浊度控制系统论文

浊度控制系统论文（精选7篇）

浊度控制系统论文 篇1

1 引言

在水厂的水处理系统中采用自动控制技术,不仅可以提高系统的性能、产率、可靠性,而且还可以增加系统的稳定性、降低操作成本、加快启动过程等。由于水处理过程是一较复杂的连续批量生产过程,即有现场设备的运行协调,又有大量的现场数据采集和处理,同时各功能单元地理位置分散,相互间由管道或管网互连,基于以上特点,现阶段要实现水处理自动化,最佳方案是采用P L C系统。针对控制要求,提出了以下位机P L C为控制中心,利用变频控制技术与现场总线技术构建现代化水厂生产网络控制系统的设计思想。

2 控制原理

以对黄河源水进行实地测量的数据为基础,通过对数据分析及计算建立数学模型,并根据数学模型的特点进行控制方案的确定。根据以往经验,一般生产过程多数都为一阶惯性加纯滞后系统,对此种系统仅采用PID控制就足以满足控制要求。且PID控制器的结构简单,容易被理解和实现,应用中不需要精确的系统模型的预先知识。它特别适用于过程的动态性能是良性的而且控制性能要求不高的情况也适用于负荷变化大、容量滞后较大、控制质量要求又很高的控制系统。通过利用P L C内部的控制模块其特有编程语言实现对加药量控制,从而控制源水浊度。

3 系统方案

对于中小型净化水厂工程设计,应考虑经济实惠,节约能源,结构简单,运转费低,易于管理等因素。通过净化流程,生产出符合国家饮用标准的卫生水[1]。经多方考证,借鉴东湾地区已建水厂的经验[2],结合近期黄河水体污染有所好转的现状和黄河水自身特点,择优选定水厂水处理方法为物化法,水处理工艺流程如下:提升水位→絮凝→澄清→消毒→加压五个环节,最终实现源水水质优化[3,4]。

该水处理工程主要是对水厂的生产流程实现全自动控制。黄河水源的工艺主要包括八大系统,即提升取水系统、Φ100米池、Φ25米池混凝系统、加药系统、虹吸氯站、反洗水系统、加压系统和加氯系统。根据整个控制水处理过程的工艺及流程特点,从可靠性、易维护性和经济性角度出发,根据集中操作管理、分散控制的思想,整个自动控制系统按照分布式系统结构分为三层:现场执行层、现场控制层(下位机)和中央控制层(操作站或上位机)。

根据整个水处理工艺流程,现场控制层采用了一台PLC(西门子SIMATIC S7-300系列)来实现加药房、加氯间、反洗站和加压站的控制,并通过通讯卡5611实现与上位机的数据通讯[5.6.7]。

由于本项目为黄河源水的初级处理,核心是实现迅速降低浊度,所以最佳的水处理工艺是采用物化法(无机絮凝剂)来实现控制要求。整个全自动絮凝剂投加控制系统以西门子S7-300 PLC为基础采用一套PID控制器进行自动控制即以沉淀池出口浊度为控制对象,絮凝剂投加量为调节手段,与加药流量回路构成串级动态负反馈的控制系统,药剂的流量随源水浊度的变化而变化。系统控制图和浊度控制系统图如图1、图2所示:

黄河水是高浊度水。所谓高浊度水是指浊度高或泥沙含量大的源水,黄河水浑浊的主要成份是黄土和细沙,其粒径最大为0.0861 mm,最小为0.0401 mm,平均为0.0522 mm,主要为粗分散颗粒(悬浮物)。根据控制对象的特点,采用串级PID来实现自动加药系统的控制。

该系统使得整个处理区的所有设备成为一个整体。管理人员能够在污水处理厂中央控制室中,通过PC机和键盘鼠标即可完成对整个污水厂的监控和管理,实现了人不在现场也可对现场运行状况了如指掌,并且及时的掌握和处理现场发生的各种状况。

4 模拟数据分析与结果

本文仅对源水的浊度进行控制研究,由于对黄河水源进行实地测量在实际条件上存在困难,我仅以一个澄清池加药系统为系统原型模拟实地数据进行数学建模。并采用由阶跃响应曲线来确定一阶滞后环节的特性参数。

静态放大系数K0=y(∞)/X0其中y(∞)是稳态值,X0是输入信号的阶跃量

y(t)’=y(t)/y(∞)为了计算方便,取y(t1)’=0.39,y(t2)=0.63,则可得:

计算出T0和以后,还应该在t3、t4、t5时刻对应的y(t)’曲线值进行比较,当与下列数值相近是为合格,即:

当t3<τ时y(t3)’=0

当t4=(0.8 T0+τ)时y(t4)’=0.55

当t5=(2 T0+τ)时y(t5)’=0.865

若标准曲线在t3、t4、t5时刻的值与上述各值相差较大,则说明误差太大,应该选用二阶惯性环节来近似。由阶跃响应曲线来确定二阶惯性环节的特性参数

静态放大系数K0=y(∞)/X0

读取y(t1)=0.4 y(∞),y(t2)=0.8 y(∞)分别对应的t1、t2的值,利用以下的计算公式计算T1、T2的值,即

二阶惯性环节适用于0.32〈t1/t2〈0.46的二阶被控过程,若t1/t2=0.32,则可用一阶环节近似,其时间常数为T0=(t1+t2)/2.12,若t1/t2=0.46,则可用二阶环节来近似,其时间常数为T0=T1=T2=(t1+t2)/(2*2.18),若t1/t2>0.46,则可用高于二阶的环节来近似。

用阶跃响应曲线法的模拟数据如下:

初值:75NTU时间间隔:1min

输入信号的阶跃量(X0):1 0 0 N T U

用一阶加滞后的环节近似

经查数据表:得t1=8.41(min)t2=11.97(min)

主控制量(浊度)数学模型为:

初值:30 mm3/s时间间隔:1min输入信号的阶跃量(X0):50 mm3/s

用一阶加滞后的环节近似

计算方法同上经计算得参数:K0=0.36

经查数据表:得t1=6.65(min)

副控制量(流量)数学模型为:

利用PID控制对模型进行调节,传递函数流程图及仿真图见下图3和图4所示,由图可知,副控制环(内环)Kp=18.75 Ti=0.0 Td=13.05,主控制环(外环)Kp=55.75 Ti=0.75 Td=0.0,可使系统达到理想的控制效果。

