مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

چکیده
مقدمه
منطقه مورد مطالعه
مواد و روش ها
طرح نمونه گیری
متر بالای ابخوان
متری بالای ابخوان
متری بالای ابخوان
کمپین نمونه گیری
روش های تحلیلی
نمونه گیر های غیر فعال
آنالیز شیمیایی
کنترل کیفیت
تست کروسکال والیس
همبستگی پلی کریک
تحلیل خوشه سلسله مراتبی
نتایج
تست کروسکال والیس رتبه ها
بحث
نتیجه گیری

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

1- مقدمه
در طی سال های اخیر، تحقیقات گسترده ای در مناطق شهری و در زمینه اثر کشاورزی بر آب زیر زمینی در سراسر دنیا انجام شده است. دلیل این است که شهر های بزرگ و سایر مناطق شهری، آب اشامیدنی خود را از ابخوان های زیر زمینی دریافت می کنند. افزایش آلودگی در سیستمهای بزرگ آبخوان سال به سال افزایش می یابد. مطالعات شامل شناسایی الاینده ها تا تعیین منشا الودگی می باشند. امروزه توجه محققان بر تعیین وجود الاینده های الی انسانی در اب زیر زمینی متمرکز است( جاردو و همکاران 2012، استارت و همکاران 2012، لپاورث و همکاران 2015 پاستیگو و بارسلو 2015). این الاینده ها، یکی از عوامل مهم و موثر در الودگی محیط زیست محسوب می شوند( وایل 2001). آلاینده های آلیانسانی ،الاینده هایی در فاضلاب، آب سطحی واب زیر زمینی و نیز اب شرب می باشند. این دسته از الاینده ها به صورت افت کش ها و مواد دارویی با متابولیت ها، هورمون ها، استرویید ها، افزودنی های صنعتی، محصولات مراقبت های شخصی، تصفیه اب، مواد اطفای حریق، سورفاکتانت ها وافزودنی های غذایی می باشند( استوارت و همکاران 2012). برخی از این الاینده ها اثرات جدی بر روی سلامت انسان ومحیط زیست دارند که بر لزوم درک نقش آن ها در محیط تاکید دارد.
حفاظتاز منابع آب زیر زمینی با بهبود کیفیت آب شر و پیاده سازی موثر سیاست های حفاظت از محیط زیست شروع می شود. برای رسیدن به این هدف، الاینده های احتمالی و منشا آن ها بایستی تعیین شود. با هدف مدیریت موثر آب، اتحادیه اروپا در سال 2000، بخشنامه چارچوب آب پارلمان و شورای اروپا را تصویب کرده است( امبروزیک 2008). برای رعایت ملزومات چارچوب قانونی و بخشنامه فوق، پالایش الاینده ها در محیط ابی بسیار مهم است زیرا بسیاری از این ترکیبات موجب وارد آمدن تهدید بر سلامت انسان و اگوسیستم می شوند( وارانا 2005). فنون رایج معمولا تنها تعداد محدودی از پارامتر های شیمیایی و نمونه برداری های الاینده ها را در یک نقطه زمانی خاص ثبت می کنند. بر عکس این فنون، نمونه گیری غیر فعال به تغییرات تصادفی در غلظت الاینده های الی در آب طبیعی غیر حساس است و دارای ابزار پایش سودمند در تشخیص تعداد زیادی از الاینده ها در محیط ابی است( سیتپاتی و همکاران 2008، ورمیسرن و همکاران 2009). یک نمونه گیر غیر فعال می تواند دوره نمونه گیری طولانی را با تلفیق غلظت الاینده با گذشت زمان پوشش داده و هزینه های تحلیلی در دوره پایش به طور معنی داری کاهش می یابند.چندین نوع نمونه گیر غیر فعال در سراسر دنیا استفاده می شوند.نمونه گیر های غیر فعال لاستیک سیلیکون برای براورد غلظت هیدروگربن های اروماتیک پلی سایکلیک ناشی از اتش سوزی های طبیعی در ویکتوریا استفاده شده اند. باور بر این استکه نمونه گیری های مبتنی بر سیلیکون یک ابزار مفید برایتعیین مواد سمی الی است. یکی از رایج ترین مواد در نمونه گیر های غیر فعال برای جذب الاینده های الی از هوا و اب، کربن فعال است که برای دهه های متمادی استفاده شده است( ریوریا و همکاران 1987، کاکادامی و همکاران 1990، هیل و همکاران 2009). این نوع نمونه گیر ها دقیقا برای اهداف شناسایی انتخاب شده اند. راهبرد های طراحی،کالیبراسیون و مسائل کنترل کیفیت و مزایا و چالش های مربوط به نمونه گیری غیر فعال در محیط های ابی در مطالعات مختلف در نظر گرفته شده است( کات و همکاران 2000، استار لاریدسن 2005، ورانا و همکاران 2005، سیتپاتی و همکاران 2008، متکالف و همکاران 2011). تحقیقات فناوری نمونه گیری غیر فعال را برای پایش الاینده های الی و غیر الی در آب توسعه دادهاست. فنون پایش جدید و روش های پردازش داده سریع امکان تعیین سریع وجود الاینده ها و منشا آن ها را می دهد.
تحلیل آماری چند متغیره، یک رویکرد کمی و مستقل برای طبقه بندی آب زیرزمینی میباشد که امکان دسته بندی عینی نمونه های آب زیر زمینی و تثبیت همبستگی هایی را بین پارامتر های شیمیایی و نمونه های آب زیر زمینی برای داده های توزیع شده نرمال در مقیاس پیوسته می دهد. نشان داده شده است که تحلیل آماری چند متغیره، امکان طبقه بندی داده های اب زیر زمینی و مکانیسم های اصلی موثر بر شیمی اب زیر زمینی را می دهد. روش تحلیل عاملی مشترک یک رویکرد مناسب برای تحلیل داده ها در مقیاس ترتیبی است( باستو و پریرا 2012) و در مطالعه ما استفاده می شود. بسیاری از تحقیقات نشان داده اند که همبستگی پلی کریک بایستی در زمان انجام تحلیل عاملی برای داده های ترتیبی به جای ماتریس همبستگی پیرسون استفاده شود( گیلی و الیک 1993، هالگادو تولو 2010، استو و پریرو 2012). با این حال تعداد کمی از مطالعات وجو.د دارند که از داده های ترتیبی و تحلیل عاملی در زمینه هیدروژئوشیمی و سایر مطالعات مربوط به علوم طبیعی استفاده می کنند. تنها برخی مطالعات از همبستگی پلی کریک داده های ترتیبی در علوم طبیعی استفاده می کنند. متغیر های مقیاس ترتیبی در بسیاری از تحقیقات در چارچوب علوم رفتاری و اجتماعی استفاده می شوند( انیکس و بالن 2000ف گاتر و همکاران 2003، باستو و پریرا 2012).
با استفاده از تحلیل آماری چند متغیره با داده های ترتیبی از فنون نمونه گیری غیر فعال برای حل مسائل مربوط به مدیریت اب زیر زمینی یک چالش مهم است. از این روی این مطالعه بر تایید مناسبت تاکید دارد که در آن نتایج نمونه گیری غیر فعال در مقیاس ترتیبی با روش های اماری مختلف تایید می شود. این مقاله به بررسی استفاده از نمونه گیری غیر فعال همراه با تحلیل عاملی برای ارزیابی حضور الاینده های الی انسانی و تعیین نوع الودگی و تغییرات فصلی الودگی می پردازد. این روش ترکیبی امکان ارزیابی کیفیت آب زیرزمینی و ارزیابی منابع آلودگی را داده و مبنایی برای شاخص های توصیه شده برای بهبود کیفیت اب زیر زمینی است. این روش بر روی آبخوان فلات وربانسکی نزدیک ماریبور اسلوونی تست شده است. الودگی اب زیر زمینی در 15 نقطه و در یک نقطه در رودخانه دراوا اندازه گیری شد.

بخشی از مقاله انگلیسی:

1. Introduction

During recent years intensive research on urban areas and on the impact of agriculture on groundwater has been conducted worldwide. This increased interest can be traced to the fact that large cities and other urban agglomerations are, as a rule, supplied by drinking water from the aquifers above which they are located, or from aquifers that have urban or agricultural zones within the vicinity of their recharge areas. Trends pointing to increased pollution in large aquifer systems continue to increase year by year. Studies have shifted from identifying pollutants to determining the origin of contamination. Researchers’ attention today is focused on determining the presence of anthropogenic organic pollutants in the groundwater (Jurado et al., 2012; Stuart et al., 2012; Lapworth et al., 2015; Postigo and Barceló, 2015). These pollutants have been recognised as one of the important factors in environmental pollution (Wille et al., 2011). Anthropogenic organic pollutants have been found as contaminants in sewage, surface waters and groundwater, as well as in drinking water. This group of pollutants appears as pesticides and pharmaceuticals with metabolites, hormones, steroids, industrial additives, personal care products, water treatment by-products, fire retardants, surfactants and food additives (Stuart et al., 2012). Some of these contaminants can have a serious impact on human and environmental health, which underlines the need to better understand their role in the environment. Groundwater source protection starts with improving drinking water quality and effective implementation of environmental protection policies. In order to realize these goals, the possible contaminants and their sources have to be determined. With the aim of effective water management, the European Union in 2000 adopted the Water Framework Directive (Directive 2000/60/EC) of the European Parliament and of the Council, establishing a framework for community action in the field of water policy (Ambrožič et al., 2008). In order to satisfy the requirements of legislative frameworks and directives it is necessary to monitor pollutants in the aquatic environment, as many of these compounds can pose a threat to both human health and ecosystems (Vrana et al., 2005). Commonly used monitoring techniques usually record only a limited number of chemical parameters and samplings of pollutant concentrations at specific points in time, which, however, substantially increases the cost of monitoring. Contrary to such techniques, passive sampling is less sensitive to accidental extreme variations in the concentration of organic pollutants in natural waters (Kot et al., 2000) and has been proved a useful monitoring tool in detecting a large range of contaminants in the aquatic environment (Seethapathy et al., 2008; Vermeirssen et al., 2009; Nyoni et al., 2011; Wille et al., 2011). A passive sampler can cover a long sampling period by integrating the pollutant concentration over time, and the analytical costs over the monitoring period can be reduced substantially. Several types of passive samplers are in use all over the world. Semipermeable membrane devices (SPMEs) have been used to monitor various persistent contaminants in sea and surface water (Bennett and Metcalfe, 2000; O’Toole et al., 2006; Metcalfe et al., 2000, 2008). Silicone rubber passive samplers were deployed to estimate concentrations of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) resulting from wildfires, in streams in Victoria, Australia (Schäfer et al., 2010). It is believed that siliconebased passive samplers represent a promising tool for determining organic toxicants. One of the most common substances in passive samplers for adsorbing organic contaminants from both air and water is activated carbon, which has been recognised and employed for decades (Rivera et al., 1987; Kadokami et al., 1990; Hale et al., 2009; Yu et al., 2009). This type of samplers was chosen precisely for general identification purposes in our research. Strategies for sampler design, calibration, in situ sampling and quality-control issues, and advantages and challenges associated with passive sampling in aqueous environments, are considered in various studies (Kot et al., 2000; Stuer-Lauridsen, 2005; Vrana et al., 2005; Seethapathy et al., 2008; Metcalfe et al., 2011; Nyoni et al., 2011; Wille et al., 2011). Research efforts are directed towards developing a passive sampling technology for monitoring organic and inorganic pollutants in water. New monitoring techniques and data processing procedures are being developed, enabling fast and costeffective determination of the presence of pollutants and their origin. Multivariate statistical analysis is a quantitative and independent approach to groundwater classification that allows for objective grouping of groundwater samples and establishing correlations between chemical parameters and groundwater samples for normally distributed data (Prasanna et al., 2010) on continuous scale. It has been successfully applied in a number of hydrogeochemical studies designed to identify contaminated aquifer zones using nonparametric statistical tests (Robinson and Ayuso, 2004) and multivariate analysis (Suk and Lee, 1999; Love et al., 2004; Suvedha et al., 2009; Yidana and Yidana, 2009; Prasanna et al., 2010). It has been shown that multivariate statistical analysis significantly helps to classify groundwater data and identify major mechanisms impacting the groundwater chemistry (Kim et al., 2005; Singh et al., 2005; Cloutier et al., 2008). The common factor analysis method has also proved to be an appropriate approach to analysing data on the ordinal scale (Basto and Pereira, 2012), and is used in our study. Many researchers demonstrated, based on theoretical models, that polychoric correlation should be used when performing factor analysis for ordinal data instead of Pearson’s correlation matrix (Gilley and Uhlig, 1993; Holgado–Tello et al., 2010; Basto and Pereira, 2012). But there is a shortage of studies that use ordinal data and factor analysis in hydrogeochemistry and in other studies related to the natural sciences. Only a few studies were found to use polychoric correlation of ordinal data in the natural sciences (Souter et al., 2010; Norris and Michalski, 2010; Cavallero et al., 2012). Variables characterized by an ordinal scale are more common in many empirical investigations within the social and behavioural sciences (Onyx and Bullen, 2000; Cutter et al., 2003; Basto and Pereira, 2012). Using multivariate statistical analysis with ordinal data from a passive sampling technique to solve problems related to groundwater management presents a challenge. Therefore our study is focused on verifying the suitability of a methodology in which the results of groundwater passive sampling on the ordinal scale are supported by various statistical methods that could provide additional information on the studied subject. The goal of the presented study was to assess the presence of anthropogenic organic substances in the Vrbanski plateau (Maribor, Slovenia) aquifer, to study the relationships between them, and to determine their origin and seasonal variations depending on the type of anthropogenic activity using effective monitoring (passive samplers) and multivariate statistical methods to interpret the results. The factors indicating contamination according to different types of pollution should be defined using multivariate statistical methods. With this methodology we tried to explain the detected substances in groundwater in terms of hydrogeological conditions, in the framework of the dynamics of water and land use. The obtained results should provide a quick and transparent overview of potential pollution loads linked to the type of pollution (agricultural, urban or industrial). The presented methodology should be used in groundwater management for an effective assessment of the state of groundwater quality as a basis for determining the measures necessary to improve the status of groundwater.

مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

چکیده

1.مقدمه

2- نانوذرات ایستا

2-1 ممبران ها و مت ها

2- 3 ساختار های سه بعدی متخلخل

4- نتیجه گیری و مطالعات آینده

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

 مقدمه
آلودگی آب، یکی از مسائل مهم بین المللی است که ناشی از فرایند های صنعتی ، مصارف خانگی و نیز زیست محیطی است. سازمان ملل براورد کرده است که 300 تا 500 میلیون تن فلزات سنگین، حلال و سایر پسماند ها به منابع آب دنیا هر ساله وارد می شوند(1). آلودگی آب می تواند منشا طبیعی داشته باشد. برای مثال، آلودگی ارسنیک یک مسئله جدی در کشور هایی نظیر بنگلادش، بنگال غربی و نپال به دلیل هوازدگی سنک هایی است که به طور طبیعی دارای آرسنیک هستند(2-6). به علاوه، با رشد حمعیت جهان، فشار وارده بر منابع آبی نیز تشدید می شود.
در طی دهه اخیر، فناوری نانو به طور روز افزونی به صورت یک جایگزین بالقوه برای روش های درمانی سنتی و عوامل واکنشی برای ارایه آب سالم با هزینه پایین تبدیل شده است ضمن این که به طور هم زمان استاندارد های کیفیت جهانی آب را نیز رعایت می کند(7). با این حال،تعاریف دقیق مربوط به مواد مقیاس نانو و نانومقیاس به شدت مورد بحث هستند.
در سال 2010، مرکز تحقیقات مشترک کمیسیون اروپا(JCR) یک گزارشی را منتشر کرده است که تعاریف بین المللی را ارایه کرده است(8). در بریتا نیا، دو تعریف برای اصطلاح نانومقیاس گزارش شده است. وزارت محیط زیست، امور روستایی و غذا(DEFRA) به صورت 200 نانومتر تعریف شده است، در حالی که سایر سازمان ها 100 نانومتر را در نظر گرفته اند. بر اساس توصیه های ارایه شده توسط JCR، در اکتبر 2011، کمیسیون اروپا تعریف زیر را از نانومواد برای اهداف قانونی پذیرفته است(9)
یک ماده طبیعی، تصادفی یا تولید شده حاوی ذرات در حالت محدود و یا حالت ترکیبی در نظرگرفته شده و 50 درصد ذرات در توزیع اندازه دارای ابعاد متناسب با 1 تا 100 نانومتر است.
نانومواد به دلیل اندازه بسیار کوچک خود، ویژگی های مختلف فیزیکی، شیمیایی و زیستی را در مقایسه با انواع بزرک تر، میکرو و بزرگ مقیاس نشان داده اند(8، 10-13). نانو مواد دارای نسبت سطح به حجم بوده و در نتیجه تراکم بالایی از مناطق وکنش سطحی به ازای واحد وزنی وجود دارد. به علاوه، انرزی آزاد سطحی برای نانو مواد بزرگ تر از مواد میکرو و ماکرو مقیاس است. از این روی نانومواد، واکنش پذیری بالایی را برای فرایند های سطحی نشان می دهد. با این حال، چون اندازه ذره به مسیر الکترونی نزدیک می شود و در مقیاس طول موج است( پایین تر از 30 نانومتر)، اثرات اندازه کوانتوم مشخص تر شده و ویژگی های فیزیکی اساسی، به طور معنی داری تغییر می کنند. ااین اثرات موجب خنثی سازی واکنش پذیری بالا می شود که توسط شارما و همکاران با یک سری مطالعات در خصوص ویژگی های نانومواد اثبات شده است.
وقتی که نانومواد در چارچوب دامنه با اندازه بهینه قرار گیرد، آن ها به عنوان یک چایگزین مناسب و کارامد تر برای مواد فعلی مورد استفاده برای تصفیه آب است(7). یک فناوری نو ظهور وتجاری در امریکا، تزریق نانوذرات NP است(10 ، 15-18). NP ها که معمولا نانوذرات آهن صفر ظرفیتی (INP) می باشند، به یک زمین به صورت یک پودر خشک و یا دو غاب برای تصفیه مستقیم آب تزریق می شوند. نانوذرات را می توان به طور مستقیم تثبیت کرده و آن را به یک مانع واکنشی تراوا زیر زمینی PRB تبدیل کرد و یا آن را منتشر کرد به طوری که نانوذرات بتواند با توده آب آلوده مهاجرت کنند. (ش کل 1)
با این حال این روش دارای معایبی در استفاده از NP های آزاد برای تصفیه می باشند و این که رفتار نانوذرات به خوبی درک نشده است. این مسئله به خوبی شناخته شده است که انتشار NP در سیستم آب زیر زمینی با فرایند های مختلف محدود می شود: جذب مواد معدنی، فعالیت میکرو بیولوژیکی، توده ای شدن و تشکیل محصولات خوردگی( 10، 13، 1824). INP ها به طور ویژه ای به دلیل خواص مغناطیسی قوی (21،22) علاوه بر جاذبه های الکترو استاتیک NP-NP که به طور موثری در محلول های ذره ای غلیظ عمل می کنند، در معرض رسوب گذاری قرار می گیرد( دوغاب ها). مطالعات مختلف در منابع روش هایی را برای اجتناب از این مسائل با استفاده از NP ارایه کرده اند که در شکل 2 نشان داده شده است.
سورفکتانت [10،18،26-32] یا پلیمرها [22،33-62] را می توان به سطوح نانوذرات برای افزایش بازدارندگی استری و تغییر بار سطحی برای پیش گیری از جاذبه الکترواستایتک افزود. نانوذرات را می توان در سایر ساختار های سیار نظیر اشکال کربن(63-78)، سیلیس(79-89) و رس های کلوییدی(88) قرار داد. با این حال، سازو کار ها و مکانیسم های انتقال و تاخیر واقع در زیر زمین، برای هر یک از سناریو های تصفیه ای منحصر به فرد است و با چندین عامل متغیر همراه است. از جمله ترکیب خاک، سرعت های جریان، تعادل اسیدیته و EH و جوامع باکتری. پیش بینی این متغیر ها سخت است و نیازمند استفاده از NP برای هر یک از شرایط می باشد . تغییرات در آب زیر زمینی می تواند موجب جذب الاینده ها به سطح نانوذرات شود و به این ترتیب با در نظر گرفتن سختی حذف نانوذرات از زمین، این مسئله نیز باید مورد توجه قرار گیرد. به علاوه، اطلاعات نسبتا کمی در خصوص اثرات سم بلند مدت NP در محیط وجود دارد. این ویژگی های کیفی موجب می شوند تا آن ها برای موجوداات زنده مضر باشد. اگر نانوذرات سمی باشند، آنگاه بایستی از NP های پاک سازی شده استفاده کرد.
از آن جا که روش های تصفیه بایستی دارای عوامل واکنش غیر سمی باشند، تا مکانیسم های حذف بلند مدت و پایدار را ارایه کنند، با این حال معایب آن باعث شده است تا استفاده از این فناوری مشکل شود. از این روی، اگرچه هیچ گونه استدلال برای سمیت وجود دارد، بریتانیا در حال استفاده از رویکرد هایی برای معرفی NP مهندسی شده در محیط است. این عمل از گزارش های جامعه پادشاهی و آکادمی پادشاهی مهندسی و CL:AIRE برای وزارت محیط زیست، غذا و امور روستایی(2011) تبعیت می کند. هر دو گزارش نشان دهنده نیاز به تحقیقات اساسی در زمینه رفتار NP و نانو توکسیکولوژی در سیستم های محیطی زیر زمینی است.
به منظور اجتماب از محدودیت های مطرح شده، توسعه یک روش تصفیه ای برای استفاده از فعالیت نانوذرات ضمن اجتناب از آزاد سازی NP در محیط ، می تواند بسیار سود مند باشد. یک مسیر و شیوه احتمالی، توسعه یک نانوکامپوزیت است که به صورت زیر تعریف می شود:
یک ماده چند فازی که در آن حداقل یکی از فاز های تشکیل دهنده دارای یک بعد کم تر از 100 نانومتر است.
تحقیقات اخیر تغییراتی را در نانوکامپوزیت های مختلف ارایه کرده اند، که در آن به طور کلی نانوذرات با مواد میکرو و ماکرو ترکیب می شوند. در این آرایش، واکنش پذیری نانو نشان داده شده و با ویژگی های مواد همراه مکمل است.
این مقاله به بررسی نانوکامپوزیت های حاوی اکسید آهن و آهن مورد استفاده در سیستم های تصفیه آب ساکن می پردازد که شامل موانع واکنشی تراوا، سیستم های راکتور بچ و فیلتر های نقطه ای است. این سیستم ها بایستی از مسائل مربوط به انتشار NP کنترل نشده اجتناب شود و از این روی جاذب ها بایستی در چارچوب یک ساختار پایدار باشد. نانوذرات آهن و آهن اکسید ، از اهمیت زیادی برخوردار است زیرا آهن در روش های تصفیه ای به مدت زمان طولانی استفاده شده است و به نانوذرات به طور کامل برای اهداف تصفیه ای استفاده شده است. از همه مهم تر این که آن ها موجب تصفیه طیف وسیعی از آلاینده ها از فلزات سنکین از طریق جذب تا تجزیه حلال های کلر از طریق کاهش شیمیایی می شود.
اگرچه این نوع فناوری بسیار مفید به نظر می رسد ولی این مقاله به بررسی زمیته های تحقیق و توسعه ای می پردازد که نیازمند پیشرفت بیشتری است به خصوص اگر نانوکامپوزیت ها به عنوان یک فناوری پاک کننده آب واقعی در نظر گرفته شوند. یکی از مسائل مهم در این مقاله این است که هیچ گونه پیوستگی در ازمایش عملکرد برای نانوکامپوزیت های توسعه یافته توسط گروه های مختلف وجود ندارد. به این ترتیب مقایسه محصولات و تصمیم گیری برای تامین سرمایه و توسعه لازم است.

بخشی از مقاله انگلیسی:

1. Introduction

Water contamination is a major international problem caused by industrial, domestic and environmental infl uences. The United Nations estimates that 300–500 million tons of heavy metals, solvents and other waste are released into the world’s water supplies each year as a harmful by-product of industrial activity. [ 1 ] Water contamination can also be naturally derived. For example, arsenic contamination is a serious issue in countries such as Bangladesh, West Bengal (India) and Nepal due to the weathering of rocks that naturally contain arsenic. [ 2–6 ] Furthermore, as global populations continue to grow the human pressure exerted on our water supplies is expected to intensify with potentially greater likelihood of pollution. Over the past decade nano-technology has been increasingly investigated as a potential replacement for traditional treatment methods and reactive agents in order to deliver clean water at a reduced cost whilst simultaneously meeting increasingly stringent water quality standards. [ 7 ] However, the exact defi nitions of ‘nano-scale’ and ‘nano-material’ are still subjects of controversy. In 2010, the Joint Research Centre (JCR) of the European Commission published a report highlighting the international range of defi nitions. [ 8 ] Just within the UK two defi nitions were found for the term nano-scale; the UK Department for Environment, Food and Rural Affairs (DEFRA) defi ned it as 200 nm, whilst other organizations used 100 nm. Following recommendations made by the JCR, in October 2011 the European Commission adopted the following defi nition of ‘nano-material’ for regulatory purposes; [ 9 ] A natural, incidental or manufactured material containing particles, in an unbound state or as an aggregate or as an agglomerate and where, for 50% or more of the particles in the number size distribution, one or more external dimensions are in the size range 1 nm – 100 nm. Due to their miniscule size, nano-materials exhibit different physical, chemical and biological characteristics when compared to their larger, micro- and macro-scale counterparts (<100 nm). [ 8,10–13 ] The nano-materials have a larger surface area to volume ratio and consequently a higher density of surface reaction sites per unit mass. Furthermore, surface free-energy is observed to be greater for nano-materials than for micro- or macro-scale counterparts. Nano-materials, therefore, display a higher reactivity for surface mediated processes. However, as the particle size approaches the electron mean-free path and wavelength scales (below approximately 30 nm), quantum size effects become apparent and fundamental physical characteristics are signifi cantly changed again. These effects can counteract the increased reactivity as demonstrated by Sharma et al., [ 14 ] with many further comprehensive studies of properties specifi c to nano-materials readily found in literature. When within the optimum size range, nano-materials potentially represent a more effi cient alternative to current materials used for water treatment. [ 7 ] A rapidly emerging technology already achieving commercial use in America is nano-particle (NP) injection. [ 10,15–18 ] The NPs, usually zero valent iron nanoparticles (INPs), are injected into the ground as a dry powder or slurry to directly treat contaminated groundwater. The NPs can be either deliberately immobilized, and hence perform as a deep underground permeable reactive barrier (PRB), or mobilized, allowing the NPs to migrate with the contaminated plume of water ( Figure 1 ). This technique, however, highlights multiple disadvantages of using ‘free’ NPs for remediation including the important fact that NP behavior is still not fully understood. It is well recognized that the dispersion of NPs through a groundwater system will be limited by multiple processes; mineral sorption, microbiological activity, aggregation and formation of voluminous corrosion products. [ 10,13,18–24 ] INPs are particularly prone to aggregation and sedimentation because of their strong magnetic properties [ 21,25 ] in addition to electrostatic NP-NP attractions which operate most effectively in concentrated particle suspensions (i.e. slurries). Multiple studies in the literature have developed methods for avoiding these problems by adapting the NPs themselves, as illustrated in Figure 2 , to limit or negate inter-particle attractions. Surfactants [ 10,18,26–32 ] or polymers [ 22,33–62 ] can be added to the NP surfaces to encourage steric hindrance and alter the surface charge to prevent electrostatic attraction. The NPs can also be incorporated into other mobile structures such as carbon forms, [ 63–78 ] silica [ 79–87 ] and colloidal clays. [ 88–93 ] However, the exact transport and retardation mechanisms occurring within the ground are unique to each treatment scenario and dictated by multiple factors that can vary over time, including soil composition, fl ow rates, pH and Eh balance and bacterial communities. These variables are diffi cult to predict and would require unique tailoring of the NPs for each situation. Changes in the groundwater system (natural or otherwise) may also cause contaminants adsorbed to the surface of NPs to become remobilized and surface adaptations to be reversed or become redundant – consequences that become inevitable when considering the operational diffi culty of removing the NPs from the ground. Furthermore, there is relatively little known about the long-term ecotoxicological effects of freely dispersed NPs in the environment [ 49,94–101 ] – the same properties that provide the remediative qualities could also make them hazardous for living organisms. If, in the future, NPs themselves are proven as an unacceptable toxic risk then contractors that have deployed NPs via injection may subsequently become liable for NP clean-up. As remediation methods need to have non-toxic reaction agents providing long term and stable removal mechanisms, the disadvantages highlighted make it diffi cult to establish whether this technology, as it currently exists, can be safely applied. Hence, although there is currently no argument for or against toxicity, the UK is taking a precautionary approach for introducing engineered NPs into the environment. This action follows reports by the Royal Society and Royal Academy of Engineering (2004) [ 99 ] and CL:AIRE (Contaminated Land: Applications in Real Environments), for the UK Department for Environment, Food and Rural A airs (2011). [ 96 ] Both reports highlight the need for more fundamental research into nanotoxicology and NP behavior in subsurface environmental systems. To avoid the limitations outlined it would be highly advantageous to develop a remediation method that utilizes the reactivity of NPs whilst avoiding the release of free NPs into the environment. One possible route is to develop a ‘nano-composite’, a product defi ned as; [ 102 ] A multiphase material where at least one of the constituent phases has one dimension less than 100 nm. Recent research has spawned a multitude of different permutations of nano-composite, where generally the NPs are combined with a micro- or macro-scale support material. In this arrangement the nano-reactivity is still exhibited and complemented by the properties of the accompanying material. The current article provides a review of emerging iron and iron oxide containing nano-composites that can be used in static water treatment systems, including permeable reactive barriers, batch reactor systems and point-of-use fi lters. These systems should avoid the problems associated with uncontrolled NP dispersions by holding them, and sorbed contaminants, securely within a stable structure. Iron and iron oxide NPs [ 103 ] are of particular interest because bulk iron has been used in treatment methods for many years and, as a miniscule derivative, INPs have been thoroughly studied for remediation purposes (see Crane and Scott (2012), [ 10 ] Zhang [ 104 ] and all references therein), although primarily for synthetic laboratory solutions. Most signifi cantly, they have been shown to remediate an impressive range of contaminants, [ 105 ] from heavy metals via adsorption [ 2–6,106–114 ] to the degradation of chlorinated solvents via chemical reduction, [ 115–121 ] and at much greater rates than bulk iron. Although this type of technology looks promising, this review will also highlight areas for research and development that require further improvement if nano-composites are to be a viable realistic water clean-up technology. One major issue that becomes apparent within this article is that there is little to no consistency in performance testing for nano-composites developed by different groups. This makes it very diffi cult to compare products and decide which are the most promising for further funding and upscaling.

یک مطالعه مقایسه ای در مورد حذف سرب از پساب های صنعتی با استفاده از جذب آنها بر روی بنتونیت خام و اصلاح شده ایران (از منطقه اصفهان)

A comparative study on the removal of lead from industrial wastewater by adsorption onto raw and modified Iranian Bentonite (from Isfahan area)

Abstract

In recent years, Bentonite has attracted a lot of interest due to its potential applications and capability for removing heavy metals from aqueous solutions. This ability related to the high ionic exchange capacity and specific surface area. In this study, Iranian Bentonite obtained from Isfahan area was characterized by using X-ray diffraction, X-ray fluorescence, and IR spectroscopy. The effects of different parameters have been investigated on the adsorption of lead from aqueous solution such as contact time, metal concentrations, pH of solution, stirring speed, particle size, amount of Bentonite, and solid in comparison with liquid solution. Bentonite has been modified by NaCl and NH4Cl. As the equilibrium study and the Langmuir, Freundlich, Temkin, and Dubinin–Radushkevich (D–R) models have been used and examined. The correlation coefficients (r 2 ) of lead adsorption have been increased by modification of Bentonite for all models. In addition, the Langmuir model is the best one with correlation coefficient (r 2 ) more than 0.995 for description/adsorption process of lead, which is applied on raw Bentonite and modified Bentonite. The correspondence of Langmuir model for maximum adsorption capacity of raw Bentonite, NaCl–Bentonite, and NH4Cl–Bentonite is 79.3, 102.0, and 94.3 mg/g, respectively.

