Репозиторій ЧДТУ
Репозиторій ЧДТУ зберігає і дозволяє легкий і відкритий доступ до всіх видів цифрового контенту, включаючи текст, зображення, анімовані зображення, MPEG і набори даних
Дізнатися більше
Будь ласка, використовуйте цей ідентифікатор, щоб цитувати або посилатися на цей матеріал:
https://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/943| Назва: | Оцінка ефективності очистки стічних вод від іонів важких металів з використанням природних сорбентів |
| Автори: | Хоменко, Олена Михайлівна Карпуніна, Дар'я Петрівна |
| Ключові слова: | стічні води;бентонітові глини;сорбент;модифікація природних сорбентів;адсорбція |
| Дата публікації: | 2019 |
| Короткий огляд (реферат): | Актуальність теми. Екологічно безпечне водокористування передбачає збалансований вплив господарської діяльності людини на стан водних ресурсів з метою мінімізації втручання в природні процеси розвитку водних екосистем. Тому питання впровадження нових технологій з метою раціонального використання водних ресурсів та очищення стічних вод, є досить актуальним. Одним із напрямків підвищення ефективності водокористування є очистка стічних вод від іонів важких металів з використанням природних екологічно безпечних матеріалів на основі глинистих сорбентів, важливою властивістю яких є можливість їх модифікації за допомогою активаторів (температури, кислот, солей, лугів).
Мета роботи: дослідження ефективності застосування природних та модифікованих сорбентів у процесах очищення стічних вод від іонів важких металів та обґрунтування перспектив їх використання.
Об’єкт дослідження: бентонітові глини Черкаського родовища (Дашуківське родовище).
Предмет дослідження: комбіновані процеси очищення стічних вод від іонів хрому (VI) та іонів купруму (ІІ) із використанням природних сорбентів (адсорбції, модифікування сорбентів, осадження адсорбентів).
Методи дослідження: для експериментального визначення іонів хрому (VI) та іонів купруму (ІІ) в стічних водах використовували фотоколометричний метод; активацію природного сорбенту проводили термічними та хімічними методами; метод теоретичного аналізу процесу сорбції та аналітична обробка даних за допомогою ПК.
Результати дослідження. Досліджено ефективність очищення стічних вод від іонів важких металів природним глинистим сорбентом бентонітовою глиною Черкаського родовища (Дашуківське родовище). Експериментально доведено, що модифікований природний сорбент шляхом термічної та хімічної обробок характеризується високою поглинальною здатністю до іонів хрому (VI) та іонів купруму (ІІ), що вказує на високу ефективність запропонованого методу. Обґрунтовано можливість використання екологічно безпечних природних сорбентів у процесах очищення стічних вод від іонів важких металів. Наведено переваги сорбційних методів очистки стічних вод з можливістю вилучення забруднюючих речовин різного походження та будь-якої концентрації.
Наукова новизна: теоретично обґрунтовано та експериментально досліджено ефективність технології адсорбційного очищення стоків від іонів хрому (VI) та купруму (ІІ) природним сорбентом – бентонітовою глиною; запропоновано методику модифікації бентонітової глини з метою підвищення її адсорбційної здатності до іонів хрому (VI); ступінь очистки стічних вод від іонів хрому (VI) за допомогою запропонованого комбінованого методу модифікації природного сорбенту шляхом термічної та хімічної обробок (FeCl3+t°C) становить 97,67%, що вказує на високу ефективність даного методу.
Теоретичне і практичне значення: визначені перспективні шляхи очищення стічних вод, що забруднені іонами важких металів, шляхом розроблення та апробації інтегрованих технологій на основі адсорбційного методу із застосуванням природних сорбентів. Перспективність та ефективність використання природних сорбентів, зокрема бентонітових глин Черкаського родовища, для очистки стічних вод підтверджується їх перевагами у порівнянні з іншими сорбентами, а саме доступністю, собівартістю та можливістю регенерації.
