最大、技術相對最成熟的膜技術，其應用在整個膜分離領域中約佔一半，是膜技術發展的一個最大的突破。反滲透是通過反滲透膜發溶液中的溶劑分離出來。反滲透的應用從海水淡化、硬水軟化等發展到維生素、抗菌素、激素等的濃縮，細菌、病毒的分離以及果汁、牛乳、咖啡的濃縮等許多方面，應用極廣。反滲透設備優點是連續運行，產品水質穩定；無須用酸鹼再生；不會因再生而停機；節省了反沖和清洗用水；以高產率產生超純水（產率可以高達95%）；再生污水不需水處理設施；運行及維修成本低；安裝簡單、費用低廉。
反滲透設施生產純水的關鍵有兩個：一是一個有選擇性的膜，我們稱之為半透膜，二是一定的壓力。簡單的說，反滲透半透膜上有眾多的孔，這些孔的大小與水分子的大小相當，由於細菌、病毒、大部分有機污染物和水合離子均比水分子大得多，因此不能透過反滲透半透膜而與反滲透膜的水相分離。在水眾多雜質中，溶解性眼淚最難清除的。因此，經常跟軍除鹽率的高低來確定反滲透的凈水效果，反滲透除鹽率的高低主要決定於反滲透半透膜的選擇性。較高選擇性的反滲透膜元件除鹽率可以高達99.7%。
反滲透分離的進行，必須先在膜-溶液界面形成優先吸附層，優先吸附的程度取決於溶液的化學性質和膜表面的化學性質，只要選擇合適的膜材料，並簡單地改變膜表面的微孔結構和操作條件，反滲透技術就可適用於任何分離度的溶質分離。
（4）超濾器
超濾技術雖在我國起步較晚，但發展非常迅速，隨著這項技術的不斷推廣和人們對它認識的不斷提高，飲料生產行業必將從中獲得更多的益處。
超濾膜設備在工業應用上有平板狀、管狀、螺旋板狀和空心纖維狀等幾種不同的形式。目前國內應用的大多數為板狀和管狀，特別是空心纖維膜（中空纖維膜）也已在水處理方面得到廣泛應用。
中空纖維超濾膜是超濾技術中最為成熟與先進的一種形式。這種膜是在平板膜的基礎上開發出的具有空間立體幾何形狀的薄膜，使單位體積的膜設備不依靠極薄的半透膜而有很大的膜滲能力。中空纖維管壁上有布滿微孔，孔徑以能截留物質的相對分子質量表達，截留相對分子質量可達幾千至幾十萬。由於採用了空心圓柱構形，就大大地提高了單位體積膜滲設備的生產能力。原水在中空纖維外側或內腔加壓流動，分別構成外壓式和內壓式。超濾是動態過濾過程，被截留物質可隨濃度而排除，不致堵塞膜表面，可長期連續運行。可以證明，在超濾應用上，採用一個大小合理的小直徑空心纖維膜的圓柱束，則所發生的透過液量將相當於十幾平方米超薄平板膜上所得者。
空心纖維為細長的膜管，內壁為膜層，膜層結合於海綿式的外壁上，外壁有粗孔，內層起超濾分離作用。內膜孔德大小，決定管內被阻物質的大小。空心纖維內經約200μm，由惰性的非離子聚合物製成，具有獨特的各向異性的（表皮）結構，有明顯高的流率。其特點是：①裝置內單位體積的膜面積很大；②膜壁薄，液體透過速度快；③因空心纖維的幾何構形具有一定的耐壓性能，故強度高。
（三）水殺菌消毒設備
（1）臭氧殺菌器 所謂臭氧殺菌器是利用臭氧的強氧化性而達到殺菌的目的。臭氧是強烈的氧化劑，其殺菌作用比氯高15∽30倍，在一定濃度下作用5∽10min，臭氧對各種菌類都可以達到滅菌的程度。國外已將其廣泛用於水的消毒處理以除臭、除色等，國內在礦泉水、純凈水生產中應用於滅菌也很普遍。
（2）紫外線殺菌器 當微生物受紫外光照射後，微生物的蛋白質和核酸吸收紫外光譜能量，導致蛋白質變性，引起微生物死亡。紫外線對清潔透明的水具有一定的穿透能力，所以能使水消毒。紫外線殺菌不能改變水的物理化學性質，殺菌速度快、效率高、無異味，因此得到廣泛應用。

❷ 陰陽離子樹脂有哪些參數對離子交換影響比較大如何測量

1.懸浮物和油脂
水中的懸浮物會堵塞樹脂孔隙，油脂會包住樹脂顆粒，它們都會使交換能力下降。
2.有機物
廢水中某些高分子有機物與樹脂活性基團的固定離子結合力很強，一旦結合就很難再生，結果降低樹脂的再生率和交換能力，例如高分子有機酸與強鹼性季胺基團的結合力就很大，難於洗脫。
3.高價金屬離子
廢水中Fc3+、AL3+、Cr3+等高價金屬離廣可能導致樹脂中毒。當樹脂受鐵離子中毒時，會使樹脂的顏色變深。高價金屬離子易為樹脂吸附，再生時難於把它洗脫下來，結果會降低樹脂的交換能力。為了恢復樹脂的交換能力可用高濃度酸液長時間浸泡。
4.pH值
離子交換樹脂是由網狀結構的高分子固體與附在母體上許多活性基團構成的不溶性高分子電解質。強酸和強鹼樹脂的活性基團的電離能力很強，交換能力基本上與pH值無關，但弱酸性樹脂在低pH值時不電離或部分電離，因此在鹼性條件下，才能得到較大地交換能力。弱鹼性樹脂在強酸性條件下才能有較大地交換能力。
5.水溫
水溫高雖可加速離子地交換擴散，但各種離子交換樹脂都有一定的允許使用溫度范圍。水溫超過允許溫度時，合使樹脂交換基團被分解破壞，從而降低樹脂的交換能力，所以溫度太高時，應進行降溫處理。
6.氧化劑
廢水中如果含有氧化劑(如Cl2,O2,H2Cr2O7)時，會使樹脂氧化分解。強鹼陰樹脂容易被氧化劑氧化，使交換基團變成非鹼性物質，可能完全喪失交換能力。氧化作用也會影響交換樹脂的母體，使樹脂加速老化，結果使交換能力下降。為了減輕氧化劑對樹脂的影響，可選用交聯度大的樹脂或加入適當的還原劑。

❸ 離子交替吸附作用

離子交替吸附作用主要發生在具有固定電荷的固體礦物表面，無論是陽離子還是陰離子，均可發生交替吸附作用，但目前研究得較多的是陽離子交替吸附作用。離子交替吸附作用的一個重要特點就是，伴隨著一定量的一種離子的吸附，必然有等當量的另一種同號離子的解吸（圖2-5-4）。離子交替吸附作用之所以具有這樣的特點，主要是由於吸附劑通常都具有一定的離子交換容量，因此這里首先對離子交換容量予以討論。

圖2-5-3 有機質表面的負電荷

圖2-5-4 陽離子交替吸附作用圖解

2.5.2.1 離子交換容量

離子交換容量包括陽離子交換容量（CEC—Cation Exchange Capacity）和陰離子交換容量（AEC—Anion Exchange Capacity），我們主要討論陽離子交換容量，它被定義為每100 g干吸附劑可吸附陽離子的毫克當量數。例如，在蒙脫石的結晶格架中，鋁八面體中的三價鋁可被二價鎂所置換，根據測定，每摩爾蒙脫石中鎂的含量為0.67 mol，即蒙脫石的分子式為：Si₈Al_3.33Mg_0.67O₂₀（OH）₄。已知蒙脫石的分子量是734 g，因此這種蒙脫石的陽離子交換容量為：

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在實際中，通常都是通過實驗來測定吸附劑的陽離子交換容量。尤其是對於野外所採取的土樣或岩樣，由於其中含有多種吸附劑，實驗測定往往是唯一可行的方法。陽離子交換容量的實驗測定在多數情況下都是用pH為7的醋酸銨溶液與一定量固體樣品混合，使其全部吸附格位被所飽和，然後用其他溶液（例如NaCl溶液）把被吸附的全部交換出來，達到交換平衡後，測定溶液中Na⁺的減少量，據此便可計算樣品的陽離子交換容量。表252列出了一些粘土礦物及土壤的陽離子交換容量，由表可見，與土壤相比，礦物的陽離子交換容量有更大的變化范圍。