针对浊度的控制都是在P L C的程序中完成的。为实现加药自动控制,它采用数字PID控制程序。本系统采用S7-300PLC内部的SFB 41"CONT_C”连续控制功能模块。利用FC 105功能模块实现接受一个整型(IN),并将其转换为以工程单位表示的介于下限和上限(L O_L I M和H I_L I M)之间的实型值。S F B/F B"CONT_C"(连续控制器)在SIMATIC S7可编程逻辑控制器上使用,通过持续的输入和输出变量来控制工艺过程。在此仅列出一个PID算法的实现[7]。

加药子程序通过将反馈值与设定值之差送给FB41所用的数据块,并根据已设定好的参数值进行PID运算,理论上将设定值减去通过FC105转换过的采集值作为反馈值可得出相应加药量,但不符合实际。当采集值大于设定值时加药量需增加,但此时理论上计算的加药量为负值。为解决此问题设计者尝试了三种方法:1.将加药量通过编程转变为正值;2.将设定值与反馈值对调;3.将FB41模块中的参数Kp设为负值。从编程难易的角度来看,显然第三种方法最容易实现。最终采用第三种方法。

5 结束语

实现水处理自动化的目的是确保出水水质达到规定的标准,提高管理人员的劳动生产率、降低能源与物料消耗。

高质量的水处理系统,除具有准确的处理和合理系统结构外,还需要具备完备和可靠的控制功能,这是保证水处理过程准确性和可靠性的必要手段。过去,一般采用继电器控制来实现,但结构复杂、造价高、维护难,而且很难达到复杂的控制要求。本系统中采用可编程序控制器,用软件编程替代原来的继电器系统,可大大简化设计、降低投资、满足设计要求,而且维护方便。

该系统在软件设计中,作者根据水厂应用的物化法处理工艺原理和工艺过程,以沉淀池出口浊度为控制对象,絮凝剂投加量为调节手段,与加药流量回路构成串级动态负反馈的控制系统,药剂的流量随源水浊度的变化而变化。通过数学建模和仿真设定出最优控制参数,使系统满足快速准确响应、稳定性高、运行安全的控制要求。设计了水厂水处理自动控制系统,进而设计出整个物化区控制系统中各运行设备的运行时序,再应用PLC编程软件设计程序,通过PLC控制各运行设备按设计好的时序运行。该系统运行可靠、可维护性好、具有一定的灵活性,并能够实现对整个水厂的管理和自动监控,自动化程度高。

参考文献

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[4]廖常初.S7-300/400应用技术[M].北京.机械工业出版社,2006.1

[5]何建平.可编程控制器及其应用[M].重庆:重庆大学出版社.2004.7.1

[6]王永华.现代电气控制及PLC应用技术[M].北京:北京航空航天出版社,2003.9

[7]西门子(中国)有限公司自动化与驱动集团.西门子S7-300使用手册[Z].2004.8

水下低功耗浊度仪系统 篇2

当前, 我国正面临着水污染加重、生态环境恶化的窘况。据“新华网”报道:我国70%水体遭受污染, 75%的江河、湖泊遭受水体富营养化影响。污染物的排放量远远超过水环境的容量, 而水污染最直接表现之一就是水体的浑浊度。浊度仪可以检测水体的浑浊度, 因此浊度仪的研制对水体环境的监测具有重要而深远的意义。

国外浊度仪发展起步早, 技术也比较成熟, 特别是进入20世纪90年代以后, 国外的许多仪器仪表公司都推出了技术先进、性能优良的浊度仪, 目前已占据了我国主要市场。其主要代表有美国哈希公司生产的2100p型浊度仪, 德国WTW仪器公司的Turb355T355IR型便携式浊度仪, 英国ABBKent公司研制的4600型浊度仪[1,2,3]。这些浊度仪测量范围在0-1 100 NTU, 精度一般都在±2%, 测试值分辨率在0.01 NTU, 且能够长时间稳定工作, 但是其价格也是相当昂贵, 并且部分技术对我国是保密的。相对于国外来说, 国内的研究起步较晚, 其可靠性、灵敏度、稳定性相比国外同类产品也具有较大差距。国内大部分的同类产品, 其测量范围在0～1 000 NTU, 基本误差在±2.5%, 测试值分辨率在0.1 NUT左右, 且一般在水下工作时间短, 稳定性不高。

综上所知, 国内浊度仪发展虽然取得了一定的成绩, 但是与国外相比, 我国浊度仪整体水平有着明显的劣势, 其测量精度低, 工作时间短, 同时可靠性和稳定性也需要极大的提高。

基于以上原因, 基于MSP430F149[4]单片机, 本研究设计一种用于浊度测量的水下低功耗浊度仪。

1 浊度的测量原理

目前, 浊度探测方法有3大类:分光光度法、直接观测法、仪器观测法。其中分光光度法和直接观测法通过配比溶液进行浊度观测比对, 这两种方法测量精度低, 且不适合用于深海浊度检测。第3种仪器观测法按光接收方式进行分类, 可以分为透射法、散射法、透射-散射法。因为散射测量法具有高灵敏度且检测方便容易, 愈来愈适应于水下浊度的测量。其中散射浊度法按照入射光与反射光的夹角, 分为直角散射 (90°或270°) 、锐角散射 (<90°) 和钝角散射 (>90°) [5]。

本研究采用90°直角散射法作为测量原理, 其测量原理图如图1所示。

由丁锋尔效应 (Tyndall effect) 可知, 散射光强与液体的浊度成正比, 故本研究通过对散射光的测量就可以计算出浊度的大小, 即:

式中:Is—散射光强;I0—入射光强;V—每个粒子的体积;N—单位体积内粒子数目;λ—波长;L—探测器与被测样品间的距离;γ—粒子折射率;γ0—溶液折射率。

2 系统的总体电路设计

低功耗浊度仪的系统组成如图2所示。该系统由浊度信号的检测、滤波与放大、实时时钟控制、数据信号存储、信号的通讯传输等模块组成。其工作原理是:将采集到的浊度信号经过滤波和放大后, 输入到主控制器MSP430F149单片机自带的12位A/D转换模块中, 从而实现模拟信号和数字信号的转换[6]。与此同时, 主处理器将从实时时钟芯片中读取采样时间, 将上述数据编码通过SPI通讯模式储存到Flash芯片中。该系统通过控制LTC1385芯片来达到与外计算机的RS232通讯的目的, 实现采集浊度数据的任务。