Структура та обсяг роботи. Кваліфікаційна робота магістра складається зі вступу, анотації, двох розділів, висновків, переліку посилань (37 джерел), графічної документації до кваліфікаційної роботи магістра, додатків. Повний обсяг роботи – 82 сторінки друкованого тексту, основна частина – 50 сторінок. Actuality of theme. Ecologically safe water use implies a balanced impact of human economic activity on the state of water resources in order to minimize interference with natural processes of aquatic ecosystem development. Therefore, the issue of the introduction of new technologies for the rational use of water resources and wastewater treatment is quite urgent. One of the ways of increasing the efficiency of water use is the purification of wastewater from heavy metal ions using natural environmentally friendly materials based on clay sorbents, an important property of which is the ability to modify them with activators (temperature, acids, salts, alkalis). The purpose of the work: to study the effectiveness of the use of natural and modified sorbents in the processes of wastewater treatment from heavy metal ions and justify the prospects for their use. The object of study: betonies clays of the Cherkassy deposit (Dashukovsky deposit). The subject of research: combined wastewater treatment from chromium (VI) ions and copper (II) ions using natural sorbents (adsorption, sorbent modification, adsorbent precipitation). Research methods: for the experimental determination of chromium (VI) ions and copper (II) ions in waste water, the photocolometric method was used, the activation of the natural sorbent was carried out by thermal and chemical methods; method of theoretical analysis of the sorption process and analytical data processing using a PC. Results of the research. The efficiency of wastewater treatment from heavy metal ions by the natural clay sorbent of bentonite clays of the Cherkassky deposit (Dashukovsky deposit) was investigated. It has been experimentally proved that a modified natural sorbent by heat and chemical treatments is characterized by a high absorption capacity for chromium (VI) ions and copper (II) ions, which indicates the high efficiency of the proposed method. The possibility of using environmentally friendly natural sorbents in the processes of wastewater treatment from heavy metal ions is substantiated. The advantages of sorption wastewater treatment methods with the possibility of extracting pollutants of various origins and any concentration are given. Scientific novelty: the efficiency of the technology of adsorption treatment of wastes from chromium (VI) and copper (II) ions by a natural sorbent - bentonite clay is theoretically substantiated and experimentally investigated; a technique for modifying bentonite clay with the aim of increasing its adsorption ability to chromium (VI) ions is proposed; the degree of wastewater treatment from chromium (VI) ions using the proposed combined method for modifying the natural sorbent by thermal and chemical treatments (FeCl3 + t °C) is 97.67%, which indicates the high efficiency of this method. Theoretical and practical significance: promising ways of treating wastewater contaminated with heavy metal ions have been identified by developing and testing integrated technologies based on the adsorption method using natural sorbents. The prospect and efficiency of using natural sorbents, in particular bentonite clays of the Cherkassy deposit, for wastewater treatment is confirmed by their advantages in comparison with other sorbents, namely, availability, cost and possibility of regeneration. Structure and scope of work. The master's qualification work consists of introduction, annotation, two chapters, conclusion, list of references (37 sources), graphic documentation, applications. The full amount of work is 82 pages of printed text, the main part is 50 pages. |
| URI (Уніфікований ідентифікатор ресурсу): | http://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/943 |
| Розташовується у зібраннях: | 101 Екологія (Екологія та охорона навколишнього середовища) |
Файли цього матеріалу:
| Файл | Опис | Розмір | Формат | |
|---|---|---|---|---|
| Карпуніна_КРМ.pdf Restricted Access | 1.48 MB | Adobe PDF | Переглянути/Відкрити Запит копії |
Усі матеріали в архіві електронних ресурсів захищено авторським правом, усі права збережено.
Extracted text
МІНІСТЕРСТВО ОСВІТИ І НАУКИ УКРАЇНИ
ЧЕРКАСЬКИЙ ДЕРЖАВНИЙ ТЕХНОЛОГІЧНИЙ УНІВЕРСИТЕТ
Будівельний факультет
Кафедра екології
Пояснювальна записка
до кваліфікаційної роботи магістра
на тему ОЦІНКА ЕФЕКТИВНОСТІ ОЧИСТКИ СТІЧНИХ ВОД ВІД ІОНІВ
ВАЖКИХ МЕТАЛІВ З ВИКОРИСТАННЯМ ПРИРОДНИХ СОРБЕНТІВ
Виконав: студент 2 курсу, групи МГЕК-803
спеціальності 101 «Екологія»
(шифр і назва спеціальності)
_Карпуніна Д.П.__________________
(прізвище та ініціали)
Керівник _Хоменко О.М.__________
(прізвище та ініціали)
Нормоконтроль Хоменко О.М.______
(прізвище та ініціали)
Рецензент Бондаренко Ю.Г.
(прізвище та ініціали)
Черкаси – 2019 рік
2
ЗМІСТ
Вступ 3
1 Аналітичний огляд літератури 6
1.1 Класифікація стічних вод 6
1.2 Склад та властивості промислових стічних вод 10
1.3 Умови випуску виробничих стічних вод у систему міської 14
каналізаці
1.4 Обґрунтування вибору методу очистки стічних вод 20
2 Оцінка ефективності очистки стічних вод від іонів важких металів з 27
використанням природних сорбентів
2.1 Загальна характеристика фізико-хімічних методів очистки 27
стічних вод
2.2 Використання методу адсорбції для очистки стічних вод 39
2.3 Експериментальне дослідження ефективності очистки стічних вод 44
від іонів хрому (VI) бентонітовими глинами
2.4 Експериментальне дослідження ефективності очистки стічних 56
вод від іонів алюмінію (III) та купруму (II) бентонітовими глинами
2.5 Загальна характеристика методу відновлюваної очистки 66
2.6 Експериментальне дослідження ефективності очистки стічних вод 67
методом відновлення
Висновки 73
Перелік посилань 76
Додатки 80
Додаток А. Апробація результатів роботи 81
3
ВСТУП
Основними передумовами виникнення в країні кризового екологічного
стану, пов’язаного із забрудненням поверхневих вод, є нераціональне
використання водних ресурсів із порушенням екологічних вимог, скидання у
водні об’єкти неочищених та недостатньо очищених промислових та комунальних
стічних вод, а також надходження з поверхневим стоком забруднюючих речовин
із сільськогосподарських угідь. Весь комплекс розглянутих факторів є причиною
виснаження і забруднення поверхневих вод України, зниження їх самоочисної
спроможності, деградації, збідніння та розпаду водних екосистем.
Під забрудненням водних ресурсів розуміють будь-які зміни фізичних,
хімічних і біологічних властивостей води у водоймищах у зв’язку із скиданням у
них рідких, твердих і газоподібних речовин, які заподіюють або можуть створити
незручності, роблячи воду даних водоймищ небезпечною для використання,
завдаючи збитку народному господарству, здоров’ю і безпеці населення.