鬆散沉積物的陽離子交換容量受到了多種因素的影響，主要有：

（1）沉積物中吸附劑的種類與數量。例如，我國北方土壤中的粘土礦物以蒙脫石和伊利石為主，因此其CEC值較大，一般在20 meq/100 g以上，高者達50 meq/100 g以上；而南方的紅壤，由於其有機膠體含量少，同時所含的粘土礦物多為高嶺石及鐵、鋁的氫氧化物，故CEC較小，一般小於20 meq/100 g。

表2-5-2 一些粘土礦物及土壤的陽離子交換容量

（2）沉積物顆粒的大小。一般來說，沉積物的顆粒越小，其比表面積越大，CEC值越高。例如，根據一河流沉積物的粒徑及其CEC的實測結果，隨著沉積物的粒徑為從4.4μm增至1000μm，其CEC從14～65 meq/100 g變到4～20 meq/100 g，最終減小到0.3～13 meq/100 g。

（3）水溶液的pH值。一般來說，隨著水溶液pH值的增加，土壤表面的可變負電荷量增多，其CEC相應增加；相反，隨著水溶液pH值的減小，土壤表面的可變負電荷量不斷減少，其CEC也隨之減小。

2.5.2.2 陽離子交換反應及平衡

陽離子交換反應的一般形式可寫為：

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式中：A^m+、Bⁿ⁺表示水溶液中的A、B離子；AX、BX表示吸附在固體表面的A、B離子。上述反應的平衡常數可寫為：

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式中：a標記溶液中組分的活度；{}表示表示吸附在固體表面上的離子的活度。對於水溶液中的離子，其活度可使用表2-1-1中的公式進行計算；但對於吸附在固體表面上的離子，其活度的計算至今還沒有滿意的方法。目前主要採用兩種替代的方法來處理這一問題，一種是Vanselow慣例，另一種是Gaines-Thomas慣例。Vanselow慣例是由Vanselow於1932年提出的，他建議使用摩爾分數來代替式（2-5-7）中的{AX}和{BX}。若固體表面僅吸附了A離子和B離子，在一定重量（100 g）的吸附劑表面A、B的含量（mmol）依次為q_A和q_B，則吸附劑表面A、B的摩爾分數分別為：

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顯然，x_A+x_B=1。這樣式（2-5-7）可改寫為：

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Gaines-Thomas慣例是由Gaines和Thomas於1953年提出的，他們建議採用當量百分數來代替式（2-5-7）中的{AX}和{BX}。若用y_A和y_B分別表示吸附劑表面A、B的當量百分數，則有：

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同樣，y_A+y_B=1，這樣式（2-5-7）變為：

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目前，這兩種慣例都還在被有關的研究者所使用，各有優點，互為補充。事實上，離子交換反應的平衡常數並不是一個常數，它往往隨著水溶液的成分、pH值及固體表面成分的變化而變化，因此許多研究者認為將其稱為交換系數（Exchange Coefficient）或選擇系數（Selectivity Coefficient）更合適一些（Appelo，1994；Deutsch，1997；Benefield，1982；Kehew，2001）。

若已知兩種不同離子與同一種離子在某種吸附劑中發生交換反應的交換系數，則可計算出這兩種離子發生交換反應的交換系數。例如，若在某種吸附劑中下述反應：

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交換系數分別為K_Ca-Na和K_K-Na，則在該吸附劑中反應：

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的交換系數為：

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這是因為（以Vanselow慣例為例）：

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故有：

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表2-5-3列出了不同離子與Na⁺發生交換反應的交換系數（Vanselow慣例），據此便可按照上述的方法求得這些離子之間發生交換反應時的交換系數。

需要說明的是，在表2-5-3中，I離子與Na⁺之間交換反應的反應式為：

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表2-5-3 不同離子與Na⁺發生交換反應時的交換系數

其交換系數的定義式如下：

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【例】在某地下水系統中，有一段含有大量粘土礦物、因此具有明顯陽離子交換能力的地段，假定：

（1）該地段含水層的陽離子交換容量為100 meq/100 g，含水層中的交換性陽離子只有Ca²⁺和Mg²⁺，初始狀態下含水層顆粒中Ca²⁺、Mg²⁺的含量相等；

（2）在進入該地段之前，地下水中的Ca²⁺、Mg²⁺濃度相等，均為10^-3 mol/L；

（3）含水層的孔隙度為n=0.33，固體顆粒的密度為ρ=2.65 g/cm³；

（4）含水層中發生的陽離子交換反應為：

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不考慮活度系數的影響，其平衡常數（Vanselow慣例）為：

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試使用陽離子交換平衡關系計算，當地下水通過該地段並達到新的交換平衡後，水溶液中及含水層顆粒表面Ca²⁺、Mg²⁺濃度的變化。

【解】：設達到新的交換平衡後，含水層顆粒中Ca²⁺的摩爾分數為y、水溶液中Ca²⁺的濃度為x（mmol/L），則這時含水層顆粒中Mg²⁺的摩爾分數為1-y、水溶液中Mg²⁺的濃度為2-x（mmol/L），故有：

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整理得：

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已知含水層的CEC=100 meq/100g，因此對於二價陽離子來說，含水層顆粒可吸附的陽離子總量為50 mmol/100 g=0.5 mmol/g。若用z表示達到交換平衡後1 g含水層顆粒中Ca²⁺的含量，則有：

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以式（2-5-25）帶入式（2-5-24）得：

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為了計算上述變化，需要對1 L水所對應的含水層中Ca²⁺的質量守恆關系進行研究。已知含水層的孔隙度為0.33，顯然在這樣的含水層中，1 L水所對應的含水層顆粒的體積為0.67/0.33（L），相應的含水層顆粒的質量為：

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故吸附作用前後1 L水所對應的含水層中Ca²⁺的質量守恆關系為：

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式中的0.25為吸附作用前1 g含水層顆粒中Ca²⁺的含量（mmol），由式（2-5-27）可得：

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以式（2-5-26）帶入式（2-5-28）並整理得：

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這是一個關於z的一元二次方程，求解該方程可得：z=0.2500627 mmol/g。代z入式（2-5-25）和式（2-5-26）可得達到新的交換平衡後含水層顆粒中Ca²⁺的摩爾分數為0.5001254，水溶液中Ca²⁺的濃度為0.75 mmol/L，故這時含水層顆粒中Mg²⁺的摩爾分數為0.4998746、水溶液中Mg²⁺的濃度為1.25 mmol/L。由此可見，地下水通過該粘性土地段後，盡管Ca²⁺、Mg²⁺在含水層顆粒中的含量變化很小，但它們在地下水中的含量變化卻較大，Mg²⁺從原來的1 mmol/L增加到了1.25 mmol/L，Ca²⁺則從原來的1 mmol/L減少到了0.75 mmol/L。

2.5.2.3 分配系數及離子的吸附親和力

除了交換系數，還有一個重要的參數需要介紹，這就是分配系數（Separation Factor）（Benefield，1982）。對於反應（2-5-6），它被定義為：

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式中c_A和c_B分別為水溶液中A、B離子的摩爾濃度。顯然，若不考慮活度系數的影響，對於同價離子間的交換反應，Q_A-B=K_A-B。式（2-5-29）可改寫為：

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由式（2-5-30）可見，Q_A-B反映了溶液中B與A的含量之比與吸附劑表面B與A的含量之比之間的相對關系。當Q_A-B=1時，說明達到交換平衡時B與A在水溶液中的比例等於其在吸附劑表面的比例，因此對於該吸附劑，A和B具有相同的吸附親和力；當Q_A-B＞1時，說明達到交換平衡時B與A在水溶液中的比例大於其在吸附劑表面的比例，因此A與B相比具有更大的吸附親和力；當Q_A-B＜1時，說明達到交換平衡時B與A在水溶液中的比例小於其在吸附劑表面的比例，因此B與A相比具有更大的吸附親和力。

事實上，即使對於同一陽離子交換反應，其分配系數也會隨著水溶液性質的變化而變化（Stumm and Morgan，1996）。圖2-5-5給出了Na—Ca交換反應的分配系數隨Na⁺濃度的變化。沿著圖中的虛線，Q_Na-Ca=1，這時Na⁺和Ca²⁺具有相同的吸附親和力。但在稀溶液中，例如［Na⁺］=10^-3 mol/L和10^-2 mol/L，Ca²⁺在吸附劑中的比例要遠大於其在水溶液中的比例，因此在這種情況下Ca²⁺具有更強的吸附親和力。隨著Na⁺濃度的增大，Ca²⁺的吸附親和力逐漸減弱，Na⁺的吸附親和力則逐漸增強，當［Na⁺］=2 mol/L時，Na⁺已經變得比Ca²⁺具有更強的吸附親和力。Na—Ca交換反應分配系數的這種變化對於解釋一些實際現象具有重要的意義，根據這種變化，我們可以推斷淡水含水層中通常含有大量的可交換的Ca²⁺，而海水含水層中通常含有大量的可交換的Na⁺。這種變化關系也解釋了為什麼硬水軟化劑能夠選擇性地去除Ca²⁺，同時通過使用高Na⁺濃度的鹵水溶液進行沖刷而再生。

