AbstractThe direct contact membrane

Abstract
The direct contact membrane distillation applied for fluoride removal from brackish groundwater was investigated. The self-prepared
polyvinylidene fluoride membrane exhibited high rejection of inorganic salt solutes. The maximum permeate flux 35.6 kg/(m2·hr) was
obtained with the feed solution at 80°C and the cold distillate water at 20°C. The feed concentration had no significant impact on the
permeate flux and the rejection in fluoride. The precipitation of CaCO3 would clog the hollow fiber inlets and foul the membrane surface
with increasing concentration factor when natural groundwater was used directly as the feed, which resulted in a rapid decline in the
module efficiency. This phenomenon was diminished by acidification of the feed. The experimental results showed that the permeate
flux and the quality of obtained distillate kept stable before concentration factor reached 5.0 with the acidified groundwater as feed. The
membrane module efficiency began to decline gradually when the feed continued to be concentrated, which can be mainly attributed
to the formation of CaF2 deposits on the membrane surface. In addition, a 300 hr continuous fluoride removal experiment of acidified
groundwater was carried out with concentration factor at 4.0, the permeate flux kept stable and the permeate fluoride was not detected.

Introduction
In many parts of North and Northwest China, the
groundwater is brackish and contains over 1.5 mg/L fluoride.
It is well known that excessive fluoride in drinking
water causes harmful effects such as dental and skeletal
fluorosis (Amor et al., 2001). The World Health Organization
has set a guidance value of 1.5 mg/L for fluoride
in drinking water and the Chinese drinking water standard
for it has been amended to 1.0 mg/L. Because of the
permanent risks, fluoride removal from water with high
fluoride content becomes necessary.
Nowadays, the methods developed for fluoride removal
from drinking water are mainly adsorption (Yang and
Dluhy, 2002; Karthikeyan and Elango, 2009), precipitation
(Mameri et al., 1998), ion exchange (Dieye et al., 1998;
Castel et al., 2000), and membrane processes (Tahaikt et
al., 2004; Hu and Dickson, 2006). To effectively decrease
fluoride by precipitation requires a large amount of chemicals.
This process also creates a certain volume of sludge,
which needs further treatments before disposing it into the
environment. Although ion-exchange process can remove
fluoride up to 90%–95%, this process will release noxious
chemical reagents used in the resin regeneration into the
environment (Qu et al., 2009) and the treated water has
a very low pH and high levels of chloride (Meenakshi
and Maheshwari, 2006). Adsorption was considered as
the most efficient and applicable technology for fluoride
removal from drinking water (Wu et al., 2007). Activated
alumina (Ghorai and Pant, 2004), activated carbon
(Muthukumaran et al., 1995), bone charcoal (Bhargava and
Killedar, 1992), oxides (Raichur and Basu, 2001) and other
low-cost materials (C¸ engeloglu et al., 2002; Agarwal et al., ˇ
2003) have been used as fluoride adsorbents. Adsorption
process can remove fluoride to the safe concentration level
and the treatment is cost-effective. However, the removal
of fluoride is greatly affected by temperature, pH and
the dosage of adsorbent. Besides, this method requires a
regeneration process after the adsorbents being exhausted,
which may decrease the absorption capacity of adsorbents.
Reverse osmosis (RO) and nanofiltration (NF) are two
common pressure driven membrane processes used for
fluoride removal. RO is actually efficient since it sharply
reduces the content of inorganic matters in water. But
the RO membranes are particularly susceptible to scaling
and fouling, therefore it is very difficult to maintain the
constant permeate flux (Afonso et al., 2004). In addition, ahigh pressure is required in RO membrane system, which
can result in the increase in the desalination cost (Hasson
et al., 2001). As for NF process, although the working
pressure is low, NF can just ensure the reduction of bivalent
ions and it is insufficient to obtain drinking water from
brackish water which contains lots of monovalent ions.
The total dissolved solid (TDS) of the permeate obtained
with this process is superior to the standard value (Walha
et al., 2007). Electrodialysis (ED) is an electrical-driven
membrane technology, which is effective with fluoride removal
from feed and not sensitive to pH or hardness levels.
When using ED technology for desalination, treatment cost
is directly related to the TDS concentration in feed. This
technology is best used in treating brackish water with
TDS up to 4000 mg/L and not economical for higher TDS
concentration (Younos and Tulou, 2005).
Membrane distillation (MD) is a kind of thermally
driven membrane separation process and usually applied,
when water is the major component present in the feed
solution. The permeate flux of MD is driven by a vapor
pressure difference across the porous hydrophobic
membrane resulting from the temperature difference and
solution composition gradients in the boundary layers
adjacent the membrane. During the MD process of solutions
with non-volatile solutes, only water vapor can
transfer through the membrane. Thus, in theory, the MD
process enables the production of pure water from natural
water. In comparison with the pressure-driven membrane
processes, MD is less dependent on the initial salinity of
the feed as well as a higher salt rejection ratio. In recent
years, MD has been applied for water desalination, juice
concentration processing and other industrial areas (Gryta
and Karakulski, 1999; Zakrzewska et al., 2001).
Direct contact membrane distillation (DCMD) is the
best known configuration of MD, in which the feed and
the distillate are directly separated by the hydrophobic
membrane. DCMD is considered as the most simple design
and appears to be the best for application because
condensation is conducted inside the membrane module.
