Физическая адсорбция

[Гость Аnn46]

Физическая адсорбция

Растворенное органическое вещество (РОВ) может быть удалено из аквариумной воды путем физической адсорбции на активном угле или в пеноотделительных колонках. Неорганические биогенные вещества (аммоний, нитраты, фосфаты) удаляются из воды в ионообменниках. Ионообмен не относится к физическим процессам адсорбции, но для удобства он включен в эту главу. Гранулированный активный уголь и пеноотделительные колонки эффективны в пресной, солоноватой и морской воде; ионообменники используются только для очистки пресной воды. В схеме очистки воды физическая адсорбция следует за биологической очисткой и механической фильтрацией и предшествует дезинфекции (рис. 3.1). Ионообмен завершает схему физической адсорбции.

Адсорбция определяется как осаждение растворенного органического вещества (POB) на специальных средах. Средой может служить граница между двумя фазами вещества, одной из которых является аквариумная вода. Другой фазой может быть, например, газ в воздушных пузырьках в пеноотделительных колонках (контакторах) или твердое вещество, например гранулы активного угля. При адсорбции извлекаемое из воды вещество (адсорбат) оказывается связанным с одной из фаз — газообразной или твердой (адсорбентом). Если химические связи сильны, процесс адсорбции необратим и возникает еще и химическая адсорбция. Если связи слабы и осуществляются, например, за счет сил Ван-дер-Ваальса, то происходит только физическая адсорбция. Слабые связи означают обратимость адсорбционного процесса, что часто бывает связано с изменением концентрации адсорбата. Десорбция — процесс, обратный адсорбции, при котором осажденный на границе двух сред адсорбат вновь переходит в раствор.

 

3.1. Очистка воды активным углем

Некоторые компоненты растворенного органического вещества (POB) могут быть извлечены из аквариумной воды активным углем. Активный уголь готовят в два этапа. Первый этап — обжиг, во время которого такие углеродсодержащие материалы, как уголь, кости животных, древесину или скорлупу орехов, нагревают до красного каления (около 600 С) для удаления углеводородов. Во избежание полного сгорания обжиг производят фактически без доступа воздуха. Следующий этап — активация. Обжиг повторяют на этот раз при температуре 900 С в присутствии окисляющего газа. Этот газ создает внутреннюю пористую поверхность угля, на которой впоследствии будут оседать извлеченные из воды РОВ (рис. 3.2). При удалении адсорбата из жидкой среды размер пор, как правило, не имеет большого значения (Tchobanoglous, 1972). 
Применяют гранулированный или порошкообразный активный уголь. Хотя порошкообразный уголь имеет большую связывающую поверхность, он неудобен в эксплуатации и относительно дорог, поэтому в дальнейшем рассматривается в основном гранулированный уголь. Гранулированный называют активный уголь (ГАУ) с частицами размером более 0,1 мм (Tchobanoglous,1972). 
Факторы, влияющие на эффективность адсорбции. Эффективность адсорбции растворенного органического вещества на ГАУ зависит от нескольких факторов, важнейшими из которых являются массоперенос адсорбата в гранулы угля, продолжительность контакта, концентрация и происхождение адсорбата, размер гранул, площадь поверхности пор и однородность фракций активного угля, наличие органической пленки на поверхности гранул. Температуру и рН как факторы, влияющие на адсорбцию, можно не учитывать, поскольку в аквариумах они должны поддерживаться в узком диапазоне, обеспечивающем нормальную жизнедеятельность животных и растений. Из этих двух факторов рН, по-видимому, важнее. Моррис и Вебер (Morris and Weber, 1964) отмечали, что адсорбционное равновесие не подвержено влиянию колебаний температуры воды, особенно в диапазоне, характерном для природных вод.
Чобаноглоус (Tchobanoglous, 1972) выделял в процессе адсорбции три самостоятельных этапа: перенос адсорбата слой воды и биологическую пленку, окружающую адсорбент, проникновение в поры ГАУ, образование химических связей между молекулами адсорбата и активированного угля. Первые два этапа зависят от продолжительности контакта, третий происходит мгновенно. Таким образом, молекулярный массоперенос лимитируется первыми двумя этапами (рис. 3.3) .