圖2-5-5 溶液中Ca²⁺的含量對吸附作用的影響

根據離子交換反應的分配系數，可以定量地評價離子的吸附親和力。一般來說，離子在土壤中的吸附親和力具有下述的規律：

（1）高價離子比低價離子具有更高的吸附親和力。例如，Al³⁺＞Mg²⁺＞Na⁺；＞。這是因為離子交換反應從本質上說是一個靜電吸引過程，離子價越高，所受到的靜電吸引力就越大，它就越容易被吸附劑所吸附。

（2）同價離子的吸附親和力隨著離子水化半徑的減小而增大。例如，Ca²⁺＞Mg²⁺＞Be²⁺；＞K⁺＞Na⁺＞Li⁺。這是因為離子的水化半徑越小，它越容易接近固體表面，從而也就越易於被固體所吸附。

Deutsch（1997）根據Appelo和Postma（1994）的資料，對二價陽離子的吸附親和力進行了研究，他所得到了吸附親和力順序如下：

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在常見的天然地下水系統中，Ca²⁺和Mg²⁺通常為地下水中的主要陽離子，它們在水溶液中相對較高的含量將使其成為含水層顆粒表面的主要吸附離子，盡管一些微量元素可能更緊密地被吸附在含水層顆粒表面上。但在污染地下水系統中，若吸附親和力更強的Pb²⁺和Ba²⁺的含量與Ca²⁺、Mg²⁺的含量在同一水平上，則含水層顆粒表面的主要吸附離子將變為Pb²⁺和Ba²⁺，這將大大地影響Pb²⁺和Ba²⁺在地下水中的遷移能力。

綜合來講，陽離子和陰離子的吸附親和力順序分別為（何燧源等，2000）：

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可見，陽離子中Li⁺和Na⁺最不易被吸附，陰離子中Cl^-和最不易被吸附。

離子交換對地下水質產生重要影響的一種常見情況就是海水入侵到淡水含水層中。當在沿海地帶大量抽取含水層中的淡水時，海水將對含水層進行補給。初始狀態下含水層顆粒表面吸附的主要是Ca²⁺和Mg²⁺，海水中的主要陽離子為Na⁺，陰離子為Cl^-。這樣入侵的海水將導致含水層中發生下述的陽離子交換反應：

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由於Cl^-通常不易被吸附，也不參與其他的水岩作用過程。所以相對於Cl^-來說，該過程將使得Na⁺的遷移能力降低。

地下水系統中另一種常見的情況與上述過程相反，這就是Ca²⁺置換被吸附的Na⁺，反應式如下：

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人們在大西洋沿岸的砂岩含水層（Zack and Roberts，1988；Knobel and Phillips，1988）以及北美西部的沉積盆地中（Thorstenson等，1979；Henderson，1985）均發現了這種天然的軟化過程。該反應發生的前提條件是：含水層中含有碳酸鹽礦物，CO₂的分壓較高，含水層顆粒中含有大量的可交換的Na⁺。

❹ 電鍍污水處理畢業設計

我最近也要在做的，我們討論下：

電鍍廢水文獻綜述
設計要求：（1）水質：銅離子30mg/L，六價鉻25mg/L，鋅離子12mg/L，鎳離子16mg/L，氰8mg/L，其他微量，鉛等，Ph4.5
（2）處理要求：執行《污水綜合排放標准》（GB8978-1996）一級標
中文摘要: 電鍍行業的廢水量在整個工業系統廢水中雖然所佔比重較小,但電鍍廢水含有氰化物、酸、鹼以及六價鉻、銅、鎳、鋅、鎘等金屬污染物,對環境有嚴重的危害,因此,國內外對這類廢水積極的展開了治理方法的研究與應用。本文在吸取微電解和生物吸附處理重金屬離子廢水的優點以及已有實驗對單一重金屬離子廢水進行處理的基礎上,確定了使用微電解—生物膜復合工藝對實際電鍍廢水進行處理。
關鍵詞：含鉻廢水 處理 還原
英文摘要: The plating wastewater with cyanide, acid, alkali and heavy metal ions such as chromium, copper, nickel, zinc, cadmium etc. has appeared to be environmental serious damage despite its small quantity proportion in all through the instrial wastewater. For the moment, the research and application of the wastewater treatment has commenced forwardly in domestic and overseas. In this paper, micro-electrolysis and biological lessons Absorption of Heavy Metal Ions wastewater treatment, as well as have the experimental advantage of heavy metal ions on a single wastewater treatment on the basis of determining the use of micro-electrolysis – biofilm composite plating process on the actual wastewater treatment.
Keywords: Electroplating wastewater， treatment，restore

鉻在水環境中的存在形態主要是三價鉻（Cr(Ⅲ)和六價鉻（Cr(Ⅵ)），它們在水體中的遷移轉化有一定的規律性。Cr(Ⅲ)主要被吸附在固體物質上面而存在於沉積物中；Cr(Ⅵ)多溶於水中，而且是穩定的，只有在厭氧的情況下，才還原為Cr(Ⅲ)。鉻的毒性與其存在狀態有關，通常認為Cr(Ⅵ)的毒性遠比Cr(Ⅲ)大[1]。在電鍍含鉻廢水中，Cr(Ⅵ)是主要的特徵污染物。
1 Cr(Ⅵ)污染的來源
Cr(Ⅵ)化合物，是冶金工業、金屬加工電鍍、製革、顏料、紡織品生產、印染以及化工等行業必不可少的原料，這些工業分布點多面廣，每天排放出大量含鉻廢水，這些廢水的排放可造成水體和土壤的污染直接影響人類飲用水的衛生狀況。WHO所規定的飲用水中Cr(Ⅵ)的含量標准為1～2μmol/L[2]，國內有不少地方的飲用水由於受到工業廢水的污染或因地質背景所致使生活飲用水中Cr(Ⅵ)含量嚴重超標。

2 含Cr(VI)污水的處理技術
通過查資料，電鍍工業含鉻廢水的處理最常用的方法有還原法、電解法，工藝成熟，運行效果好。但是近來又有很多其他的方法被研究出來，綜合比較會發現這些方法也各有優缺點。作為新方法，他們自有借鑒之處。
2.1還原沉澱法
化學沉澱法處理電鍍含Cr(Ⅵ)廢水，一種是通過還原法，把Cr(Ⅵ)還原成Cr(Ⅲ)，然後沉澱；另一種是用鋇鹽，使鉻酸根生成鉻酸鋇沉澱。袁智斌[3]通過建調節池，使含鉻廢水經調節池後進入還原池，在還原池通過加H2SO4控制pH值在2.5～3投加NaHSO3，將Cr(Ⅵ)還原成Cr(Ⅲ)，並在反應池通過投加NaOH形成Cr(OH)3沉澱。竇秀冬等[4]通過研究比較，發現通過還原-沉澱法Cr去除率均達到99%以上，MgO的鉻泥沉降性能非常優越，NaOH和CaO中摻入部分MgO可以較大地改善所生成鉻泥的性能，最佳投葯量以投加後pH≈8.3為宜。鄭新卿[5]對還原-沉澱法處理含鉻廢水工藝步驟、固-液分離後的上清液和沉降污泥Cr(Ⅵ)含量以及Cr(Ⅲ)-Cr(Ⅵ)之間的形態轉化相關性進行研究和分析，提出要特別注意控制含鉻污水中鉻反彈及全過程處理的完整性。