1 Introduction

Releasing of lead into the environment has detrimental effects on health. Unfortunately, there is a high risk of undesirable exposure and spread of this pollutant in the environment. It could be discharged into air, water, and soil by many industrial activities such as mining operation, manufacture of storage batteries, painting pigments, petroleum refining, automobiles, and cable covering. Toxicity of lead can cause various health conditions and diseases such as hypertension, nephritis, abdominal pain, constipation, cramps, nausea, vomiting, behavioral changes, learning disabilities, and cancers [1–3]. These diseases caused by lead can be interfered in biological processes which are related to interaction of lead with functional groups of biological molecules.

There are many methods for removing heavy metals from aqueous solution such as ion exchange, solvent extraction, reverse osmosis, chemical precipitation, adsorption, and membrane processes [4–6]. The adsorption method is one of the popular methods for removing of heavy metal from solution, which has been performed by two categories of synthesized and natural materials. The synthesized materials are active carbon [7], magnetic [8], zeolite [9], and natural minerals which contain mineral material, industrial, agricultural, and forest wastes. However, natural minerals such as Bentonite [10], Kolanite [11], and Zeolite [12] are widely applied in many fields of technology and science for removing heavy metals and organic pollutants from solution and gas.

Bentonite is volcanic clay. Montmorillonite is the main clay mineral constituent of Bentonite and belongs to Smectitic clay minerals with (Na, Ca)0.33 (Al, Mg)2Si4O10(OH)2·nH2O formula. Montmorillonite has layer structure with one octahedral coordinated layer of aluminum as the basic structural unit, which is sandwiched between two tetrahedral coordinated layers of silicon. The electrostatic interaction between these layers is a weak Van Der Waals force, which facilitates intercalation process. Net negative surface charge on the Bentonite due to the defect of crystal frame work that has been originated substitution of aluminum ion for silicon ion and magnesium or iron ions for aluminum in the tetrahedral sheets and octahedral sheets, respectively. The exchangeable cations such as H+ , Na+ , and Ca2+ on the layer surface are counterbalance charges of Bentonite [13].

In recent years, many papers have reported on the removal of heavy metal, dye, and other pollutants by using various types of Bentonite [13–16]. In addition, the ability of adsorption of many metals such as Cd, Zn, Fe, Hg, Cr, Cu, Mn, and Pb onto Bentonite has been well recognized [16–18].

The literature survey shows that Bentonite is one of the significant adsorbent to remove and to separate lead from solution, because it has high cation exchange capacity (90–120 meq/g), high elasticity and plasticity, low cost, easy handling, abundance as an adsorbent, and easy refining [19]. In the last two decades, the removal of lead from wastewater has been studied considerably [20]. The removal of lead from aqueous solution with Bentonite has been reported since 1993 [21]. After this mentioned time, various types of raw and modified Bentonite have been used as adsorbent to remove lead [22–26] (Table 1).

Bentonite has been modified by 8-hydroxy quinoline [27], sodium tetra borate [28], acid activated Bentonite (AAB) [29], sodium compounds [30], iron oxide and magnesium oxide [23], and 4-aminoantipyrine [18] for removing lead. The best result of lead adsorption is related to 8-hydroxy quinoline-immobilized Bentonite with the adsorption capacity of 142.9 mg/g of lead [27].

Although these mentioned reports covered the subject well, Iranian Bentonite has not yet been studied very well for removing heavy metal (particularly for removing lead from aqueous solution). In this study, the main factors involved in the adsorption process and the determination of optimum conditions for reaching the best adsorption efficiencies were attained. The main purpose of this study is to investigate utilization of Iranian Bentonite (Isfahan area) to remove lead from aqueous solution. The adsorption isotherms models as Langmuir, Freundlich, Temkin, and Dubinin–Radushkevich (D–R) have been investigated for lead adsorption process into Iranian Bentonite.

مقاله انگلیسی رایگان

ترجمه فارسی رایگان 

بخشی از ترجمه فارسی:

استفاده از انرژی خورشیدی در فرایند های آب شیرین کن حرارتی یکی ازکاربرد های مهم و روزافزون انرژی های تجدید پذیری است. آب شیرین سازی خورشیدی می تواند به طور مسقیم: استفاده از انرژی خورشیدی برای تولید آب مقطر در کلکتور خورشیدی و یا به طور غیر مستقیم، ترکیب روش ها و فنون آب شیرین کنی سنتی نظیر آب شیرین کن فلش چند مرحله ای (MSF)، فشرده سازی بخار (VC)، اسمز معکوس (RO)، تقطیر غشایی (MD) و الکترودیالیز، با کلکتور های خورشیدی برای تولید گرما انجام شود. آب شیرین سازی مستقیم خورشیدی در مقایسه با روش های غیر مستقیم نیازمند سطح وسیع تر بوده و دارای بازدهی نسبتا کم تری است. با این حال نسبت به کارخانه های آب شیرین کنی غیر مستقیم در تولید کوچک مقیاس به دلیل هزینه نسبتا پایین و سادگی مناسب تر است. این مقاله به توصیف چندین روش آب شیرین سازی در مراحل تجاری و پایلوت توسعه می پردازد. تاکید مهم و اولیه بر فناوری های مناسب در مناطق دور دست است به خصوص فناوری هایی را که بتوان آن ها را با سیستم های حرارتی انرژی خورشیدی تلفیق کرد.
لغات کلیدی: انرژی خورشیدی، آب شیرین سازی، دستگاه تصفیه آب خورشیدی
مقدمه:
کمبود آب شرب و قابل آشامیدن موجب وارد آمدن مسائل جدی در مناطق خشک جهان شده که در آن آب شیرین روز به روز تبدیل به منبع گران قیمت و نادر می شود. آب شرب پاک یکی از مهم ترین مسائل بهداشت بین المللی امروزه است. مناطقی که بیشترین کمبود آب را تجربه می کنند، کشور های گرم و خشک در خاور میانه و آفریقای شمالی(MENA) می باشند. این مناطق با افزایش شوری آب زیر زمینی و بارندگی پراکنده مواجه هستند. افزایش روز افزون جمعیت جهان همراه با افزایش فعالیت های صنعتی و کشاورزی در سرتاسر جهان موجب تهی شدن و آلودگی منابع آب شیرین شده است.
شیرین سازی آب شور، یکی از قدیمی ترین اشکال تصفیه آب توسط انسان بوده و هنوز هم راه حل محبوبی در سرتاسر جهان در حال حاضر محسوب می شود. در اصل، شیرین سازی آب شور خورشیدی زمانی که تابش خورشید توسط دریا جذب می شود و موجب بخار آب می شود تولید باران می کند. آب بخار شده بالاتر از سطح رفته و توسط باد جا به جا می شود. هنگامی که این بخار ها به نقطه شبنم رسید، فرایند تصعید رخ داده و آب شیرین به صورت آب باران نزول می کند. این فرایند پایه مسئول و عامل گردش سیکل هیدرولوژیکی است. این اصل در همه سیستم های تقطیر انسان ساخت با استفاده از منابع جایگزین گرمایش و سرمایش مورد استفاده قرار می گیرد.
فرایند تصفیه و شیرین سازی آب از مقدار زیادی انرژی برای خارج کردن بخشی از آب خالص از آب شور استفاده می کند. آب شور به فرایند تغذشه شده و نتیجه یک جریان خروجی از آب خالص و یک جریان پسماند با غلظت املاح زیاد است.
بر اساس براورد کالوگیرو(23)، تولید 1000 متر مکعب در هر روز آب شیرین نیاز به 10000 تن نفت در هر سال دارد. این خود بسیار قابل توجه است زیرا شامل مصرف و هزینه زیاد انرژِی می باشد که بسیاری از مناطق خشک، کم آب و کم درامد جهان باید آن را بپردازند. کارخانه های بزرگ آب شیرین کن تجاری که از سوخت های فسیلی استفاده می کنند، بیشتر در یک سری کشور های نفت خیزی قرار دارند که مکمل با منابع سنتی عرضه آب است. افراد در بسیاری از مناطق جهان نه پول و نه نفت لازم را برای توسعه روش های فوق دارند. مسائل مربوط به استفاده از سوخت های فسیلی را تا حدودی می توان با در نظر گرفتن استفاده محتمل از منابع جایگزیت نظیر انرژی خورشید، بیوماس، باد و زمین گرمایی حل کرد. اغلب اوقات در مناطق جغرافیایی که آب کم است اما منابع تجدید پذیر انرژی زیادی دارند. از این روی یک شیوه مشهود ، ترکیب منابع تجدید پذیر انرژی با کارخانه های آب شیرین سازی برای تامین منابع آب مورد نیاز است. در حقیقت، بیشتر کشورهای در حال توسعه، با وسعت زیاد و بدون دسترسی به شبکه های برقی، مملو از انرژی های تجدید پذیر هستند. چنین منابع را می توان به طور مستقیم در مناطق دور افتاده استفاده کرد که می توانن از دستگاه های آب شیرین کن کم انرژی تا انرژی متوسط استفاده کنند. سازمان بهداشت جهانی براورد کرده است که بیش از یک میلیون نفر به آب آشامیدنی خالص دسترسی ندارند و بیشتر افراد در مناطقی زندکی می کنند روستایی بوده و تراکم جمعیتی پایین باعث شده تا به سختی بتوان از لوله کشی آب شیرین استفاده کرد.
به تازگی، توجه زیادی شده به استفاده از منابع انرژی تجدید پذیر به عنوان
منابعی برای شیرین سازی آب شور، به خصوص در مناطق دور افتاده و جزایر، به دلیل هزینه های بالای سوخت های فسیلی، مشکلات در پذیرش آن، تلاش برای حفظ سوخت های فسیلی، علاقه به کاهش آلودگی هوا و
فقدان برق در مناطق دور افتاده معطوف شده است. با این حال لازم به ذکر است که علی رغم خصوصیات مطلوب فوق الذکر، سهم انرژی تجدید پذیر برای رفع تقاضای انرژی جهانی اگرچه در حال افزایش است با این حال بسیار کم است. جدا از انرژی هیدروالکتریک، دیگر منابع اصلی نظیر خورشیدی، بادی و زمین گرمایی بیش از 1 درصد تولید انرژی در جهان را شامل می شوند(9).
به دلیل ماهیت انتشار شونده انرژی خورشیدی، مسائل اصلی در خصوص استفاده از انرژی حرارتی خورشیدی در کارخانه های آب شیرین کن خورشیدی ، بازدهی نسبتا پایین، کارایی حراراتی پایین و سطح قابل ملاحظه زمین می باشند. با این حال چون، کارخانه های آب شیرین کن خورشیدی دارای هزینه پایین و انرژی رایگان می باشند، این فناوری برای تولید کوچک مقیاس به خصوص در مناطق دور دست و جزایری مناسب است که عرضه انرژی سنتی نادر است(28). جدا از مسائل هزینه ای، چندین مسئله زیست محیطی در خصوص سوزاندن سوخت های فسیلی وجود دارد. منابع انرژی تجدید پذیر با فرایند های آب شیرین سازی روش هایی مناسب برای افزایش تامین و عرضه آب شرب می باشند.
انرژی خورشیدی را می توان به طور مستقیم و یا غیر مستقیم برای شیرین سازی آب شور مهار کرد. سیستم های جمع آوری که از انرژی خورشیدی برای تولید آب شیرین به طور مستقیم در کلکتورهای خورشیدی استفاده می کنند موسوم به سیستم های جمع اوری مستقیم هستند در حالی که سیستم های ترکیبی جمع اوری انرژی خورشید با سیستم های شیرین سازی سنتی آب موسوم به سیستم های غیر مستقیم هستند. در سیستم های غیر مستقیم، انرژی خورشیدی برای تولید گرمای مورد نیاز برای شیرین سازی و یا تولید برقی که برای تامین کننده الکتریسیته برای کارخانه های قدیمی شیرین سازی آب نظیر سیستم های چند تاثیری، چند مرحله ای و اسمزیس معکوس استفاده می شود(16).
2-فناوری های خورشیدی
کلکتورهای مختلف انرژی خورشیدی را می توان به منظور تبدیل انرژی خورشیدی به انرژی حرارتی مورد استفاده قرار داد. در بیشتر آن ها، مایع یا سیالی توسط تابش خورشید گرم شده و درون یک لوله جاذب در امتداد کلکتور خورشیدی به جریان در می آید. این سیال انتقال دهنده حرارت معمولا آب یا روغن سنتتیک است. جریان حرارت داده شده در کلکتور خورشیدی یا در مخازن عایق ذخیره شده و یا می توان از آن برای گرم کردن کردن محیط ذخیره ای دیگر اسنفاده کرد.کلکتور خورشیدی یک ابزار ساکن ویا متحرک با جهت خورشید اسن. دومین مورد دارای دو محور در جهت زاویه خورشید است. در غیر این صورت، با توجه به میزان انرژی و تمرکز خورشید، کلکتورهای خورشیدی به صورت تجاری قابل دسترس هستند، با این وجود بسیاری از فناوری های پیشرفته خورشیدی و کلکتورهای قوی تولید شده اند.کلکتورهای مناسب برای تقطیر و شیرین سازی آب دریا به شکل ذیل هستند.
2-1 استخر های خورشیدی گرادیان شوری
این یک استخر کم عمق با گرادیان آب شور عمودی است طوری که آب شور چگال تر در انتهای استخر باقی مانده و با لایه فوقانی آب شیرین ترکیب نمی شود. در نتیجه، لایه آب شور پایین به شدت داغ می شوند(70–85°C). این گرما را می توان برای تولید برق با منابع گرمایی دیگر استفاده کرد که انرژی را برای شیرین سازی آب شور و تامین فضای انرژی گرمایی در ساختمان فراهم می کند. استخر خورشیدی یک کلکتور خورشیدی حرارتی است که دارای یک سیستم ذخیره ای مخصوص به خود است. یک استخر خورشیدی، انرژی خورشیدی را با جذب نور خورشید مستقیم و انتشار آن جمع اوری می کند. این متشکل از سه لایه آب شور با غلظت های مختلف املاح است. استخر های خورشیدی گرادیان نمک دارای غلظت های بالای املاح نزدیک به کف است که یک لایه گرادیان میانی نمک بدون همرفت است و نیز یک لایه همرفت سطحی با غلظت نمک اندک است. نور خورشید بر سطح استخر تابیده و در لایه انتهایی به دلیل غلظت بالای املاح به دام می افتد. آب فوق العاده شور گرم شده توسط انرژی خورشیدی در کف استخر جذب شئه و به دلیل چگالی بالای خود قادر به بالا آمدن نیست.
این لایه به سادگی در انتهای استخر باقی مانده و تا حد نقطه جوش داغ می شود( اگرچه لایه های سطحی آب نسبتا سرد باقی می مانند). لایه انتهایی در استخر خورشیدی، موسوم به ناحیه ذخیره است که بسیار چگال و متراکم بوده و تا دمای 100 درجه حرارت دهی می شود(22). این آب شور داغ را می توان به عنووان منبع حرارت روزانه یا شبانه استفاده کرد که از آن یک توربین دارای سیال آلی می تواند تولید الکتریسیته کند. لایه گرادیان میانی در استخر خورشیدی به عنوان یک عایق بوده و از همرفت و اتلاف حرارت به سطح جلوگیری می کند. اختلافات دمایی بین لایه های سطحی و انتهایی برای به کار انداختن ژنراتور یا مولد کافی هستند. سیال انتقالی از لایه های انتهایی حامل گرما برای کاربرد مستقیم نهایی استفاده می شود. هم چنین گرما می تواند بخشی از سیستم چرخه ران کین حلقه بسته باشد که توربین را برای تولید برق روشن می کند.