Очевидною є необхідність проведення заходів, які повинні адаптувати
екологічний стан поверхневих вод до зростаючого техногенного впливу людської
діяльності. До цих заходів перед усім слід віднести: нормування якості води через
розробку критеріїв для оцінки її придатності до різних видів водокористування;
вдосконалення технологічних процесів з метою скорочення обсягів скидів
забруднюючих речовин у водойми та перехід на замкнені системи промислового
водоспоживання; підвищення ефективності очищення стічних вод через розробку
нових та удосконалення існуючих технологій водоочищення.
Перевищення вмісту іонів важких металів в поверхневих водах негативно
впливає на довкілля, викликає гострі та хронічні захворювання населення, що
стало останнім часом поширеним негативним фактором для навколишнього
природного середовища України. Потрапляння таких полютантів в поверхневі
води практично повністю обумовлюється антропогенною господарською
діяльністю і значну частку цих забруднень складають стоки стічних вод
4
підприємств стратегічних для України промислових напрямків: хімічного,
целюлозно-паперового, шкіряно-хутрового, а особливо – чорної та кольорової
металургії.
Фізико-хімічні методи найчастіше застосовують при очищенні виробничих
стічних вод. При цьому в залежності від місцевих умов той або інший метод може
з'явитися остаточною стадією (якщо ступінь очищення, що досягається, достатня
для використання стічних вод повторно) або попередньою стадією (наприклад,
при видаленні отруйних з'єднань або яких-небудь інших речовин, що
перешкоджають нормальній роботі наступних очисних споруджень).
До фізико-хімічних методів очищення стічних вод відносяться коагуляція,
флотація, адсорбція, іонний обмін, екстракція, ректифікація, випарювання,
дистиляція (випаровування), гіперфільтрація (зворотний осмос) і
ультрафільтрація, кристалізація, а також методи, пов'язані з накладанням
електричного поля-електрокоагуляція, електрофлотація, електроліз і ін. Ці методи
використовують для видалення із стічних вод тонкодисперсних зважених твердих
і рідких частинок, розчинних газів, мінеральних і органічних речовин.
У зв’язку із поглибленням урбанізації, розвитком промисловості та
комунального господарства невпинно зростає і кількість міських стоків, які
потребують очищення. Серед різних методів усунення іонів важких металів з
водних середовищ, сорбційні видаються одними із найбільш ефективних,
переважно завдяки тому, що за порівняно невеликих затрат вдається досягти
високого ступеня очищення.
Поряд із адсорбентами, які традиційно застосовуються у цих процесах
(активоване вугілля, силікагелі, штучні цеоліти) в останній час проводиться ряд
досліджень та практичних впроваджень із використанням як адсорбентів
природних дисперсних мінералів. Завдяки пористій структурі та
високорозвиненій поверхні такі мінеральні сорбенти, які проявляють високі
адсорбційні, каталітичні та іонообмінні властивості, здатні селективно вилучати із
водних розчинів різні класи речовин. Економічна доцільність використання цих
5
сорбентів в різних технологічних процесах зумовлюється також існуванням
ефективних методів регулювання їхньої геометричної структури та хімічної
природи поверхні, існуванням в Україні великих промислових родовищ та
невисокою вартістю мінералів із адсорбційними властивостями. Виходячи із
цього, дослідження процесів адсорбційного очищення водних середовищ із
використанням природних адсорбційних мінералів є завданням важливим та
актуальним.
З метою очищення стічних вод широко використовуються адсорбенти різної
хімічної структури та різного механізму дії. Різноманіття технологій одержання
адсорбентів, розходження в їхньому використанні й облік факторів, що впливають
на якісні характеристики адсорбентів, вимагають проведення аналізу на основі
наявних наробітків і класифікацій. Задачі такого аналізу – виявлення
функціональних залежностей характеристик адсорбентів від чинників, що
впливають, визначення можливості створення керованого технологічного процесу
з передбачуваним результатом (модифікації адсорбентів), розробка
оптимізаційних процесів при вирішенні економічної доцільності одержання
адсорбентів різної модифікації.
Перевагою адсорбентів, порівняно з іншими способами очищення, є добра
поглинаюча здатність, прості засоби регенерації і можливість їх багаторазового
використання. Однак багато з адсорбентів мають високу вартість і
використовуються у великих кількостях. Тому актуальною є задача пошуку більш
дешевих адсорбентів, які за ефективністю не поступаються існуючим.
6
1 АНАЛІТИЧНИЙ ОГЛЯД ЛІТЕРАТУРИ
1.1 Класифікація стічних вод
Стічні води відрізняються за складом, походженням та фізико-хімічними
властивостями води, що використовується людиною для технологічних та
побутових потреб. Стічні води різноманітні за складом і, отже, за своїми
властивостями.
Склад стічних вод поділяється на три типи: побутові стічні води – душові,
лазні, пральні, їдальні; виробничі – утворюються в процесі виробництв;
атмосферні – виникають в результаті опадів і стоків з території підприємства [1-
3].
Стічні води виробничого характеру виникають у процесі виробництва
продукції, товарів, матеріалів, виробів. Промислові стічні води дуже різноманітні
за складом і кількістю, які залежно від сировини, виду виробництва та
використовуваної технології. характерні забруднення для промислових вод,
поділяються на 5 категорій які представлені у вигляді схеми на рисунку 1.1.