2.2電解法沉澱過濾
1.工藝流程概況
電鍍含鉻廢水首先經過格柵去除較大顆粒的懸浮物後自流至調節池， 均衡水量水質， 然後由泵提升至電解槽電解，在電解過程中陽極鐵板溶解成亞鐵離子，在酸性條件下亞鐵離子將六價鉻離子還原成三價鉻離子，同時由於陰極板上析出氫氣，使廢水pH 值逐步上升，最後呈中性。此時Cr3+ 、Fe3+ 都以氫氧化物沉澱析出，電解後的出水首先經過初沉池，然後連續通過（廢水自上而下）兩級沉澱過濾池。一級過濾池內有填料：木炭、焦炭、爐渣；二級過濾池內有填料：無煙煤、石英砂。污水中沉澱物由過濾池填料過濾、吸附，出水流入排水檢查井。而後通過泵進入循環水池作為冷卻用水。過濾用的木炭、焦炭、無煙煤、爐渣定期收集在鍋爐房摻燒。
2.主要設備
調節池1座；初沉池1座、沉澱過濾池2座；循環水池1 座；電源控制櫃、電解槽、電解電源、電解電壓1套；水泵5台。
3.結果與分析
某電鍍廠電鍍廢水處理設備在正常工況條件下，間隔不同的時間多次取樣。
電鍍含鉻廢水採用電解法沉澱過濾工藝處理後全部回用，過濾池內填料定期集中於鍋爐房摻燒，達到了綜合治理電鍍含鉻廢水的目的。
該處理技術雖然運行可靠，操作簡單，但應注意幾個方面：
a）需要定期更換極板；
b）在一定的酸性介質中，氫氧化鉻有被重新溶解的可能；
c）沉澱過濾池內的填料必須定期處理，焚燒徹底，否則會引起二次污染。由此可見，對處理設施加強管理非常重要。
4.結論
1）該處理工藝對電鍍含鉻廢水治理徹底，過濾池內填料定期統一處理，不會引起二次污染；處理後清水全部回用，可節省水資源，具有明顯的經濟效益。
2）該工藝投資較小，技術成熟，運行穩定可靠，操作方便，易於管理，適應於不同規模的電鍍生產企業。

2.3吸附法
吸附法是利用多孔性固態物質吸附水中污染物來處理廢水的一種常用方法。吸附法的關鍵技術是吸附劑的選擇，目前工業應用中最常用的吸附劑是活性炭，活性炭吸附容量大，對Cr(Ⅵ)陽離子也具有較強還原作用[6]，用20%硫酸溶液浸泡後，Cr(Ⅵ)去除率達91.6%，易於再生[7]。Valix等[8]研究了活性炭表面的雜環原子（如S、N、O、H等）以及活性炭的結構特性對吸附Cr(Ⅵ)的影響，認為雜環原子輔助活性炭起還原劑作用，提高活性炭吸附鉻酸根離子，此外提高活性炭的總表面積有助於提高吸附容量和取出Cr(Ⅵ)。
活性炭雖然性能優良，但我國活性炭產量少，價格較昂貴，限制了它們在一些經濟不發達地區和一些行業的使用，因此，又開發出來了許多類型的吸附劑，一類是利用工農業廢棄物做吸附劑，以廢治廢，不僅吸附效果好，還具有價格低，來源廣的優點。李鑫金等[9]用活化赤泥處理含鉻廢水，處理含Cr(III)濃度在300 mg/L以下廢水，去除率可達99%以上；處理含Cr(Ⅵ)廢水，先加入硫酸亞鐵還原，同樣可使Cr(Ⅵ) 濃度在300 mg/L以下廢水處理後達到國家標准。馬少健等[10]利用鋼渣吸附Cr(III)，去除率可達99%以上，同時可去除廢水中94%以上的Pb2+。蔣艷紅等[11]研究了高爐渣對鉻離子的吸附特性，在pH4～12范圍內高爐渣對Cr(III)去除率可達97%以上，對Cr(Ⅵ)需加硫酸亞鐵還原再處理。Hu等[12]研究了磁赤鐵礦納米顆粒吸附Cr(Ⅵ)，吸附容量可與活性炭相比，不受其他共存離子的影響，易於再生，可用於回收廢水中的Cr(Ⅵ)。程永華等[13]研究了殼聚糖高效吸附含鉻廢水，在強酸下殼聚糖對Cr(Ⅵ)吸附速度較快，在弱酸下殼聚糖對Cr(Ⅲ)吸附有利，通過控制pH值分段吸附，可有效除去廢水中的鉻含量。
另一類是用改性材料作為吸附劑，由於一些天然材料（或廢棄物）的吸附效果不理想，許多學者就對它們進行改性，目前有許多這方面的報道。韓毅等[14]以氯化鐵為改性劑製得改性赤泥，任乃林等[15]用木屑經酸化、與8-羥基喹啉金屬絡合劑浸泡處理製得改性木屑，馬小隆等[16]用無機酸對鈣基膨潤土進行活化改性，Li等[17]用氯化鐵改性汽爆秸稈吸附Cr(Ⅲ)，隋國舜等[18]研究了低聚合羥基鐵離子-蛭石復合體對Cr(Ⅵ)的吸附，結果都表明了改性後的吸附劑對Cr(Ⅵ)吸附能力明顯提高，廢水中Cr(Ⅵ)去除能力更強。

