experiment 3 only 45.7% was obtaine

experiment 3 only 45.7% was obtained. Nonetheless, at the same
time and as before for the synthetic effluent, for COD removal
(Fig. 10b), the values for all assays were lower when compared
to the phenolic content removal. There is no significant difference
between trials, besides a slightly higher removal for the experiment
1 (19.5%). Probably, during the treatment process, the initial
phenolic acids are transformed into more refractory intermediates,
which already had no phenolic character, but they may be
accounted as organic matter. The obtained values are still far from
the limits of discharge to the environment. Comparing the trend of
the simulated effluent to the real one without NaCl, it appears that
the evolution of pH of the medium in the latter case (Fig. 10c) was
too slow (at 15 min: simulated effluent – pH = 7.3, real effluent
without NaCl – pH = 3.8–4.3), inhibiting the achievement of the
required values to allow the dissolved metal ions (Zn2+) to form
metal hydroxides, leading to a high removal of pollutants.
The experiment 1 was the chosen to continue the tests with the
real effluent, firstly because it leads to the slightly higher COD effi-
ciency and secondly because it does not need the introduction of
reagents (NaCl), which would make the process more costly.
As aforementioned, during the process of ECG, electrodes are
subjected to electrochemical reactions that promote their dissolution,
mainly for the anode where there is a great loss of mass to
solution. In the test with the real effluent, the experimental mass
loss of the zinc electrode was 3.11, very closely to the theoretical
one (3.07 g).
Fig. 11 shows the concentration of zinc ion over time for the
simulated and real effluent depuration, which is above the commonly
industrial limit used for discharge in the sewer (5 mgZn/
L). The dissolution of the zinc electrode is mainly due to the pH
medium and the major dissolution of zinc occurs when pH is
acidic. Once pH medium reaches neutral or basic values, the dissolved
metals tend to form Zn(OH)2 and as a result zinc concentration
in the solution decrease. This analysis also indicates that most

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ทดลอง 3 เพียง 45.7% ได้รับการ กระนั้น ที่เดียวกันเวลา และก่อนที่ น้ำสังเคราะห์ การกำจัด CODกิน 10 ข), assays ทุกค่าได้ต่ำกว่าเมื่อเปรียบเทียบจะลบเนื้อหาฟีนอ ไม่แตกต่างอย่างมีนัยสำคัญระหว่างการทดลอง นอกเหนือจากการเอาออกที่สูงขึ้นเล็กน้อยสำหรับทดลอง1 (19.5%) คง ระหว่างการรักษา การเริ่มต้นกรดฟีนอแก่น intermediates refractory มากขึ้นที่มีอักขระไม่ฟีนอแล้ว แต่พวกเขาอาจจะบัญชีเป็นอินทรีย์ ค่าได้รับจะยังคงห่างไกลจากขีดจำกัดของการปล่อยให้สิ่งแวดล้อม เปรียบเทียบแนวโน้มของแบบจำลองน้ำทิ้งกับของจริงไม่มี NaCl มันปรากฏขึ้นวิวัฒนาการของกลางในกรณีหลัง (Fig. 10 c) ได้ช้าเกินไป (ที่ 15 นาที: จำลองน้ำ – pH = 7.3 น้ำทิ้งจริงโดย NaCl – pH = 3.8-4.3), inhibiting ความสำเร็จของการค่าต้องให้ประจุโลหะละลาย (Zn2 +) แบบฟอร์มโลหะ hydroxides นำไปกำจัดสารมลพิษที่สูงขึ้นการทดลอง 1 เป็นการเลือกการทดสอบด้วยการน้ำทิ้งจริง ประการแรกเนื่องจากจะนำไปสู่การสูงขึ้นเล็กน้อย COD effi -ciency และประการที่สองเนื่องจากไม่ต้องแนะนำreagents (NaCl), ซึ่งจะทำให้กระบวนการมากขึ้นเป็นดังกล่าว ECG ขั้นตอนการหุงตจะการปฏิกิริยาไฟฟ้าเคมีที่ส่งเสริมการยุบของพวกเขาmainly for the anode where there is a great loss of mass tosolution. In the test with the real effluent, the experimental massloss of the zinc electrode was 3.11, very closely to the theoreticalone (3.07 g).Fig. 11 shows the concentration of zinc ion over time for thesimulated and real effluent depuration, which is above the commonlyindustrial limit used for discharge in the sewer (5 mgZn/L). The dissolution of the zinc electrode is mainly due to the pHmedium and the major dissolution of zinc occurs when pH isacidic. Once pH medium reaches neutral or basic values, the dissolvedmetals tend to form Zn(OH)2 and as a result zinc concentrationin the solution decrease. This analysis also indicates that most