The main objective of this work was to study the feasibility
of fluoride removal from brackish groundwater by
DCMD process with self-prepared PVDF membrane. The
process was examined under different feed temperatures,
flow rates and feed fluoride concentrations. The DCMD
process was applied to the fluoride removal from natural
brackish groundwater. The effects of pre-acidification on
the process performance in terms of flux stability and
rejection were also investigated.
1 Materials and methods
1.1 Reagents and analysis methods
All chemicals used in the experiments were of analytical
reagent grade. NaF was obtained from Beijing Chemical
works (China). Fluoride solution was prepared by dissolving
NaF with deionized water, and other solutions were
also prepared with deionized water.
Analysis of F−, Cl−, SO4
2− and PO4
3− were performed
by ion chromatograph (861, Metrohm, Switzerland). Total
phosphorus (TP) and dissolved silica were determined using
the ammonium molybdate spectrophotometric method
and the hetropoly blue method, respectively. Total organic
carbon (TOC) was determined by TOC analyzer (8000,
Phoenix, USA). K+, Na+, Ca2+ and Mg2+ were analyzed
using inductively coupled plasma-atomic emission spectrosmetry
(ICP-AES) (1200, Agilent, USA). Alkalinity,
carbonate and bicarbonate were measured using an alkalinity
titration method. The conductivity of the feed was
measured using a conductivity meter (CO150, HACH,
USA).
1.2 Membrane and membrane module
The hydrophobic polyvinylidene fluoride (PVDF) hollow
fiber membranes used in the experiments were
self-prepared by dry/wet phase inversion process. The
membrane characteristics are shown in Table 1.
The dry PVDF hollow fibers were assembled into a
polyester tube (diameter (mm) din/dout = 15/20) with two
UPVC T-tubes and two ends of the bundle of fibers were
sealed with solidified epoxy resin to form a membrane
module. The module had a total length of 240 mm and an
effective length of 100 mm. The packing fraction of hollow
fibers in the module was about 32%. The total effective
area of the module was about 0.014 m2 based on the inner
surface.
Table 1 Membrane characteristics
Parameter Value
Mean pore diameter (μm) 0.25
OD/IDa (mm/mm) 1.20/0.90
Wall thickness (mm) 0.15
Porosity (%) 75.30
LEPwb (kPa) 150
a Outer diameter/inner diameter; b liquid entry pressure of water.
1.3 Experimental setup
The schematic representation of DCMD setup is shown
in Fig. 1. The hot salt solution as the feed liquid flowed
co-currently through the lumen side of the fibers and the
cold distillate flowed through the shell side using two
rotameters (LZS-15, Yuyao Yinhuan Flowmeter, China) to
adjust the flow rate. Both solutions were circulated in the
membrane module by two magnetic pumps (MP-15RN,
Shanghai Seisun Bumps, China).
The feed temperature was controlled by a Pt-100 sensor
and a heater connected to an external thermostat (XMTD-
2202, Yongshang Instruments, China). The temperature
of cold distillate water was controlled by pumping the
water through a spiral glass heat exchanger located in
the constant temperature trough of the cooler (SDC-6,
Nanjing Xinchen Biotechnology, China). The temperatures
of both fluids were monitored at the inlet and outlet of
the membrane module using four thermometers with an