2.4其他國內外含鉻廢水處理方法的研究進展
1.1 生物法
生物法治理含鉻廢水，國內外都是近年來開始的。生物法是治理電鍍廢水的高新生物技術，適用於大、中、小型電鍍廠的廢水處理，具有重大的實用價值，易於推廣。國內外對SRB菌（硫酸鹽還原菌）、SR系列復合功能菌、SR復合能菌、脫硫孤菌、脫色桿菌（Bac.Dechromaticans）、生枝動膠菌（Zoolocaramigera）、酵母菌、含糊假單胞菌、熒光假單胞菌、乳鏈球菌、陰溝腸桿菌、鉻酸鹽還原菌等進行研究，從過去的單一菌種到現在多菌種的聯合使用，使廢水的處理從此走向清潔、無污染的處理道路。將電鍍廢水與其它工業廢棄物及人類糞便一起混合，用石灰作為凝結劑，然後進行化學—凝結—沉積處理。研究表明，與活性的淤泥混合的生物處理方法，能除去Cr6+和Cr3+，NO3氧化成NO3-.已用於埃及輕型車輛公司的含鉻廢水的處理。
生物法處理電鍍廢水技術，是依靠人工培養的功能菌，它具有靜電吸附作用、酶的催化轉化作用、絡合作用、絮凝作用、包藏共沉澱作用和對pH值的緩沖作用。該法操作簡單，設備安全可靠，排放水用於培菌及其它使用；並且污泥量少，污泥中金屬回收利用；實現了清潔生產、無污水和廢渣排放。投資少，能耗低，運行費用少。
1.2 膜分離法
膜分離法以選擇性透過膜為分離介質，當膜兩側存在某種推動力（如壓力差、濃度差、電位差等）時，原料側組分選擇性透過膜，以達到分離、除去有害組分的目的。目前，工業上應用的較為成熟的工藝為電滲析、反滲透、超濾、液膜。別的方法如膜生物反應器、微濾等尚處於基礎理論研究階段，尚未進行工業應用。電滲析法是在直流電場作用下，以電位差為推動力，利用離子交換膜的選擇透過性，從而使廢水得到凈化。反滲透法是在一定的外加壓力下，通過溶劑的擴散，從而實現分離。超濾法也是在靜壓差推動下進行溶質分離的膜過程。液膜包括無載體液膜、有載體液膜、含浸型液膜等。液膜分散於電鍍廢水時，流動載體在膜外相界面有選擇地絡合重金屬離子，然後在液膜內擴散，在膜內界面上解絡，重金屬離子進入膜內相得到富集，流動載體返回膜外相界面，如此過程不斷進行，廢水得到凈化。膜分離法的優點：能量轉化率高，裝置簡單，操作容易，易控制、分離效率高。但投資大，運行費用高，薄膜的壽命短。主要用於回收附加值高的物質，如金等。
電鍍工業漂洗水的回收是電滲析在廢液處理方面的主要應用，水和金屬離子可達到全部循環利用，整個過程可在高溫和更廣的pH值條件下運行，且回收液濃度可大大提高，缺點為僅能用於回收離子組分。液膜法處理含鉻廢水，離子載體為TBP（磷酸三丁酯），Span80為膜穩定劑，工藝操作方便，設備簡單，原料價廉易得。也有選用非離子載體，如中性胺，常用Alanmine336（三辛胺），用2%Span80作表面活性劑，選用六氯代1，3-丁二烯（19%）和聚丁二烯（74%）的混合物作溶劑，分離過程分為：萃取、反萃等步驟。近來，微濾也有用於處理含重金屬廢水，可去除金屬電鍍等工業廢水中有毒的重金屬如鎘、鉻等。
1.3 黃原酸酯法
70年代，美國研製成新型不溶重金屬離子去除劑ISX，使用方便，水處理費用低。ISX不僅能脫除多種重金屬離子，而且在酸性條件下能將Cr6+還原為Cr3+，但穩定性差。不溶性澱粉黃原酸酯脫除鉻的效果好，脫除率>99%，殘渣穩定，不會引起二次污染。鍾長庚等人用稻草代替澱粉製成稻草黃原酸酯，處理含鉻廢水，鉻的脫除率高，很容易達到排放標准。研究者認為稻草黃原酸酯脫除鉻是黃原酸鉻鹽、氫氧化鉻通過沉澱、吸附幾種過程共同起作用，但黃原酸鉻鹽起主要作用。此法成本低，反應迅速，操作簡單，無二次污染。
1.4 光催化法
光催化法是近年來在處理水中污染物方面迅速發展起來的新方法，特別是利用半導體作催化劑處理水中有機污染物方面已有許多報道。以半導體氧化物（ZnO/TiO2）為催化劑，利用太陽光光源對電鍍含鉻廢水加以處理，經90min太陽光照（1182.5W/m2），使六價鉻還原成三價鉻，再以氫氧化鉻形式除去三價鉻，鉻的去除率達99%以上。
1.5 槽邊循環化學漂洗
這一技術由美國ERG/Lancy公司和英國的Ef fluentTreatmentLancy公司開發，故也叫Lancy法。它是在電鍍生產線後設回收槽、化學循環漂洗槽及水循環漂洗槽各一個，處理槽設在車間外面。鍍件在化學循環漂洗槽中經低濃度的還原劑（亞硫酸氫鈉或水合肼）漂洗，使90%的帶出液被還原，然後鍍件進入水漂洗槽，而化學漂洗後的溶液則連續流回處理槽，不斷循環。加鹼沉澱系在處理槽中進行，它的排泥周期很長。廣州電器科學研究所開發了分別適用於各種電鍍廢水的三大類體系的槽邊循環化學漂洗處理工藝，水回用率高達95%、具有投葯少、污泥少且純度高等優點。有時，用槽邊循環和車間循環相結合。
1.6 水泥基固化法處理中和廢渣
對於暫時無法處理的有毒廢物，可以採用固化技術，將有害的危險物轉變為非危險物的最終處置辦法。這樣，可避免廢渣的有毒離子在自然條件下再次進入水體或土壤中，造成二次污染。當然，這樣處理後的水泥固化塊中的六價鉻的浸出率是很低的。
2、電鍍含鉻廢液及污泥的綜合利用
由於電鍍含鉻老化廢液有害物質含量高，成分復雜，在綜合利用之前應對各種廢液進行單獨和分類處理。對於鍍鋅鈍化液、銅鈍化液及含磷酸的鋁電解拋光液均用酸鹼調節pH；對於陰離子交換樹脂，只需將它變為Na2CrO4即可。
2.1 利用鉻污泥生產紅礬鈉
在高溫鹼性條件介質Na2CrO4中三價鉻可被空氣氧化為Na2Cr2O7，同時污泥中所含的鐵、鋅等轉化為相應的可溶鹽NaFeO2、Na2ZnO2.用水浸取鹼熔體時，大部分鐵分解為Fe（OH）3沉澱而除去。將濾液酸化至pH<4，Na2CrO4即轉變為Na2Cr2O7，利用Na2SO4與Na2Cr2O7溶解度差異，分別結晶析出。採用高溫鹼性氧化鉻污泥制紅礬鈉的條件是n（Na2CO3）∶n（Cr2O3）=3.0∶1.0，溫度780℃，時間2.5h，鉻的轉化率在85%以上。
2.2 生產鉻黃
利用純鹼作沉澱劑去除電鍍廢液中的雜質金屬離子，再利用凈化後的電鍍廢液替代部分紅礬鈉生產鉛鉻黃。電鍍液加入Na2CO3飽和液後，調整pH至8.5～9.5.進行過濾，濾液備用。在鹼性條件下將濾渣中的Cr3+用H2O2氧化為Cr6+，再經過濾，濾液與上述濾液混合。將濾液與硝酸鉛溶液和助劑，在50～60℃反應1h，然後經過濾、水洗，洗去氯根、硫酸根以及其它部分可溶性雜質，再經乾燥粉碎即得成品鉛鉻黃。利用電鍍廢液生產鉛鉻黃，不僅解決了污染問題，而且使電鍍廢液中的鉻得到了回收利用。據估算，按年處理電鍍廢液200t，年平均回收18t紅礬鈉，可實現年創收4萬余元。效益可觀。
2.3 生產液體鉻鞣劑及皮革鞣劑鹼式硫酸鉻
含鉻廢液先用氫氧化鈉去除金屬離子雜質，控制pH=5.5～6.0，然後過濾，濾液待用，污泥用鐵氧體無害化處理。然後，在濾液中投加還原劑葡萄糖，使Na2Cr2O7還原為Cr（OH）SO4，在100℃條件下，進一步聚合，當鹼度為40%時，分子式為4Cr（OH）3.3Cr2（SO4）3，即為鉻鞣劑。河北省無極縣某皮革廠就是利用電鍍含鉻廢水生產液體鉻鞣劑。按每天生產5t液體鉻鞣劑，每天可得利潤為6000餘元。可見利用含鉻廢液生產鉻鞣劑的經濟效益是十分顯著的。另外，可將含鉻的污泥與碳粉混合，在高溫下煅燒，從而可製得金屬鉻。因為含鉻污泥是電鍍車間污泥的主要品種，根據電鍍處理方法不同，污泥的回收利用也不同。
電解法污泥：
（1）做中溫變換催化劑的原料；
（2）做鐵鉻紅顏料的原料。
化學法的污泥：
（1）回收氫氧化鉻；
（2）回收三氧化二鉻拋光膏。鐵氧體污泥做磁性材料的原料等等。
3、結束語
以上介紹的含鉻廢水的處理方法及其資源化利用，有的已經實現了工業化，有的尚處於實驗室基礎研究階段。在實際使用過程中並不一定限定於上述的處理方法，也可將上述的幾種處理方法一起使用。從環保角度出發，人們將擯棄傳統的化學法，而選擇微生物法、膜分離法等。微生物法將代表21世紀電鍍含鉻廢水處理方法的發展趨勢，可以預計在不久的將來，微生物法會得到更為廣泛的應用。

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❺ 離子交換的水處理中的應用

EDI(Electro-de-ionization)是一種將離子交換技術、離子交換膜技術和離子電遷移技術(電滲析技術)相結合的純水製造技術。該技術利用離子交換能深度脫鹽來克服電滲析極化而脫鹽不徹底,又利用電滲析極化而發生水電離產生H和OH離子實現樹脂自再生來克服樹脂失效後通過化學葯劑再生的缺陷,是20世紀80年代以來逐漸興起的新技術。經過十幾年的發展,EDI技術已經在北美及歐洲占據了相當部分的超純水市場。
EDI裝置包括陰/陽離子交換膜、離子交換樹脂、直流電源等設備。其中陰離子交換膜只允許陰離子透過,不允許陽離子通過,而陽離子交換膜只允許陽離子透過,不允許陰離子通過。離子交換樹脂充夾在陰陽離子交換膜之間形成單個處理單元,並構成淡水室。單元與單元之間用網狀物隔開,形成濃水室。在單元組兩端的直流電源陰陽電極形成電場。來水水流流經淡水室,水中的陰陽離子在電場作用下通過陰陽離子交換膜被清除,進入濃水室。在離子交換膜之間充填的離子交換樹脂大大地提高了離子被清除的速度。同時,水分子在電場作用下產生氫離子和氫氧根離子,這些離子對離子交換樹脂進行連續再生,以使離子交換樹脂保持最佳狀態。EDI裝置將給水分成三股獨立的水流:純水、濃水、和極水。純水(90%-95%)為最終得到水,濃水(5%-10%)可以再循環處理,極水(1%)排放掉。圖2表示了EDI的凈水基本過程。
EDI裝置屬於精處理水系統,一般多與反滲透(RO)配合使用,組成預處理、反滲透、EDI裝置的超純水處理系統,取代了傳統水處理工藝的混合離子交換設備。EDI裝置進水要求為電阻率為0.025-0.5MΩ·cm,反滲透裝置完全可以滿足要求。EDI裝置可生產電阻率高達15MΩ·cm以上的超純水。 EDI裝置不需要化學再生,可連續運行,進而不需要傳統水處理工藝的混合離子交換設備再生所需的酸鹼液,以及再生所排放的廢水。其主要特點如下:
EDI的凈水基本過程
·連續運行,產品水水質穩定
·容易實現全自動控制
·無須用酸鹼再生
·不會因再生而停機
·節省了再生用水及再生污水處理設施
·產水率高(可達95%)
·無須酸鹼儲備和酸鹼稀釋運送設施
·佔地面積小
·使用安全可靠,避免工人接觸酸鹼
·降低運行及維護成本
·設備單元模塊化,可靈活的組合各種流量的凈水設施
·安裝簡單、費用低廉
·設備初投資大 EDI裝置與混床離子交換設備屬於水處理系統中的精處理設備,下面將兩種設備在產水水質、投資量及運行成本方面進行比較,來說明EDI裝置在水處理中應用的優越性。
(1)產品水水質比較
EDI裝置是一個連續凈水過程,因此其產品水水質穩定,電阻率一般為15MΩ·cm,最高可達18MΩ·cm,達到超純水的指標。混床離子交換設施的凈水過程是間斷式的,在剛剛被再生後,其產品水水質較高,而在下次再生之前,其產品水水質較差。
(2)投資量比較
與混床離子交換設施相比EDI裝置投資量要高約20%左右,但從混床需要酸鹼儲存、酸鹼添加和廢水處理設施及後期維護、樹脂更換來看,兩者費用相差在10%左右。隨著技術的提高與批量生產,EDI裝置所需的投資量會大大的降低。另外,EDI裝置設備小巧,所需廠房遠遠小於混床。
(3)運行成本比較
EDI裝置運行費用包括電耗、水耗、葯劑費及設備折舊等費用,省去了酸鹼消耗、再生用水、廢水處理和污水排放等費用。
在電耗方面,EDI裝置約0.5kWh/t水,混床工藝約0.35kWh/t水,電耗的成本在電廠來說是比較經濟的,可以用廠用電的價格核算。
在水耗方面,EDI裝置產水率高,不用再生用水,因此在此方面運行費用低於混床。
至於葯劑費和設備折舊費兩者相差不大。
總的來說,在運行費用中,EDI裝置噸水運行成本在2.4元左右,常規混床噸水運行成本在2.7元左右,高於EDI裝置。因此,EDI裝置多投資的費用在幾年內完全可以回收。 EDI裝置屬於水精處理設備, 具有連續產水、水質高、易控制、佔地少、不需酸鹼、利於環保等優點, 具有廣泛的應用前景。隨著設備改進與技術完善以及針對不同行業進行優化, 初投資費用會大大降低。可以相信在不久的將來會完全取代傳統的水處理工藝中的混合 。
控制氮含量的方法（4種）：生物硝化-反硝化（無機氮延時曝氣氧化成硝酸鹽，再厭氧反硝化轉化成氮氣）；折點氯化（二級出水投加氯，到殘余的全部溶解性氯達到最低點，水中氨氮全部氧化）；選擇性離子交換；氨的氣提（二級出水pH提高到11以上，使銨離子轉化為氨，對出水激烈曝氣，以氣體方式將氨從水中去除，再調節pH到合適值）。每種方法氮的去除率均可超過90%。