بخشی از مقاله انگلیسی:

Abstract

The use of solar energy in thermal desalination processe s is one of the most promising applications of the renewable energies. Solar desalination can either be direct; use solar energy to produce distillate directly in the solar collector, or indirect; combining conventional desalination techniques, such as multistage flash desalination (MSF), vapor compression (VC), reverse osmosis (RO), membrane distillation (MD) and electrodialysis, with solar collectors for heat generation. Di rect solar desalination compared with the indirect technologies requires large land areas and has a relatively lo w productivity. It is however competitive to the indirect desalination plants in small-scale production due to its relatively low cost and simplicity. This paper describes several desalination technologies in commercial and pilot stages of developmen t. The primary focus is on those technologies suitable for use in remote areas, especially those which coul d be integrated into solar thermal energy systems. Keywords: Solar energy; Desalination; Solar stills

1. Introduction

The lack of potable water poses a big problem in arid regions of the world where freshwater is becoming very scarce and expensive. Clean drink- ing water is one of the most important international health issues today. Th e areas with the severest water shortages are the warm arid countries in the Middle East and North Africa (MENA) region. These areas are characterized by the increase in ground water salinity and infrequent rainfall. The increasing world population growth together with the increasing indu strial and agricultural activities all over the world contributes to the depletion and pollution of freshwater resources. Desalination is one of mankind’s earliest forms of water treatment, and it is still a popular treatment solution throughout the wo rld today. In nature, solar desalination produces rain when solar radi- ation is absorbed by the sea and causes water to evaporate. The evaporated water rises above the surface and is moved by the wind. Once this vapor cools down to its dew point, condensation occurs,and the freshwater comes down as rain. This basic process is responsible for the hydrologic cycle. This same principle is us ed in all man-made distil- lation systems using altern ative sources of heating and cooling. Desalination uses a large amount of energy to remove a portion of pure water from a salt water source. Salt water (feed water) is fed into the process, and the result is one output stream of pure water and another of wastewater with a high salt concentration. It has been estimated by Kalogirou [23] that the production of 1000 m 3 per day of freshwater requires 10,000 tons of oil per year. This is highly significant as it involves a recurrent energy expense which few of the water-short areas of the world can afford. Large commercial desalination plants using fossil fuel are in use in a number of oil-rich countries to supplement the traditional sources of water supply. People in many other areas of the world have neither the money nor oil resources to allow them to develop on a similar manner. Problems relevant to the use of fossil fuels, in part, could be resolved by considering possible utilization of renewable resources such as solar, biomass, wind, or geothermal energy. It often happens that the geographical areas where water is needed are well gifted with renewable energy sources (RES). Thus, the obvious way is to combine those renewable energy sources to a desalination plant, in order to provide water resources as required. In fact, most developing countries, with vast areas but having no access to electric grid, appear to be well versed in renewable energies. Such sources, able to be used directly even at far remote and isolated areas, could be exploited to power low to medium scale desalina- tion plants. The World H ealth Organization esti- mates that over a billion people lack access to purified drinking water and the vast majority of these people are living in rural areas where the low population density a nd remote locations make it very difficult to install the traditional clean water solutions. Recently, considerable attention has been given to the use of renewable energy as sources for desalination, especial ly in remote areas and islands, because of the high costs of fossil fuels, difficulties in obtaining it, attempts to conserve fossil fuels, interest in reducing air pollution, and the lack of electrical power in remote areas. It is, however, to be noted that in spite of the aforesaid favorable characteristics, the renewable energy contribution to cover energy demand worldwide, though increasing, is still marginal. Aside from the hydroelectric energy, the ot her principal resources (solar, wind, geothermal) cover together little more than 1% of the energy production worldwide [9]. Owing to the diffuse nature of solar energy, the main problems with the use of solar thermal energy in large-scale desalination plants are the relatively low productivity rate, the low thermal efficiency and the consid erable land area required. However, since solar desalination plants are char- acterized by free energy and insignificant opera- tion cost, this technology is, on the other hand, suitable for small-scale production, especially in remote arid areas and islands, where the supply of conventional energy is scarce [28]. Apart from the cost implications, there are environmental concerns with regard to the burning of fossil fuels. The coupling of renewable energy sources with desalination processes is seen by some as having the potential to offer a sustainable route for increasing the supplies of potable water. Solar energy can directly or indirectly be har- nessed for desalination. Collection systems that use solar energy to produce di stillate directly in the solar collector are called direct collection systems whereas systems that combine solar energy col- lection systems with co nventional desalination systems are called indir ect systems. In indirect systems, solar energy is used either to generate the heat required for desalination and/or to generate electricity that is used to provide the required electric power for conven tional desalination plants such as multi-effect (ME), multi-stage flash (MSF) or reverse osmosis (RO) systems [16].

مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

چکیده

1- مقدمه

2- نانومواد آنتی باکتریال: مکانیسم های سمیت میکروبی

2-1 کیتوزان و پپتید های آنتی میکروبی

2-2 nAg

2.3. TiO2

2.4. اکسید روی

2.5. فولرن

2.6. نانولوله های کربنی

3. کاربرد های فعلی و بالقوه برای ضد عفونی و کنترل میکروبی

3.1. کیتوزان

3.2. TiO2

3.3. فولرینها و مشتقات

3.4. نانولوله های کربنی

3.5. اکسید روی

3.6. ترکیب فن آوری های فعلی با فناوری نانو

3.6.1. افزایش فیلتراسیون غشایی با فناوری نانو

4. محدودیت های فناوری نانو برای تصفیه آب

5. نیازهای پژوهشی مهم

6. جمع بندی

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

1- مقدمه
استفاده از فیلتراسیون شنی و ضد عفونی سازی با استفاده از کلر موجب شد تا بسیاری از بیماری های آبی در جهان توسعه یافته و پیشرفته نسبت به یک قرن پیش از بین برود. با این حال شیوع بیماری های آبی هنوز هم در سطح غیر منتظره ای بالا باقی مانده است. بر طبق داده های بر گرفته از گزارش هفتگی مرکز کنترل بیماری، امراض و مرگ و میر، 155 شیوع و 431.846 مورد بیماری در سیستم های آبی عمومی و فردی از 1991 تا 2000 وجود داشت( بخش شورای شیمی آمریکا 2003). در کل دنیا، بیماری های آبی به یک عامل اصلی مرگ و میر در بسیاری از کشور های در حال توسعه تبدیل شده است. بر طبق گزارش سازمان بهداشت جهانی 2004، حداقل یک ششم جمعیت دنیا(1.1 میلیارد نفر) به آب ایمن دسترسی ندارند( سازمان بهداشت جهانی 2004). آمار کشته های اسهال حدود 2.2 میلیون نفر در سال است که کودکان زیر 5 سال را نیز در بر می گیرد. در مورد اهمیت ضد عفونی سازی آب و کنترل میکروبی نمی توان اغراق کرد.
اگرچه روش های ضد عفونی سازی مورد استفاده در تصفیه آب قادر به کنترل پاتوژن های میکروبی می باشند، تحقیقات در طی دهه گذشته، به بررسی ضد عفونی سازی موثر و تشکل محصولات جانبی حاصل از ضد عفونی(DBP) پرداخته اند. مواد ضد عفونی کننده شیمیایی مورد استفاده توسط صنایع آب نظیر کلر، کلرامین و اوزون با ترکیبات و اجزای مختلف در آب طبیعی واکنش داده و تشکیل محصولات جانبی حاصل از ضد عفونی(DBP) داده اند و بسیاری از آن ها سرطان زا بوده است. بیش از 600 محصولات جانبی حاصل از ضد عفونی(DBP) در منابع کزارش شده است( کراسنر و همکاران 2006). با در نظر گرفتن مکانیسم های تشکیل محصولات جانبی حاصل از ضد عفونی(DBP)، پیش بینی میشود که DBP متشکل از اکسیدان های شیمیایی مورد استفاده در تصفیه آب است( ترسل 1993). به علاوه مقاومت برخی از پاتوژن ها نظیر Cryptosporidium و Giardia به مواد ضد عفونی شیمیایی نیازمند دوز ضد عفونی بالایی است که منجر به تشکیل محصولات جانبی حاصل از ضد عفونی(DBP) می شوند. از این روی نیاز مبرمی به ارزیابی مجدد روش های ضد عفونی سازی سنتی و در نظر گرفتن رویکرد های نواورانه در راستای بهبود اطمینان پذیری و تقویت ضد عفونی ضمن اجتناب از تشکیل محصولات جانبی حاصل از ضد عفونی(DBP) وجود دارد.
رشد سریع نانوفناوری موجب شده است تا کاربرد های زیست محیطی نانومواد از اهمیت زیادی برخوردار شود. به ویژه این که، پتانسیل آن برای انقلاب و تحول در فرایند های تصفیه آب سنتی ، اخیرا اعلام شده است(USEPA، شانون و همکاران 2008). نانومواد شامل مواد جاذب ، کاتالیزور ها و سنسور های عالی به دلیل سطح مقطع بزرگ آن ها و واکنش پذیری بالا هستند. اخیرا، چندین نانومواد طبیعی و مهندسی شده ، خواص میکروبی قوی را نشان داده اند از جمله کیتوزان (. چی و همکاران، 2004) ، نانوذرات نقره (NAG)، TiO2 فوتوکاتالیستی (مورنز و همکاران، 2005.) (چو و همکاران، 2005؛ وی و همکاران، 1994)، نانوذرات آبی فولرین (nC60) (لیون و همکاران، 2006)، و نانولوله های کربنی (CNT) (کانگ و همکاران، 2007). بر خلاف مواد ضد عفونی کننده شیمیایی سنتی، این نانومواد ضد میکروبی اکسیدان های قوی نمی باشند و در آب نسبتا کم اثر و ساکن هستند. از این روی، انتظار نمی رود که آن ها تولید DBP مضر کنند. در صورتی که آن ها در فرایند های تصفیه استفاده شوند می توانند پتانسیل خوبی برای جایگزینی و یا بهبود روش های ضد عفونی سازی سنتی باشند.
کاربرد بالقوه دیگر نانو مواد آنتی میکروبی، استفاده در سیستم های استفاده مجدد و تصفیه آب غیر متمرکز است. مفهوم سیستم های تصفیه آب غیر متمرکز و توزیع شده ، توجه زیادی را در سال های اخیر به دلیل مشکلات مربوط به از دست رفت آب و کاهش کیفیت مربوط به شبکه های توزیع قدیمی و افزایش هزینه های انرژی برای انتقال آب و نیز افزایش نیاز به منابع آبی جایگزین و استفاده مجدد از فاضلاب برای مناطق با کمبود آب و مسائل امنیت ملی، به خود معطوف کرده است(NRC، 2006، عاس 2000). از این روی گفته می شود که نامومواد کارکردی( عاملی)، ر ا می توان برای ایجاد سیستم های با عملکرد بالا، کوچک مقیاس برای افزایش مقاومت و استحکام شبکه های تامین آب، برای سیستم های غیر مرتبط با شبکه مرکزی و برای پاسخ های اورژانسی پس ازحوادث نامطلوب استفاده کرد.
این مقاله به مرور مکانیسم های آنتی میکروبی نانومواد مختلف، و کاربرد آن ها در ضد عفونی سازی آب و کنترل میکروبی و نیز محدودیت ها پرداخته و مرور منابعی را برای درک کنترل میکروبی و ضد عفونی سازی مبتنی بر نانوفناوری ارایه می کند.

بخشی از مقاله انگلیسی:

1. Introduction

The use of sand filtration and chlorine disinfection marked the end of waterborne epidemics in the developed world more than a century ago. However, outbreaks of water borne diseases continue to occur at unexpected high levels. According to the data compiled from Center of Disease Control Morbidity and Mortality Weekly Report, there were 155 outbreaks and 431,846 cases of illness in public and individual U.S. water systems from 1991 to 2000 (Chlorine Chemistry Division of the American Chemistry Council, 2003). Worldwide, waterborne diseases remain the leading cause of death in many developing nations. According to the 2004 WHO report, at least one-sixth of the world population (1.1 billion people) lack access to safe water (WHO, 2004). The consequences are daunting: diarrhea kills about 2.2 million people every year, mostly children under the age of 5. The importance of water disinfection and microbial control cannot be overstated. Although disinfection methods currently used in drinking water treatment can effectively control microbial pathogens, research in the past few decades have revealed a dilemma between effective disinfection and formation of harmful disinfection byproducts (DBPs). Chemical disinfectants commonly used by the water industry such as free chlorine, chloramines and ozone can react with various constituents in natural water to form DBPs, many of which are carcinogens. More than 600 DBPs have been reported in the literature (Krasner et al., 2006). Considering the mechanisms of DBP formation, it has been predicted that DBPs will be formed any time chemical oxidants are used in water treatment (Trussell, 1993). Furthermore, the resistance of some pathogens, such as Cryptosporidium and Giardia, to conventional chemical disinfectants requires extremely high disinfectant dosage, leading to aggravated DBP formation. Therefore, there is an urgent need to reevaluate conventional disinfection methods and to consider innovative approaches that enhance the reliability and robustness of disinfection while avoiding DBP formation. The rapid growth in nanotechnology has spurred significant interest in the environmental applications of nanomaterials. In particular, its potential to revolutionize century-old conventional water treatment processes has been enunciated recently (USEPA, 2007; Shannon et al., 2008). Nanomaterials are excellent adsorbents, catalysts, and sensors due to their large specific surface area and high reactivity. More recently, several natural and engineered nanomaterials have also been shown to have strong antimicrobial properties, including chitosan (Qi et al., 2004), silver nanoparticles (nAg) (Morones et al., 2005), photocatalytic TiO2 (Cho et al., 2005; Wei et al., 1994), fullerol (Badireddy et al., 2007), aqueous fullerene nanoparticles (nC60) (Lyon et al., 2006), and carbon nanotubes (CNT) (Kang et al., 2007). Unlike conventional chemical disinfectants, these antimicrobial nanomaterials are not strong oxidants and are relatively inert in water. Therefore, they are not expected to produce harmful DBPs. If properly incorporated into treatment processes, they have the potential to replace or enhance conventional disinfection methods. Another potential application of antimicrobial nanomaterials is their use in decentralized or point-of-use water treatment and reuse systems. The concept of decentralized or distributed water treatment systems has attracted much attention in recent years due to concerns on water loss and quality deterioration associated with aging distribution networks and the increasing energy cost to transport water, as well as the increasing need for alternative water sources and wastewater reuse for areas with water shortage problems and national security issues (NRC, 2006; Haas, 2000). It is envisioned that functional nanomaterials, including those with antimicrobial properties, can be used to build high-performance, small-scale or point-of-use systems to increase the robustness of water supply networks, for water systems not connected to a central network, and for emergency response following catastrophic events. This paper reviews the antimicrobial mechanisms of several nanomaterials, discusses their applicability for water disinfection and microbial control as well as the limitations, and highlights critical research needs to realize nanotechnology-enabled disinfection and microbial control.