accuracy of ±0.1°C. The conductivity of the cold distillate
was measured using an electric conductivity monitor (CM-
230A, Shijiazhuang Create Instrumentation Technologies,

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

บทคัดย่อกลั่นเมมเบรนติดต่อโดยตรงที่ใช้สำหรับกำจัดฟลูออไรด์จากน้ำบาดาลกร่อยถูกสอบสวน เตรียมตนเองเยื่อ polyvinylidene ฟลูออไรด์จัดแสดงการปฏิเสธ solutes เกลืออนินทรีย์สูง Kg/(m2·hr) ไหล 35.6 permeate สูงสุดได้รับแก้ปัญหาอาหารที่ 80° C และน้ำเย็นกลั่นที่ 20 องศาเซลเซียส ความเข้มข้นอาหารมีไม่ส่งผลกระทบอย่างมีนัยสำคัญpermeate ฟลักซ์และการปฏิเสธในฟลูออไรด์ ฝนของ CaCO3 จะอุดตันสายใยกลวง และฟาวล์ผิวเมมเบรนด้วยการเพิ่มสัดส่วนความเข้มข้นเมื่อใช้น้ำธรรมชาติโดยตรงเป็นตัวดึงข้อมูล ซึ่งผลในการลดลงอย่างรวดเร็วในการโมดูลประสิทธิภาพการ ปรากฏการณ์นี้ถูกลดลง โดยยูอาหาร ผลการทดลองพบว่า permeateฟลักซ์และคุณภาพของการกลั่นได้รับยังคงมีเสถียรภาพก่อนคูณความเข้มข้นถึง 5.0 กับน้ำบาดาล acidified เป็นอาหาร ที่เมมเบรนโมดูประสิทธิภาพเริ่มเสื่อมลงเรื่อย ๆ เมื่อตัวดึงข้อมูลยังคงเป็นเข้มข้น ซึ่งสามารถส่วนใหญ่เกิดจากการก่อตัวของ CaF2 ฝากบนผิวเมมเบรน นอกจากนี้ ทดลองกำจัดฟลูออไรด์ต่อเนื่อง 300 ชั่วโมงของ acidifiedน้ำบาดาลได้ดำเนิน ด้วยปัจจัยความเข้มข้นที่ 4.0 ฟลักซ์ permeate ยังคงมั่นคง และไม่พบฟลูออไรด์ permeateแนะนำในหลายส่วนของเหนือและจีนตะวันตกเฉียงเหนือ การน้ำกร่อย และประกอบด้วยกว่า 1.5 mg/L ฟลูออไรด์มันเป็นที่รู้จักว่าฟลูออไรด์มากเกินไปในการน้ำทำให้เกิดอันตราย เช่นทันตกรรม และอีกฟันตก (อมอร์ et al., 2001) องค์การอนามัยโลกมีตั้งค่าคำแนะนำของ 1.5 mg/L ในฟลูออไรด์ในน้ำดื่มและน้ำดื่มจีนมาตรฐานมันได้ถูกแก้ไขไป 1.0 mg/l เนื่องจากการความเสี่ยงถาวร กำจัดฟลูออไรด์จากน้ำสูงเนื้อหาฟลูออไรด์กลายเป็นความจำเป็นปัจจุบัน พัฒนาวิธีการกำจัดฟลูออไรด์ดูดซับส่วนใหญ่มีน้ำดื่ม (ยาง และDluhy, 2002 Karthikeyan และ Elango, 2009), ฝน(Mameri et al., 1998), การแลกเปลี่ยนไอออน (Dieye et al., 1998คาสเทลและ al., 2000), และกระบวนการเมมเบรน (Tahaikt etal., 2004 หูและดิ๊กสัน 2006) มีประสิทธิภาพลดลงฟลูออไรด์ โดยฝนจำเป็นต้องใช้สารเคมีจำนวนมากกระบวนการนี้จะสร้างปริมาณตะกอนจำเป็นต้องเพิ่มเติมการรักษาก่อนที่จะทิ้งมันไปสภาพแวดล้อม แม้ว่ากระบวนการแลกเปลี่ยนไอออนสามารถเอาออกฟลูออไรด์ขึ้นไป 90-95% กระบวนการนี้จะปล่อยสลายตัวเคมี reagents ใช้ฟื้นฟูยางเป็นการสิ่งแวดล้อม (Qu et al., 2009) และน้ำเสียที่บำบัดได้มี pH ต่ำและระดับสูงของคลอไรด์ (แหล่งและ Maheshwari, 2006) ดูดซับได้ถือว่าเป็นมากที่สุดมีประสิทธิภาพ และสามารถใช้เทคโนโลยีในฟลูออไรด์เอาออกจากน้ำดื่ม (Wu et al., 2007) เปิดใช้งานอลูมินา (Ghorai และ Pant, 2004), เรียกคาร์บอน(Muthukumaran และ al., 1995), กระดูกถ่าน (Bhargava และKilledar, 1992) ออกไซด์ (Raichur และ Basu, 2001) และอื่น ๆวัสดุต้นทุนต่ำ (C¸ engeloglu et al., 2002 Al. ร้อยเอ็ด Agarwal ˇใช้ 2003) เป็น adsorbents ฟลูออไรด์ ดูดซับกระบวนการสามารถเอาฟลูออไรด์ในระดับความเข้มข้นที่ปลอดภัยและการรักษาคุ้มค่า อย่างไรก็ตาม การกำจัดของฟลูออไรด์เป็นอย่างมากได้รับผลกระทบ โดยอุณหภูมิ ค่า pH และปริมาณของ adsorbent นอกจาก วิธีนี้ต้องการกระบวนการฟื้นฟูหลังจาก adsorbents ถูกหมดซึ่งอาจลดกำลังการผลิตการดูดซึมของ adsorbentsออสโมซิสผันกลับ (RO) และ nanofiltration (NF)แรงดันทั่วไปที่ขับเคลื่อนกระบวนการเมมเบรนที่ใช้สำหรับกำจัดฟลูออไรด์ RO จะมีประสิทธิภาพจริงตั้งแต่ได้อย่างรวดเร็วลดเนื้อหาของเรื่องอนินทรีย์ในน้ำ แต่เข้าโรมีความไวต่อโดยเฉพาะอย่างยิ่งมาตราส่วนและ fouling ดังนั้นจึงยากที่จะรักษาค่าคง permeate ฟลักซ์ (Afonso et al., 2004) มีความดัน ahigh เป็นระบบไส้เมมเบรน ที่สามารถทำการเพิ่มขึ้นของต้นทุน desalination (Hassonและ al., 2001) สำหรับกระบวนการ NF แม้ว่าการทำงานความดันต่ำ NF เพียงสามารถให้แน่ใจว่าการลดลงของ bivalentกันและไม่เพียงพอรับน้ำดื่มน้ำกร่อยซึ่งประกอบด้วยประจุ monovalentการรวมละลายของแข็ง (TDS) ของ permeate รับกระบวนการนี้มีเหนือกว่าค่ามาตรฐาน (Walhaet al., 2007). Electrodialysis (ED) is an electrical-drivenmembrane technology, which is effective with fluoride removalfrom feed and not sensitive to pH or hardness levels.When using ED technology for desalination, treatment costis directly related to the TDS concentration in feed. Thistechnology is best used in treating brackish water withTDS up to 4000 mg/L and not economical for higher TDSconcentration (Younos and Tulou, 2005).Membrane distillation (MD) is a kind of thermallydriven membrane separation process and usually applied,when water is the major component present in the feedsolution. The permeate flux of MD is driven by a vaporpressure difference across the porous hydrophobicmembrane resulting from the temperature difference andsolution composition gradients in the boundary layersadjacent the membrane. During the MD process of solutionswith non-volatile solutes, only water vapor cantransfer through the membrane. Thus, in theory, the MDprocess enables the production of pure water from naturalwater. In comparison with the pressure-driven membraneprocesses, MD is less dependent on the initial salinity ofthe feed as well as a higher salt rejection ratio. In recentyears, MD has been applied for water desalination, juiceconcentration processing and other industrial areas (Grytaand Karakulski, 1999; Zakrzewska et al., 2001).Direct contact membrane distillation (DCMD) is thebest known configuration of MD, in which the feed andthe distillate are directly separated by the hydrophobicmembrane. DCMD is considered as the most simple designand appears to be the best for application becausecondensation is conducted inside the membrane module.The main objective of this work was to study the feasibilityof fluoride removal from brackish groundwater byDCMD process with self-prepared PVDF membrane. Theprocess was examined under different feed temperatures,flow rates and feed fluoride concentrations. The DCMDprocess was applied to the fluoride removal from naturalbrackish groundwater. The effects of pre-acidification onthe process performance in terms of flux stability andrejection were also investigated.1 Materials and methods1.1 Reagents and analysis methodsAll chemicals used in the experiments were of analyticalreagent grade. NaF was obtained from Beijing Chemicalworks (China). Fluoride solution was prepared by dissolvingNaF with deionized water, and other solutions werealso prepared with deionized water.Analysis of F−, Cl−, SO42− and PO43− were performedby ion chromatograph (861, Metrohm, Switzerland). Totalphosphorus (TP) and dissolved silica were determined usingthe ammonium molybdate spectrophotometric methodand the hetropoly blue method, respectively. Total organiccarbon (TOC) was determined by TOC analyzer (8000,Phoenix, USA). K+, Na+, Ca2+ and Mg2+ were analyzedusing inductively coupled plasma-atomic emission spectrosmetry(ICP-AES) (1200, Agilent, USA). Alkalinity,carbonate and bicarbonate were measured using an alkalinitytitration method. The conductivity of the feed wasmeasured using a conductivity meter (CO150, HACH,USA).1.2 Membrane and