Продолжительность контакта между водой, содержащей РОВ, и активным углем имеет принципиальное значение. Если продолжительность контакта очень мала, массопереноса не происходит. Увеличение продолжительности контакта достигается удлинением контактной колонки или уменьшением расхода воды через контрактор.
Скорость адсорбции частично изменяется как корень квадратный из величины концентрации адсорба в растворе (Morris and Weber, 1964).

Следовательно, из слабо-насыщенного раствора за единицу времени извлекается больше адсорбата вплоть до удаления следов РОВ из раствора. Тем не менее скорость адсорбции возрастает с увеличением концентрации загрязнителя в растворе, но эта зависимость носит нелинейный характер. Моррис и Вебер (1964) обнаружили также, что крупные молекулы (с большой молекулярной массой) осаждаются медленнее, чем мелкие. Более того, конфигурация молекул оказывала влияние на скорость их осаждения: молекулы с сильно разветвленной цепью адсорбировались медленнее, чем молекулы со сходной молекулярной массой, но более компактные по структуре. 
Скорость адсорбции частично изменяется как квадрат диаметра отдельных гранул активного угля (Morris and Weber, 1964). Как уже отмечалось, скорость диффузии органических молекул на границе воды и активного угля ограничена массопереносом в поры адсорбента. В свою очередь размеры гранул активного угля влияют на скорость массопереноса; на более мелких частицах извлечение РОВ из воды происходит быстрее. Вместе с тем измельчение крупных гранул активного угля, хотя и создает дополнительные поры, не приводит к ощутимому увеличению скорости адсорбции (Morris and Weber, 1964).
Площадь поверхности пор ГАУ может быть выражена в общем виде мелассовым, фенольным или йодным числом. Молекулы каждого из этих химических веществ имеют разный размер, и степень, с которой оно может быть адсорбировано, зависит от числа пор определенного размера на поверхности гранул активного угля. Молекулы йода как самые мелкие дают представление об общей площади поверхности пор. Мелассовое число характеризует число крупных пор, а фенольное — промежуточных по величине пор. Иодное, мелассовое и фенольное число позволяют приблизительно судить о потенциальной адсорбционной способности активного угля данного сорта. Однако Сонтимер (Sontheimer,1974), испытывая ГАУ трех сортов в опытах по удалению общего органического углерода из сбросных вод, не обнаружил определенной зависимости адсорбционной емкости гранул ни от фенольного числа, ни от площади поверхности пор. 
Последний фактор, определяющий скорость адсорбции— это образование органической пленки. Гранулы, помещенные в воду, очень быстро покрываются пленкой слизи, вырабатываемой бактериями. С одной стороны, она препятствует прониканию в ГАУ тяжелых молекул РОВ (NcCreary and Snceyink, 1977), с другой — обеспечивает удаление РОВ из воды, после того как физическая адсорбционная способность колонки с гранулированным углем исчерпана (Maqsood and Benedek, 1977). Последний процесс обусловлен длительностью гетеротрофных бактерий, населяющих слизь. 
Устройство ГАУ-контакторов. Гранулы активного угля обычно помещают в отдельный контейнер, так называемый контактор. Засыпание гранул прямо на фильтровальный слой неудобно, так как отработанные гранулы необходимо периодически отделять от гравия и удалять из аквариума. В небольших аквариумах в качестве контактора можно использовать стандартный угловой фильтр с эрлифтом. Для защиты гранул активного угля от слизи поверх них укладывают плотный слой стекловаты. 
Для крупных аквариумов контактор можно изготовить из отрезка полихлорвиниловой трубки (рис. 3.4). Для удобства на обоих концах контакторной трубки делается резьба и навинчиваются съемные переходные муфты. На выходном конце трубки во избежание выноса частиц угля в эрлифт устанавливают пористую пластинку, кусочек капронового сита или пробку из стекловаты. К выходному концу контакторной трубки присоединяют гибкий шланг с наконечником, снабженным краном. В схему включен перепускной клапан (рис. 3.5), чтобы воду можно было пустить через биологический фильтр, когда контактор отключен для перезарядки. В идеале контактор следует устанавливать сразу за биологическим фильтром (рис. 3.6). В результате гетеротрофных окислительных процессов многие компоненты РОВ минерализуются, что снижает нагрузку на активный уголь и продлевает срок его службы. 
Контакторы, показанные на рис. 3.4 и 3.6, заменяются после переключения тока воды обратно в аквариум, затем отсоединяются передняя и задняя муфты. Эта процедура облегчается, если вместо жестких полихлорвиниловых трубок применяются гибкие соединительные шланги. Отработанный ГАУ заменяют новым, предварительно промытым в чистой водопроводной воде для удаления пыли. Во избежание просачивания воды в сочленениях нарезные концы оборачивают тефлоновой лентой.