Рисунок 1.1 – Характерні забруднення для промислових вод
7
Стічні води виробничого характеру поділяються на два види: незабруднені
та забруднені. Ввиробничі стічні води які забруднені розділяються на 3 групи:
(підприємства металургійної, гірничодобувної промисловості, хімічні заводи з
виробництва мінеральних добрив, кислот, будівельних матеріалів); забруднені
переважно мінеральними домішками забруднені переважно органічними
домішками (целюлозно-паперовові, підприємства харчові, хімічні також
мікробіологічні промисловоста, , пластмас, заводи з виробництва каучуку та ін..);
забруднені органічними домішками і мінеральними (нафтодобувна,
нафтопереробна, нафтохімічна, харчова і легка промисловість, підприємства з
органічного синтезу) [5-6].
Концентрацію забруднюючих речовин і якість стічних вод виробничого
характеру визначається наступними чинниками: типом промислового
виробництва та режимами технологічних процесів вихідної сировини,. Кількість
забруднення стічних вод різних підприємств коливається у великих межах та
залежить від витрат води на кількість продукції, справність технологічних
процесеців та промислового обладнання [4,8].
Стічні води після виробничого процесу, що мають в своєму складі органічні
речовини, до того ж включають токсичні домішки, що перешкоджають в свою
чергу біохімічному окисленню органічних речовин, піддаються локальному
очищенню з метою очищення токсичних домішок, потім скидають у міську
каналізацію.
Найбільш небезпечним забрудником стоків виробничого характеру є
нафтопродукти яких налічується близько сімдесяти п’яти, синтетичні поверхнево-
активні речовини, фоноли, важкі метали, речовини органічні, які важко
розкладаються, а також різні пестициди [16-17].
Побутові стічні води які утворюються в комунальних, житлових і
адміністративних (пральні, лазні та ін.) будівлях, також у приміщеннях
промислових підприємств. Ще стоки побутових вод, які потрапляють у
8
водовідвідну мережу від санітарних приладів (раковин,умивальників та мийок;
унітазів, ванн також трапів – стоків розташованих на підлозі).
Відносно постійним залишається склад стічних вод побутового характеру
від характерний в основному органічними забрудненнями, які складають близько
60%, це нерозчинені та розчинені колоїдні частки, різні мікроорганізми та
бактерії.
Господарчо-побутові стічні води бувають – господарські та фекальні стічні
води. Господарські забруднені різноманітними миючими засобами [20].
Велика частка забруднень органічного типу складається з білків, жирів,
вуглеводів та продуктів їх розкладу. Домішки неорганічні мають у своєму складі
частинки глини, кварцового піску, солі, які виникають у процесі життєдіяльності
людини. Така частка органічних речовин 44-57 % з загальної маси забруднень
побутових стічних вод [16].
В процесі дощів і танення снігу утворюються атмосферні стічні води,як на
території промислових підприємств так і на житловій території населених
пунктів, АЗС. Також до категорії стічних вод відносяться води поталі і води від
поливання вулиць.
Атмосферних стічних вод потребують знешкодження та відведення цим
займаються служба каналізації. Також потрібно відзначити велику
нерівномірність надходження цих вод. У хорошу суху погоду вони відсутні, а
коли злива їх кількість буває великою.
Стічні води атмосферного типу забруднені зазвичай, мінеральними
речовинами органічного походження та важкими металами,нафтопродуктами,
біогенними речовинами [21].
Щоб обрати ефективний і вірний спосіб очистки стічних вод потрібно
визначити склад стічної води, визначення можливості знищення важливих
речовин речовин, що знаходяться в осаді та стічних водах (добрива жири), а
також знайти де можливо використовувати очищенні ствчні води.
9
Є органічне і мінеральне забруднення стічних вод. Органічні забруднення
бувають рослинного та тваринного походження. Забруднення рослинного
походження містять залишки плодів, рослин злаків, паперу, овочів. До забруднень
мінерального походження належать, глина, пісок, шлак, кислоти , луги, розчини
мінеральних солей. В основному з хімічної точки зору у цих забрудненнях
знаходиться у вигляді клітковини вуглець.
До органічного забруднення тваринного походження відносять фізіологічні
відходи тварин і людей, , органічні кислоти, жирні речовини та ін. Азот є
основним хімічним елементом забруднень, він знаходиться у вигляді білкових
речовин. Крім азоту та вуглецю стічні води, у своєму складі мають калій, сірку,
натрій, фосфор, тощо.
Також є біологічні та бактеріальні забруднення, вони в стічних водах
показані різними бактеріями, пліснявими та дріжджовими грибками, дрібними
водоростями.
За фізичним станом забрудники, які містяться в стічних водах, можуть
знаходитись у вигляді колоїдів, розчинів та нерозчинених домішок та суспензії.
Від розмірів частинок, та густини і швидкості руху стічних вод речовини
нерозчинного складу спливають на поверхню і знаходяться у завислому стані у
речовині (воді) та осідати на дно. Оцінюється концентрацією ступінь забруднення
3
стічних вод, тобто масою домішки в одиниці об’єму в мг/л або г/м [1].