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

การทดลองที่ 3 เพียง 45.7% ที่ได้รับ
อย่างไรก็ตามในเวลาเดียวกันเวลาและเป็นมาก่อนสำหรับน้ำเสียสังเคราะห์สำหรับการกำจัดซีโอดี
(รูป. 10b)
ค่าสำหรับการตรวจทุกคนที่ต่ำกว่าเมื่อเทียบกับการกำจัดเนื้อหาฟีนอล ไม่มีความแตกต่างกันคือระหว่างการทดลองนอกเหนือจากการกำจัดสูงขึ้นเล็กน้อยสำหรับการทดลองที่1 (19.5%) อาจจะในระหว่างขั้นตอนการรักษาเริ่มต้นกรดฟีนอลจะกลายเป็นวัสดุทนไฟปานกลางมากขึ้นซึ่งมีอยู่แล้วมีตัวละครฟีนอลไม่ได้แต่พวกเขาอาจจะคิดว่าเป็นสารอินทรีย์ ค่าที่ได้จะยังคงห่างไกลจากข้อ จำกัด ของการปล่อยเพื่อสิ่งแวดล้อม เปรียบเทียบแนวโน้มของน้ำทิ้งจำลองหนึ่งจริงโดยไม่ต้องโซเดียมคลอไรด์ก็ปรากฏว่าวิวัฒนาการของค่าpH ของกลางในกรณีหลัง (รูปที่ 10c.) เป็นช้าเกินไป(15 นาที: น้ำทิ้งจำลอง - ค่า pH = 7.3 น้ำเสียจริงโดยไม่ต้องโซเดียมคลอไรด์ - ค่า pH = 3.8-4.3) ยับยั้งผลสัมฤทธิ์ทางการเรียนของค่าที่ต้องการเพื่อให้ไอออนโลหะที่ละลาย(Zn2 +) ในรูปแบบ. ไฮดรอกไซโลหะที่นำไปสู่การกำจัดมลพิษสูงของการทดลองที่ 1 ได้รับการเลือกที่จะดำเนินการทดสอบด้วย น้ำทิ้งจริงในตอนแรกเพราะมันจะนำไปสู่ที่สุดนั่นคือที่สูงกว่าเล็กน้อย COD ciency และประการที่สองเพราะมันไม่จำเป็นต้องแนะนำของสารเคมี(โซเดียมคลอไรด์) ซึ่งจะทำให้กระบวนการมากขึ้นค่าใช้จ่าย. ในฐานะที่เป็นดังกล่าวในระหว่างขั้นตอนของคลื่นไฟฟ้าหัวใจที่เป็นขั้วไฟฟ้าภายใต้การเกิดปฏิกิริยาไฟฟ้าเคมีที่ส่งเสริมการสลายตัวของพวกเขาส่วนใหญ่สำหรับขั้วบวกที่มีการสูญเสียที่ยิ่งใหญ่ของมวลแก้ปัญหา ในการทดสอบกับน้ำทิ้งจริงมวลทดลองการสูญเสียของอิเล็กโทรดสังกะสี 3.11, อย่างใกล้ชิดกับทฤษฎีหนึ่ง(3.07 กรัม). รูป 11 แสดงให้เห็นถึงความเข้มข้นของไอออนสังกะสีในช่วงเวลาสำหรับการdepuration น้ำทิ้งจำลองและจริงซึ่งอยู่เหนือทั่วไปขีดจำกัด ของอุตสาหกรรมที่ใช้สำหรับการปล่อยในท่อระบายน้ำ (5 mgZn / L) การสลายตัวของขั้วสังกะสีเป็นส่วนใหญ่เนื่องจากค่า pH กลางและการสลายตัวของสังกะสีที่สำคัญเกิดขึ้นเมื่อค่าความเป็นกรดเป็นที่เป็นกรด เมื่อกลางถึงค่า pH เป็นกลางหรือพื้นฐานละลายโลหะมีแนวโน้มที่จะสร้างZn (OH) 2 และเป็นความเข้มข้นของสังกะสีผลในการลดลงของการแก้ปัญหา การวิเคราะห์นี้ยังระบุว่าส่วนใหญ่