membrane moduleThe hydrophobic polyvinylidene fluoride (PVDF) hollowfiber membranes used in the experiments wereself-prepared by dry/wet phase inversion process. Themembrane characteristics are shown in Table 1.The dry PVDF hollow fibers were assembled into apolyester tube (diameter (mm) din/dout = 15/20) with twoUPVC T-tubes and two ends of the bundle of fibers weresealed with solidified epoxy resin to form a membranemodule. The module had a total length of 240 mm and aneffective length of 100 mm. The packing fraction of hollowfibers in the module was about 32%. The total effectivearea of the module was about 0.014 m2 based on the innersurface.Table 1 Membrane characteristicsParameter ValueMean pore diameter (μm) 0.25OD/IDa (mm/mm) 1.20/0.90Wall thickness (mm) 0.15Porosity (%) 75.30LEPwb (kPa) 150a Outer diameter/inner diameter; b liquid entry pressure of water.1.3 Experimental setupThe schematic representation of DCMD setup is shownin Fig. 1. The hot salt solution as the feed liquid flowedco-currently through the lumen side of the fibers and thecold distillate flowed through the shell side using tworotameters (LZS-15, Yuyao Yinhuan Flowmeter, China) toadjust the flow rate. Both solutions were circulated in themembrane module by two magnetic pumps (MP-15RN,Shanghai Seisun Bumps, China).The feed temperature was controlled by a Pt-100 sensorand a heater connected to an external thermostat (XMTD-2202, Yongshang Instruments, China). The temperatureof cold distillate water was controlled by pumping thewater through a spiral glass heat exchanger located inthe constant temperature trough of the cooler (SDC-6,Nanjing Xinchen Biotechnology, China). The temperaturesof both fluids were monitored at the inlet and outlet ofthe membrane module using four thermometers with anaccuracy of ±0.1°C. The conductivity of the cold distillatewas measured using an electric conductivity monitor (CM-230A, Shijiazhuang Create Instrumentation Technologies,

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

บทคัดย่อ
กลั่นเมมเบรนติดต่อโดยตรงนำไปใช้สำหรับการกำจัดฟลูออไรจากน้ำบาดาลกร่อยถูกตรวจสอบ ตนเองเตรียม
เมมเบรนฟลูออไร Polyvinylidene แสดงการปฏิเสธสูงของตัวถูกละลายเกลืออนินทรี ซึมสูงสุด 35.6 กก. ฟลักซ์ / (m2 ·ชม) ได้รับการ
แก้ปัญหาที่ได้รับกับฟีดที่ 80 องศาเซลเซียสและน้ำกลั่นเย็นที่ 20 ° C ความเข้มข้นของอาหารไม่ได้มีผลกระทบต่อ
การไหลของการซึมผ่านและการปฏิเสธในฟลูออไร การตกตะกอนของ CaCO3 จะเกิดการอุดตันเวิ้งเส้นใยกลวงและเหม็นพื้นผิวเมมเบรน
ที่มีปัจจัยความเข้มข้นที่เพิ่มขึ้นเมื่อน้ำบาดาลธรรมชาติที่ถูกนำมาใช้เป็นอาหารโดยตรงซึ่งมีผลในการลดลงอย่างรวดเร็วใน
ประสิทธิภาพโมดูล ปรากฏการณ์นี้ได้รับการลดลงโดยกรดของอาหาร ผลการทดลองแสดงให้เห็นว่าการซึมผ่าน
ของฟลักซ์และคุณภาพของการกลั่นที่ได้รับการเก็บรักษาไว้ก่อนที่จะมีเสถียรภาพปัจจัยที่มีความเข้มข้นถึง 5.0 กับน้ำใต้ดินกรดเป็นอาหาร
ประสิทธิภาพโมดูลเมมเบรนเริ่มลดลงเมื่อค่อยๆฟียังคงมีความเข้มข้นซึ่งสามารถบันทึกส่วนใหญ่
การก่อตัวของเงินฝาก CaF2 บนพื้นผิวเมมเบรน นอกจากนี้การทดลอง 300 ชั่วโมงการกำจัดอย่างต่อเนื่องของฟลูออไรกรด