ГАУ-контакторы для очень больших аквариумов можно изготовить из 200-литровой стальной бочки со съемной крышкой (рис. 3.7). Для защиты от коррозии внутренние поверхности бака и крышки покрывают двумя слоями эпоксидной краски. В стенке бочки высверливают два отверстия (диаметром 2,54 см): одно сверху, другое снизу. В отверстия вставляют нарезные полихлорвиниловые фланцы диаметром 2,54 см и закрепляют их изнутри вместе с уплотнительной шайбой болтами из нержавеющей стали, на наружные концы фланцев навинчивают гибкие полихлорвиниловые шланги. Если на внутренний конец фланца натянуть пластиковую сетку, отпадает необходимость устройства платы, как это делается в гравийном фильтре. Сетка предотвращает засасывание эрлифтом частиц активного угля в аквариум. Вода должна подаваться в контур по обходному пути через фильтр, как показано на рис. 3.5. Бочка заполняется на 3/4 промытым ГАУ. Одной заправки хватает для очистки 4000л. аквариумной воды.

Для очистки крупных аквариальных систем требуется контактор с механическими насосами. Для этих целей пригодны также большинство песчаных фильтров высокого давления. Вместо песка и гравия эти установки наполняют активным углем. Фильтр целесообразно снабдить съемной крышкой, так как активный уголь необходимо периодически менять (рис. 3.8).

 

3.2. Адсорбция в пеноотделительных колонках (скиммерах).

Многие поверхностно-активные фракции РОВ могут быть сконцентрированы и удалены с пеной в пеноотделительных колонках. Этот процесс называют также воздушным осаждением или сепарированием белка. Последнее определение не совсем верно, так как предполагает удаление РОВ в пеноотделительных колонках происходит двумя путями: поверхностно-активные вещества осаждаются путем физической адсорбции на поверхности воздушных пузырьков в пеноотделительных колонках; между поверхностно-неактивными и поверхностно-активными веществами могут возникать химические связи, и они удаляются вместе. В пеноотделительных контакторах (или просто пеноотделителях) вместе с пеной частично удаляются и взвешенные органические вещества, т.е. в них осуществляется дополнительная механическая фильтрация. Взвешенные в воде микроорганизмы входят в состав ВОВ, и Шлеснер и Рейнхеймер (iSchlesner and Rheinheimer, 1974) показали, что пеноотделители снижают число свободноплавающих в аквариумной воде микроорганизмов.

В воде молекулы поверхностно-активных веществ поляризованы. Один конец, вокруг которого концентрируются молекулы воды, гидрофильный, другой - гидрофобный. Как следует из названия, поверхностно-активные молекулы стремятся скапливаться у поверхности, причем таким образом, что их гидрофильные концы погружены в воду, а гидрофобные контактируют с воздухом (рис. 3.9). Это позволяет им концентрироваться на поверх с воздушных пузырьков. 
Адсорбция в пеноотделительных колонках не снижает содержания амномония в воде, как обычно считается, поскольку рН в аквариуме нельзя изменять без риска для животных и растений. Кюн (Kuhn, 1956) показал, что заметное снижение содержания аммония в сбросных водах, обрабатываемых в пеноотделительных колонках, достигалось только при увеличении рН до 11.