系统的设计要求为该系统能够在水下连续工作20天以上, 便携轻巧, 电源供给不能使用体积过大的电池, 因此, 需要对系统进行低功耗设计, 来降低电能的消耗, 延长系统的使用时间。本研究通过硬件和软件两方面来实现对浊度仪的低功耗的设计。

2.1 硬件低功耗器件的选择

在电子元器件中, 同样功能的部件的低功耗差别却是非常大的, 经过分析比较本研究最终选取低功耗元器件, 作为系统的组成部分, 如表1所示。

2.2 软件低功耗设计

本研究所选用的浊度仪的数据采集和通信均采用中断方式, 充分发挥了芯片的休眠低功耗功能。一旦到达采集时间点, MSP430单片机将被中断, 从低功耗模式激发并开始工作, 之后单片机发出控制电平将电源芯片打开, 开始对系统供电。当完成数据采集任务后, 开关芯片和带开关功能的数字芯片将关闭, MSP430F149将进入LPM3低功耗模式, 当处于LMP3模式时, CPU中的CPU、MCLK、SMCLK、DCO模块处于休眠状态, 而ACLK模块处于活动状态。在浊度仪作为从机和主机进行RS232数据传输时, 该过程由主机发起, 浊度仪的USART模块直接接收来自主机的异步通信中断子程序, 通过这种方法降低了功耗的同时又简化了软件流程。最后当所有中断服务子程序结束时, 调用LPM3_EXIT函数, 让MSP430单片机退出低功耗模式并且再次循环, 进入主程序的处理中[7,8,9]。

3 水下低功耗浊度仪的机械壳体设计

低功耗浊度仪系统的机械壳体主要由耐压壳体、浊度探头两部分组成。其总体结构如图3所示。

1-压盖;2-探头镜片;3-光学测量探头;4-光敏二级管;5-红外发光二级管;6-圆柱筒壳体;7-MSP430主控制器;8-电池板;9-断面压盖;10-密封圈;11-六角螺栓

3.1 装置的壳体设计

系统工作于水下0～6 000 m, 抗压性和密封性则是在机械结构设计中最为重要的环节。为保证浊度仪能在高压环境下正常工作, 本研究对浊度仪的内压腔及端部进行了抗压设计, 圆柱筒壳体与两个端盖采用径向和轴向密封。壳体设计标准如表2所示。

3.1.1 壳体壁厚计算

屈服强度σ0.2=635 MPa, 取ns=2, 则[σ]s=635/2=317.5 MPa;

抗拉强度σb=1 080 MPa, 取nb=3, 则[σ]b=σb/ns≈360 MPa;

[σ]b>[σ]s, 许用应力[σ]=[σ]s=317.5 MPa, 焊接系数ε=1, 壁厚MPD/ (2[σ]ε-P) ≈6 mm, 腐蚀余量为1.5 mm, 加工余量为0.5 mm, 断面密封1 mm;

壁厚设计为M=8 mm;

耐压壳体外径D0=D+2M=54+2×8=70 mm。

3.1.2 端盖的设计

端盖厚度取平盖外径D1=100 mm。

3.1.3 壳体密封设计

本研究在探头一端采用螺纹密封, 且端面安装密封O圈。此外, 在另一端采用轴向密封方式, 端盖与腔体通过螺钉紧固, 通过端盖上的水密接插件实现电路腔与PC机的通信。

3.2 装置的探头设计

因浊度的测量采用直角散射法, 笔者在设计探头光学线路时, 让发光二极管与光敏二极管对称放置于浊度仪的两侧, 其入射光与反射光之间的夹角成90° (如图3所示) 。选材时要求要有一定的抗压能力, 且具有良好的光学性能, 本研究选择有机玻璃作为浊度仪透明窗口材料。

其化学性能为:

(1) 透光率92.8%以上;

(2) 电绝缘性能良好, 耐稀酸、碱、油脂;

(3) 软化温度大于135℃。

物理性能为:机械强度和韧性良好。

4 实验室浊度标定

本研究通过采用武汉沃特公司研制的WT-RCOT浊度仪对自制浊度仪进行了实验标定, WT-RCOT浊度仪的测量范围为0～2 000 NTU, 测量精度为2.5%。

本研究使用高岭土配置出了19种不同浊度的标准液[10], 让自制浊度仪和WT-RCOT浊度仪对标准液进行分别测量。根据标定测量数据, 并绘制出了标定曲线如图4所示。通过图4可知, 笔者所研制的浊度仪的线性度为0.993, 测量精度为2.6%。该装置能够满足精度设计指标要求。

5 钱塘江浊度测试

2012年9月25日, 笔者在钱塘江采用自制浊度仪进行了浊度测试, 测试图如图5所示, 由实验室标定可知浊度和电压成线性关系。在15:32～15:40左右系统处于待机状态, 未进入水中浊度显示较小;在15:40～15:43涨潮, 水中浊度迅速变大;在15:43～16:15, 潮水处于一波又一波的状态, 浊度的大小也在上下波动;16:15～18:35潮水慢慢退去, 泥沙也慢慢地沉淀到水底, 水中的浊度逐渐变小。

通过此次钱塘江河试, 测试结果表明, 该自制浊度仪能够用于水下浊度的现场测试。

6 结束语

基于国内浊度仪发展现状, 针对水下长时间浊度数据采集的问题, 笔者设计研制了一种水下低功耗浊度仪系统。

(1) 基于低功耗的设计原则, 笔者采用MSP430F149单片机为主控制器, 对其电路进行了精心设计, 经过分析、优化, 其电池能量足够提供系统在水下工作20天。

(2) 基于水深6 000 m的设计要求, 系统能够承受高压, 具有高的密封性能。本研究所得到的装置体积小、质量轻, 便携易用。

(3) 本研究对所研发的浊度仪系统在钱塘江进行了河试, 试验结果表明该浊度仪能够用于水下浊度的测试。

参考文献

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比值法浊度测量的探讨 篇3

1 浊度测量方法

对水质浊度的仪器测定目前有透射法和散射法两种基本方法。

1.1 透射法

透射法利用比尔-朗伯定律, 通过测量透过待测水样的光的强度, 计算出浊度值。采用线性元件进行光电转换后信号遵从式 (1) :

式中:A为电路常数, IT为透射光强, IO为入射光的强度, ε为入射光波长及微粒分布等相关的常数, T为水样浊度, L为透射光光程。

图1是采用透射法测试水样得出的输出特性曲线:

特性曲线证明了光电转换信号与浊度成对数关系, 并且S与T之间保持单调衰减关系, 即浊度越高, 透射光越弱。

1.2 散射法

入射光遇到水样中微粒将引起光的散射, 散射光的强度与水样单位体积中微粒数量、直径有关。通过测量散射光强可得到浊度信息。

当水中颗粒线度远小于入射光波长时, 单位体积水中产生的90°散射光强度服从瑞利 (Rayleigh) 定律:

式中:B为与入射光波长、折射率等有关的比例系数。

当水中颗粒直径与入射光波长相当时, 90°方向的散射光强度服从米氏 (Mie) 定理:

式中, C为与米氏系数、微粒截光面积有关的常数。

散射光到达光电接收器前, 光强同样会因为穿透一定光程的水样而发生衰减, 散射光衰减程度服从比尔-朗伯定律。采用线性光电元件作为接收器, 获得的电信号符合式 (4) :

式中:KS为比例系数, l为散射光程

图2是采用散射法测试水样得出的输出特性曲线:

实验曲线表明, 散射法适用浊度范围在0~T0之间的水样测试。超过T0 (取决于仪器几何参数及悬浮颗粒分布) , 测量结果不再是浊度的单值函数, 无法表征浊度值。因此, 散射法只适用于低浊度测量。

1.3 散射光和透射光比值法

光通过水样, 会同时发生透射与散射。散射光强度会随着浊度的增加而增加, 而透射光则反之。因此, 通过散射光与透射光强度变化关系可以推算出水样浊度值。

改变测量池结构的设计, 可以保证透射光程L与散射光程l相等。因此, 由式 (1) 、 (4) 可以得出下式:

式中:D为常数。

比值法即通过测量散射光与透射光强度之比计算出水样浊度。比值法测量浊度原理图如图3:

2 实验平台搭建

2.1 光源电路

研究表明, 入射光波长范围在400~600nm时, 散射光强度大, 测试效果好。但与此同时, 水样中微粒对可见光的吸收波长也在这个区域。为避免吸收作用对测量结果准确性的影响, 入射光光谱应该避开这个区域。由于水样强制检测项目--色度分析所使用的光源波长为500多nm, 浊度测量所用光源光谱应避开可见光区。并且, 在饮用水质检测中, 水样颗粒粒度大多在0.1μm~20μm之间, 光源波长选择在红外光区, 散射光强度服从瑞利定律和米氏定律。实验中按照ISO7027规定, 选择浜松公司的L7558红外LED作为入射光源。光强的变化, 会导致测量结果的不稳定性, 因此, 实验中采用LM317构成稳流电路, 确保电流稳定, 光强稳定, 如图4所示:

2.2 光电接收器

光电接收器选用西门子的红外接收管SFH214FA。其光谱响应波长范围在750~1100nm, 峰值波长900nm, 与L7558红外LED匹配。并且SFH214FA暗电流小, 上升时间tr及下降时间tf小, 适应于计算机高速采集。

2.3 放大电路

由于光敏二极管光电流小, 为保障信号不被噪声淹没, 实验中采用ADI公司低输入电流, 低输入补偿的AD549作为电流电压转换电路;采用Intersil公司的ICL7650斩波稳零式高精度运放作为前置运放。浊度仪通常使用的环境比较恶劣, 为提高传感器信号的抗干扰能力, 将光电探测器SFH214FA与前置放大电路安装在一起。

3 实验数据分析

按照公式 (6) 将400NTU福马肼储备液加入按照国际标准ISO7027制备的零浊度水稀释, 选择得到10个0-100NTU的样品。

式中, A为标准液量, 单位为ml, B为需要配制的溶液浓度, C为标准液浓度, K为总配制量, 单位为ml。

测量数据显示:散射信号与透射信号的比值随浊度上升而增加。按照公式 (7) , 以浊度作为X, 比值为Y, 对实验数据进行相关性分析, R=0.97307, 证明散射与投射信号的比值与浊度高度相关。

以浊度作为X, 比值为Y, 对实验数据进行回归分析:

推出描述浊度与传感器输出数学模型的一元线性回归方程:

实验证明, 采用比值法测量水样浊度, 能消除水样色度、光源、元件参数、环境光等变化对测量值的影响, 相对于透射法、散射法而言具有更强的抗干扰能力。在中低浊度范围, 使用比值法测量的传感器线性度好于其他方法, 因此在外围电路设计、信号处理等方面易于实现, 能降低系统软硬件的投入, 具有较好的经济型。

综上所述, 比值法测量浊度在中低浊度范围具有很好的应用前景, 具有较高的推广价值。

参考文献

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高浊度水体静沉降特征研究 篇4

浊度是指水中悬浮物对光线透过时所发生的阻碍程度。水体的浊度不仅与水中悬浮物质的含量有关, 而且与它们的大小、形状及折射系数等有关。在水质分析中规定:1L水中含有1mg SiO2所构成的浊度为一个标准浊度单位, 简称1度。水体的浊度是衡量水质污染程度的指标之一。

水质自动监测站内的仪器运行条件对水体的浊度提出了一定的要求, 浊度太高的水体容易堵塞在线监测仪器的管路, 导致仪器发生故障。因此, 在实际工作中需要根据不同的水体浊度, 合理设置沉砂池的沉降时间。本文的主要研究内容为高浊度水体的静沉降特征, 初步阐明浊度与沉降时间的变化规律, 为进一步合理设置沉砂池沉降时间, 提高水质自动监测站运行效率提供参考依据。

2 材料与方法

2.1 采样点

采样点位于江苏省地表水水质自动监测站 (白塔站) , 监测河流为丹金溧漕河, 属于区域补偿河流、市界断面、国控断面。

2.2 实验方法

一共进行4次沉砂池静沉降实验, 每次实验持续时间为233h。实验步骤为:首先启动自动监测站潜水泵, 将河道中高浊度水体充满沉砂池, 然后关掉排水阀, 并开始计时。分别在0h、17h、29h、41h、53h、65h、77h、89h、101h、113h、125h、137h、149h、161h、173h、233h的时间点在沉砂池出水口位置测量浊度, 并记录。

3 结果与讨论

3.1 浊度随时间的变化

从4次沉降实验可以看出, 在静沉降过程中, 浊度随时间的变化符合指数函数曲线, 且相关系数R2均达到0.99以上, 如表1和图1所示。

3.2 浊度的沉降速率

本实验采用重复深度吸管法计算浊度的沉降速率, 即在不同的时刻分别在沉砂池水面以下5cm进行浊度的测定, 然后根据浊度与悬浮物的经验公式, 计算出水体中悬浮物的沉降速率, 建立浊度与悬浮物沉降速率的关系。由于悬浮物在静水中的沉降一般是一维的, 1961年, McLaughlin从输沙平衡方程式出发, 推导出在静水条件下[1]:

式中:S为悬浮物浓度, mg/L;t为时间, s;ω为沉降速率, cm/s;z为水深, cm。本文根据不同时刻, 水面下5cm处浊度值, 利用重复深度吸管法, 计算悬浮物的沉降速率。悬浮物的浓度可以根据浊度来进行换算, 根据经验公式有:1NTU=0.13mg/L, 如图2所示。

从图2中可以看出:浊度与沉降速率符合logistic函数关系, 随着水中浊度的增加, 悬浮物的沉降速率也是不断增加的。当浊度较低时 (浊度<50NTU) , 沉降速率随浊度升高而增大, 且增加幅度明显;当浊度较高时 (浊度>50NTU) , 虽然沉降速率依然是增加的趋势, 但是增加幅度趋于平缓。总之, 浊度的沉降过程是一个渐变的过程, 高浊度的水体, 在短时间内大颗粒的无机物和部分有机物能够很快沉降下来, 但水体中的小颗粒有机物和胶体等的完全沉降则需要较长时间。

3.3 浊度的沉降特征及对在线监测仪器的影响

一般来说, 水中悬浮物的沉降方式有两种。一种是泥沙沉降, 颗粒粒径较大, 通常是以单颗粒的方式进行沉降, 且沉降历时较短;另一种是絮凝沉降, 颗粒为粒径d<0.03mm的细颗粒悬浮物, 虽然这类悬浮物在总悬浮物中所占的比例不大, 但由于其主要物质为胶体且富含有机物质, 并且在沉降的时候容易和其他颗粒物结合形成絮凝物, 使得颗粒的整体密度较小, 其实际沉降速率远小于相同粒径单颗粒泥沙的沉降速率[2]。

按地表水环境质量标准 (GB3838-2002) 中的规定, 在水质分析中, 要求水样采集后自然沉降30min, 取上层非沉降部分按规定方法进行分析。根据本实验结果, 对于高浊度水体在沉降0.5h后, 浊度降低幅度并不大, 若按照0.5h的沉降时间来进行在线监测, 会对在线监测仪器管路造成较大的影响, 增加仪器的维护和清理工作[3]。若沉砂池沉降时间太长, 不仅与水质分析中标准方法相违背, 而且短短几个小时的沉降时间并不能使浊度得到明显的降低。由于沉砂池沉降时间不宜超过2h, 因此, 对于高浊度水体的在线监测, 更改沉砂池的沉降时间对浊度不会产生太大的影响。为了应对高浊度水体的在线监测, 一方面可以增加仪器的维护与清洗频率, 另一方面可以用手工监测方法替代在线监测。

4 结论

(1) 根据4次沉砂池静沉降实验结果可知:在静沉降过程中, 浊度随时间的变化符合指数函数曲线, 且相关系数R2均达到0.99以上。

(2) 浊度与沉降速率符合logistic函数关系, 当浊度较低时 (浊度<50NTU) , 沉降速率随浊度升高而增大, 且增加幅度明显;当浊度较高时 (浊度>50NTU) , 虽然沉降速率依然是增加的趋势, 但是增加幅度趋于平缓。

(3) 对于高浊度水体的在线监测, 更改沉砂池的沉降时间对浊度不会产生太大的影响。为了应对高浊度水体的在线监测, 一方面可以增加仪器的维护与清洗频率, 另一方面可以用手工监测方法替代在线监测。

参考文献

[1]李一平.太湖水体透明度影响因子实验及模型研究[D].南京:河海大学, 2006:38~39.

[2]向军, 逄勇, 李一平, 等.浅水湖泊水体中不同颗粒悬浮物静沉降规律研究[J].水科学进展, 2008, 19 (1) :111~115.

高浊度给水处理技术的研究现状 篇5

1 高浊度水的概念

“高浊度水”显然是指江河水浊度高或含沙量大的水源。国家建设部1991年发布的《高浊度水给水设计规范》中给予其定义是:高浊度水系指浊度较高, 有清晰的界面分选沉降的含沙水体, 其含沙量为10 kg/m3～100 kg/m3。原水中的泥沙或其他悬浮物与原水浊度既有关联, 又有所不同。水中含沙量大, 透明度必然低, 浊度必然高;但是, 也有含沙量不大, 透明度低, 浊度高的水源。这主要是由于河流流域内土壤类别不同, 而产生泥沙的类别也就有所不同, 它必然影响水中泥沙和浊度的某些特性[1]。

2 高浊度水的特性

2.1 高浊度水的流变特性

高浊度水排泥浆输送流变特性与清水是不同的, 属于非牛顿体流体。1922年宾汉提出了非牛顿体流体的滞性定律公式:

其中, τ0为极限 (初始) 切应力;η为刚体系数 (或滞性系数) ;dy为流速梯度。

所以非牛顿流体又可称为宾汉流体。这种流体在静止时具有足够刚度的三维结构, 足以抵抗小于屈服应力τ0的任何力。因此, 在高浊度水河流中, 有时会发现“浆河”的现象, 也就是在一定的能坡作用下, 流速等于“0”。引起这种现象的主要原因是, 高浊度水中泥沙达到一定数值之后, 滞性系数η增大, 从而使一切应力τ0和流速梯度之间的关系发生变化, 使切应力τ成为极限切应力τ0, 如果切应力τ超过屈服应力τ0, 这种三维结构就会分解, 从而和清水流体 (即牛顿流体) 一样。

2.2 高浊度水的粘滞特性

高浊度水泥沙浓度、粒径组成以及包括颗粒结合水膜在内的所谓“有效浓度”对水体粘滞性的影响, 早已被理论和时间所证实[3]。随着高浊度水有效浓度的改变, 絮体颗粒之间相对运动的阻尼干扰和抑制作用也有所不同。这种对水流运动的阻碍效应, 统称为高浊度水的粘滞性。

高浊度水的粘度直接与泥沙浓度和颗粒组成有关。

2.3 高浊度水的自凝特性

在高浊度水中, 由于泥沙颗粒众多, 颗粒间的碰撞几率较高, 自凝作用比一般水体要强烈[2]。在研究中发现影响颗粒自凝过程的两个主要因素:1) 粒径:粒径越细, 自凝越强烈;2) 浓度:浓度越高, 自凝也越强烈。由此可见:在高浊度水中, 由于自凝作用, 使粗细不同的泥沙在沉淀中通过凝聚成絮凝体而提高沉速。

3 高浊度水处理技术

3.1 高浊度水混凝剂的选用

低浊度水的混凝沉淀多以固体颗粒的电中和吸附作用为主, 表现为泥沙的凝聚过程, 使水中不易下沉的杂质脱稳后, 聚集成具有一定沉速的聚凝体[4]。高浊度水的混凝主要表现为絮凝过程, 使本来已具有一定沉速的泥沙以更快的速度下沉。对混凝剂的要求, 除有较高的聚合度外, 还要有一定的分子链长度, 以便能较好的发挥吸附和架桥作用。

处理高浊度水的聚丙烯酰胺被认为是处理高浊度水的最佳絮凝剂之一, 在生产中一般都应采用部分水解体产品, 最佳水解度 (水解度是指在聚丙烯酰胺分子中, 酰胺基团转化为羧基的百分数) 的聚丙烯酰胺沉降速度是非水解体的2倍～9倍[3]。但聚丙烯酰胺絮凝剂中水解度过高或过低的产品, 其絮凝效果都不理想, 因为水解度过低, 吸附架桥能力不强, 水解度过高则加强了产品的阴离子性能, 增大了与泥土颗粒的排斥能力。经过大量的试验验证, 聚丙烯酰胺絮凝剂的最佳水解度应为25%～35%。

3.2 处理高浊度水的技术、方法

3.2.1 涡旋低脉动沉淀给水处理技术

涡旋低脉动沉淀给水处理技术是由哈尔滨建筑工程大学的王绍文教授发明的一种处理高浊度水的专利技术[5]。这项技术由微涡旋流混凝工艺、小孔眼网格絮凝池、小间距斜板沉淀池构成。该技术适用广泛, 不仅对低温低浊、汛期高浊水的处理效果好, 而且对微污染原水也具有较好的处理效果。

3.2.2 高浊度水的结团凝聚处理方法

结团凝聚技术最早是由日本的丹保宪仁提出的, 后来西安建筑科技大学的于泮池、王晓昌以及黄廷林等也在这方面做出了很大的贡献。结团凝聚方法具有处理效果好的根本原因在于装置中形成了高密度的结团絮凝体以及由此构成的高浓度悬浮层[6]。

3.2.3 高密度澄清池

高密度澄清池 (DENSADEG) 是由法国得利满公司开发研制并获专利的一种池型。由于平流沉淀池、斜管沉淀池、机械搅拌澄清池有各自的缺点, 为了满足水处理方面的要求, 开发出了集三者优点于一身的高密度澄清池, 它是载体絮凝技术应用的池型之一。这种池型在欧洲已经应用多年[7], 该池表面水力负荷可达23 m3/ (m2·h) , 在水质适应性和抗冲击负荷能力上比机械搅拌澄清池更强, 效率更高, 出水水质更好, 占地面积更小, 而且在寒冷地区便于修建外围护结构保温。

4 高浊度水处理过程中遇到的问题

1) 混凝沉淀问题。

高浊度水处理的混凝沉淀问题是一直以来都在研究并急需解决的问题。高浊度水处理工艺与常规水处理工艺的不同点是混凝和沉淀部分, 这两部分效果的好坏直接决定了后续过滤的效果, 从而也就决定了出水水质效果的好坏。

2) 排除泥沙问题。

大量泥沙沉积在所有沉淀构筑物中, 如何排出是解决高浊度水处理的关键问题之一[8]。因为大量的泥沙如不及时排除, 就会影响到沉淀 (澄清) 池的正常工作。

3) 工艺的选择问题。

高浊度水处理工艺的选取要根据水源的水质状况来确定, 同时要经过技术、经济的比较做出最后的选择。

5 结语

高浊度水的处理需要开发出功能更优的工艺和构筑物, 目前认为混凝工艺研究的方向是:1) 微界面反应过程;2) 混凝体形态的变化;3) 混凝作用机理的进一步研究。

沉淀池开发研究的方向是:1) 缩短颗粒的沉降距离, 增大沉淀池的面积;2) 增大矾花的下沉速度。

澄清池开发研究的方向是:1) 池子的排泥问题;2) 药剂的加入;3) 水在池中的水力停留时间。

现在对高浊度水处理的理论和工艺很多, 并且还有很多人在致力于这方面的研究, 相信随着理论的成熟、技术的进步和资金的投入, 高浊度水难处理的问题一定能够得到很好的解决。

摘要：通过对高浊度水的性质分析揭示其难处理的原因, 根据对现有的部分高浊度水处理工艺的研究、比较, 得出现在的处理工艺中出现的问题以及今后开发高浊度水混凝沉淀工艺的研究方向。

关键词：高浊度水,混凝沉淀,澄清,絮凝剂,处理技术

参考文献

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[6]丹保宪仁.高浊度水的结团凝聚处理方法[J].中国给水排水, 1987 (4) :4-8.

[7]谢钦.高密度澄清池工艺简介[J].给水排水, 2006, 32 (1) :38-39.

[8]王世聪.高浊度水处理研究的近况及意见[J].铁道标准设计, 1962 (5) :27-30.

浊度法测定煤中全硫探讨 篇6

关键词：煤全硫,测定,探讨

煤中全硫测定方法主要有重量法、高温燃烧中和法等, 浊度法是在重量测定法的基础上, 由煤样的半熔、氧化、硫酸盐的转化及Ba SO4的生成等过程, 借助分光光度计的测定而完成的, 本文就浊度法测定煤中全硫进行具体探讨。

1 反应机理

1.1 煤样的氧化

1.2 硫氧化物的固定

1.3 硫酸盐的转化

1.4 Ba SO4的生成

2 仪器及试剂

(1) 箱形电阻炉;

(2) 7230G型分光光度计;

(3) 艾氏剂:2份Mg O与1份Na2CO3混合 (质量比) ;

(4) 条件试剂:3%Na Cl与3%HCl乙醇混合溶液;

(5) Ba Cl2固体 (分析纯) ;