น้ำบาดาลได้ดำเนินการกับปัจจัยที่มีความเข้มข้น 4.0 ไหลซึมเก็บไว้ที่มั่นคงและฟลูออไรซึมไม่พบ. บทนำในหลายส่วนของภาคเหนือและภาคตะวันตกเฉียงเหนือของประเทศจีนเป็นน้ำบาดาลและน้ำกร่อย มีมากกว่า 1.5 มิลลิกรัม / ลิตรฟลูออไร. เป็นที่รู้จักกันดีว่าฟลูออไรมากเกินไปในการดื่มน้ำที่ทำให้เกิดผลกระทบที่เป็นอันตรายเช่นทันตกรรมและโครงกระดูกfluorosis (Amor et al., 2001) องค์การอนามัยโลกได้กำหนดค่าคำแนะนำของ 1.5 มิลลิกรัม / ลิตรสำหรับลูออไรด์ในน้ำดื่มและน้ำดื่มจีนมาตรฐานสำหรับมันได้รับการแก้ไขเพิ่มเติมถึง 1.0 มิลลิกรัม / ลิตร เพราะความเสี่ยงถาวรกำจัดฟลูออไรจากน้ำที่มีสูงเนื้อหาฟลูออไรกลายเป็นสิ่งจำเป็น. ปัจจุบันวิธีการที่ได้รับการพัฒนาสำหรับการกำจัดฟลูออไรจากการดื่มน้ำเป็นส่วนใหญ่การดูดซับ (ยางและDluhy 2002; Karthikeyan และ Elango 2009) ฝน(Mameri et al, .., 1998) การแลกเปลี่ยนไอออน (Dieye et al, 1998; . ปราสาท, et al, 2000) และกระบวนการเมมเบรน (Tahaikt et al, 2004;. Hu และดิ๊กสัน, 2006) ได้อย่างมีประสิทธิภาพลดฟลูออไรโดยการตกตะกอนต้องใช้จำนวนมากของสารเคมี. กระบวนการนี้ยังสร้างปริมาณบางอย่างของตะกอนที่ต้องการการรักษาต่อไปก่อนที่จะทิ้งมันลงไปในสภาพแวดล้อม แม้ว่ากระบวนการแลกเปลี่ยนไอออนสามารถลบลูออไรด์ถึง 90% -95% ในขั้นตอนนี้จะปล่อยพิษสารเคมีที่ใช้ในการฟื้นฟูเรซินลงในสภาพแวดล้อม (Qu et al., 2009) และได้รับการรักษาน้ำมีค่า pH ต่ำมากและสูง ระดับของคลอไรด์ (Meenakshi และ Maheshwari 2006) การดูดซับได้รับการพิจารณาเป็นเทคโนโลยีที่มีประสิทธิภาพมากที่สุดและใช้ได้กับฟลูออไรออกจากการดื่มน้ำ (Wu et al., 2007) เปิดใช้งานอลูมินา (Ghorai และกางเกง, 2004), ถ่าน(Muthukumaran et al., 1995) ถ่านกระดูก (Bhargava และKilledar, 1992) ออกไซด์ (Raichur และซึ, 2001) และอื่น ๆวัสดุที่ใช้ต้นทุนต่ำ (C engeloglu et อัล., 2002;. Agarwal, et al, 2003) ได้ถูกนำมาใช้เป็นตัวดูดซับฟลูออไร การดูดซับกระบวนการสามารถลบลูออไรด์ในระดับความเข้มข้นที่ปลอดภัยและการรักษาที่มีประสิทธิภาพ อย่างไรก็ตามการกำจัดของฟลูออไรได้รับผลกระทบอย่างมากโดยอุณหภูมิความเป็นกรดด่างและปริมาณของตัวดูดซับ นอกจากนี้วิธีการนี้ต้องใช้กระบวนการฟื้นฟูหลังการดูดซับถูกหมดซึ่งอาจลดความสามารถในการดูดซึมของสารดูดซับ. ย้อนกลับออสโมซิ (RO) และ nanofiltration (NF) สองความดันร่วมกันขับเคลื่อนกระบวนการเมมเบรนที่ใช้ในการกำจัดฟลูออไร RO มีประสิทธิภาพจริงอย่างมากเพราะมันจะช่วยลดเนื้อหาของเรื่องอนินทรีในน้ำ แต่เยื่อ RO โดยเฉพาะอย่างยิ่งความเสี่ยงที่จะปรับและเหม็นดังนั้นมันเป็นเรื่องยากมากที่จะรักษาฟลักซ์เพคงที่ (Afonso et al., 2004) นอกจากนี้ความดัน ahigh จำเป็นต้องมีในระบบของเยื่อซึ่งจะส่งผลในการเพิ่มขึ้นของค่าใช้จ่ายกลั่นน้ำทะเล (Hasson et al., 2001) ในฐานะที่เป็นกระบวนการ NF แม้ว่าการทำงานที่ความดันต่ำเพียง NF สามารถมั่นใจได้ว่าการลดลงของ bivalent ไอออนและมันก็ไม่เพียงพอที่จะได้รับน้ำดื่มจากน้ำกร่อยที่มีจำนวนมากของไอออน monovalent. รวมของแข็งที่ละลายในน้ำ (TDS) ของการซึมผ่านที่ได้รับกับกระบวนการนี้จะดีกว่าค่ามาตรฐาน (Walha et al., 2007) electrodialysis (ED) เป็นไฟฟ้าที่ขับเคลื่อนด้วยเทคโนโลยีเมมเบรนซึ่งมีผลบังคับกับการกำจัดฟลูออไรจากฟีดและไม่ไวต่อระดับค่า pH หรือความแข็ง. เมื่อใช้เทคโนโลยี ED สำหรับแปรค่าใช้จ่ายในการรักษาจะเกี่ยวข้องโดยตรงกับความเข้มข้น TDS ในอาหาร นี้จะใช้เทคโนโลยีที่ดีที่สุดในการรักษาน้ำกร่อยที่มีค่า TDS ถึง 4000 มิลลิกรัม / ลิตรและไม่ประหยัดสำหรับ TDS สูงกว่าความเข้มข้น (Younos และ Tulou 2005). การกลั่นเมมเบรน (MD) เป็นชนิดของความร้อนกระบวนการแยกเยื่อขับเคลื่อนและนำไปใช้มักจะเมื่อน้ำเป็นองค์ประกอบหลักในปัจจุบันในอาหารวิธีการแก้ปัญหา ฟลักซ์การซึมผ่านของเอ็มคือการขับเคลื่อนด้วยไอแตกต่างความดันในน้ำที่มีรูพรุนเมมเบรนที่เกิดจากความแตกต่างของอุณหภูมิและการไล่ระดับสีองค์ประกอบของการแก้ปัญหาในชั้นเขตแดนเมมเบรนที่อยู่ติดกัน ในระหว่างกระบวนการ MD ของการแก้ปัญหาที่มีสารที่ไม่ระเหยเพียงไอน้ำสามารถโอนผ่านเมมเบรน ดังนั้นในทางทฤษฎี MD ช่วยให้ขั้นตอนการผลิตน้ำบริสุทธิ์จากธรรมชาติน้ำ ในการเปรียบเทียบกับเมมเบรนดันขับเคลื่อนกระบวนการแมรี่แลนด์เป็นน้อยขึ้นอยู่กับความเค็มเริ่มต้นของอาหารเช่นเดียวกับอัตราส่วนการปฏิเสธเกลือที่สูงขึ้น