Отже, за складом стічні води розділяють на три види, що відводяться з
території промислових підприємств, схема на рисунку 1.2
10
Рисунок 1.2 – Склад стічних вод які відводяться з промислових
підприємств
Каналізація побутових стоків промислового підприємства підводиться до
загальноміської. Отже, водовідведення промислового підприємства розглядається
в основному відносно до поверхневого стоку з території та виробничих стічних
вод промислового підприємства [9].
1.2 Склад та властивості промислових стічних вод
Властивості та склад стічних вод оцінюється за результатами санітарно-
хімічного аналізу, який включає поряд зі стандартним хімічним тестом, ще
багато дослідів фізико-хімічних, фізичних та санітарно-бактеріологічних.
Санітарно-хімічний аналіз передбачає визначення таких показників:
забарвлення, температури, запах, величина рН, щільний залишок, прозорість,
сухий залишок і втрати при проколюванні, хімічна потреба в кисні (ХПК),
перманганатна окисність, речовини які осідають та їх маса і об’єм , біохімічна
потреба в кисні (БПК), азот (амонійний, загальний, нітратний нітритний),
хлориди, фосфати,важкі метали, сульфати та інші елементи токсичної дії,
11
нафтопродукти, поверхнево-активні речовини, мікробне число, розчинений
кисень, розчинений кисень, яйця гельмінтів, бактерії групи кишкової палички
(БГКП). Також до обов’язкової перевірки повного санітарно-хімічного аналізу на
міських очисних станціях включають аналіз визначення специфічних домішок, які
надходять у водовідвідні мережі населених пунктів від промислового
підприємства [11].
На дві основні категорії поділяються виробничі стічні води: незабруднені
(умовно чисті) і забруднені. Незабруднені води виникають в наслідок роботи
компресорних, теплообмінних апаратів, холодильних установ. Утворюються в
наслідок охолодження виробничого устаткування, готової продукції. У
виробництві ці води нагріваються, потім охолоджуються, а далі
використовуються повторно.
Рисунок 1.3 – Види промислових стічних вод
Промислові стічні води нафтових підприємств зазвичай містять механічні
домішки, мінералізовані, в собі мають на залишку нафтопродукти. З метою
охорони та захисту природи після очищення їх використовують для заводнення
продуктивних пластів або скидають у глибокі водоносні пласти через спеціальні
свердловини для скидання.
12
Рисунок 1.4 – Хімічно забруднені стічні води
Різноманітні речовини, які забруднюють виробничі стічні води, вони
залежать від виду виробництва та технології.
Забруднюючих речовин за вмістом стічної води поділяються на чотири
3 3
групи: перша група – 1 – 500 мг/дм ; друга група – 500 – 5000 мг/дм ; третя група
3 3
– 5000 – 30000 мг/дм ; четверта група – більше 30000 мг/дм [3].
За фізичним властивостям виробничі стічні води також відрізняються за
температурою кипіння, вище 250°С 120°С та менше 120-250°С .
Рисунок 1.5 – Ступінь агресивності стічних вод
Для оцінки можливості повторного використання і розробки раціональної
схеми водовідведення і стічних вод виробничого характеру визнається режим
13
водовідведення і склад. Фізико-хімічні показники стічних вод аналізуються,
також метод надходження в каналізаційну мережу не тільки загального стоку
промислового підприємства, але й від окремих цехів надходять стічні води.
Повинні визначатися при аналізі стічних вод такі показники:
активна реакція;
ступінь мінералізації;
специфічний склад компонентів для виду виробництва
(радіоактивних, нафтопродуктів, фенолів, поверхнево-активних,
вибухонебезпечних речовин), Також, виражається величинами БПКповн і ХПК
загальна кількість органічних речовин;
інтенсивність окрашення.
Обов’язково встановлювати параметри, як кінетика осідання аба спливання,
коагулюємість, стоку механічних домішок. Вказані дані дозволяють вибрати
найбільш економічно обґрунтований і доцільний метод очистки стічних вод для
підприємства.
Фізико-хімічні показники стічних вод, які утворились в наслідок
виробництва різних підприємств свідчать про широкий рівень коливань складу
стічних вод, що викликає необхідність вибору і обґрунтування кращого методу
очистки для кожного виду стічних вод після виробництва.
Навіть при однакових технологічних на підприємствах і процесах, режим
водовідведення, склад виробничих стічних вод і питома витрата на одиницю
продукції, яка випускається, досить різноманітні. Велике значення у складі
стічних вод з виробництв має вид сировини, яка переробляється.
За складом забруднюючих речовин і за їх концентраціями виробничі стічні
води галузей промисловості сильно відрізняються. Як для прикладу, у стічних
водах заводів чорної металургії в окремих цехах знаходиться: неорганічних
завислих речовин 0,3-5 г/л, окалини 0, 4-2 г/л, фенолів 0, 8-1 г/л, мастил і смол 0,-
1,9 г/л. У стічних водах целюлозно-паперових заводів завислих речовин
затримуються 450-2000 мг/л – це переважно волокно і целюлоза. У текстильній
14
промисловості в стічних водах утримуються завислі речовини 260-400 мг/л,
миючих речовин 50-120 мг/л. У підприємств важкої індустрії в стічних водах
затримуються в основному забруднення мінерального походження, а легкої та
харчової промисловості – органічного походження забруднення.