❻ 什麼是EDI

EDI的定義至今沒有一個統一的標准，但是有3個方面是相同的
1、資料用統一的標准
2、利用電信號傳遞信息
3、計算機系統之間的連接
聯合國標准化組織將 EDI描述成「將商業或行政事務處理按照一個公認的標准，形成結構化的事務處理或報文數據格式，從計算機到計算機的電子傳輸方法

❼ 質量作用方程

1.陽離子吸附親和力

Deutsch（1997）根據Appelo和Postma（1993）的資料，對二價陽離子的吸附親和力進行了研究，得到的吸附親和力順序如下：

Pb²⁺＞Ba²⁺≈Sr²⁺＞Cd²⁺＞≈Zn²⁺≈Ca²⁺＞Mg²⁺≈Ni²⁺≈Cu²⁺＞Mn²⁺＞Fe²⁺≈Co²⁺

在常見的天然地下水系統中，Ca²⁺和Mg²⁺通常為地下水中的主要陽離子，它們在水溶液中相對較高的含量將使其成為含水層顆粒表面的主要吸附離子，盡管一些微量元素可能更緊密地被吸附在含水層顆粒表面上，但在污染地下水系統中，若吸附親和力更強的Pb²⁺和Ba²⁺的含量與Ca²⁺、Mg²⁺的含量近似，則含水層顆粒表面的主要吸附離子將變為Pb²⁺和Ba²⁺，這將大大地影響Pb²⁺和Ba²⁺在地下水中的遷移能力。

綜合來講，陽離子和陰離子的吸附親和力順序分別為（何燧源等，2000）：

水文地球化學基礎

可見，陽離子中Li⁺和Na⁺最不易被吸附，陰離子中Cl^—和

最不易被吸附。上述排序並不是絕對的，因為陽離子交換服從質量作用定律，所以吸附親和力很弱的離子，只要濃度足夠大，也可以交換吸附親和力很強而濃度較小的離子。

2.陽離子交換質量作用方程

（1）陽離子交換平衡常數

按質量作用定律，陽離子交換反應可表示為：

水文地球化學基礎

式中：K_A—B為陽離子交換平衡常數；A和B為水中的離子；AX和BX為吸附在固體顆粒表面的離子；方括弧表示活度。

陽離子交換反應，實際是一個吸附—解吸過程。以Na—Ca交換為例，其交換反應方程為：

水文地球化學基礎

在地下水系統中，Na—Ca交換是一種進行得最廣泛的陽離子交換。例如，海水入侵過程存在著典型的離子交換。當在沿海地帶大量抽取含水層中的淡水時，海水將對含水層進行補給。初始狀態下含水層顆粒表面吸附的主要是Ca²⁺和Mg²⁺，海水中的主要陽離子為Na⁺，陰離子為Cl^—。海水入侵將導致含水層中發生下述陽離子交換反應：

水文地球化學基礎

由於Cl^—通常不易被吸附，也不參與其他的水岩作用過程。所以相對於Cl^—來說，該過程將使Na⁺的遷移能力降低。

地下水系統中另一種常見的情況與上述過程相反，即淡水驅替海水時，Ca²⁺置換被吸附的Na⁺，反應式如下：

水文地球化學基礎

式（3—90）中各組分均為活度，水中的A和B離子活度可以按本章第一節所提供的方法求得，但如何求得被吸附的陽離子的活度，目前還沒有太滿意的解決辦法。Vanselow（1932）提出，規定被吸附離子的摩爾分數等於其活度。

（2）摩爾分數

某溶質的摩爾分數等於某溶質的摩爾數與溶液中所有溶質摩爾數和溶劑摩爾數總和之比。其數學表達式如下：

水文地球化學基礎

式中：x_B為B組分的摩爾分數，量綱為一；m_A為溶劑的摩爾數，mol；m_B，m_C，m_D…為溶質B，C，D…的摩爾數，mol。

按照上述摩爾分數的定義，AX和BX的摩爾分數的數學表達式為：

水文地球化學基礎

式中：x_A和x_B分別為被吸附離子A和B的摩爾分數；m_AX和m_BX分別為被吸附離子A和B的摩爾數，mol。

以摩爾分數代替被吸附離子A和B的活度。則式（3—90）的交換平衡表達式可寫成：

水文地球化學基礎

式中：

稱為選擇系數，其他符號含義同前。選擇系數已為許多學者應用。從理論上講，方程式（3—95）提供了一個預測陽離子交換反應對地下水陽離子濃度影響的有效方法。

理論上講，

基本是一個常數，但隨水的離子強度的改變，其值稍有變化。其數值的大小能說明各種離子在競爭吸附中優先吸附何種離子。如果

，說明B離子比A離子更易被吸附；反之，則相反。選擇系數方面的信息在文獻中已很普遍。

【例題3—12】在某地下水系統中，有含大量黏土礦物、具有明顯陽離子交換能力的地段，假定：

（1）該地段含水層的陽離子交換容量為100meq/100g，含水層中的交換性陽離子只有Ca²⁺和Mg²⁺，初始狀態下含水層顆粒中Ca²⁺、Mg²⁺的含量相等；

（2）在進入該地段之前，地下水中的Ca²⁺、Mg²⁺濃度相等，均為10^—3mol/L；

（3）含水層的孔隙度n為0.33，固體顆粒的密度p為2.65g/cm³；

（4）含水層中發生的陽離子交換反應為：

水文地球化學基礎

不考慮活度系數的影響，其平衡常數為：

水文地球化學基礎

試用陽離子交換平衡關系計算，當地下水通過該地段並達到新的交換平衡後，水溶液中及含水層顆粒表面Ca²⁺、Mg²⁺濃度的變化。

解：設達到新的交換平衡後，含水層顆粒中Ca²⁺的摩爾分數為y、水溶液中Ca²⁺的濃度為xmmol/L，則這時含水層顆粒中Mg²⁺的摩爾分數為1—y、水溶液中Mg²⁺的濃度為（2—x）mmol/L，故有：