Факторы, влияющие на эффективность пеноотделения. Эффективность очистки воды в пеноотделительных колонках зависит от продолжительности контакта воздушных пузырьков с водой и от их размеров. Продолжительность контакта в свою очередь зависит от расхода воды в колонке, ее высоты и объема подаваемого воздуха. Для увеличения продолжительности контакта воды с воздушными пузырьками применяют различные способы, основными из которых являются увеличение длины колонки и уменьшение расхода воды. У мелких пузырьков отношение площади поверхности к объему больше, чем у крупных, что предпочтительнее. 
Конструкция пеноотделительных колонок. На рис. 3.10 и 3.11 представлены три конструкции пеноотделительных колонок, применяемых для очистки воды в аквариумах. Устройства, показанные на рис. 3.11, можно использовать в акваримных системах большого объема. На рис. 3.10 представлен прямоточный вариант, когда пузырьки воздуха в пеноотделительной колонке поднимаются вместе с током воды, а на рис. 3.11 — противоточный, когда ток воды идет навстречу поднимающимся пузырькам. Принцип противотока обеспечивает более продолжительный контакт, так как вода, встречаясь с пузырьками воздуха, уравновешивает их и замедляет скорость подъема.

В колонках прямоточной системы воздух из компрессора распыляется через диффузор 2 (см. рис. 3.10). По мере подъема пузырьки 1 перемешиваются, или «контактируют», с водой. Поверхностно-активные фракции РОВ оседают на поверхности пузырьков, образующих пену на границе воздуха и воды 3. По мере накопления пена попадает в камеру-коллектор 5. Коллектор съемный, легко доступен для промывки. Очищенная вода возвращается в аквариум через отверстие 4. В противоточных, конструкциях вода подается против направления движения воздушных пузырьков. На рис. 3.11,а воздух из компрессора поступает через диффузор 4 в контактную колонку 2. Неочищенная вода из аквариума подается в колонку через верхнее отверстие 3. При такой конструкции верхняя часть колонки служит разделительной камерой. Избыток пены поступает в коллектор 1, который легко снимается для промывки. Очищенная вода забирается снизу, проходит через соединительную трубку 6 возле дна колонки и с помощью эрлифта возвращается в аквариум 5. Конструкция, представленная на рис. 3.11,б, аналогична описанной с той разницей, что контактная колонка 2 заключена во внешний кожух З. Преимущество такой конструкции заключается в том, что неочищенная вода не может выноситься с воздухом обратно в аквариум, как в схеме 3.11,а (через отверстие 8), поэтому конструкция на рис. 3.11,б несколько эффективнее.

 

3.3. Ионообмен

Ионообменные материалы, состоящие из природных цеолитов или синтетических смол, очень эффективны при удалении некоторых нежелательных компонентов из аквариумной воды. Применение ионообменников возможно в основном только в пресноводных системах, так как присутствие в солоноватой и морской воде множества других ионов ограничивает число свободных точек (локусов) для связывания загрязнителей. Ионообмен как способ очистки аквариумной воды, как правило, не применяется. Это тем более странно, что в правильно отрегулированных системах с помощью ионообмена можно извлечь из раствора до 90% ионов аммония, нитратов и фосфатов. 