(6) SO42-标准溶液 (1m L相当于0.1mg SO42-) 。

3 实验步骤

3.1 工作曲线的绘制

吸取0, 5, 10, 15, 20, 30m L标准溶液 (1m L相当于0.1mg SO42-) 于100m L容量瓶中, 用去离子水稀释到刻度并摇匀, 再将稀释好的试液注入250m L锥形瓶中。各加入条件试剂5m L, 加Ba Cl20.3g, 恒速摇动1min, 将悬浊液倒入账10mm比色皿中, 在波长420nm下测其吸光度, 将所得的吸光度与其相对应的SO42-含量, 绘制工作曲线, 如图1。

3.2

于坩埚内称取分析煤样1.0000g, 与2.0g艾氏剂混合, 混合后面上再均匀覆盖1.0g艾氏剂。将装好试样的坩埚移入的箱形电炉 (通风良好) 中, 在850℃下灼烧1~2h。从电炉中取出坩埚冷却至室温, 用刚煮沸的去离子水充分溶解, 用中速定性滤纸以倾泻法过滤。将滤液移入500m L容量瓶并用去离子水稀释至刻度, 摇匀。吸取20m L上述分析试液, 注入100m L容量瓶中, 用去离子水稀释至刻度并摇匀。倾入250m L锥形瓶中, 按3.1的操作步骤测定吸光度, 从工作曲线上查试样中相应的SO42-含量。

3.3 全硫含量计算

SO42-含量=W/m×500/V×100%

D系数的计算:

D=标准煤样质量 (g) ×St标/标准煤样SO42-含量

St=SO42-含量×D/m×100%

W———从上述工作曲线上查得的SO42-含量 (mg/L) ;

M———试样质量 (mg) ;

V———吸取用以分析试液的体积 (m L) ;

St———全硫含量 (%) 。

4 试验分析

(1) 艾氏剂中的Mg O能防止Na2SO4在较低温度熔化, 从而使煤样和艾氏剂保持疏松状态, 进而使空气进入煤样中, 煤样与空气的接触面积得以增加, 使煤样能充分氧化生成CO2和水蒸气逸出, 煤中的可燃硫与不可燃硫在半熔过程中均能转化为SO2和SO3, 其化学反应性稳定。

(2) 用艾氏剂与煤样进行混匀并缓慢燃烧, 试样中可燃硫 (有机硫、硫化物、元素硫) 都被氧化为SO2和少量SO3, 然后与Na2CO3和Mg O直接作用, 生成可溶性Na2SO4和Mg SO4, 煤中的Ca SO4与Na2CO3复分解反应而转化为Na2SO4。因此, 煤中的S都被完全转化, 分析结果准确度高, 实验重现性好。

(3) 条件试剂中含有一定浓度的盐酸, 使除SO42-以下其它弱酸根离子形成弱酸氢根离子, 不能与Ba2+产生沉淀, 从而消除其他酸根的干扰, 且条件试剂中含有有机溶剂乙醇, 可减小Ba SO4的溶度积, 因此, 用条件试剂能使Ba SO4在溶液中形成稳定的悬浊液, 保证测定分析的稳定性。

(4) Ba SO4悬浊液吸收波长的确定

根据朗白-比耳定律, Ba SO4悬浊液对光的吸收具有选择性, 以SO42-含量分别为10mg/L。20mg/L, 30mg/L对在350nm、400nm、450nm、500nm、550nm波长下, 测定其吸光度, 如图2所示, 横坐标指示波长, 纵坐标指示吸光度, 图2中Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ是SO42-含量分别为10mg/L、20mg/L、30mg/L的吸光曲线。

由图2可见, Ba SO4悬浊液对不同波长的光吸收情况不同, 在420nm处的吸收最高, 形成吸收高峰, 在550nm以上几乎不吸收, 根据这个特性, 在吸收峰附近随着浓度的增加, 吸光度也随之增大, 因此实验中选定420nm为最佳吸收波长。试验结果表明, 此波长处测定的灵敏度最高, 相对误差较小, 测定准确度较高。

(5) 本方法与其它方法的比较:

煤中全硫测定方法主要有重量法, 高温燃烧中和法等。重量测定法包括煤样的半熔、抽提、Ba SO4沉淀、过滤、洗涤、干燥、灰化和灼烧等过程, 此方法是国标中的经典方法, 它的最大特点是精确度较高, 重现性较好, 但是操作繁琐, 费时较长, 试验需时2d左右。高温燃烧中和法主要包括的过程有煤样的燃烧、SO3的吸收和用Na OH标准溶液中和等。此方法的特点是要专用高温炉, 准备和调试较为繁琐, 对于不常测试煤中全硫的实验室此法适用性不强。

本法是在仲裁分析法 (重量法) 的基础上, 由煤样的半熔、氧化、硫酸盐的转化及Ba SO4的生成等过程, 借助分光光度计的测定而完成的。

采用本法的优点:试验时间短, 结果准确, 重复性好。

5 小结

通过对煤中全硫测定法的对比分析, 采用快速测定煤中全硫法具有化学反应性稳定, 分析操作可行性强, 分析仪器要求不高, 因此, 浊度法具有很强的适用性。

参考文献

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[5]交通部第一公路勘察设计院.《公路工程水质分析操作规程》[M].2011, 3 (12) :254.

浊度控制系统论文 篇7

1 试验装置及工艺原理

整个试验装置如图1所示,电凝聚器采用铁片制作,电极板为1 mm厚的铁片,极板面积110 mm×165 mm,板间距10 mm,电极板数是6,设计电流密度100 mA/dm2,板间设置3块穿孔板,开孔率为8.4%。整个装置的设计净水能力是200 L/h,外接直流稳压电源,操作电压(U)为5 V～25 V,电流(I)为0.025 A～0.3 A。电凝聚器上方是涡流反应区,设计停留时间为3 min,涡流反应器采用圆柱形穿孔条制作而成。电凝聚部分和过滤部分之间是过渡区。过滤部分采用双层石英砂滤料,滤速为5 m/h,反冲洗采用高位水箱,冲洗强度为15 L/(s·m2),冲洗历时8 min。滤料上层厚度0.3 m,粒径d=0.5 mm～1.0 mm;下层厚度0.1 m,粒径d=2 mm～4 mm。滤板采用塑料穿孔板,开孔率取2%,滤料表面水层高度为0.25 m。