مبتدی (مناسب برای درک مفهوم کلی مطلب) 

2.2. اهمیت نسبی فرایندهای حذفی متفاوت BMP
در حال حاظر اطلاعات میدانی محدودی درباره‌ی تفاوت توانایی‌های حذف آلودگی توسط BMPها وجود دارد. به دلیل کمبود نتایج تجربی، منطقی به نظر می‌رسد که روشی تئوریک را به عنوان جایگزینی کاربردی برای این فقدان آگاهی قرار دهیم. این امر می‌تواند به وسیله‌ی استفاده از دانش موجود در سطح UOP برای پیشبینی فرایند‌های حذفی در هر نوع از سیستم تصفیه، مورد استفاده قرار گیرد. در نتیجه‌ی آن میتوان قضاوت‌های آگاهانه‌ای درباره‌ی اهمیت هر فرایند حذفی در درون یا برون سیستم BMP انجام داد. چنین روش اولویت‌بندی غالبا به عنوان بخشی از فرایندهای مدیریت خطر به کار برده می‌شود و در این مقاله به صورت اهمیت نسبیِ هر فرایند حذفی درون BMP مشخص، به این گونه انجام می‌شود:
• اهمیت بالا: فرایند حذفی غالب و اصلی در BMP
• اهمیت متوسط: فرایندی که به صورت قابل ملاحضه‌ای در توان حذف آلودگی BMP مشارکت دارد
• اهمیت کم: فرایندی که فقط تاثیر کمی در حذف آلودگی دارد
• نامربوط (NA): فرایندی که به BMP خاص نامربوط است
در شرایط مناسب، این دسته بندی های پایه ایT به زیرگروه های متوسط/زیاد و کم/متوسط تقسیم میشوند ولی اضافه کردن این زیر گروه های اضافی توجیه پذیر نیست. به وجود آوردن اینچنین رویکرد منظمی (برای کمک به تصمیم گیری در نبود اطلاعات موجود)، به ارزیابی و نظر یک متخصص به عنوان پایه و شالوده برای مشخص کردن درجه بندی ها نیاز دارد و به این ترتیب، یک فرآیند ذهنی می‌باشد؛ همچنین تجربه ی به دست آمده در زمینه ی مهندسی فاضلاب، یک شالوده ی منطقی و مناسب را برای تعیین مشخصات و ویژگی های UOP فراهم می‌کند. حوزه های عملکردی تخصصی زیادی نیز وجود دارند؛ برای مثال مدیریت خطر زیستگاهی(سکونتی)، که در آن یک رویکرد داده/نظر تخصصی (داده به همراه نظر تخصص) برای تصمیم گیری (با توجه به الزامات عملیاتی) مورد نیاز است. در استفاده از این رویکرد، این موضوع اهمییت دارد که در جایی که ارزیابی متخصص ، بخش مهمی از فرآیند را تشکیل می دهد، بهتر است مشارکت گسترده تری در نظر گرفته شود((CERM, risk ranking, 1997. درجه بندی مرتبط با فرآیندهای پاکسازی متفاوتی که در این مقاله آمده است، هم نظرات نویسنده و گروه مشارکت کننده و هم نظرات مصرف کننده و کاربر نهایی مرتبط با پروژه ی کامل شده‌ی Daywater را دربر می گیرد(Daywater,2002). پیش فرض ها و قضایای مربوط به این درجه بندی، به طور واضح و مشخص ذکر شده است تا بحث ها و پژوهش های بعدی را تسهیل کرده و به ایجاد یک چهارچوب بهبود یافته و روشن تر در موقع نیاز کمک کند.

2.3. تعاریف فرآیندهای مشخص عمل کردی دستگاه
2.3.1. رونشین شدن بر سوبسترا
رونشین شدن بر سوبسترا، به اتصال فیزیکی- شیمیایی آلاینده ها به سوبستراهای مصنوعی(مثل ماتریکس سنگریزه در راه آبهای فیلتری)، سوبستراهای طبیعی (مثل گیاهان درون یک باتلاق) و سوبستراهای تعبیه شده (مثل ته نشین شدن رسوبات بنتال درون یک آبگیر نگهداری) اشاره دارد و تحت تاثیر عواملی که سابقاً برای رونشین شدن جامدات معلق ذکر شد، می باشد. در راه آب فیلتری، روکش منفذ دار(به همراه مخزن آب زیر زمینی) (legert and colandini , 1999)، جریان زیر سطحی تالاب های احداث شده، حوضه های آبگیر پالاینده و خندق های غرقه سازی، یک توانایی پاکسازی مهم وجود دارد که به واسطه ی برخورد نزدیک آب بارندگی و سطح سوبسترا حین صاف کردن یک نهر آب به وسیله ی یک ماده ی تراوای مشخص به وجود آمده است(جدول 2). مسیرهای هیدرولیکی که آب طوفان از درون باتلاق ها، نوارهای فیلتری، جریان سطحی تالاب های احداث شده، گودال های نگه داری آب و گودال های نگه داری آب وسیع، طی می کند، منجر به کاهش دفعات برخورد مستقیم با سوبسترای موجود و در نتیجه، کاهش توانایی برای رونشینی می شود. تخلیه ی مرتب گودال های نگه داری آب بعد از یک طوفان در مقایسه با آبگیرهای نگه داری و تالاب ها که در آنها یک مقدار آب دایمی و ماندگار وجود دارد، فرآیند رونشینی را تقویت می کند

2.3.2. ته نشینی
ته نشینی، حرکت عمودی رسوبات معلق به هم چسبیده و یا مجزا به سمت کف ستون آب می باشد (Ellis et al., 2004) و به شدت وابسته به نگهداری و ماندن حجمی از آب ساکن درون BMP است. اصولا دو نوع فرآیند ته نشینی I و II در نظر گرفته می شود که در مخازن اولیه‌ی ته نشینی فاضلاب سنتی رخ می دهد (Tchobanoglous et al., 2003). بنابراین این موضوع، مکانیسم غالب و مهم در آبگیرهای نگهداری (Pettersson et al., 1999)، آبگیرهای پالاینده و آبگیرهای پالاینده وسیع(Revitt, 2004) می باشد ولی در آبگیرهای بازداری(زمان نگهداری کمتر) و تالاب ها و مخازن رسوب گذاری(حجم و سطح نسبتا کمتر) اهمییت کمتری پیدا می کند(جدول 2). اگرچه حضور ماکروفیت ها در هر دو نوع تالاب های ساخته شده در ایجاد شرایط سکون دخالت می کند، وجود نقاط متراکم گیاهی به طور موثری حجم ستون آب ساکن را (که از طریق آن رسوب گذاری می تواند رخ دهد) کاهش می دهد و منجر به کاهش نسبی توانایی ته نشینی در این سیستم ها می شود. به توانایی پاک کنندگی انواع دیگر BMP در فرآیند های رسوب‌گذاری، به دلیل نبود آب ساکن و پایدار که ته نشینی ذرات را تسهیل می کند، درجه‌ی کم/متوسط یا کم نسبت داده می‌شود.
2.3.3. تخریب میکروبی
تخریب میکروبی با در دسترس بودن سایت‌های اتصال و مواد مغذی درون BMP تسهیل می شود و هردو فرآیند هوازی و بی هوازی با وقوع تعداد برخوردهای زیاد بین آب طوفان و سوبسترا تقویت می شوند؛ در نتیجه تخریب میکروبی به شدت درون جریان های زیر سطحی تالاب های احداث شده (Ellis et al., 2003) و گودال های پالاینده تقویت می شود(جدول 2). راه آب های فیلتری ، روکش های منفذدار، خندق‌های غرقه سازی، مجاری صاف کننده، گودال های نگه داری وسیع و جریان های سطحی تالاب های احداث شده به طور معمول تنوع سایت های اتصال میکروبی مشابهی را فراهم نمی کنند و نتیجتاً اهمییت متوسطی در این فرآیند دارند. در گودال های نگه داری(حجم آب غیرپایدار)، نوارهای فیلتری و باتلاقها (زمان نگه داری کم)، تماس طولانی مدت آب بارندگی با یک جمعیت میکروبی پایدار نامحتمل است که این امر منجر به اختصاص دادن پتانسیل های پاک کنندگی کم/متوسط به این BMPها می شود. بقیه‌ی سیستم های پردازش(مثل آسفالت منفذدار، مخازن رسوب گذاری و تالابها) کمترین اهمییت را در این فرآیند پاک کنندگی دارند زیرا احتمال برخورد آب بارندگی و سوبستراهایی که به عنوان میزبان جمعیت های متفاوت میکروبی عمل می کنند، پایین تر است.

2.3.4 . فیلتراسیون
این UOP در BMPها با همان مکانیسمی اتفاق می افتد که در پردازش های آبی معمولی با واحدهای صافی گیاهی-شنی رخ می دهد؛ به این صورت که با غربال کردن فیزیکی، ذرات آلاینده را هنگامی که از منافذ سوبسترا و یا سدهای آبی می گذرند، حذف می کند(Ellis et al., 2004). بنابراین با توجه به فیلتراسیون سطحی، روکش‌ها و آسفالت های منفذدار بیشترین پتانسیل برای فیلتراسیون را دارند؛ بخصوص در آسفالت منفذدار که حفرات موجود در مواد فشرده‌ی سازنده‌ی آن، اندازه ی کوچکی دارند(جدول 3). مجاری صاف کننده، گودال های پالاینده، خندق های غرقه سازی و جریان های سطحی تالاب های احداث شده مسیرهایی برای آب بارندگی در سوبسترای زیر سطحی را فراهم میکنند ولی فیلتراسیون کم بازده و بی اثرتری دارند؛ زیرا منافذ سنگ ریزه ها که عمدتا به عنوان سوبسترا به کار می روند، بزرگتر است. راه آبهای فیلتری سوبسترای سازنده ی مشابهی دارند ولی فرصت نفوذ به داخل زمین را فراهم نمی کنند. پتانسیل پاک کنندگی متوسط اختصاص یافته، برای جریان های سطحی تالابهای احداث شده10 و باتلاقها نیز به کار می رود که در آنها فعالیت فیلتراسیون پوشش گیاهی سطح، با امکان نفوذ خاک ترکیب می شود. ممکن است فرآیندهای مشابهی در نوارهای فیلتری رخ دهد ولی دفعات کمتر برخورد آب بارندگی و سطح گیاهی در آن ها، منجر به کم شدن توانایی فیلتراسیون می شود. بقیه‌ی BMPها به دلیل برخورد محدود بین آب طوفان و لایه‌های پایه ای، پتانسیل فیلتراسیون کم دارند.

 جذب گیاهی
وجود پوشش گیاهان آبزی یا خشکی زی، پتانسیلی را برای جذب گیاهی فراهم می‌کند و بنابراین این فرآیند را نمی‌توان در BMPهای بدون پوشش گیاهی مثل آسفالت منفذ دار و مخزن رسوب گذاری اعمال کرد. آبگیر های نگهداری با وجود ماکروفیت‌های آبسنگی، به عنوان “کم” برای جذب گیاهی درجه بندی می‌شوند زیرا برخورد بین پوشش گیاهان آبزی و بخش عمده‌ای از آلاینده ها، محدود می‌باشد(جدول 3).به طور مشابه در گودال‌های نگهداری و گودال‌های نگهداری وسیع، پوشش چمن سطحی می‌تواند در پاکسازی آلاینده ها زمانی که آب بارندگی وجود داشته باشد، مشارکت کند. در روکش‌های منفذ دار، راه آب‌های فیلتری، خندق‌های غرقه سازی ومجاری صاف کننده، (به دلیل رشد جلبک روی سطح زیرین سنگریزه‌ها و یا هر ماده پرکننده‌ی دیگر) امکان جمع شدن آلاینده به صورت ماده شیمیایی مضر در سلول‌های بافت‌ها وجود دارد. به دلیل ترکیب سطح پوشیده شده از چمن و یک سوبسترای سنگریزه‌ای پوشیده شده با جلبک، انتظار می‌رود که در گودال‌های پالاینده، جذب گیاهی کمی افزایش داشته باشد. باتلاق‌ها و نوارهای فیلتری، ساختار‌هایی با سطوح پایدار پوشیده شده از چمن هستند که به دلیل نسبت(ضریب) برخورد موثر بین آب بارندگی و پوشش گیاهی، به عنوان پتانسیل متوسط پاکسازی شناخته می‌شوند. برای جریان های سطحی تالاب‌های احداث شده، برخورد مشابهی بین آب باران و پوشش گیاهی انتظار می‌رود؛ هرچند به دلیل برخورد‌های بیشتر آب بارندگی و سیستم ریشه‌های درهم پیچیده‌ی ماکروفیت‌های آبزی، توانایی جذب گیاهی جریان‌های زیر سطحی تالاب‌های احداث شده، بیشتر است.

2.3.6. تبخیر شدن و نورکافت
هر دو فرآیند به شدت به در معرض قرار گرفتن سطح (سطح آزاد) وابسته هستند ولی در حالی که نور کافت به قرار گرفتن در معرض نور مستقیم آفتاب نیاز دارد، تبخیر شدن می‌تواند در فضا‌های باز درون ساختمان BMP رخ‌ دهد. در راه‌آب‌های فیلتری، روکش‌های منفذ دار، خندق‌های غرقه سازی و مجاری صاف کننده، به دلیل ادغام سریع آب طوفان و ساختار BMP، تخریب نورکافتی اهمیت بسیار ناچیزی پیدا می‌کند. در مخازن ذخیره سازی و تالاب ها (به طور معمول، مساحت سطح و زمان نگه داری مربوطه‌ی کمتر)، در هر دو نوع تالاب‌های احداث شده (قرار گرفتن محدود آب بارندگی در معرض نور خورشید به دلیل پوشش گیاهی متراکم) و در آسفالت‌های منفذدار (نفوذ سریع به درون مواد پوشاننده، محلی که برخورد با پرتو های UV و مرئی هنوز ممکن است)، کارایی و اثر بخشی کمی پیش‌بینی شده است. در نوار‌های صافی، باتلاق ها، گودال‌های پالاینده، آبگیر‌های نگهداری، گودال‌های نگهداری و گودال‌های نگهداری وسیع، به دلیل ترکیب مساحت‌های سطحی افزایش یافته و زمان بیشتر در معرض نور بودن، نورکافت بالاترین درجه (کم/متوسط) را خواهد داشت (جدول3).
در گودال‌های نگهداری وسیع، گودال‌های نگهداری، آبگیر‌های نگهداری، گودال‌های پالاینده، جریان‌های سطحی تالاب‌های احداث شده و باتلاق ها، چون که دیفرانسیل زمان و مساحت سطحی از آب بارندگی که در معرض اختلاف فشار باد/محیط قرار گرفته است، نسبت به جریان‌های زیر سطحی تالاب‌های احداث شده ، تالاب‌ها و نوار‌های صافی (پتانسیل کم/متوسط)، بهینه و مساعد شده، تبخیر شدن بالاترین درجه (پتانسیل پاکسازی متوسط) را دارد. مخازن رسوب گذاری، مجاری صاف کننده، خندق‌های غرقه سازی، روکش‌های منفذ دار، آسفالت منفذ دار و راه‌آب‌های فیلتری، به دلیل سطوح در معرض قرار گرفته‌ی کمتر مرتبط با این سیستم ها، همگی به پتانسیل‌های پاکسازی کم منسوب شده‌اند.

2.4. حساسیت TSS، BOD، COD، نیترات ها، فسفات ها و باکتری کلیفرم‌های مدفوعی به فرآیند‌های پاکسازی BMPهای مشخص
در جدول 4، توانایی هر یک از مکانیسم های مشخص برای حذف شاخص‌های کلی کیفیت آب (TSS، BOD، COD، نیترات ها، فسفات ها و کلیفرم@های مدفوعی) شرح داده شده است. این دسته بندی ها برای پتانسیل پاکسازی آلاینده، از در نظر گرفتن داده‌های فیزیکی-شیمیایی مرتبط (در صورت موجود بودن) و همین‌طور دانش علمی موجود در زمینه‌ی رفتارها و کنش‌های محیطی آلاینده‌ها منشأ گرفته است. بنابراین، ماده‌های مغذی (نیترات ها و فسفات ها) هر دو به عنوان پتانسیل پاکسازی بالا برای جذب گیاهی شناخته می‌شوند ولی به شدت در رونشینی، ته نشینی و فیلتراسیون تفاوت دارند زیرا حلالیت آن ها در آب بسیار متفاوت است. هردو ماده‌ی مغذی در برابر تجزیه‌ی زیستی هوازی مقاوم هستند ولی به عنوان پتانسیل‌های کم و کم/متوسط در حذف تحت شرایط بی هوازی در نظر گرفته می‌شوند. طبقه بندی‌های ذکر شده در جدول 4، اثرات ترکیبی هر دو فرآیند تخریب زیستی را نمایان می‌کند. BOD و
COD حسایت‌های مشابهی را در طبقه بندی فرآیند های پاکسازی نشان می‌دهند و بیشتر بودن ناچیز ترکیبات آلی سخت درCOD، باعث می‌شود که تمایل آن به رونشین شدن، جذب گیاهی و تخریب میکروبی، اندکی کاهش یابد. در فرآیند بعدی به نظر می‌رسد که تخریب بی هوازی، یک پتانسیل کم را برای پاکسازی در هر دو شاخص‌های اکسیژن خواه فراهم می‌کند ولی فرآیند هوازی متناظر، می‌تواند پاکسازی‌های زیاد و متوسط را به ترتیب برای BOD و COD ایجاد کند که منجر به طبقه بندی ترکیبی نشان داده شده در جدول 4 می‌شود. انتظار می‌رود که کلیفرم های مدفوعی و TSS، ظرفیت‌های پاکسازی مشابهی را نشان دهند با این استثنا که کلیفرم های مدفوعی به نورکافت حساسیت دارند. van der Steen et al., 2000)) پتانسیل‌های آلاینده‌های منتخب برای ته نشین شدن و فیلتراسیون بر توانایی آن‌ها برای جذب و رونشین شدن به جامدات معلق و رسوب کردن استوار است که به عنوان فرآیند‌های غیر مستقیم مرتبط شناخته می‌شوند. با این که فیلتراسیون و ته نشینی به مکانیسم‌های اولیه ی مشابهی وابسته هستند، مشخصا فرآیند‌های پاکسازی جداگانه‌ای در BMP ساختاری می‌باشند.

مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

چکیده
مقدمه
مواد و روش ها
نتایج و بحث
نتیجه

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

مقدمه
امروزه، تصفیه و دفع آلاینده ها، به عنوان یکی از مهم ترین مسائل در مهندسی محیط زیست بیان می شود، حتی بیشتر از حد در مورد این گزینه اختیار داده شده است. از نظر تاریخی در قرون گذشته (تا پایان 1900) به دلیل آزاد بودن فاضلاب تصفیه نشده در منابع به موضوع تصفیه خانه فاضلاب پرداخته نشده بود.اما در اوایل قرن 20.، عدم ارائه مناطق گسترده و کافی برای دفع فاضلاب تصفیه نشده، به ویژه در کلان شهر ها، استفاده از روش های موثر در تصفیه خانه فاضلاب را به اوج خود رساند (متکالف و ادی، 1991).
تجربه های گذشته به ویژه در سال 1980 نشان داد که پروژه تصفیه خانه فاضلاب در کشورهای در حال توسعه نیاز به امکانات تکنولوژیک دارد اما این امکانات تنها میتوانند از طریق بهره برداری از منابع انسانی و مالی ایجاد شوند. بنابراین، این پروژه ها اغلب در مناطق شهری بزرگ با بهره گیری از منابع بزرگ انسانی و مالی ساخته شده و در واقعیت توسعه خود را به مناطق فقیر (سونونه و گاته ، 2004) محدود می کند. برای حل مشکلات ذکر شده در بالا، تیمار اولیه شیمیایی پیشرفته (CEPT) به عنوان یک روش اجرایی و موثر قابل دفاع است (کورنیاوان ، و همکاران، 2005). این تکنولوژی نه تنها نتایج مناسب و قابل مقایسه به ارمغان می آورد بلکه از نظر کاهش COD، کدورت و TSS در مقایسه با سیستم های فعلی مناسب تر هستند ، یک روش موثر و مولد و بسیار مقرون به صرفه با قابلیت ارتقاء ظرفیت سیستم های معمولی است (اولیو، 2002).
CEPT فرایندی است که در آن مواد شیمیایی ( به طور کلی نمک های فلزی یا پلیمرها ) برای هدف قبل اضافه شده اند. این مواد شیمیایی کنگلومرا تعلیق ذرات جامد از طریق انعقاد و لخته سازی فرآیندهای عملیاتی را انجام می دهند (ژو، و همکاران، 2004).
ذرات انباشته شده و یا توده های جمع شده سرعت ته نشینی بالایی دارند و در نتیجه عملکرد تیمار پارامترهایی مانند COD، فسفر، کدورت و TSS را بهبود می بخشند. این فرایند را می توان در رسوب مخازن و در تیمار گیاهان انجام داد و ارزان تر ، ساده تر با عملکرد بیشتر در مقایسه با سیستم های معمولی است. (هرلمان و موریسی، 1992؛ هرلمان و مورکوت، 1992، 2001a، 2001b).
از جمله مزایای دیگر بیش از شیوه های مرسوم در آن ، نیاز به نیمی از حجم لازم از رسوب استخر در مقایسه با روش های مرسوم دیگر ، نرخ تخلیه بیشتر با فضای مرد نیاز کوچکتر برای نصب و راه اندازی امکانات لازم، دارای عملکرد حذف مناسب برای طیف گسترده ای از فاضلاب با انواع مشخصات، مناسب با امکانات تیمار های مختلف (اولیو، 2002) اضافه شده و همچنین مزایای اقتصادی متعددی از نظر تولید و بهره برداری (هرلمان، و همکاران، 1997).
شیمی پیشرفته در تیمار اولیه که شامل انعقاد پس از رسوب و از بین بردن ته نشین در یک واحد رسوب است استفاده می شود . مواد جامد پراکنده در داخل فاضلاب وجود دارند که شامل مواد غیر رسوبی یا ذرات با سرعت رسوب بسیار ناچیز هستند، که در آن ها کلوئید به عنوان ترکیبات بخش عمده ای از ذرات غیر رسوبی است. از آنجا که بسیاری از کلوئیدها طبیعی دارای بار منفی می باشند ، این ذرات به یک سیستم تعلیق ثبات می دهند. هنگامی که یک ماده در فاضلاب منعقد شده است ، و از طریق هیدرولیز یون های فلزی ، در این مجموعه فلز یونی هیدروکسید شده با بار مثبت بالا تشکیل می شود.
از آنجا که این مجموعه دارای بار مثبت بالا است، آن ها با جذب سطح کلوئید و با کاهش بار منفی، در حال ساخته خنثی و تغلیظ شده از طریق نیروهای وندروالس هستند. این جذب توسط تلاطم آب (لخته) و ذرات با قابلیت رسوب مناسب تقویت تشکیل خواهد شد (رینولدز و ریچاردز، 2000). با توجه به روش حذف فسفر توسط منعقد کننده می توان گفت که با اضافه کردن این مواد شیمیایی به فاضلاب که باعث می شود کاتیون های این نمک برای ترکیب با فسفات نامحلول آنیونی در داخل سیستم تعلیق و ایجاد فلز فسفات نامحلول کند.
با توجه به وزن سبک، این ذرات رسوبی و با استفاده از لخته رسوب از ویژگی ای برخوردار شدند (دانیلز و پارکر، 2003).
در حقیقت، با افزودن نمک های انعقادی، اگرچه فاضلاب Fe2+, Fe3+ and AL3+ را دریافت می کند، حذف فسفر در پی اچ پایین تر از 6.5 با تشکیل مواد نامحلول AlPO4, FePO4 همراه بوده و در پی اچ بالاتر از 6.5 با اکسید اهن و زاج سفید ینیو و هیدروکسید همراه خواهد بود (اردم، و همکاران، 2006؛ جیانگ و لوید، 2000)
تحقیقات زیادی در حال حاضر در کشورهای مختلف به ویژه در کشورهای در حال توسعه انجام شده است. در شهرستان ساحلی ریورا در برزیل رفت و آمد مکرر جمعیت عمومی افزایش و در فصل تابستان تصفیه خانه فاضلاب دچار مشکلات همیشگی می شود. در سال 2000، یو و بورکه با استفاده از سیستم CEPT و باl / mg 50 از کلرید فریک با l / mg 0.5 از پلیمر آنیونی به عنوان کمک برای منعقد سازی ، قادر به کاهش 60 و 85 درصد BOD و TSS محتویات اجرا شده است. در نمونه ای دیگر، در سال 2001، مطالعه ای که توسط هرلمن و مورکوت در ارزیابی اقتصادی اجرای سیستم درمانی CEPT در ریودژانیرو انجام شد نشان داد که این سیستم نه تنها دوز را کاهش می دهد، بلکه به سرمایه گذاری های عمده نیاز ندارد اما همچنین می تواند ظرفیت کارخانه های موجود را افزایش دهد . که هر مورد نیاز به تغییر برنامه فعلی از کار سیستم را دارد (اولیو، 2002).
هدف از اجرا این مطالعه در انگلستان توسط سانگ، و همکاران. در سال 2003 به منظور توسعه یک سیستم تصفیه که به طور موثر می تواند به کاهش غلظت آلاینده در فاضلاب و به سطوح سازگار با محیط زیست قابل قبول و تا حد زیادی می تواند به کاهش هزینه های تخلیه پساب کمک کند. در طول فرایند انعقاد، در pH بهینه 7.5، 30-37 درصد از COD و 38-46 درصد از TSS به ترتیب برداشته شد و کلرید فریک به عنوان منعقدکننده استفاده شد،. همچنین، کلرید فریک به نتایج بهتر در مقایسه با تولید دست یافت (سانگ، و همکاران، 2003). در سال 2003، دلگادو، و همکاران، با انجام یک مطالعه در مقیاس آزمایشگاهی با استفاده از سولفات زاج سفید ینیوم، کلرید فریک، و پلی زاج سفید ینیوم کلراید برای به دست آوردن کیفیت مورد نیاز آب (3/5 NTU) در کدورت در ترشحات از درمان ثانویه در تصفیه خانه فاضلاب معمولی در اسپانیا استفاده کردند.
پلی زاج سفید ینیوم کلرید بهترین عملکرد در فاضلاب با PH طبیعی و با 50 دوز منعقد کننده را نشان داد (دلگادو، و همکاران، 2003). در سال 2005 تحقیقات دیگری که توسط محوی و همکاران در ایران انجام شد. با مطالعه عملکرد سیستم CEPT از بزرگترین مجتمع صنعتی ایران به تصفیه خانه فاضلاب شهری. و با استفاده از آهک و FeO3 به عنوان منعقد کننده های شیمیایی،باعث کاهش سطح BOD، COD و TSS و 27-53، 25-59، 46-94 درصد و نشان داد که فاضلاب تحت تیمار را می توان با تصفیه خانه فاضلاب شهری از نظر کیفیت بهبود بخشید ( محوی، و همکاران، 2005).
در سال 2005، عامودا و همکاران عملکرد فرآیند قبل از CEPT در فاضلاب صنعت نوشیدنی در نیجریه را مورد مطالعه قرار دادند، با استفاده از به عنوان منعقد کننده و همچنین در رابطه با خنثی کردن اکریلیمید پلی الکترولیت استفاده شده است. نتایج نشان داد که با استفاده از منعقد کننده در دوز 500 mg/l حذف 78، 75 و 74 درصد از محتویات COD، فسفر و TSS، به ترتیب، و با استفاده از کمک منعقد کننده به حدود دوز 25mg/l افزایش یافته و باعث حذف پارامترهای 93، 96 و 94٪ شده است. نتایج حاصل از این آزمایش به طور کامل برای مرحله پالایش بیولوژیکی مناسب گزارش شده است (عامودا، و همکاران، 2005).
بر اساس مباحث فوق، هدف اصلی از این پژوهش، بررسی امکان سنجی تصفیه فاضلاب شهری توسط فرآیند CEPT بوده است. با انجام این مطالعات آزمایشگاهی ، تست های شیشه با استفاده از زاج سفید و کلرید فریک به دست آمده است . علاوه بر این، شرایط بهینه ای که تحت آن فاضلاب می تواند تیمار شود مورد بررسی قرار گرفته است.

بخشی از مقاله انگلیسی:

INTRODUCTION

Nowadays, the treatment and disposal of pollutants, as one of the most important issues in environmental engineering, becomes even more complex given in place limit in terms of disposal options. From historical point of view in previous centuries (by the end of 1900) sufficient attention was not paid to the issue of wastewater treatment due to readiness in releasing untreated wastewater into recipient sources. But in the early of 20th. century, failure to provide wide and sufficient areas for disposal of untreated wastewater, particularly in mega cities, culminated into applying more effective methods in wastewater treatment (Metcalf and Eddy, 1991). Former experiences especially in 1980s revealed that wastewater treatment projects in developing countries not just requires technological facilities but these facilities could be established exploiting human and financial resources. Therefore, these projects are often constructed in big urban areas enjoying great human and financial sources and this fact limits their development into poor areas (Sonune and Ghate, 2004). To solve the above mentioned problems, Chemically Enhanced Primary Treatment (CEPT) is tenable as an appropriate, executive and effective method (Kurniawan, et al., 2005). This technology not only brings proper and comparable results in terms of reducing the COD, turbidity and TSS in comparison with current systems, but also implies a very cost effective and productive method to upgrade the capacity of conventional plants (Olive, 2002). CEPT is a process in which the chemicals (generally metal salts or polymers) are added for pretreatment purpose. These chemicals conglomerate the suspending solid particles via coagulation and flocculation processes (Zhou, et al., 2004). The accumulated particles or flocs have high sedimentation velocity and consequently the treatment performance of parameters such as COD, Phosphorus, turbidity and TSS will be improved. This process can be performed in sedimentation tanks of conventional treatment plants and is cheaper, simpler with higher performance comparing with conventional systems (Harleman and Morrisey, 1992; Harleman and Murcott, 1992, 2001a, 2001b). Among other advantages over conventional practices, it requires half of the necessary volume of sedimentation ponds in comparison to conventional methods, shows more discharge rate instead of smaller needed space required for installation of necessary facilities, has appropriate elimination function for wide range of wastewaters with various specifications, appropriately complies if being added to the various treatment facilities (Olive, 2002) and also bears numerous economic advantages in terms of production and exploitation (Harleman, et al., 1997). Chemical Enhanced Primary Treatment includes coagulation followed by sedimentation and removal of flocs in a sedimentation unit. Dispersed solids inside wastewaters include non sedimentary suspending materials or particles with very negligible sedimentation velocity, in which the colloids are as constituents of major part of non sedimentary particles. Since most of natural colloids have negative charges that expel the similar charges, these particles grant stability to a suspension. When a coagulant is added to wastewater, disintegrates and via hydrolyzing the metal ion, metal hydroxide ionic complexes with high positive charge will be formed. Since these complexes have high positive charges, they absorb to the surface of colloids and by reduction of negative charge, they are being made to be neutralized and condensed via Vandervalce forces. This absorption is strengthened by water turbulence (flocculation) and particles with proper sedimentation capability will be formed (Reynolds and Richards, 2000). Regarding the modality of phosphorus removal by coagulants it can be said that adding these chemicals to wastewater causes the cations of these salts to combine with anionic insoluble phosphates inside the suspension and creates insoluble metal phosphate. Given the light weight, this particle has not enjoyed sedimentary virtue yet and will be precipitated using flocculation (Daniels and Parker, 2003). In fact, upon adding coagulation salts, although wastewater receives Fe2+, Fe3+ and AL3+, phosphorus removal in pH lower than 6.5 will be accompanied with formation of insoluble substances of AlPO4 , FePO4 and in pH higher than 6.5 with aluminum and Iron oxide and hydroxide (Irdemez, et al., 2006; Jiang and Lioyd, 2000). Numerous researches have already been conducted in various countries particularly in developing countries. In coastal resort city of Rivera in Brazil which is facing with four times increase in basic population in summer time the wastewater treatment plant always experienced problems. In 2000, Yu and Bourke implemented CEPT system using 50 mg/L of ferric chloride with 0.5 mg/L of anionic polymer as coagulant aid, which was able in 60 and 85% reduction of BOD and TSS contents, respectively. In another instance, in 2001, conducted study by Harleman and Morcutt on economic assessment of implementing CEPT system in Rio de janeiro treatment facilities revealed that this system not only dose not require ,major capital investments but also can increase the capacity of existing treatment facilities without any requirement to change the current plan of working systems (Olive, 2002). The objective of the implemented study in UK by Song, et al. in 2003 was to develop a treatment system that can effectively reduce the concentration of pollutants in tannery wastewater to environmentally acceptable levels and that can greatly reduce the cost of discharging the effluent. During coagulation process, in optimum pH 7.5, 30-37 % of COD and 38-46 % of TSS were removed by and ferric chloride as coagulants, respectively. Also, ferric chloride produced better results comparing with (Song, et al., 2003). In 2003, Delgado, et al., conducted an experimental laboratory scale study using aluminum sulfate, Ferric chloride, and Poly aluminum chloride to obtain the required water quality (3-5 NTU) in turbidity in the discharges of the secondary treatment from a conventional wastewater treatment plant in Spain. The Poly aluminum chloride showed the best performance in wastewater natural pH and 50 mg/L of coagulant dosage (Delgado, et al., 2003). In 2005 another research was conducted by Mahvi et al. in Iran to study the CEPT system performance on the waste of largest Iranian industrial complex into the municipal wastewater treatment plant. Applying of lime and FeO3 as chemical coagulants, reduced the BOD, COD and TSS levels 27-53, 25-59, 46- 94 percent, respectively and showed that the pretreated wastewater can be discharged into municipal wastewater treatment plant in terms of quality (Mahvi, et al., 2005). In 2005, Amuda et al. studied the performance of CEPT pretreatment process on the wastewater of an beverage industry in Nigeria, using Fe2 (SO4 )3 .3H2 O as coagulant and also in conjunction with neutral Poly Acrilamide Polyelectrolyte. The results revealed that using coagulant at 500 mg/L dosage removes 78, 75 and 74% of COD, Phosphorus and TSS contents, respectively, and applying coagulant aid at about 25 mg/L dosage enhances the removal of said parameters 93, 96 and 94% ,respectively. The results of this experiment were reported as completely appropriate for biological refining stage (Amuda, et al., 2005). On the basis of the above discussion, the main objective of this research was to investigate the feasibility of treating municipal wastewater by CEPT process. This was achieved by conducting laboratory settleability studies and jar tests using alum and ferric chloride. Furthermore, the optimum conditions under which the wastewater would be treated were investigated.

