臭氧發生器在水中的溶解度
發布時間：2023-04-26 00:00:00 點擊次數：2175次| 臭氧在水中的溶解度 |
關于某種氣體例如 臭氧發生器 的臭氧在水中溶解的推動力，是用在試驗使用的壓力和溫度下，溶解氣體的實際濃度（ CL ）與飽和濃度（ Cs ）之差表示的。
某種氣體在液體中飽和狀態下的溶解濃度用溶解度系數或溶解度比S（德語用“die Lslichkeit，可溶性”）一詞表示，或是用吸收系數β表示。S定義是，在液體的溫度和壓力一定條件F，以及在latm時氣體的平衡條件下，單位體積液體內溶解的氣體體積。β常稱作“本生吸收系數”（Bunsen adsorption coeffiClent），是指氣體分壓為單位大氣壓時，在某一定溫度下達到平衡狀態時單位體積液體所溶解的氣體體積，氣體體積是以標準狀態下的溫度和壓力表示的。此時即等于氣體的壓力，也就是氣體本身的垃力減去液體的蒸氣壓。
有關溶解氣體飽和濃度的理想表達式如下
Cs /（Kg/m3）= bMPg
式中 M——氣體的質量比容，kg/m3；
Pg——氣體在一定氣相內的分壓。
對 臭氧發生器 的臭氧來說，M是2.14；而氧的M是1.43。
在0℃下壓力為1.02kgf/cm2（760mmHg）的純氣體，臭氧和氧的吸收系數分別等于0.65和0.049。這等于說明，純臭氧比純氧更易溶于水，其溶解度大約是純氧的13.3倍。
以臭氧為基準，在1atm和0℃下各種氣體的相對吸收系數表1-1所示。
表1-1 臭氧化有關氣體的溶解度
| 氣體 | 臭氧 | 氧 | 氮 | 二氧化碳 | 氯 | 二氧化氯 |
| 容積/容積 | 0.65 | 0.049 | 0.0235 | 1.71 | 4.54 | ≈ |
| b o3/b生氣 | 1 | 13.3 | 27.7 | 0.38 | 0.14 | 0.01 |
| Cs/Kg/m3 | 1.4 | 0.07 | 0.03 | 3.36 | 14.4 | 180 |
在實際應用中，當臭氧深于水中時遵循“亨利定律”。這意味著在一定溫度下值，與臭氧的分壓成正比（5-1）。因此，同水接觸的工藝氣體中，臭氧越濃和（或）含一定臭氧成分氣體的總壓力越高，在溶解平衡狀態下溶解氣體的質量也越高。
除分壓以外，其他物理參數也能對臭氧在水中溶解度產生影響，zui主要的影響參數是液相的溫度。本生系數值（m3氣體/m3水）隨溫度的函數的變化而變化，如5-2所表明的，它也隨空氣混合氣溫度的函數的變化而變化。
盡管 臭氧發生器 的臭氧在水中的溶解度比氧在水中的溶解度高很多，但很少需要1gO3/m3水以上的濃度。同時2gO3/m3（溶解剩余）也是很難達到的，這是由于當前僅有臭氧濃度極小的工藝氣體可用的緣故。
臭氧在水中溶解度的眾多研究者之一的羅森（Rawson）指出是：我們惟一可以一致同意的是，至少在l～20gO3／m3氣的濃度范圍內，并在空氣中的分壓直到I％時，它是遵循亨利定律的。
當工藝氣體中臭氧的分壓低時，同氣相平衡的溶解濃度也低。雖然關于這個主題依然可能存在爭議，但圖5—3給出實際上能達到平衡的zui有效數據。實際上，試驗數據往往是動態條件下的，此時工藝氣體是被擴散或鼓泡進人到靜止或流動的液體里的。
在試驗中，進氣和出氣流量的正確測量往往存在問題。除物理溶解外，一些次要效應也可影響實際平衡（例如：液相的pH值既影響溶解度比，也影響溶解臭氧的分解率，或者液相有催化劑或其他化合物存在）。因此，圖5—3的數據，雖然一般可采用，但對于特殊情況，必須看成是輔助的。
在任一已知工藝氣體中臭氧濃度（g／m3）條件下，與液相相半衡的臭氧壓力將隨氣相總壓力的增長而增加。如果氣相總壓力p下，工藝氣體中的臭氧濃度是C，同液相相平衡的臭氧分壓就等于pC。換句話說，提高壓力有利于臭氧溶解。
在大規模應用中所用設備的實際阻力一致的情況下，氣相臭氧很少能壓縮到壓力高于2bar（1bar=105Pa），zui常見的工藝把含臭氧工藝氣體的總壓力限制到1.5bar（壓力）。間接加壓，亦即改變氣相將在其內擴散的液相的壓力，這對擴；裝置采說是常有的事。
當用空氣作為臭氧化過程工藝氣體時，可獲得平衡狀態下氧餉和的水，相當于一定水溫下含氧20.9496（容積）的混合氣體。
通過臭氧（以及氧和其他少量諸如氮氧化物等附帶氣體）的溶解，排出的尾氣同標準空氣組成相比，氮氣富集0.596～1％（容積）。所以，同空氣平衡溶解度相比，臭氧化水或許能使氮氣溶解略呈過飽和。氮氣的逐漸富集是工藝氣體循環帶來的問題之一。