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

การทดลองที่ 3 เพียงร้อยละ 45.7 เคยได้รับ อย่างไรก็ตาม ในเวลาเดียวกัน
และก่อนที่จะเป็น สำหรับน้ำทิ้งสังเคราะห์สำหรับ
ซีโอ ( รูป 10b ) , ค่าสามารถลดลงเมื่อเปรียบเทียบกับการกำจัดฟีนอล
เนื้อหา . ไม่มีความแตกต่างระหว่างการทดลอง
นอกจากการกำจัดสูงขึ้นเล็กน้อยสำหรับการทดลอง
1 ( 19.5 % ) บางทีระหว่างการรักษาเบื้องต้น
ฟีโนลิก กรดจะเปลี่ยนเป็นวัสดุทนไฟมากกว่าตัวกลางที่ไม่มีสารตัว

คิด แต่พวกเขาอาจจะเป็นสารอินทรีย์ ได้ค่า ยังห่างไกลจาก
ขอบเขตของปล่อยสู่สิ่งแวดล้อม การเปรียบเทียบแนวโน้มของ
น้ำทิ้งเพื่อจำลองของจริงโดยไม่ต้องเกลือ ปรากฏว่า
วิวัฒนาการ ของกลางในคดีหลัง ( รูปที่ 10 ) คือ
ช้า ( 15 นาที ) โดย : น้ำ pH = 7.3 จริงน้ำ
โดยไม่ต้องเกลือ– pH = 3.8 - 4.3 ) , ยับยั้งผลสัมฤทธิ์ทางการเรียน
ต้องการค่าเพื่อให้ละลายโลหะไอออน ( zn2 ) รูปแบบ
โลหะหนักเข้า สู่การกำจัดสูงมลพิษ
การทดลองที่ 1 คือ เลือกต่อการทดสอบด้วย
น้ำจริง ประการแรกเพราะมันนำไปสู่สูงกว่าเล็กน้อย คอด effi -
ประสิทธิภาพ และประการที่สอง เพราะมันไม่ต้องแนะนํา
สารเคมี ( NaCl ) ซึ่งจะทำให้กระบวนการราคาแพงมากขึ้น .
ดังกล่าวเป็นในระหว่างกระบวนการของ ECG , ขั้วไฟฟ้าถูก
ภายใต้ไฟฟ้าเคมีปฏิกิริยาที่ส่งเสริมการสลายตัวของพวกเขา
ส่วนใหญ่สำหรับขั้วบวกที่มีการสูญเสียที่ยิ่งใหญ่ของมวล
โซลูชั่น ในการทดสอบกับน้ำเสียจริง
สื่อมวลชนทดลองการสูญเสียของขั้วไฟฟ้าสังกะสี 3.11 , อย่างใกล้ชิดกับทฤษฎี
( 3.07 กรัม ) .
รูปที่ 11 แสดงความเข้มข้นของไอออนสังกะสีมากกว่าเวลาจริงจำลอง
และน้ำทิ้ง depuration ซึ่งอยู่เหนือปกติ
อุตสาหกรรมจำกัดใช้สำหรับจำหน่ายในท่อระบายน้ำ ( 5 mgzn /
L ) การละลายของสังกะสีไฟฟ้าเป็นส่วนใหญ่เนื่องจาก pH
ขนาดกลางและการละลายของสังกะสีที่สำคัญเกิดขึ้นเมื่อพีเอช
ที่เป็นกรด เมื่อ pH เป็นกลางหรือสื่อถึงค่านิยมพื้นฐาน , ละลาย
โลหะมีแนวโน้มที่จะฟอร์ม Zn ( OH ) 2 และเป็นผลให้ความเข้มข้นของสังกะสี
ในสารละลายลดลง การวิเคราะห์นี้ยังบ่งชี้ว่า มากที่สุด