جنبه های روش شناسی استفاده از خاکستر کوره ذوب آهن برای حذف فسفر از پساب

Methodological Aspects of Using Blast Furnace Slag for Wastewater Phosphorus Removal

چکیده
پیش زمینه
اهداف و محدوده
مواد و روش ها
مصالح
خاکستر کوره ذوب آهن
حلال های فسفات و پساب مورد استفاده در آزمایش
آزمایشات تحریک
آزمایش در مقیاس آزمایشی
راه اندازی آزمایشی
نمونه برداری
تجزیه و تحلیل نمونه های آب
محاسبات
برآوردهای استخراج فسفر از خاکستر BF از آزمایش در مقیاس آزمایشی
نتایج و بحث
تاثیر روش های تجربی بر جذب فسفر
جنبه های عملی استفاده از خاکستر BF به عنوان یک جاذب فسفر
گرفتگی
هدایت خاکستر BF قبل از کاربرد
ظرفیت جذب BF خاکستر
اشباع فیلتر در مقابل کیفیت پساب
جنبه های زیست محیطی با استفاده از خاکستر کوره ذوب آهن در کاربردهای تصفیه پساب
نتیجه گیری

چکیده
خاکستر کوره ذوب آهن (BF) یک محصول از کارخانه های فولاد است. هدف از این مطالعه، بررسی روشهای تجربی برای تعیین ظرفیت جذب فسفر خاکستر BF بود. هدایت خاکستر BF، قبل از استفاده و گرفتگی نیز به همراه برآورد ظرفیت نگهداری فسفر در نظر گرفته شد. آزمایشات تحریک و مقیاس-آزمایشی با استفاده از حلال های پساب و فسفات انجام شد. این تحقیق نشان داد که ظرفیت های جذب به دست آمده توسط آزمایش های پساب به طور قابل توجهی در مقایسه با حلال های فسفات پایین تر بودند. خاکستر تازه BF به طور خلاصه قرار گرفته در معرض رسوب دارای جذب فسفر بالاتر از خاکستر BF بود که نشان دهنده اهمیت هدایت دقیق خاکستر قبل از استفاده بود. به خصوص در طول مرحله بهره برداری اولیه از فیلترهای خاکستر BF, خطر نشت ترکیبات سولفوریک قابل توجه است. موقعیت های بسترهای فیلتر خاکستر BF برای تصفیه پساب باید به دقت از نقطه نظر زیست محیطی انتخاب شوند. سرعنوان های موضوعی :  پایگاه CE: فسفر؛ جذب؛ گرفتگی؛ مدیریت پساب؛ فیلترها.
1. پیش زمینه
سیستم های تصفیه پساب کوچک در محل برای ساختمان های مسکونی در سوئد به طور قابل توجهی تخلیه فسفر، حدود 20٪ از ترشحات ناخالص (SEPA 2003) کمک می نمایند. تخلیه از تصفیه خانه های پساب شهری, تنها حدود 15٪ (SEPA 2003) است، هر چند به اندازه 85٪ (SCB 2004) از جمعیت سوئد به تصفیه خانه های پساب متصل می شوند. سیستم های تصفیه پساب کوچک می توانند توسط مواد فیلتر واکنشی جذب کننده فسفر برای بهبود احتباس فسفر آنها ارتقا یابند. مواد فیلتر واکنشی پیشنهادی برای این منظور، به عنوان مثال، سنگ آهک (Johanson 1999؛ Hill و همکاران، 2000)، opoka (Johansson and Gustafsson 2000)، ولاستونیت (Brooks و همکاران، 2000؛ Hill و همکاران، 2000)، شن و ماسه پوسته (Roseth 2000)، مصالح خاک رس گسترش یافته (لیکا) (Zhu و همکاران، 2003)، خاکستر بادی (Mann و Bavor 1993؛ Johansson 1999)، و خاکستر کوره ذوب آهن (BF) (Yamada و همکاران 1986؛ Sunahara و همکاران 1987) می باشند.
ظرفیت جذب ماده فیلتر، یک پارامتر مهم برای طول عمر برنامه های کاربردی تصفیه خانه پساب است. در طول دهه گذشته، جذب فسفر خاکستر BF به طور گسترده (Lee و همکاران 1997؛ Sakadevan و Bavor 1998؛ Johansson 1999؛ Johansson و Gustafsson 2000؛ Grüneberg و Kern 2001؛ Agyei و همکاران، 2002؛ Khelifi و همکاران، 2002 Cameron و همکاران، 2003؛ Oguz 2004؛ Hylander و همکاران 2005؛. Korkusuz و همکاران، 2005) مطالعه شده است. ظرفیت جذب به دست آمده از این مطالعات تا حد زیادی متفاوت هستند. تغییر نمی تواند تنها با تفاوت بین مواد، به عنوان مثال، خاکستر BF کریستالی و آمورف توضیح داده شود، بلکه توسط تفاوت ها در روشهای تجربی، مانند تحریک در مقابل آزمایشات فیلتر، حلال پساب، محتوای فسفر پساب، زمان تماس، اندازه دانه مواد فیلتر می تواند توضیح داه شود. با توجه به گفته Yamada و همکاران (1986) و Agyei و همکاران (2002), دمای واکنش بالاتر موجب حفظ فسفر بالاتر می شود. یک غلظت فسفر پساب افزایش یافته منجر به افزایش جذب فسفر در هنگام انجام آزمایش های اختلاط می شود (Sunahara و همکاران 1987؛ Agyei و همکاران، 2002). به نظر می رسد غلظت بالاتر نمک در محلول موجب کاهش جذب فسفات در خاکستر BF می شود. Yamada و همکاران (1986) اثر مقدار NaCl بر حفظ فسفر را مورد بررسی قرار دادند و نشان دادند که در غلظت های بالاتر NaCl, جذب فسفر کاهش یافت.
صرفاً به برنامه های کاربردی تصفیه پساب عملی، ظرفیت های جذب فسفر مواد فیلتر مرتبط نیستند, بلکه به جنبه های محیط زیست و دیگر جنبه های عملی، مانند شستشوی ترکیبات خطرناک و گرفتگی فیلتر مرتبط هستند. تا کنون، شسته شدن ترکیبات خطرناک از فیلتر خاکستر BF در برنامه های کاربردی درمان پساب, توجهی را به دست نیاورده است. با این حال، شستشو در استفاده از محصولات جانبی به عنوان مصالح ساختمانی (Tossavainen 2005) در نظر گرفته شده است.

Abstract

Blast furnace
BF slag is a by-product of steel plants. The objective of this study was to evaluate experimental methods to determine the phosphorus sorption capacity of BF slag. The handling of BF slag, before usage and clogging were also considered, as well as estimating the phosphorus retention capacity. Agitation and pilot-scale experiments were performed using both wastewater and phosphate solutions. This investigation showed that sorption capacities derived by wastewater experiments were considerably lower compared to those by phosphate solutions. Fresh BF slag briefly exposed to rainfall had a higher phosphorus sorption than weathered BF slag, indicating the importance of handling the slag carefully before usage. The risk for leakage of sulfuric compounds is considerable, especially during the initial operation phase of BF slag filters. Locations of BF slag filter beds for wastewater treatment must be carefully chosen from an environmental point of view.

1. Background

Small on-site wastewater treatment systems for residential buildings in Sweden contribute significantly to the anthropogenic discharge of phosphorus, approximately 20% of the gross discharge
SEPA 2003. Discharge from municipal wastewater treatment plants is only approximately 15%
SEPA 2003, though as much as 85%
SCB 2004 of the Swedish population are connected to wastewater treatment plants. Small wastewater treatment systems may be upgraded by phosphorus sorbing reactive filter materials to improve their phosphorus retention. Suggested reactive filter materials for this purpose are, e.g., limestone
Johansson 1999; Hill et al. 2000, opoka
Johansson and Gustafsson 2000, wollastonite
Brooks et al. 2000; Hill et al. 2000, shell sand
Roseth 2000, light expanded clay aggregates
Leca
Zhu et al. 2003, fly ash
Mann and Bavor 1993; Johansson 1999, and blast furnace
BF slag
Yamada et al. 1986; Sunahara et al. 1987.

The sorption capacity of the filter material is an important parameter for the longevity of wastewater treatment applications. During the last decade, phosphorus sorption of BF slag has been studied intensively
Lee et al. 1997; Sakadevan and Bavor 1998; Johansson 1999; Johansson and Gustafsson 2000; Grüneberg and Kern 2001; Agyei et al. 2002; Khelifi et al. 2002; Cameron et al. 2003; Oguz 2004; Hylander et al. 2005; Korkusuz et al. 2005. The obtained sorption capacity of these studies varied to a great extent. The variation cannot be explained only by the difference between the materials, e.g., crystalline and amorphous BF slag, but by the differences in the experimental methods, such as agitation versus filter experiments, influent solution, phosphorus content of influent, contact time, grain size of filter material. A higher reaction temperature caused higher phosphorus retention according to Yamada et al.
1986 and Agyei et al.
2002. An increased influent phosphorus concentration resulted in an increased phosphorus sorption when conducting agitation experiments
Sunahara et al. 1987; Agyei et al. 2002. A higher concentration of salt in the solution seemed to decrease the phosphate sorption on the BF slag. Yamada et al.
1986 investigated the effect of NaCl content on phosphorus retention, showing that a higher NaCl concentration decreased the phosphorus sorption.

For practical wastewater treatment applications, phosphorus sorption capacities of filter materials are not solely relevant but environmental and other practical aspects, such as possible leaching of hazardous compounds and clogging of filter. So far, leaching of hazardous compounds from BF slag filter in wastewater treatment applications has not achieved attention. However, the leaching has been considered in the use of by-products as construction material
Tossavainen 2005.

جنبه های روش شناسی استفاده از خاکستر کوره ذوب آهن برای حذف فسفر از پساب

Methodological Aspects of Using Blast Furnace Slag for Wastewater Phosphorus Removal

مقاله انگلیسی رایگان

ترجمه فارسی رایگان 

بخشی از ترجمه فارسی:

چکیده
سیستم آب شیرین کن خورشیدی سیستمی است که در آن آب شیرین از آب شور دریا با متمرکز سازی انرژی اشعه خورشید از یک رفلکتور جمع آوری کننده بر روی لوله تبخیر کننده واقع در راس کانونی رفلکتور تولید می شود. مجموعه لوله تبخیر کننده/رفلکتور بر روی یک سکو یا پایه مشبک باز افقی سوار می شود که می تواند چند سیستم لوله تبخیر کننده/رفلکتور موازی را پشتیبانی کنند. رفلکتورها می توانند به مثابه کرجی هایی برای پشتیبانی واحد سیستم آب شیرین کن در مخزن آب شور عمل کنند. بخار تولید شده توسط حرارت خورشید در لوله های کندانسور غوطه ور در آب شور تصعید می شود. املاح به طور متناوب از لوله های تبخیر کننده خارج سازی می شوند. سرعت بخار عبوری از لوله های دستگاه آب شیرین کننده یا تبخیر کننده به کندانسور ها را می توان برای تولید برق استفاده کرد.
سیستم آب شیرین کن خورشیدی و روش
این اختراع مربوط به پیشرفت های موجود در سیستم های آب شیرین کن خورشیدی بوده و به خصوص مربوط به سیستم جدید و پیشرفته تر جامع و قابل حمل(پرتابل) است.
با افزایش تقاضای روز افزون برای هر دو آب آبیاری و قابل حمل و با توجه به کمبود چند ساله آب در بسیاری از مناطق نزدیک به اقیانوس، تلاش های قابل توجهی برای تبدیل آب شور دریا و اقیانوس به آب شیرین توسط ابزارهای آب شیرین کن و تبخیر کننده انجام شده اند. در بسیاری از این مناطق و نواحی، در اکثر اوقات نور خورشید کافی و فراوان وجود دارد. پروپوزال ها و پیشنهاد های متعددی قبلا برای استفاده از انرژی خور شیدی برای تبدیل هرچه کارامد تر آب شور به آب شیرین ارایه شده است. یک نمونه ای از پروپوزال در پتنت شماره 3,257,291 ایالات متحده دیده می شود که از آرایش مجرا و لوله های تبخیر کننده بر اساس سرپانتین استفاده می کند. دیگر مثال قبلی در پتنت شماره 3,785,931 ایالات متحده ارایه شده که ظرفیت متمرکز سازی نور خورشید کم تری دارد.
هنوز جای پیشرفت زیادی برای فناوری های سیستم های آب شیرین کن خورشیدی و به خصوص بهبود خصوصیات مکانی ، کارایی و جا به جایی علاوه بر دیگر موارد وجود دارد. اختراع فعلی دارای این خصوصیات نهایی است.
مطابق با اختراع فعلی، یک سیستم آب شیرین کن خورشیدی تولید شده است که در آن آب شیرین از آب شور از طریق یک رفلکتور جمع کننده اشعه خورشید برای متمرکز سازی انرژی اشعه خورشید برای حرارت دهی یک لوله تبخیر کننده واقع در راس کانونی رفلکتور تولید می شود، هم چنین دارای یک وسیله ای برای انحراف آب دریا به لوله تبخیر کننده، معابری برای خارج کردن بخار تولید شده در لوله بخار مربوطه، وسیله هایی برای دریافت بخار از لوله تبخیر کننده و تصعید بخار به آب شیرین و ایجاد یک مکش خلا در لوله ها برای دریافت و تصعید، ابزارهایی برای خروج کردن رسوبات از لوله های دریافت کننده و ابزارهایی برای خروج متناوب مواد باقی مانده از لوله تبخیر کننده مذکور است.
اختراع حاضر روش آب شیرین کن خورشیدی را برای بدست آوردن آب شیرین از آب شور را شامل شده و در بر گیرنده متمرکز سازی انرژی خورشیدی از رفلکتور طولانی و گرمادهی یک لوله تبخیر کننده واقع در راس کانونی رفلکتور، گرفتن بخار تولید شده در لوله تبخیر گر و تصعید بخار به آب شیرین در یک دستگاه گیرنده و تصعید کننده، معابری برای خارج کردن بخار تولید شده در لوله بخار مربوطه، وسیله هایی برای دریافت بخار از لوله تبخیر کننده و تصعید بخار به آب شیرین و ایجاد یک مکش خلا در لوله ها برای دریافت و تصعید، ابزارهایی برای خروج کردن رسوبات از لوله های دریافت کننده و ابزارهایی برای خروج متناوب مواد باقی مانده از لوله تبخیر کننده مذکور است.
دیگر اشیاء، خصوصیات و مزیت های اختراع از توصیف زیرین نمونه های معرف همراه با تصاویر همراه قابل دسترس است در حالی که تغییرات و اصلاحات ممکن بدون انحراف از روح اصلی مفاهیم ارایه شده تحت تاثیر قرار گیرد.
شکل 1 طرحی از دستگاه موسوم به سیستم آب شیرین کن خورشیدی جامع را نشان می دهد.
شکل 2 یک نمای عرضی مقطعی بزرگ شده را که جزییات آن در خط 2-2 شکل 1 می بینید می باشد.
شکل 3 یک نمای ارتفاعی مقطعی عرضی طولی بزرگ شده در امتداد خطوط 3-3 شکل 1 می باشد.
شکل 4 یک نمای مقطعی عرضی بزرگ نمایی شده در امتداد خط 5-5 شکل 3 می باشد.
شکل 5 یک نمای مشابه مقطعی و عرضی را با شکل 4 که نشان دهنده تغییرات نیز می باشد است.
شکل 6 یک نمای ارتفاعی مقطعی است که نشان دهنده قدرت واحد سازگار برای استفاده با سیستم شکل 3 است و
شکل 7 نمای مقطعی ارتفاعی در امتداد خط 7-7 از شکل 6 است.
یک سیستم آب شیرین کن خورشیدی 10( شکل 1) که نشان دهنده اختراع فعلی است به صورت یک واحد کامل ساخته شده است که برای حمل و نقل و انتقال از یک محل به محل مطلوب دیگر قابل حمل می باشد. نکته مطلوب این است که واحد 10 به صورت یک پلاتفرم شناور بوده و دارای ابزار سازگار جهت جذب انرژی خورشیدی با هزینه کم تر هستند. برای این منظور، واحد 10 در بر گیرنده یک فریم پلاتفرم مانند مشبک باز افقی 11 است که از میله های توخالی و مواد سبک وزن نظیر آلومینیوم، فایبرگلاس یا مانند آن ساخته شده است. در یک آرایش مطلوب، فریم یا قالب 11 دارای شکل مستطیلی بوده و می توان بر روی آن طیف وسیعی از رفلکتوهای 12 و لوله های تبخیر کننده گسترده 13 تشکیل شده از مواد مطلوب کارایی انتقال حرارت قابل قبول نصب کرد.
هر کدام از رفلکتورهای 12 دارای سطح بازتابنده سهمی شکل رو به بیرون 14 طراحی شده برای متمرکز سازی بهتر انرژی اشعه خورشیدی 15 بر روی لوله تبخیر کننده مربوطه 13 است که در هر نمونه در بالا و راس کانونی رفلکتور قرار گرفته است. در حالت مطلوب، هر یک از لوله های تبخیر کننده 13 دارای انتهای مخالف بسته ای است که به یک فریم یا قالب باز 10 متصل شده است. هر یک از رفلکتورهای 12 دارای دیواره های انتهایی مخالف 15 می باشد که در بخش های مرکزی آن ها، برخی ابزارها نظیر بازوهای ثابت محوری 17 قرار می گیرند که به طور چرخشی قابل تعویض بوده و بخش های انتهایی متناظر لوله 13 را شامل می شوند. از طریق این آرایش، رفلکتورهای 12 حول محور های لوله های تبخیر کننده 13 برای جهت گیری کارامد تر سنبت به اشعه های نور خورشید به طرف رفلکتورها در هر روز می چرخند و قابل تنظیم می باشند. یک سری ابزارهای خاص برای تنظیم کلکتور های اشعه خورشید و یا رفلکتورهای 12 وجود دارند که برای مثال شامل ابزارهای اتصال لینکاژ متصل در نقطه 20 به یک محور قابل حرکت عمودی 21 سازگار با دنده 22 بوده و توسط یک مکانیسم زمان بندی مناسب درون کابینت 23 تعدیل می شود. تایمر ها وساعت های کنترل شده برای این منظور وجود دارند.