เมื่อเร็ว ๆ นี้ในปีที่ผ่านมา, แมรี่แลนด์ได้รับการใช้สำหรับการกลั่นน้ำทะเล, น้ำผลไม้เข้มข้นในการประมวลผลและพื้นที่อุตสาหกรรมอื่น ๆ (Gryta และ Karakulski 1999; Zakrzewska et al, 2001).. เมมเบรนกลั่นติดต่อโดยตรง (DCMD) คือการกำหนดค่าที่รู้จักกันดีของเอ็มใน ซึ่งฟีดและกลั่นจะถูกแยกออกโดยตรงจากน้ำเมมเบรน DCMD ถือเป็นการออกแบบที่ง่ายที่สุดและดูเหมือนจะเป็นสิ่งที่ดีที่สุดสำหรับการใช้งานเพราะการรวมตัวจะดำเนินการภายในโมดูลเมมเบรน. วัตถุประสงค์หลักของงานนี้คือการศึกษาความเป็นไปได้ของการกำจัดฟลูออไรจากน้ำบาดาลกร่อยโดยกระบวนการ DCMD กับ PVDF ตนเองเตรียม เยื่อหุ้มเซลล์ ขั้นตอนการได้รับการตรวจสอบภายใต้อุณหภูมิอาหารที่แตกต่างกันอัตราการไหลและความเข้มข้นของฟลูออไรกิน DCMD กระบวนการถูกนำไปใช้ในการกำจัดฟลูออไรจากธรรมชาติน้ำบาดาลกร่อย ผลกระทบของกรดก่อนในประสิทธิภาพของกระบวนการในแง่ของความมั่นคงและฟลักซ์ปฏิเสธถูกตรวจสอบยัง. 1 วัสดุและวิธีการ1.1 รีเอเจนต์และวิธีการวิเคราะห์สารเคมีที่ใช้ในการทดลองเป็นของการวิเคราะห์สารเกรด NaF ที่ได้รับจากปักกิ่งเคมีทำงาน (จีน) ฟลูออไรทางออกที่ถูกจัดทำขึ้นโดยการละลายNaF ด้วยน้ำปราศจากไอออนและการแก้ปัญหาอื่น ๆ ที่ถูกจัดทำขึ้นยังมีน้ำปราศจากไอออน. วิเคราะห์ F-, Cl-, SO4 2 และ PO4 3 ได้ดำเนินการโดย chromatograph ไอออน (861, เมทโธรห์, วิตเซอร์แลนด์) รวมฟอสฟอรัส (TP) และซิลิกาที่ละลายในน้ำได้รับการพิจารณาโดยใช้วิธีแอมโมเนียมโมลิบสเปกและวิธีการสีฟ้า hetropoly ตามลำดับ รวมอินทรีย์คาร์บอน (TOC) ถูกกำหนดโดยการวิเคราะห์ TOC (8000, ฟีนิกซ์, สหรัฐอเมริกา) K + Na + Ca2 + และ Mg2 + ถูกวิเคราะห์โดยใช้ inductively คู่การปล่อยพลาสม่าอะตอม spectrosmetry (ICP-AES) (1200 Agilent สหรัฐอเมริกา) ด่าง, คาร์บอเนตและไบคาร์บอเนตถูกวัดโดยใช้ด่างวิธีการไตเตรท การนำอาหารที่ได้รับการวัดโดยใช้เครื่องวัดค่าการนำไฟฟ้า (CO150, HACH, USA). 1.2 เมมเบรนและโมดูลเมมเบรนฟลูออไร Polyvinylidene ชอบน้ำ (PVDF) โพรงเยื่อหุ้มเส้นใยที่ใช้ในการทดลองจัดทำด้วยตนเองโดยแห้ง / เปียกกระบวนการขั้นตอนการผกผัน ลักษณะเมมเบรนจะแสดงในตารางที่ 1 PVDF แห้งเส้นใยกลวงถูกประกอบเป็นหลอดโพลีเอสเตอร์ (เส้นผ่าศูนย์กลาง (มม) ดินแดง / dout = 15/20) ที่มีสองUPVC ท่อ T-และปลายทั้งสองข้างของเส้นใยที่ถูกปิดผนึกด้วย อีพอกซีเรซินแข็งในรูปแบบเมมเบรนโมดูล โมดูลที่มีความยาวรวม 240 มิลลิเมตรและระยะเวลาที่มีประสิทธิภาพของ 100 มิลลิเมตร ส่วนบรรจุกลวงเส้นใยในโมดูลประมาณ 32% ที่มีประสิทธิภาพรวมพื้นที่ของโมดูลคือประมาณ 0.014 m2 ขึ้นอยู่กับชั้นผิว. ตารางที่ 1 เมมเบรนลักษณะค่าพารามิเตอร์หมายถึงเส้นผ่าศูนย์กลางรูขุมขน (ไมครอน) 0.25 OD / ไอด้า (มม / mm) 1.20 / 0.90 ความหนาของผนัง (mm) 0.15 พรุน (% ) 75.30 LEPwb (ปาสคาล) 150 เส้นผ่าศูนย์กลางรอบนอก / เส้นผ่าศูนย์กลางภายใน; ขดันเข้าของเหลวของน้ำ. 1.3 การติดตั้งทดลองแผนผังแสดงของการติดตั้ง DCMD จะแสดงในรูปที่ 1. สารละลายเกลือร้อนเป็นของเหลวอาหารไหลร่วมในขณะนี้ผ่านทางด้านลูเมนของเส้นใยและกลั่นเย็นไหลผ่านด้านข้างเปลือกใช้สองRotameters (LZS-15, หยูเหยา Yinhuan Flowmeter, จีน) เพื่อปรับอัตราการไหล ทั้งการแก้ปัญหาที่ได้รับการหมุนเวียนในโมดูลเมมเบรนสองปั๊มแม่เหล็ก (MP-15RN, เซี่ยงไฮ้ Seisun กระแทก, จีน). อุณหภูมิฟีถูกควบคุมโดยเซ็นเซอร์ Pt-100 และเชื่อมต่อกับเครื่องทำน้ำอุ่นอุณหภูมิภายนอก (XMTD- 2202 Yongshang เครื่องมือ , จีน) อุณหภูมิของน้ำกลั่นเย็นถูกควบคุมโดยการสูบน้ำผ่านกระจกเกลียวแลกเปลี่ยนความร้อนที่ตั้งอยู่ในแอ่งน้ำอุณหภูมิคงที่ของเย็น (SDC-6, หนานจิง Xinchen เทคโนโลยีชีวภาพจีน) อุณหภูมิของของเหลวทั้งสองได้รับการตรวจสอบที่ทางเข้าและทางออกของโมดูลเมมเบรนใช้สี่เครื่องวัดอุณหภูมิที่มีความถูกต้องของ± 0.1 ° C การนำของกลั่นเย็นวัดโดยใช้การตรวจสอบการนำไฟฟ้า (CM- 230A ฉือเจียจวงเทคโนโลยีสร้างวัด