Від технологічного процесу виробництва залежить склад стічних вод,
компонентів які застосовуються, проміжних виробів і продуктів, продукції, що
виробляються, місцевих умов,складу водопровідної води та інших факторів [5].
1.3 Умови випуску виробничих стічних вод у систему міської каналізації
Виробничі стічні води можуть бути прийняті у системи каналізації
населених пунктів, які не порушують роботу в каналізаційній мережі і споруді,
можуть бути очищені сумісно зі стічними водами населених пунктів до вимог і
нормативів що забезпечують безпеку їх експлуатації і, що виконуються
«Правилам охорони поверхневих вод від забруднення стічними водами»
затверджених постановою Кабінету Міністрів України від 25.03.99 № 465 [25].
У систему каналізаційних мереж населених пунктів забороняється
скидання виробничих стічних вод з промислових підприємств, що містять нище
сказані речовини рисунок 1.6 [7].
15
Рисунок 1.6 – Речовини які забороняється скидати у систему каналізаційних
мереж населених пунктів
Забороняється також скидати в системи каналізації населених пунктів
горючі суміші, кислоти, токсичні й розчинені газоподібні речовини (зокрема,
розчинники: диетиловий ефір, бензол, бензин, дихлорметан та інші), здатні
утворювати в каналізаційних спорудах і мережах токсичні гази
(цианістоводородна кислота, сірковуглець, сірководень, пари легколетучих
ароматичних вуглеводнів, окис вуглецю) та інші речовини вибухонебезпечні і
токсичні суміші [7].
16
Рисунок 1.7 – Речовини скидання яких заборонено в каналізаційну мережу
населеного пункту
З указаними нормами які описані в закіні ‘‘Про правила охорони
поверхневих вод від забруднення зворотними водами’’(465-99-п), такі норми
випуску стічних вод після очисних споруд повного біологічного очищення
встановлені якості стічних вод: БСК5 –15,0; ХСК – 80,0; завислі речовини – 15,0
мг/л.
17
Таблиця 1.1 – Вимоги до складу та властивостей стічних вод підприємств
для безпечного їх відведення каналізаційною мережею (дод. 1 до “Правил
приймання стічних вод підприємств у комунальні та відомчі системи каналізації
населених пунктів України”, затверджених наказом Держбуду України 19 лютого
2002 року N 37)
Показники якості стічних вод Допустимі величини
1 2
Температура не вище 40 град. С
рН 6,5 - 9,0
БСК, г/куб.м згідно з проектом міських очисних
споруд або не більше 350
Завислі речовини та речовини, згідно з проектом міських очисних
щоспливають, г/куб.м споруд або не більше 500
Нерозчинні масла, смоли, мазут не допускаються
Нафта, нафтопродукти, г/куб.м не більше 20
Жири рослинні та тваринні, г/куб.м не більше 50
Хлориди, г/куб.м не більше 350
Сульфати, г/куб.м не більше 400
Сульфіди, г/куб.м не більше 1,5
Кислоти, горючі суміші, токсичні та
розчинені газоподібні речовини,
здатні утворювати в мережах та не допускаються
спорудах токсичні гази
Концентровані маточні та кубові не допускаються
розчини
18
Продовження таблиці 1.1
1 2
Будівельне,
не допускаються
промислове,господарсько-побутове
сміття, грунт, абразивні речовини
Радіоактивні речовини,
епідеміологічно небезпечні, не допускаються
бактеріальні та вірусні забруднення
Не допускається об'єднання виробничих стіних вод у системах
водовідведення населених пунктів, взаємодія яких може привести до утворення
емульсій, вибухонебезпечних або отрутних газів, та нерозчинних речовин великої
кількості.
Повинно здійснюватися самостійними випусками скидання виробничих
стічних вод у системи каналізації населених пунктів і обов'язковим
установленням контрольного колодязя який буде розташований за межами
підприємства. Спеціальними приладами повині бути обладнені віпуски стічних
вод на промислових підприємствах, а саме –,витратомірами і автоматичними
пробовідбірниками якщо буде потреба автоматичними запірними пристроями, які
опломбовуються для постійного контролю якісті стічних вод та витрато [6].
Водоканали відповідно до правил прийому встановлюють кожному
конкретному підприємству нормативи і режим скидання забруднень у систему
каналізації населеного пункту. Нормативи встановлюють виходячи зі гранично
припустимого скидання стічних вод у водойму, гранично питома концентрація
стічних вод, що надходять на споруди біологічної очистки, ефективності очистки,
а також гранично питома концентрація забруднюючих речовин у воді водоймищ
рибогосподарського призначення й господарсько-питного.
19
Таблиця 1.2 – Припустимі величини показників якості стічних вод і води
водоймищ
ГПК стічних вод, Орієнтовна ГПК у воді водойми
що надходять на ефективність
Найменування споруди очистки на
господарсько-
показників біологічної спорудах рибогоспо-
питного
очистки, біологічної дарського
водокористу-
3
г/м очистки,% призначення
вання,
3г/м
3
г/м
Азот амонійний 30 20-60 2,0 0,5
Залізо 2,5 50 0,3 0,05
Жири 50 70 - -
Кадмій 0,01 60 0,001 0,005
Нафта 10 85 0,3 0,05
Нітрати (N03) 45 - 45 40
Нітрити 3,3 - 3,3 0,08
Сульфіди 1,0 - 0 -
Фенол 10 95 0,001 0,001
Фосфати 10 10-20 3,5 -
Сульфати 500 - 500 100
Хлориди 350 - 350 300
20
Якщо кількість і склад протягом доби виробничих і інших стічних вод
сильно змінюються, на підприємствах встановлюють спеціальні бокси –
середнювачі, які протягом доби забезпечують відносно середній режим скидання
виробничих стічних вод.