بخشی از مقاله انگلیسی:

SOLAR DESALINATION SYSTEM AND METHOD

This invention relates to improvements in solar desa lination systems, and is particularly concerned with a new and improved system which is adapted to be sub stantially self-contained and portable. With the increasing demands for both potable and irrigation water, and in view of the perennial scarcity of water in many areas adjacent to the ocean, considerable effort has been expended heretofore in attempts to con vert the ocean or sea water into fresh water by distilla tion or other evaporative means. In many such areas, there is ample sunshine most of the time. There have been numerous prior proposals to utilize solar energy for effecting sea water conversion. An example of one prior art proposal is found in U.S. Pat. No. 3,257,291 which uses a serpentine land based evaporator duct arrangement. Another prior example is found in U.S. Pat. No. 3,785,931 which provides a small capacity solar still. There is still much room for improving the technol ogy in solar desalination systems, and in particular to improve the spatial, ef?ciency and mobility, as well as other characteristics of such systems. The present in vention is directed to that end. Pursuant to the present invention, there is provided in a solar desalination system in which fresh water is de rived from sea water, an elongate solar ray collecting re?ector, which is adapted for focussing solar ray en ergy for heating a respective evaporator tube located at substantially the focal apex of the re?ector; means for delivering sea water to said evaporator tube; passage means for withdrawing vapor generated in said evapo rator tube; means for receiving vapor from said evapo rator tube and for condensing the vapor into fresh wa ter, and as an incident to the condensing developing at least some vacuum suction in said passage means toward said receiving and condensing means; means for withdrawing the fresh water condensate from said re ceiving means; and means for intermittently withdraw ing sea water concentrate from said evaporator tube. The present invention also provides a method of solar desalination for obtaining fresh water from sea water, and comprising focussing solar ray energy from an elongate re?ector onto and thereby heating a respective evaporator tube located at substantially the focal apex of the re?ector; delivering sea water to the evaporator tube, withdrawing vapor generated in the evaporator tube and condensing the vapor into fresh water in a receiving and condensing‘ means, as an incident to the condensing developing at least some vacuum suction for assisting in withdrawing the vapor generated in the evaporator tube, withdrawing the fresh water from the receiving and condensing means, and intermittently withdrawing sea water concentrate from the evapora tor tube. Other objects, features and advantages of the inven tion will be readily apparent from the following de scription of representative embodiments thereof, taken in conjunction with the accompanying drawings, al though variations and modi?cations may be effected without departing from the spirit and scope of the novel concepts embodied in the disclosure, and in which: FIG. 1 is a top plan view of apparatus providing a substantially self-contained solar desalination system embodying the invention. 1O 5 40 45 55 2 FIG. 2 is an enlarged fragmentary sectional detail view taken substantially along the line II-II of FIG. 1. FIG. 3 is an enlarged fragmental longitudinal sec tional elevational view taken substantially along the line III—III of FIG. 1. FIG. 4 is a fragmentary enlarged sectional detail view taken substantially along the line IV—IV of FIG. 3. FIG. 5 is a fragmentary sectional detail view similar to FIG. 4 but showing a modi?cation. FIG. 6 is a fragmentary elevational view, partially broken away and in section, showing a power unit adapted to be utilized with the system of FIG. 3; and FIG. 7 is a sectional elevational view taken substan tially along the line VII-—VII of FIG. 6. A solar desalination system 10 (FIG. 1) embodying the present invention is adapted to be constructed as a substantially self-contained unit which may be portable for transportation from place to place as desired. Desir ably the unit 10 is constructed as a ?oating platform and is provided with means adapted to capture solar ray energy over a substantial expanse. To this end, the unit 10 comprises a horizontal open grid platform-like frame 11 which desirably is formed from hollow bars of light weight material such as aluminum, ?berglass, or the like. In a preferred arrangement the frame 11 is of rect angular shape and is adapted to provide for mounting thereto a parallel array of a plurality of elongate trough like re?ectors 12 and associated respective parallel and substantially coextensive evaporator tubes 13 formed from any suitable material of acceptable heat transfer ef?ciency. Each of the re?ectors 12 is preferably provided with a generally upwardly facing parabolic re?ecting surface 14‘designed for ef?ciently focussing solar ray energy 15 onto the associated evaporator tube 13 which in each instance is located above and at substantially the focal apex of the re?ector. Desirably each of the evaporator tubes 13 has opposite closed ends which are ?xed to the open frame 10. Each of the re?ectors 12 has opposite end walls 15 which are provided at their central upper portions with bearing means comprising coaxial ?xed sleeves 17 slidably rotatably engaging the respective end portions of the tubes 13. Through this arrangement, the re?ectors 12 are adapted to be adjusted about the axes of the associated evaporator tubes 13 for efficient orientation having regard to the direction from which the solar rays project toward the re?ectors in the course of each day. Means are desirably provided for effecting such adjustment of the solar ray collectors or re?ectors 12, comprising, for example, linkage means 18 pivotally connected as at 19 to one side of the associated re?ector and pivotally connected as at 20 to a vertically movable rack 21 adapted to be reciprocated by means of a pinion 22 driven by a suitable timing mechanism within a cabi net 23. Clock controlled and like timers are available for this purpose. Thereby the attitude of each of the re?ec tors 12 is adpated to be automatically adjusted to follow the sun during the daily operating interval. Although for low volume fresh water req

مقاله انگلیسی رایگان

ترجمه فارسی رایگان 

خلاصه
شناسایی و انتخاب مناسب ترین محل برای احداث یک کارخانه ی تصفیه ی اب شور برای موفقیت پروژه بسیار مهم است. عوامل مربوط به محل به نوبه ی خود بر طراحی ساخت و اغاز به کار کارخانه ی تصفیه ی اب شور به طرق مختلف تاثیر می گذارد . این بخش به بررسی روش های انتخاب محل و رویکرد های سیستماتیک موجود می پردازد. انواع مختلف کارخانه های تصفیه ی اب شور ،معیار های مورد استفاده در انتخاب محل و فلوچارت وظایف ارائه شده است.درجه بندی یا رتبه بندی اقتصادی مهندسی و زیست محیطی نیز تحت پوشش واقع شده است.نیاز های مطالعاتی محل ،رتبه بندی درجه بندی سایت های کاندید نیز بحث گردیده است. نمونه ای از فرایند کل ارائه شده در انتخاب محل با بهترین مزیت های حاصله برای پروژه نیز به سمع و نظر شما رسانده می شود.
1.مقدمه
انتخاب محل برای احداث کارخانه ی تصفیه ی اب شور یکی از مهم ترین تصمیم گیری ها در طراحی یک پروژه ی تصفیه ی اب شور است . این تصمیم گیری به نوبه ی خود هم بر هزینه ی روژه و هم بر برنامه ی زمانی پروژه تاثیر می گذارد.افزایش روز افزون نگرانی دولت ها (برای رفع تقاضا های متعدد همراه با کمبود بوجه)سازمان های استیجاری و نیز مسائل عمومی در خصوص پذیرش محل پروژه برای احداث و نیز فناوری های مربوطه در سرتاسر جهان دیده می شود. چالش انتخاب محل بر همه ی ابعاد صنایع تاثیر می گذارد و کارخانه های تصفیه ی اب شور تنها یک استثنا نیست.

رویکرد فعلی برای انتخاب محل احداث کارخانه ی تصفیه ی اب شور بایستی چندین فاکتور غیر فنی را علاوه بر فاکتور های مهندسی و اقتصادی در نظر بگیرند .به تازگی فرض شده است که تصمیمات محل یابی و شناسایی محل مبتنی بر تصمیمات فنی صرف نظر از میزان اهمیت ان برای دولت ها اژانس های محیط زیست،موسسات اعتبار دهنده و عموم مردم قابل پذیرش می باشد. بدیهی است که یک رویکرد سیستماتیک برای اتخاذ تصمیمات انتخاب محل که به طور مناسب مستند و ارائه می شود برای اجتناب از هر گونه ایجاد موانع و مشکل در توسعه ی پروژه لازم به نظر می رسد.
برای انتخاب محل فرض می شود که یک مطالعه ی مقدماتی انجام شده است. این کار به شکل یک طرح اصلی برای کل شهر و یا ارزیابی گزینه های مهندسی احداث کارخانه های اب شور برای یک منطقه یا شهرستان می باد. این طرح ها یا مطالعات همگی چندین پارامتر اصلی را شناسایی می کند:
• نوع فرایند تصفیه ی اب شور یا شیرین سازی اب(فلش چند مرحله ای ،تقطیر چند اثره،اسمزیز معکوس).
• نیاز دو گانه به انرژی و تصفیه ی اب شور(مثلا ایا کارخانه ی تامین برق در کنار کارخانه ی تصفیه ی اب شور واقع شده است).
• ظرفیت تولید کارخانه ی تصفیه ی اب شور و کارخانه ی تولید برق
• نوع اترژی مورد نیاز(بخار ،الکتریسیته،سوخت و غیره).
2.عناصر اساسی انتخاب محل
هر انتخاب محل صنعتی دارای 4 عنصر است:

1)جمع اوری اطلاعات
2)تجزیه تحلیل
3)تهیه ی گزارش
4)تصمیم گیری
انتخاب محل را نمی توان به طور کامل از ملاحظات احداث و طراحی و نوع کارخانه ی تصفیه ی اب شور جدا دانست. انواع مختلف کارخانه هامی توانند دارای اثرات زیست محیطی و اقتصادی مختلفی باشند.یک مکان مناسب برای یک نوع کارخانه ممکن است برای احداث کارخانه ی دیگر نامناسب باشد بنابراین جمع اوری اطلاعات بایستی شامل نوع فرایند و نوع کارخانه ی مورد نظر و سیستم عملیات و هزینه ی مربوطه برای موارد ذیل باشد.
1)ملزومات برداشت اب دریا و تخلیه ی ان
2)ملزومات انرژی برای به راه اندازی کارخانه
3)میانگین تحویل کارامد محصول به کاربر
4)دفن ایمن پسماند ها و محصولات جانبی
5)قابلیت دسترسی به زمین
6)توپوگرافی
7)اثرات زیست محیطی
روش های انتخاب مکان را می توان به دو مقوله ی عظیم طبقه بندی کرد: ارزیابی تفضیلی و طبقه بندی و رتبه بندی.
در روش ارزیابی تفضیلی ،همه ی جایگزین های کارخانه و محل با استاندارد تثبیت شده و یا یک بسته ی طراحی مقایسه می شوند. این خود شامل فهرستی از کیفیت های مطلوب و مورد نیاز بوده و یک کارخانه ی موجود می تواند دارای اثرات و هزینه های قابل قبول باشد. در مراحل اولیه ی مطالعه ی انتخاب محل ،یک تیم مطالعه ی چند رشته ای یک سری استاندارد های حداقل را بر اساس معیار های قابل قبول ایجاد می کنند که برای حذف مناطق با پذیرش کمتر استفاده می شود و از این رو معمولا مناطق و یا محل های کاندید با هم مقایسه می شود.
در روش طبقه بندی و رتبه بندی،هزینه ها و اثرات به طور کلی به صورت رقومی یا عددی برای هر یک از گزینه های کارخانه و یا محل به فرمت استاندارد و مشترک خلاصه سازی می شوند. هدف اصلی مقایسه ی مساوی و برابر این گزینه ها و نیز رتبه بندی ان ها برای مقایسه است.

Summary

The identification and selection of the most su itable site for a plan t is important to the success of the project. Site-re lated factors impact the desi gn, construction, and operation of a desalination plant in many ways. This section addresses site selection methodologies and the systematic approaches which exist. Various types of desalination plants, the criteria to be used in site se lection and a flow chart of tasks are given. Engineering, economic and environmental ratin gs are covered. Site investigations needs and the rating and ranking of candidate sites are discussed. An example of the entire process is presented resulting in the site sele ction with the best overall benefit to the project.

1. Introduction

Site selection for a desalination plant can be one of the most important decisions in planning a desalination proj ect. The decision affects both the project cost and potentially the project schedule. The increa sing concern of governments (to meet their multiple demands within limited budgets), le nding institutions, and the general public with locating acceptable sites for industrial pl ants and facilities is a worldwide trend. The siting challenge affects all industries: desalinati on plants are no exception. The current approach to site se lection of any desalination facility must take into account a multitude of non-technical factors in additi on to engineering/economic factors. It can no longer be assumed that siting decisions based primarily on technical decisions, regardless of how important, will always be acceptable to governments, regulatory agencies, financing institutions, or the public. It appears that a systematic approach to making siting decisions, properly documented a nd presented, is what may be needed to avoid some of the potential road bloc ks to the development of a project. For the site selection, it is assumed that a preliminary study has been completed. This can be in the form of a mast er plan for an entire county or an engineering evaluation of the desalination options for a given city or region. These plans or studies will have identified or at least narrowed the choices of such major parameters as: • Type of desalination process (e.g. multi-stag e flash, multi-effect distillation, reverse osmosis). • Dual purpose desalination/power requirement (will a power plant be co-located with the desalination facility). • Production capacity of the desalination plant and power plan t, if required. • Type of energy required (steam , electricity, fuel, etc.). 2. Basic Elements of Site Selection Every industrial site sele ction has four elements: (a) Information gathering (b) Analysis (c) Reporting (d) Decision making.