水文地球化學基礎

整理得：

水文地球化學基礎

已知含水層的CEC為100meq/100g，因此對於二價陽離子來說，含水層顆粒可吸附的陽離子總量為50mmol/100g=0.5mmol/g。若用z表示達到交換平衡後1g含水層顆粒中Ca²⁺的含量，則有：

y=z/0.5 （3—98）

以式（3—98）代入式（3—97）得：

水文地球化學基礎

為了計算上述變化，需要對1L水所對應的含水層中Ca²⁺的質量守恆關系進行研究。已知含水層的孔隙度為0.33，顯然在這樣的含水層中，1L水所對應的含水層顆粒的體積為0.67/0.33（L），相應的含水層顆粒的質量為：

m=0.67/0.33×1000×2.65=5380.3g

故吸附作用前後1L水所對應的含水層中Ca²⁺的質量守恆關系為：

5380.3×0.25+1=5380.3×z+x （3—100）

式中：0.25為吸附作用前1g含水層顆粒中Ca²⁺的含量，mmol。

由式（3—100）可得：

x=1346—5380z （3—101）

將式（3—101）代入式（3—99）並整理得：

2152z²—3229.2z+673=0 （3—102）

求解得：z=0.25005mmol/g。

即交換平衡後，CaX=0.25005mmol/g。

而MgX=0.5—0.25005=0.24995mmol/g。

把z值代入式（3—101）可得：x=0.731mmol/L。

即交換平衡後，[Ca²⁺]=0.731mmol/L，[Mg²⁺]=2—0.731=1.269mmol/L。

由此可見，地下水通過該黏性土地段後，盡管Ca²⁺、Mg²⁺在含水層顆粒中的含量變化很小，但它們在地下水中的含量變化卻較大，Mg²⁺從原來的1mmol/L增加到了1.269mmol/L，Ca²⁺則從原來的1mmol/L減少到了0.731mmol/L，發生了離子交換。

❽ 鬱金香的介紹

鬱金香（學名：Tulipa gesneriana L.[1]）是百合科鬱金香屬 的多年生草本植物，具球莖。英文名為「Garden tulip」或「Didier's tulip」。鬱金香被廣泛認為原產於土耳其，是土耳其、荷蘭、匈牙利等國的國花。

葉3-5枚，條狀披針形至卵狀披針狀，花單朵頂生，大型而艷麗，花被片紅色或雜有白色和黃色，有時為白色或黃色，長5-7厘米，寬2-4厘米，6枚雄蕊等長，花絲無毛，無花柱，柱頭增大呈雞冠狀，花期4-5月。

鬱金香原產地中海沿岸及中亞細亞、土耳其等地 。由於地中海的氣候，形成鬱金香適應冬季濕冷和夏季乾熱的特點，具有夏季休眠、秋冬生根並萌發新芽但不出土，需經冬季低溫後第二年2月上旬左右（溫度在5℃以上）開始伸展生長形成莖葉，3～4月開花的特性。

鬱金香屬長日照花卉，性喜向陽、避風，冬季溫暖濕潤，夏季涼爽乾燥的氣候。8℃以上即可正常生長，一般可耐-14℃低溫。耐寒性很強，在嚴寒地區如有厚雪覆蓋，鱗莖就可在露地越冬，但怕酷暑，如果夏天來的早，盛夏又很炎熱，則鱗莖休眠後難於度夏。要求腐殖質豐富、疏鬆肥沃、排水良好的微酸性沙質壤土。

(8)大地牌陽離子交換樹脂擴展閱讀：

鬱金香常用分球和播種繁殖。

分球繁殖

當年栽植的母球經過一季生長後，在其周圍同時又能分生出1-2個大鱗莖和3-5個小鱗莖。可按種球大小分開種植，大球栽後當年可開花，小仔球培養1-2年也能開花。

播種繁殖

鬱金香的播種繁殖，多用於培育新品種。種子在蒴果成熟開裂前採收，沙藏到10月在室內盆播。保持濕潤，翌年春季才發芽。約3-4年開花。

❾ 膨潤土（Bentonite）

一、概述

膨潤土，又名膨土岩或斑脫岩，是以蒙脫石（也稱微晶高嶺石、膠嶺石）為主要成分的粘土岩——蒙脫石粘土岩。它是具有膨潤土物理性質的粘土的統稱，包括漂白土、斑脫土、膨土岩、酸性白土、活性粘土等。根據蒙脫石層間可交換陽離子的種類、含量將膨潤土劃分為鈉基膨潤土、鈣基膨潤土、漂白土三種。其中鈣基膨潤土包括鈣鈉基、鈣鎂基等膨潤土。

二、礦物性質

膨潤土的主要化學成分是SiO₂、Al₂O₃、Fe₂O₃、CaO、MgO和H₂O，此外還常含有Na₂O、K₂O等。根據SiO₂、Al₂O₃和H₂O所佔礦物中組分的比值可以確定膨潤土的質量。

膨潤土礦的顏色有白色、乳酪色、淺灰色、淡綠黃色、淺紅色、肉紅色、磚紅色、褐紅色、黑色、斑雜色等。油脂光澤、蠟狀光澤或土狀光澤。貝殼狀或鋸齒狀斷口。緻密塊狀，少量為鬆散土狀。硬度1～2，密度2～3g/cm³。由於原岩物質成分、蝕變程度、外來物質摻和的不同，膨潤土的礦物成分很復雜，大體上可分為粘土礦物和非粘土礦物兩類。粘土礦物主要為蒙脫石族礦物，並以蒙脫石-貝得石系列的礦物為主，此外還伴生有高嶺石、埃洛石、水鋁英石、綠泥石、水雲母等。非粘土礦物有蛋白石、石英、長石、火山玻璃、石膏、方解石、黃鐵礦、沸石及有機質等。沸石是膨潤土中常見的伴生礦物，有時含量高達10%～20%，它的存在對膨潤土的吸附催化等性能起促進作用。

膨潤土的工藝性能包括：①吸濕性和吸水膨脹，蒙脫石晶層間能吸附和放出水分子或有機分子，其含量增加，晶層間距就加大，表現為體積膨脹。②膨潤土在水介質中能分散成膠體懸浮液，具有一定的黏滯性、觸變性和潤滑性。它和水、泥或砂等細碎屑物質的摻和物，具有很高的可塑性和黏結性。高膨脹性的膨潤土能在水中形成極永久的乳濁或懸浮體。③有較強的陽離子交換能力，對各種氣體、液體、有機質有一定的吸附能力。

由於具有吸附性和陽離子交換性，膨潤土可以進行自然或人工的改型。蒙脫石晶層中可交換的各類陽離子具有較大的容量，並在一定范圍內可以形成穩定的狀態。幾乎所有的膨潤土礦床都存在自然改型的現象。如地表為鈣質膨潤土，而深部為鈉質或鈉-鈣質膨潤土，這是由於地表的Ca^2＋交換了膨潤土中的Na^＋。鈉基膨潤土比鈣基膨潤土或鈣鎂基膨潤土具有更優越的物化性質和工藝性能，所以具有更高的經濟價值。

三、用途

膨潤土作為黏結劑、懸浮劑、增強劑、增塑劑、增稠劑、觸變劑、絮凝劑、穩定劑、凈化脫色劑、填充劑、催化劑、載體等，可在冶金、機械製造、鑽探、石油化工、輕工、農牧林、建築工程等領域廣泛應用。

1）鑄造型砂黏結劑、快乾塗料：鈉基膨潤土具有很強的黏結性和可塑性、透氣性，故廣泛應用於濕模鑄造，鑄造表面光潔度好，落砂性強。

2）鐵礦球團黏結劑：鈉基膨潤土由於具有很強的黏結性和高溫穩定性，在鐵精礦粉中加入1%～2%的鈉基膨潤土，造粒乾燥後成球團，大幅提高高爐的生產能力。

3）鑽井泥漿：鈉基膨潤土泥漿具有失水量少、泥漿薄、含砂量少、密度低、黏度好、穩定性強、造壁能力好、鑽具回轉阻力小、鑽進效率高等優點，是不分散低固相優質泥漿的最佳粘土原料。