Підприємства промислові повині постійно контролювати склад та кількість
виробничих стічних вод, що потрапляють в каналізаційну систему населеного
пункту. Шляхом аналізу складу стічних вод контроль здійснюється до і після
комплексу локальних споруд з очищення виробничих стічних вод, у контрольних
колодязях (у тому числі при відсутності локальних очисних споруд), а також
виміру кількості стічних вод, що скидаються у контрольних колодязях [6-7].
1.4 Обґрунтування вибору методу очистки стічних вод
Різного складу хімічні забруднення містяться у воді поверхневих водойм
разом з домішками природного походження (солі важких металів,
нафтопродукти, феноли, пестициди а інші речовини), що обумовлено скидом у
водоймища недостатньо очищених побутових і виробничих стічних вод.
Обладнання та технології, далеко не завжди забезпечують необхідну міру
очищення та знезараження водного середовища. Забрудненя органічними
речовинами одне з перших місць займають біотехнологічні виробництва серед
галузей промисловості, що скидають значну кількість стічних вод.
Проблема видалення важких металів з стічних вод зараз особливо
актуальна. Погано очищені стічні води потрапляють у природні водойми, де важкі
метали відкладаються і накопичуються у воді, донних відкладеннях і стають
джерелом вторинного забруднення. Важкі метали і їхні сполуки частково
випадають в осад у вигляді карбонатів, сульфатів, частково адсорбуються на
мінеральних і органічних осадах. Внаслідок чого вміст важких металів у
відкладеннях постійно збільшується, і коли адсорбційна здатність осадів
21
вичерпується, важкі метали надходять в воду, що і призводить до екологічної
кризи.
Для нейтралізації стоків ідосі використовується традиційні способи із
використанням розчинів вапна. Утворення значної кількості шламів призводить
цей метод, що у своєму складі мають карбонати та гідроксиди важких металів, а
також велику кількість солей кальцію, але навіть за використання гарних
технологічних параметрів у шлами вдається переробити не більше 70-75 % іонів
металів (135 балів становить індекс Корте). Погіршується ситуація в воді яка
очищюється наявні, комплексоутворювальні речовини,до них відносяться солі
алюмінію. Вимивання часткове іонів кольорових металів, які раніше були
осаджені в шламах, та відбувається перехід їх у природні води [29-30].
На рисунку 1.8 зображено традиційну систему металевих промислових
стоків.
Рисунок 1.8 − Традиційна система металовмісних промислових стоків
На рисунку наведена традиційна схема очищення стічних вод України. За
цієї схеми очищення проходить значні втрати сировини та матеріалів за
одночасного утворення великої кількості шламів. За сучасними методиками
переробки шламів, зневоднення та передбачають ущільнення, захоронення, ці
22
процеси потребують великих витрат енергії, а за існуючих умов збереження
шламів результатом є забруднення природного навколишнього середовища [31].
Найбільш оптимальною є іонообмінна технологія в випадку неохідность
обробки великої кількості стічних вод з невисоким вмістом металів, він дозволяє
з високим ступенем вилучення корисних металів очищувати стічні води. Іонний
обмін є одним з методів за допомогою якого можна досягти будь-якого ступеня
утилізувати та очищення цінні речовин з основних способів знесолення,
зм’якшення та опріснення води [31].
Серед методів найбільш прості і економічні це – іонообмінні й адсорбційні
процеси, вони дозволяють проводити ефективне очищення малоконцентрованих
відносно кольорових і важких металів стоків[32].
Рисунок 1.9 – Іонообмінні й адсорбційні методи їх переваги
Для використовують для видалення металів з стічних вод, використовують
багато методів: коагуляція/флокуляція, хімічне осадження, іонний обмін і
23
рідинна, екстракція, фільтрація, електрохімічні операції, цементація, біологічні
операції, мембранні процеси, адсорбція, випарювання.
Щоб вибрати спосіб очищення стічних вод потрібно звернути увагу на
багато факторів. На практиці широке застосування , знайшли такі способи, як
реагентний, електрохімічний, осмос, іонообмінний, зворотний, екстракція і
гальванокоагуляція. Для виявлення важких металів ця технологія обробки
стічних вод, володіючи надійністю, має не мало суттєвих недоліків. Основними з
них є:
при реагентних способах: великі витрати реагентів, які дорогі і
дефіцитні, виділення шкідливих газів; вторинне забруднення води (підвищення
сольового складу), що викликає складнощі при поверненні її на повторне
використання; втрата цінних речовин, що містяться в оброблюваних стоках,
утворення великих кількостей осадів при використанні ряду реагентів;
при електрохімічних способах: високе споживання електроенергії,
використання листового металу;
при іонообмінних способах: утворення вторинних стоків після
регенерації і необхідність в їх знешкодженні.
Можна сказати, ці способи не можуть забезпечити випуск очищених
стічних вод у водойми, і тільки в комбінації можливе очищення стічних вод від
важких металів, що відповідають сучасним екологічним вимогам.