當氧氣或富氧空氣用作工藝氣體時，上述現象加重。在此情況下，水總是明顯地為氧過飽和，并逸出富氮氣體。濃度適中的鹽水（例如水中溶有lkg／m3固體）中氮和氧的溶解平衡，文獻中已有介紹。
N2和O2在不同水溫的平衡．溶解濃度示于圖5-4和圖5-5。此處仍然是遵循亨利定律的，而且總壓力（如果不是lkgf／cm2）可線性地求得低于2kgf／cm2的值。如早先確認的氮吹脫和氧溶解的實際量，在任何情況下都必須進行系統考慮。圖5-6和圖5-7給出的是泰爾費（Tailfer）水處理廠使用的有氣水環流渦輪臭氧接觸裝置的氮吹脫量和氧溶解量。
當在較高壓力下工作時，例如用在填料塔，氧和氮的溶解比均隨壓力線性增長直到壓力等于1MPa。利用此項技術，可避免為了在循環氣體中脫除氮氣而排掉部分尾氣。為使之經濟適用所需要的條件是，加壓技術固有的“超量溶解氮”在水處理過程中必須是的和可利用的。污水凈化中有這樣的事例，并且成為臭氧化階段應用富氧工藝氣體的赫希斯特（Hoechst）法（前聯邦德國）的根據。除臭氧化本身外，整個技術的經濟性靠選擇填料接觸塔工作壓力之間關系、工藝氣體的N2／O2比以及水的需氧量來實現。在聯邦德國杜伊斯堡應用中也介紹了類似成果。
當采用富氧工藝氣體臭氧化時，因氧和氮溶解度比率引起的經濟上的考慮，經常使得將臭氧和伴隨氣體溶解于小股水流中似乎很有吸引力。這一小股水可以是待處理水的一部分，也可以是補充的清水。除非在污水經大量充氣的情況下，該法實地應用可能存在問題，這將在后面予以討論。
例如，在臭氧化實際應用中，一級噴射階段工藝氣體體積（以標準立方米m3表示）一般不超過所接觸水體積的20％。作為飲水處理zui終階段的臭氧化中，氣水體積比（m3氣／m3水）一般約為1：100因此，臭氧擴散和接觸技術對．氣體吹脫往往只有輕微作用，故而要求較高的氣液比。即使有烴類物質存在，也遠低于尾氣爆炸濃度低限。當氯氣以游離氯形式存在，其濃度小于1.408×10—5mol幾（1mg／L）時，能使尾氣中的氯上升到微量，如<2.23×10—9mol／L。在這些含量下其毒性危險是可以忽略的，不過，由于積累作用，該氣體有可能使做尾氣臭氧分解用的鈀催化劑中毒。三鹵甲烷（THM）濃度低于0.687mol／L（100mg／m3）時，臭氧化過程中所用的氣水比，很少能通過氣體吹脫去除0.208mol幾（10mg／m3）。然而，在三鹵甲烷生成和降解的反應過程期間，由于臭氧可能產生的影響，上述分析是有問題的。在所有接觸和擴散系統中，尾氣是按照操作壓力和溫度的平衡條件為水蒸氣所飽和的。
根據以上論述可以看出，臭氧在低壓（p≤0．05MPa）下的溶解，即使工藝氣體中臭氧的濃度低；如≤3．125×10—4mol幾（15gO3／m3空氣），平衡濃度Cs值也能達到2.083×10—4mol幾（10gO3／m3水）。事實上，在實際工作中使用現有接觸系統，這樣的平衡濃度是不可能達到的，這緣于以下一些因素：
（1）臭氧吸收動力學及尾氣中臭氧的損失；
（2）臭氧在溶解過程中或溶解后隨即的反應；
（3）水中溶解臭氧的分解；
（4）因接觸設備的運轉而破壞的臭氧；
（5）接觸過程中，臭氧與靠近“密集臭氧氣泡”附近基質的反應。
在上述影響下，臭氧接觸裝置的實際吸收量常表示為
在擁有各種接觸設備以及具有不同工藝氣體和水流物理條件的現行處理廠內，此值是用作安全裝置的臭氧接觸控制與測定的參數。
經過充足反應時間如≥6min后，溶解的臭氧濃度值，是監測臭氧劑量的常用參數。
不過，臭氧在過程中的實際化學質量平衡應是：
某一臭氧投配量=尾氣中臭氧+水中剩余臭氧+反應的臭氧十分解的臭氧
在實際臭氧接觸條件下，上式中后兩項參數往往是不可測的。
臭氧分解成氧或者更穩定的含氧分子（官能團），通過熱分解及離子或游離基反應進行。
的水中臭氧的分解依一系列參數而定，除了溫度和可能存在的催化劑之外，其中zui重要的是pH值。在pH值為7時；剩余臭氧的半衰期實際上可從2rain到30min不等，一般在不太干凈的水中分解快些。此外，功力學方程式的確切形式可能十同，不過一般實際應用可用一級關系描述反應初始階段的分解速率。圖5-8給出泰爾費水廠（布魯塞爾）水中剩余臭氧分解的實例。
分解速度隨pH值的增加而增加。實際遇到的水體pH值都等于或大于6，臭氧半衰期隨pH值的提高呈線性下降。
此處指出的這些一般概念，有助于對實際系統中擴散設備的評價。事實上，臭氧在堿性pH值下作用時，由于反應物質和催化效應兩方面的原因，有可能與中性pH值下作用時的機理不同
資料來源：青島維斯特凈化設備 趙德平
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