Ионообменными материалами называют гранулированные цеолиты или синтетические смолы, несущие электрохимический заряд и способные извлекать из раствора специфические ионы путем обмена их на ионы другого типа, но с тем же электрохимическим зарядом. По классификации Кунина (Kunin, 1963) ионообменные смолы подразделяются на сильные и слабые катиониты и сильные и слабые аниониты. 
Извлечение ионов аммония. Вопросы удаления ионов аммония из сбросных вод путем ионообмена рассматриваются в многочисленной литературе (Nesselson, 1954; Culp and Slechta, 1966; Battelle Memorial Institute, 1969; Koon and Kaufman, 1971; 1975; Jorgensen et al., 1976). Йоргенсен и др. (1976) изучали извлечение ионов аммония (NH4-) с помощью клиноптилолита — природного цеолита. Было обнаружено, что этот материал действует одновременно как ионит (ионообменник) и как адсорбент. Точка насыщения составила приблизительно 8,0 ммоль NH4 — N на 100 г. При увеличении продолжительности контакта до 120 мин. эффективность адсорбции и ионообмена возрастала. 
Спотт (Spotte, 1970) предположил, что ионообмен можно использовать для удаления ионов биогенных веществ, включая аммоний, из воды аквариумов и инкубационных цехов рыбоводных предприятий. Эффективность этого процесса была подтверждена Джонсоном и Сибертом (Johnson and Sieburth, 1974) и Коникоффом (Koniкой, 1974). Джонсон и Сиберт обнаружили, что как клиноптилолит, так и ионообменные смолы уменьшали содержание аммония (общий ХН4 — М) в пресной воде лососевого питомника. Коникофф отметил, что при высокой плотности посадки канального сомика в пресноводные бассейны концентрация аммония в бассейне, оборудованном клиноптилолитовой колонкой, была значительно ниже, чем в контрольном, где применялся обычный биологический фильтр. Однако последующее увеличение содержания нитритов вызвало высокую смертность рыбы в обоих бассейнах. В воде контрольного бассейна содержание аммония, нитратов, фосфатов, кислотность и удельная электропроводность воды постепенно увеличивались, а щелочность и рН снижались. В бассейне, где вода фильтровалась через клиноптилолитовую колонку, содержание аммония, фосфатов и кислотность воды по сравнению с контролем были ниже. Содержание нитратов и удельная электропроводность были такими же, как в контрольном бассейне, а щелочность и рН выше. 
Возможность использования ионообмена для удаления нитратов и фосфатов из воды аквариумов и акваримных систем специально не изучалась, но некоторые факторы, обусловливающие извлечение этих веществ из сбросных вод, рассматриваются ниже. 
Факторы, обусловливающие эффективность ионообмена. Эффективность ионообмена в значительной степе ни зависит от межионного взаимодействия, степени заполнения обменных локусов молекулами растворенных органических веществ и размеров гранул ионообменников. 
Межионное взаимодействие. Эффективность удаления ионов аммония зависит от катионной силы поступающей воды, т. е. от ионной силы раствора, рассчитанной только по катионам. 
Ионная сила может быть рассчитана по формуле.