4）塗料：在塗料中作懸浮劑，可大大提高塗料的懸浮性、黏結性、塗刷性、耐水性。

5）食用油脫色脫脂：經酸化的活性膨潤土廣泛用於各種動、植物油的脫色去脂，性能優良，無毒。

6）石化工業：膨潤土具有優良的脫色性、可塑性、觸變性，在石油工業中被廣泛用於煉油催化劑、脫色劑、廢油再生劑等。

7）農葯：利用膨潤土的懸浮性、分散性，可作為水性農葯中的懸浮劑和粉劑農葯中的分散載體，效果良好，對農作物不會產生毒副作用。

8）農肥：利用膨潤土的黏結性將肥料製成顆粒肥，既提高農肥效力又可改良土壤。

9）建築：用於大壩防滲牆體材料，建築地基灌漿材料、防滲漏材料，如防水毯等。

10）紡織、絲綢印染：可代替澱粉作紡織紗漿粉、印染糊料等。

11）日化產品：利用膨潤土的吸附性、增稠性、增塑性等，可用於液固體洗滌產品，可軟化織物，增強洗滌效果。高純、高白膨潤土可用於牙膏研磨劑，其流動性、保濕性好。用於化妝品，具有去污、解毒、止癢、美容、保溫等性能。

12）食品工業：可用作啤酒澄清過濾劑，降低啤酒中的高分子蛋白質，延長保質期。

13）醫葯用品：利用膨潤土的強吸附性對若干毒品有解毒的作用，用於治癬葯物及其他葯物有一定的輔助療效。

14）污水處理：利用膨潤土的吸附性、分散性、懸浮性，可用於各類污水處理劑，有較強的污水處理能力。

值得注意的是，上述用途中很多膨潤土是經過鈉化的有機膨潤土。

四、地質特徵

蒙脫石為膨潤土的主要成分。蒙脫石主要由基性火成岩在鹼性環境中風化而成，也有的是海底沉積的火山灰分解後的產物。膨潤土的成礦與成礦母岩、構造條件、物理化學條件等有很大的關系。根據成礦物質的來源、成礦環境和成礦作用方式，膨潤土礦床的類型一般分為火山沉積型、風化殘積型和熱液型。

（一）火山沉積型膨潤土礦床

包含陸相火山沉積、海相火山沉積和準平原膠體凝聚三個亞型，是構造作用、火山作用和沉積作用結合的產物。產出時代主要集中在侏羅紀、白堊紀，三疊紀和第三紀地層中也有少量產出。礦層厚度穩定，礦石組分復雜。礦體一般呈層狀、似層狀產出。礦體厚度數十厘米至數米。陸相沉積亞型約為中國礦床數的60%，有代表性的礦床產地有浙江平山、遼寧黑山、安徽新潭、甘肅紅泉等。準平原膠體凝聚亞型一般為小型礦床，集中在四川和江漢盆地，如三台、仁壽等。海相沉積亞型規模大、品位較高，代表性產地為新疆柯爾鹼。礦石的主要粘土礦物為蒙脫石、伊利石、綠泥石、高嶺石、埃洛石等。蒙脫石含量一般40%～70%。伴生組分有斜發沸石、方解石、石英、長石、火山碎屑等。下面以浙江臨安平山膨潤土礦床為例說明其地質特徵。

浙江臨安平山膨潤土礦床屬於陸相火山沉積亞型，大地構造位置在江南古陸東側，吳興-昌化加里東隆起南緣中生代火山斷陷盆地內。鈉基膨潤土產於上侏羅統壽昌組中，由河、湖相火山碎屑、陸源碎屑及灰、泥質沉積層組成，其上為下白堊統橫山組，其下為上侏羅統黃尖組，均為不整合接觸。含礦岩系按沉積結構可劃分為3個一組的韻律，共有膨潤土礦10層，其中9層具有工業價值。主礦層（2）、（7）、（8）礦層，規模大、質量佳，呈層狀、似層狀產出，層位穩定，平均厚度分別為3.79 m、4.65 m、1.94 m，儲量約佔全礦區總儲量的83%。礦石主要組分為鈉基蒙脫石，次為斜發沸石、綠泥石、方解石、方沸石等，其他共生礦物有針鐵礦、黃鐵礦、螢石、水雲母、石英等。

岩層產狀平緩，傾角一般為10°～20°，只是盆地邊緣受斷裂繼承性活動的影響，岩層傾角變陡，可達50°～60°。整個盆地的沉積中心位於礦區西墅竹林橋附近。

（二）風化殘積型膨潤土礦床

成礦母岩為各種火山玻璃質熔岩和碎屑岩，經風化作用，殘積物中富集蒙脫石，再經後期成岩作用而形成膨潤土礦。成礦在相對低溫低壓的條件下進行。礦化深度一般位於潛水面附近，從幾十米至數百米深不等。由於含可溶性陽離子的水由上往下滲透，因此剖面上部蝕變作用相對較強，礦化程度相對較高。從上往下礦與母岩呈漸變關系。地表附近的礦石類型以鈣基膨潤土為主，比較深部才有鈉基膨潤土。這種類型的膨潤土礦層厚度大，層位穩定，質量較好，用途廣泛。下面以浙江餘杭縣仇山膨潤土礦床為例說明其地質特徵。

浙江餘杭縣仇山膨潤土礦床位於江南古陸東側，仇山-瓶窯斷陷盆地西南部。含礦岩系為晚侏羅世勞村組火山碎屑岩系，其上為下白堊統朝川組紅層不整合覆蓋，其下不整合於早侏羅世雜色砂礫岩之上。基底為寒武系—奧陶系。含礦岩系厚213～483 m，由5個火山噴發韻律組成，共含礦7層。Ⅰ、Ⅱ礦層為工業礦層，Ⅲ、Ⅳ礦層僅局部可達要求，Ⅴ—Ⅶ礦層不具工業價值。礦層或礦化層多賦存於每一韻律層的底部。主礦體呈透鏡狀、似層狀。玻屑熔結凝灰岩以火山灰流的形式進入淺水盆地的底部，冷凝成岩，經水解脫玻而轉化為膨潤土礦。

（三）熱液型膨潤土礦床

該類型有火山物質的岩漿期後熱液蝕變礦床和成岩後的熱液蝕變礦床。前者的熱液蝕變作用是由火成岩母岩中的流體引起的。礦化不均勻，蝕變完全則礦體厚度大，蝕變不完全則礦化零散，礦體呈囊狀和似層狀。成岩後的熱液蝕變作用與裂隙引導來的外部熱液有關。蝕變呈帶狀分布，母岩可以是流紋質熔岩、粗面質熔岩、流紋質凝灰岩、碎屑岩，也可以是安山-玄武質玢岩、酸性侵入岩。礦體呈瘤狀、脈狀及層狀。

熱液蝕變型礦床的規模大、中、小型皆有，儲量幾十萬噸至數千萬噸。我國這類礦床不太多，所佔儲量比例不大，已發現的礦床（點）屬鈣基膨潤土，部分為氫基膨潤土。代表性礦點在江蘇溧陽縣茶亭—平橋一帶，有11條礦脈。

五、礦床分布

我國的膨潤土90%為鈣基膨潤土。膨潤土礦產遍布全國23個省區，大型礦床20多個。大多數礦床集中在東北三省、東部沿海各省及新疆、四川、甘肅、河南、廣西等省區。主要礦區有：遼寧黑山、浙江臨安、浙江仇山、四川三台、甘肅酒泉、吉林雙陽、福建連城、吉林九台、山東濰縣湧泉、河南信陽、河北張家口、河北宣化、新疆托克遜礦等。我國主要膨潤土礦床分布見圖2-42-1。

圖2-42-1 中國主要膨潤土礦床分布示意圖

膨潤土礦的成礦時代主要在燕山期，其次是古生代及新生代。絕大部分礦床形成於侏羅紀及白堊紀，突出集中的時代是晚侏羅世—早白堊世。古生代礦床見於甘肅、新疆及貴州，例如新疆托克遜縣柯爾鹼為石炭系，甘肅金昌市紅泉為二疊系，貴州貴陽市二戈寨-黔陶礦床為上二疊統等。新生代礦床主要在陝西省，如洋縣膨潤土礦為中更新世；廣西的膨潤土礦床則為第三紀，如寧明和田東礦床。

六、可供資源

中國膨潤土礦資源非常豐富，預測資源量在70×10⁸t以上。種類齊全，既有鈣基膨潤土，又有鈉基膨潤土，此外還有氫基、鋁基、鈉鈣基和未分類的膨潤土。至2005年底，全國查明資源儲量29.20×10⁸t。最多的為廣西壯族自治區，佔全國總儲量的23.51%；其次是新疆維吾爾自治區，占總儲量的16.75%；依次還有內蒙古自治區，佔7.77%，江蘇省佔6.08%，河北省佔5.05%，安徽省佔4.67%，山東省佔4.35%，浙江省佔3.82%。

我國主要膨潤土礦區查明資源儲量的分布見表2-42-1。

表2-42-1 中國主要膨潤土礦床查明資源儲量的情況

（據國土資源部《全國礦產資源儲量通報》，2005）