该工艺利用电凝聚器电解铁阳极产生的Fe2+和Fe3+与水中的羟基(OH-)结合,生成具有很强的活性和吸附性的Fe的氢氧化物,通过其吸附、压缩双电层作用使胶体颗粒发生脱稳凝聚,并在Fe(OH)2和Fe(OH)3沉淀物的卷扫网捕和多核配合物的电中和的综合作用下,使絮凝过程得以快速进行。电凝聚装置极板间加装的穿孔板,使得水流经过其孔洞时产生紊流扰动,强化了亚微观传质速率,促使Fe2+氧化为 Fe3+,促进絮凝作用[1]。而在装置上部增加涡流反应器,又能利用涡流强化混凝作用加速微絮体成长[2]。由于电解过程中会产生大量的氢气泡和少量氧气泡,具有气浮作用,能够粘附水中的絮体颗粒,形成浮渣而上浮,因此容器上部设排渣管以定期排除浮渣。与此同时,经分离后的原水进行接触过滤,利用粒状滤料表面形成的铁质活性滤膜的催化作用,使Fe2+的氧化速度加快,水中残留的微小絮体能被滤料有效截留[3],从而使Fe的催化氧化速度加快,形成具有极强吸附性能的氢氧化铁聚合物,进一步使絮体凝聚并被滤层截留,使出水中铁的残余量甚少。

2 试验水质指标及分析方法

试验采用去氯自来水,高岭土配制成浊度为114 NTU～130 NTU,pH值在7～8之间的试验水样,并在水样中加入一定量的电解质NaCl,增加水的导电性。试验的评价指标采用浊度表征。

3 结果与分析

3.1 电流强度对涡流电凝聚工艺的影响

图2表示了pH值为7.5时,电流强度(I)分别在0.025 A,0.05 A,0.1 A,0.15 A,0.20 A和0.25 A的试验条件下,通电40 min后,该工艺对浊度的去除效果。可以看出,浊度的去除率随电流强度的增大而提高,在电流强度为0.20 A时,浊度去除率均达到最高,为98.0%,但随着电流强度的进一步增大,浊度的去除率有一定程度的降低。

这说明电流强度的大小直接影响废水处理效果。电流强度越大,在同一通电时间内电解产生的Fe2+越多,Fe2+水解产生的氢氧化亚铁也就越多,絮凝效果也越好。但如果电流强度过大则会有较多的Fe(OH)2和Fe(OH)3,会使出水较浑浊,影响处理效果,这是因为Fe(OH)2和Fe(OH)3的胶体表面电荷发生了逆转,破坏了絮体颗粒的稳定性,使得絮凝能力降低,引起浊度的增加,同时电流强度的增大也会增加处理成本。因此,为了达到较好的去除效果,电流强度应控制在适宜的范围内。根据试验结果,电流强度采用0.20 A(此时U=20 V)。

3.2 电解时间对涡流电凝聚工艺的影响

在U=20 V,I=0.15 A,pH值为7.5的试验条件下,浊度的去除率随电解时间(t)的增加而提高,在前20 min内最快,此后呈缓慢增加趋势(见图3)。当电解时间到了40 min后,浊度去除率达到最高点98.3%,40 min后浊度去除率呈缓慢下降趋势。其原因可能与Fe(OH)2和Fe(OH)3的产生量有关。随着电解时间的增加,电极反应产生的Fe(OH)2和Fe(OH)3逐渐增多,所以浊度去除率呈增加趋势,而当电解时间达到40 min后,浊度去除率反而降低,是因为当水中的悬浮物基本去除后,再多的Fe(OH)2和Fe(OH)3也不会对浊度的去除有更大的贡献,过多的Fe(OH)2和Fe(OH)3会使胶体表面电荷发生逆转,使胶粒重新浮起,引起浊度的升高。考虑到电耗和处理效果,确定电解时间为40 min。

3.3 进水pH值对涡流电凝聚工艺的影响

为了考察不同的pH值对去除浊度的影响,试验将电流强度保持在0.15 A(U=20 V)的条件下,使用H2SO4和NaOH调节进水的pH值,使pH值在6～9之间变化,测定通电40 min后出水的浊度,试验结果如图4所示。

随着pH值的增大,电凝聚对浊度的去除率逐渐增加,但当pH值达到7.4时,浊度的去除率不再增加,而是随pH的增大而减小,这说明电凝聚对浊度的去除效果在中性环境中最佳。当pH值较低时会使金属沉淀物变为可溶解的金属化合物从而不利于金属氢氧化物的沉降,导致处理效果不佳,而pH值在7～8.5范围内增加时有利于金属氢氧化物的生成,因此在这一范围内的处理效果较好,并且在pH=7.5时达到了最高点。但当pH>9时,处理效果略有降低是由于过多的氢氧化物絮体的生成会发生胶体表面电荷的逆转,使得胶体重新稳定从而导致去除效率的降低。 因此最佳pH值条件是pH=7.5。

3.4 在最佳试验条件下用原水与化学混凝的对比试验

根据上述各种试验条件下的结果分析,用于去除浊度的最佳工况点是:I=0.15 A,进水pH=7.5,温度T=18 ℃。将天然黏土与自来水混合配制成浊度为74.66 NTU的原水,得出以下结果:

采用涡流电凝聚在浊度去除效果接近于药剂PFS,但出水浊度在电解40 min后均比PFS低。而涡流电凝聚浊度去除效果在前20 min浊度的降低却不如PAC的快,但在电解40 min后也降低到1 NTU,效果基本与PAC相近(见图5)。因此,采用涡流电凝聚去除浊度与PFS效果相似,但效果比PFS稍好,且投药量较低,而与PAC相比,效果稍差些,但是投药量要低于PAC,故采用该组合工艺除浊是可行的。

4 结语

1)在最佳试验条件下浊度的去除率可达99%。2)浊度的去除率主要与电流强度(电压),电解时间,穿孔板开孔率以及进水pH有关。3)涡流电凝聚与化学混凝相比,其去除效果相当,虽药耗较低,无须投药设备,但是增加了电能消耗。本试验仅以浊度作为单一的控制指标,在实际生产中,还应考虑细菌学指标、色度及其他饮用水指标,因此应当进一步验证该工艺的可行性,以便能够将该工艺推广应用。

摘要：将电凝聚与混合反应、接触过滤等工艺通过优化组合,形成涡流电凝聚—接触过滤一体化净水试验装置,对其用于处理低浊度原水进行了试验研究,讨论了电解时间(t)、电流密度(I)、穿孔板的开孔率、pH值以及温度等因素对该组合工艺的影响,试验结果表明各因素均满足生活饮用水的浊度标准。

关键词：涡流电凝聚,接触过滤,亚微观传质,穿孔板

参考文献

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