Изучая процесс очистки сбросных вод с помощью ионообменников, Кун и Кауфман (1975) обнаружили, что при связывании ионов аммония обменная емкость клиноптилолита резко снижалась, когда катионная сила раствора возрастала до 0,01 М/л. По мере дальнейшего увеличения катионной силы раствора обменная емкость ионита продолжала снижаться, но в меньшей степени. Джонсон и Сиберт (1974) также отмечали, что эффективность удаления ионов аммония из воды лососевого рыбопитомника с помощью клиноптилолита резко снсжалась при увеличении ионной силы раствора. При солености воды, равной всего 5%, извлечение общего NH4 — N уменьшалось в 10 раз (рис. 3.12). При солености, равной 10,15 и 25%, эффективность ионообмена еще больше снижалась, но не так резко, как при солености 5%. 
Удаление нитратов и фосфатов из воды с высокой ионной силой также, затруднено. Элиассен и др. (Eliassen et al., 1965) отмечали, что при высоком содержании хлоридов в сбросной воде снижается число обменных локусов, необходимых для контакта с нитратами и фосфатами. Высокое содержание сульфатов также затрудняло ионообмен. Бьюлоу и другие (Buelow et al., 1975), изучая эффективность извлечения нитратов из воды с различной ионной силой, показали, что обменная способность ионообменных смол в значительной степени зависит от общей концентрации анионов в протекающей воде. В некоторых случаях последовательность извлечения ионов может измениться на противоположную. В воде с небольшой ионной силой сульфаты адсорбируются лучше нитратов, но при увеличении ионной силы протекающей воды, наоборот, нитратов извлекается больше, чем сульфатов. Все проведенные опыты позволили выявить одну закономерность: как катиониты, так и аниониты в растворах со слабой ионной силой предпочитают взаимодействовать с поливалентными ионами. 
Бьюлоу и др. (1975) показали, что если в воде присутствует окись кремния, то она, покрывая поверхность ионообменных смол, препятствует обмену нитратов. Наиболее серьезной помехой являются ионы сульфатов, а также хлориды и бикарбонаты. В слабых растворах эти ионы извлекаются ионитами в следующем порядке: сульфаты – нитраты – хлориды - щелочные ионы (сумма карбонатов и бикарбонатов). В более насыщенных растворах сульфаты и нитраты меняются местами. 
Отбор ионов из воды, а следовательно, и эффективность ионообмена зависят главным образом от межионного взаимодействия. Отбор ионов резко снижается с увеличением ионной силы поступающей неочищенной воды. С практической точки зрения в морской, солоноватой и даже жесткой пресной воде ионообменный процесс малопроизводителен. Иоргенсен и др. (Jorgensen et a1., 1976) отмечали, что по сравнению с дистиллированной в загрязненной воде удаление ионов аммония происходит гораздо менее эффективно из-за присутствия ионов кальция. Аналогично Элиассен и др. (1965) указывали, что присутствие в сбросной воде хлоридов (200 мг/л) и сульфатов (65 мг/л) значительно затрудняло извлечение нитратов и фосфатов в ионообменниках. Учитывая, что в морской воде ионы кальция, хлориды и сульфаты присутствуют в концентрации 400,1,9Х10'4 и 885 мг/л соответственно, легко понять, почему быстро связываются активные центры на ионообменниках, и они выходят из строя прежде, чем успевают извлечь из воды значительное количество биогенных веществ. Дейви и др. (Davey et al., 1970) и Шётс (Schietz, 1976) отмечали способность ионообменных смол извлекать из морской воды ионы редких металлов, что, безусловно, верно, однако детально этот процесс они не разбирали. 
Загрязнение ионитов органическими соединениями. Присутствие в воде растворенных органических соединений отрицательно влияет на обмен неорганических ионов. Органические вещества загрязняют поверхность ионообменного материала, уменьшая число локусов для связывания неорганических соединений (Jorgensen et al., 1976; Frisch and Кцп1п, 1960). Органическое загрязнение в процессе удаления фосфатов из сбросных вод рассматривали Элиассен и др. (1965). Полученные ими результаты показаны на рис. 3.13. Осевшие на ионообменных материалах органические вещества можно удалить с помощью гидроокиси натрия, соляной кислоты, метанола либо обратной промывкой ионообменной колонки бентонитом, который, действуя как скребок, очищает поверхность ионитов. Как видно из рис. 3.14, бентонит обеспечивает наиболее эффективную очистку. Элиассен обнаружил, что органические вещества, покрывающие поверхность ионообменных смол, непосредственно в ионообмене не участвуют, а образуют мономолекулярную пленку. Джонсон и Сиберт (1974) показали, что при содержании общего органического углерода 30 мг/л клиноптилолит перестает связывать ионы аммония. В результате при удалении 95% аммония из дистиллированной воды количество очищенной воды составляло всего половину исходного (рис. 3.15).

Размер гранул ионообменного материала. Размеры частиц ионообменного материала влияют на его адсорбционную емкость. Мелкие гранулы имеют большую поверхность контакта с водой. Иоргенсен и др. (1976), работая с ионообменными смолами для удаления ионов аммония из сбросных вод, отмечали, что при размере гранул 2,5 - 5 мм статичная емкость была на уровне 0,47 мэкв. NH4 — N на 1 г ионита, а при 1,4-2 мм — 0,62 мэкв./r. Джонсон и Сиберт (1974) также отмечали, что более крупные гранулы ионообменников были менее эффективны при удалении ионов аммония. Они показали, что оптимальные размеры частиц клиноптилолита составляют 1*0,35 мм.