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

นามธรรม
ติดต่อการกลั่นผ่านเยื่อแผ่นใช้สำหรับการกำจัดฟลูออไรด์จากน้ำกร่อย น้ำใต้ดินถูกตรวจสอบ ตนเองเตรียมเยื่อแผ่นแสดงการปฏิเสธ
ีนฟลูออไรด์สูงอนินทรีย์สารละลายเกลือ สูงสุดที่ซึมไหล 35.6 กิโลกรัม ( M2 ด้วย HR ) คือ
ได้ด้วยสารละลายป้อนที่ 80 ° C และเย็นกลั่นน้ำที่ 20 องศาที่ความเข้มข้นมีผลต่อ
ซึมไหลและปฏิเสธในฟลูออไรด์ การตกตะกอนของ CaCO3 จะอุดตัน inlets และเมมเบรนเส้นใยกลวงสกปรกพื้นผิว
เพิ่มปัจจัยสมาธิเมื่อน้ำบาดาลธรรมชาติถูกใช้เป็นอาหารโดยตรง ซึ่งส่งผลให้เกิดการลดลงอย่างรวดเร็วใน
โมดูลประสิทธิภาพปรากฏการณ์นี้ถูกลง โดยกรดในอาหาร ผลการทดลองพบว่า ซึม
ฟลักซ์และคุณภาพของที่ได้กลั่นไว้มั่นคงก่อนปัจจัยความเข้มข้นสูงถึง 5.0 กับปรับน้ำเป็นอาหาร
เยื่อโมดูลประสิทธิภาพเริ่มลดลงเรื่อย ๆเมื่อเลี้ยงต่อไปจะเข้มข้นซึ่งสามารถบันทึกส่วนใหญ่
การก่อตัวของเงินฝาก caf2 บนพื้นผิวของเยื่อแผ่น นอกจากนี้ , 300 ชั่วโมงต่อเนื่องการกำจัดฟลูออไรด์ทดลองปรับ
น้ำใต้ดินถูกหามออกจากปัจจัยที่มีความเข้มข้น 4.0 , ซึมไหลก็มั่นคง และซึม ฟลูออไรด์ไม่พบ


ในเบื้องต้นหลายส่วนของภาคเหนือและตะวันตกเฉียงเหนือของประเทศจีน คือ น้ำกร่อย และน้ำ
มีมากกว่า 1.5 มก. / ลิตร
ฟลูออไรด์มันเป็นที่รู้จักกันดีว่าฟลูออไรด์ในการดื่มน้ำมากเกินไป
สาเหตุผลที่เป็นอันตรายเช่นทันตกรรมและฟันตกกระ (
amor et al . , 2001 ) องค์กรอนามัยโลกได้กำหนดแนวทาง
มูลค่า 1.5 มิลลิกรัม / ลิตร สำหรับฟลูออไรด์
ในน้ำดื่มและจีนมาตรฐานน้ำดื่ม
มันได้รับการแก้ไขเพื่อ 1.0 มก. / ล. เนื่องจาก
ความเสี่ยงถาวร การกำจัดฟลูออไรด์จากน้ำสูง
ปริมาณฟลูออไรด์ที่กลายเป็นสิ่งจำเป็น
ปัจจุบัน วิธีการพัฒนา
การกำจัดฟลูออไรด์ในน้ำดื่มเป็นหลัก การดูดซับ ( ยางและ
dluhy , 2002 ; karthikeyan และ elango , 2009 ) , การตกตะกอน
( mameri et al . , 1998 ) , การแลกเปลี่ยนไอออน ( dieye et al . , 1998 ;
Castel et al . , 2000 ) , และกระบวนการเมมเบรน ( tahaikt et
al . , 2004 ; ฮู และดิกสัน , 2006 ) ได้อย่างมีประสิทธิภาพลด
โดยการตกตะกอนฟลูออไรด์มีจำนวนมากของสารเคมี
กระบวนการนี้ยังสร้างปริมาณบางอย่างของตะกอนซึ่งต้องการการรักษาต่อไป

ก่อนจะทิ้งมันลงในสิ่งแวดล้อม แม้ว่ากระบวนการแลกเปลี่ยนไอออนสามารถลบ
ฟลูออไรด์ถึง 90% - 95% , กระบวนการนี้จะปล่อยพิษ
สารเคมีที่ใช้ในยางใหม่ใน
สิ่งแวดล้อม ( THE et al . ,2009 ) และน้ำที่มี pH ต่ำ และสูงมาก : ระดับคลอไรด์ ( มีนา
แล้วแม่มเ วรี , 2006 ) การดูดซับเป็น
มีประสิทธิภาพมากที่สุด และใช้เทคโนโลยีในการกำจัดฟลูออไรด์
น้ำดื่ม ( Wu et al . , 2007 ) เปิดใช้งาน
มินา ( ghorai และกางเกง , 2004 ) , คาร์บอน
( muthukumaran et al . , 1995 ) , ถ่านกระดูก ( bhargava และ
killedar , 1992 )ออกไซด์ ( Raichur และ บาซู , 2001 ) และวัสดุราคาถูกๆ
( C ¸ engeloglu et al . , 2002 ; กลางวัน et al . , ˇ
2003 ) ได้ถูกใช้เป็นชนิดดูดซับ การดูดซับฟลูออไรด์ให้ปลอดภัยสามารถลบ

ระดับความเข้มข้นและการรักษาที่มีประสิทธิภาพ อย่างไรก็ตาม การกำจัด
ฟลูออไรด์อย่างมากได้รับผลกระทบจากอุณหภูมิ , pH และ
ปริมาณของตัวดูดซับ นอกจากนี้ วิธีนี้ต้องใช้
การฟื้นฟูหลังจากกระบวนการสามารถถูกหมด
ซึ่งอาจลดการดูดซึมความจุของการดูดซับ
Reverse Osmosis ( RO ) และฟิลเตอร์ ( NF ) 2
ร่วมกันขับเคลื่อนกระบวนการใช้ความดันเยื่อ
การกำจัดฟลูออไรด์ โรเป็นจริงที่มีประสิทธิภาพเพราะมันอย่างรวดเร็ว
ลดปริมาณสารอนินทรีย์ในน้ำ แต่
RO เมมเบรนจะอ่อนไหวโดยเฉพาะอย่างยิ่งเพื่อปรับ
และการเปรอะเปื้อน ดังนั้นมันเป็นเรื่องยากมากที่จะรักษา
คงซึมไหล ( โซ et al . , 2004 ) นอกจากนี้ความดันสูงเป็นสิ่งจำเป็นในระบบเมมเบรน RO ซึ่ง
สามารถส่งผลในการเพิ่มขึ้นของต้นทุนแปร ( แฮสสัน
et al . , 2001 ) สำหรับกระบวนการ NF , แม้ว่าความดันทำงาน
ต่ำ , NF ก็ให้ลดไบวาเลนท์