Устройство ионообменных колонок. При конструировании ионообменного контактора необходимо учитывать свойства ионообменного материала и некоторые особенности ионообменной колонки. 
Выбор ионообменного материала. Трудно заранее предсказать, как поведет себя тот или иной ионит в конкретных условиях. Бьюлоу и др. (1975) подчеркивали, что экспериментальную очистку следует производить в реальных производственных условиях, а не на дистиллированной воде или модельных растворах, Они отмечали, что порядок извлечения ионов из загрязненной воды и их взаимодействие с ионами данного ионита из-за непостоянной ионной силы раствора могут изменяться даже на противоположные. В растворах большой ионной силы нитраты адсорбируются прежде сульфатов, при снижении ионной силы притекающей воды ситуация меняется на противоположную. Извлечение ионов аммония продолжается даже при увеличении ионной силы раствора. Таким образом, эффективность процесса возрастает, когда межионные взаимодействия сведены к минимуму независимо от вида извлекаемых ионов. Общее сродство ионообменных материалов к трем основным неорганическим,ионам-загрязнителям приведено в табл. 3.1. Следует отметить, что эти данные приведены только для сведения и не заменяют предварительных исследований.

Выбор ионообменника зависит от химической природы иона-загрязнителя и ионной силы воды, которую предстоит очищать. Анионы (например, нитраты и фосфаты) осаждаются на анионитах, катионы (например, ион аммония) извлекаются из воды положительно заряженными ионитами (катионитами). Слабые иониты, если они справляются с поставленной задачей, предпочтительнее сильных, так как легче поддаются регенерации. В некоторых случаях иониты, которые за один проход воды связывают большое количество загрязнителя, неудобны. Для аквариумистов важнее то, насколько ионообменный материал сохраняет свои свойства после многократного восстановления. Бьюлоу и др. (1975) отмечали, например, что ионообменные смолы, которые извлекают большое количество исходных нитратов, труднее поддаются регенерации. 
Кун и Кауфман (1975) установили, что для удаления ионов аммония наиболее пригоден клиноптилолит, хотя смолы, испытанные Джонсоном и Сибертом (1974), также оказались эффективными. Сильноосновные аниониты в хлоридной форме пригодны для извлечения нитратов из сбросных вод (Buelow et al., 1975; Nesselsоn, 1954). Элиассен и др. (1965) извлекали из загрязненной воды до 92% нитратов и 95% фосфатв, используя сильноосновной анионит, а Мартинезу (Martinez, 1962), который применял ионообменник того же типа, но изготовленный на другом предприятии, удалось извлечь из сбросной воды до 99% нитратов и 98% фосфатов. 
Ионообменная колонка. Ионообменный материал помещают в контактную колонку, размеры которой определяют исходя из объема обрабатываемой воды. Для этой цели пригодны колонки для активного угля (см. рис. 3.4 и 3.6). В очень больших водных системах в качестве ионообменной колонки может быть приспособлен быстрый песчаный фильтр высокого давления (рис. 3.16). 
Важно правильно разместить ионообменную колонку в системе очистки воды. Иоргенсен и др. (1976) советуют устанавливать ионообменники в схеме после контактора с активированным углем, чтобы уменьшить загрязнение ионообменного материала растворенными органическими веществами. Перед колонкой с углем должен стоять эффективный механический фильтр. Этим достигается снижение содержания органических взвесей и предотвращается засорение поверхностных слоев активного угля и ионообменных смол.

 

3.4. Практическое руководство

В процессе физической адсорбции из растворов удаляются различные микроэлементы. Это не имеет большого значения, если в аквариуме не посажены растения, в противном случае раз в 2 недели приходится заменять 10% аквариумной воды.
Активный уголь. Адсорбционная способность активного угля по мере эксплуатации постепенно снижается, и в конце концов материал приходится заменять или восстанавливать. В противном случае возникает десорбция, а растворенные органические вещества из пор адсорбента вновь переходят в раствор. Реактивация предусматривает обжиг гранул угля при высокой температуре под давлением. Однако даже при таком режиме раскрываются только самые крупные поры (Joyce and Sukenik, 1964), поэтому с каждой реактивацией адсорбционная способность гранул снижается и, по-видимому, она никогда не достигает исходного значения. 
Рекомендуется брать 1 г гранул на 1 л аквариумной воды и полностью заменять адсорбент каждые 2 мес. Минерализация растворенных органических веществ гетеротрофными бактериями, поселяющимися на поверхности гранул, создает впечатление, что адсорбент еще работает, хотя на самом деле его адсорбционная способность уже исчерпана (Naqsood and Benedek, 1977). Единственный способ, позволяющий зарегистрировать начало десорбции,— постоянно следить за содержанием общего органического углерода (окисляемостью) в выходящей из адсорбционной колонки воде. 
Пеноотделительный процесс. В пеноотделительных колонках, снабженных эрлифтами, объем распыляемого воздуха такой же, как и в обычных эрлифтах сходного размера (см. табл. 5.1). Степень погружения такая же, как в эрлифтах,и вытекающая вода должна выходить плавной струей. Если объем подаваемого воздуха превосходит вместимость трубы эрлифта, продолжительность контакта воды с воздухом нестабильна. Адсорбция частично зависит от площади поверхности воздушных пузырьков, поэтому в месте подачи воздуха обязательно устанавливают распылительную насадку. 
Ионообмен. Природную воду с высоким содержанием железа или марганца следует предварительно очистить осаждением, интенсивной аэрацией или окислением озоном либо перманганатом калия. Бьюлоу идр. (1975) обнаружили, что осадок железа затруднял извлечение нитратов из воды. Осадок можно удалить обработкой смол 1,0 н. раствором НСl и обратной промывкой. Высокое содержание железа и марганца обычно свойственно воде из артезианских скважин.
Ионообменный процесс протекает очень быстро и зависит от числа свободных обменных локусов (т. е. от количества, ионообменного материала) и расхода воды. Эти факторы определяют опытным путем в предварительных исследованиях для конкретного расхода воды или эмпирически, контролируя продолжительность работы ионообменника, пока не появятся признаки его истощения, затем согласованно регулируют расход воды и объем ионита. Истощение определяют по скачкообразному повышению содержания биогенных веществ в вытекающей воде. 
В табл. 3.2 приведено количество регенеранта для восстановления ионообменных смол. Большинство ионообменных материалов эффективно восстанавливается раствором хлористого натрия. Корнголд (Korngold, 1972) рекомендует использовать для этих целей морскую воду, что удобно для пресноводных аквариумных систем, расположенных в приморской зоне. При определении концентрации регенеранта для начала рекомендуется применить 10%-ный раствор хлористого натрия.

Бьюлоу и др. (1975), например, обнаружили, что в воде небольшой ионной силы регенерация ионообменной смолы происходила при добавлении 0,359 кг NaCl на 1 м.куб, в то время как для воды большей ионной силы потребовалось 1,366 кг NaCl на 1 м.куб. Для воды из двух артезианских скважин потребовалось 0605 и 0.628 кг/м.куб хлористого натрия. Для конкретных условий количество регенеранта устанавливают опытным путем. 
Хлористый натрий и другие регенеранты, например те, которые использовали Элиассен и др. (1965) (едкий натр, метанол, соляная кислота), могут либо быть непосредственно токсичны для рыбы, либо вызывать существенные изменения рН в воде со слабыми буферными свойствами. Регенеранты и моющие средства следует вносить, соблюдая осторожность. Обычно ионообменную колонку на период восстановления отключают от аквариумной системы. После обработки контактную колонку необходимо тщательно промыть чистой водой.

Подробнее https://fanfishka.ru/infocentr/poleznye_materialy_po_akvariumistike/1643-soderzhanie-ryb-v-zamknutyh-sistemah-s-spott.html