На рисунку 1.10 наведено класифікацію способів очистки стічних вод.
24
Рисунок 1.10 – Класифікація способів очищення стічних вод
Від твердих частинок і масляних забруднень для очищення стічних вод
застосовують механічні способи переважно застосовують.
Не більше 60% механічні методи очистки дозволяють осаджувати завислі
речовини. Застосуванням різних способів інтенсифікації підвищення
ефективності осадження досягається: біокоагуляції, преаерації, освітлення в
завислому шарі або тонкошарове відстоювання.
Не забезпечує хорошої і ефективної очистки стічних вод механічними
методами, а саме в пісколовках, первинних та двоярусних відстійниках.
Зберігаються велике мінеральне забруднення після такого очищення, відкладені
на стінках установки. У великих об’ємах механічна очистка стічних вод є
важкодоступною.
Механічна очистка є попередньою стадією перед біохімічною очисткою при
обробці міських стічних вод.
Вибір схеми очищення стічної води залежить від кількості забруднень,
виду, і необхідного ступеня очищення.
25
Застосовується для знешкодження мінералізованих стічних вод – фізичні
способи очищення становлять основу термічного очищення.
Хімічні способи застосовують самостійно перед подачею стічних вод у
систему оборотного водопостачання, перед випуском їх у водойми або міську
каналізаційну мережу. Деколи хімічне очищення бідьш доцільно проводити перед
біологічним очищенням.
Хімічні методи застосовуються на дріжджових виробництвах найбільш
поширеними з них є обробка хлорним вапном, вапном, глиноземом,
сірчанокислим закисним залізом, хлорним залізом, сірчанокислим амонієм.
Недоліком хімічного методу є використання великих доз реагентів та
неможливість контролювати необхідну їх концентрацію. Міносом цього методу
осадження є виявлєння в розчинах великої кількості йонів K+,Na+.
Біологічне очищення – це досить поширений спосіб очищення стічних вод
від багатьох органічних і деяких неорганічних речовин, що викидаються
підприємствами харчової, целюлозно-паперової, меблевої промисловостей.
Біологічне очищення стічних вод передбачає практично повне розкладання
органічних сполук у воді але очищення від важких металів мало ефективне.
Застосовують іонне очищення стічних вод для вилучення із вод металів, а
також сполук фосфору, радіоактивних речовин, миш'яку та ціанистих сполук.
При високому ступені очищення цей метод дозволяє рекуперувати цінні
речовини.
Ідеальним методом іонний обмін є у видаленні малих кількостей домішок з
розведених стічних вод. Для різноманітного специфічного застосування
синтетичні органічні смоли широко використовуються внаслідок можливості
їхнього виробництва. Сильно зросла вартість за останні роки й досягає в цей час
за тонну декількох десятків мільйонів гривень. Через це актуальним завданням є
застосування дешевих неорганічних, пошук природних адсорбентів та матеріалів
на їхній основі, селективних до хімічних форм існування у водних розчинах
важких і кольорових металів [33].
26
Фізико-хімічні та фізико-механічні часто застосовуються для очищення
стічних вод на деревообробних, машинобудівних, целюлозно-паперових
підприємствах, а також на заводах ДВП, ДСП, де спостерігається велика кількість
забруднювачів.
З фізико-хімічних методі найефективнішим є адсорбційний метод очищення
стічних вод, він досягає 80-96 % [31].
Адсорбція широко використовується для глибокого очищення стічних вод
органічних речовин розчинених як процес доочистки після біохімічної очистки
вод, а також в локальних установках, якщо концентрація органічних речовин у
воді не велика і вони біологічні не розкладаються або є сильно токсичними.
Велику ефективність мають природні матеріали, перспективні для
вилучення із водних розчинів важких металів та іонів кольорових металів, досить
широко широке використання набувають глинисті матеріали та природні цеоліти
[33].
Використання локальних установок доцільна, якщо речовина добре
адсорбується при невеликих питомих витратах адсорбенту.
Основними перевагами методу адсорбції є:
висока ефективність вилучення органічних речовин;
можливість очистки від декількох компонентів одночасно;
можливість рекуперації речовин.
Отже, з усіх методів очистки стічних вод від іонів важких металів
оптимальними є фізико-хімічні методи, а саме адсорбція адже він допустимий з
економічної точки зору і досить ефективний.
27
2 ОЦІНКА ЕФЕКТИВНОСТІ ОЧИСТКИ СТІЧНИХ ВОД ВІД ІОНІВ ВАЖКИХ
МЕТАЛІВ З ВИКОРИСТАННЯМ ПРИРОДНИХ СОРБЕНТІВ
2.1 Загальна характеристика фізико-хімічних методів очистки стічних вод
Фізико-хімічні методи найчастіше застосовують при очищенні виробничих
стічних вод. При цьому в залежності від місцевих умов той або інший метод може
з'явитися остаточною стадією (якщо ступінь очищення, що досягається, достатня
для використання стічних вод повторно) або попередньою стадією (наприклад,
при видаленні отруйних з'єднань або яких-небудь інших речовин, що
перешкоджають нормальній роботі наступних очисних споруджень) [10].
До фізико-хімічних методів очищення стічних вод відносяться коагуляція,
флотація, адсорбція, іонний обмін, екстракція, ректифікація, випарювання,
дистиляція (випаровування), гіперфільтрація (зворотний осмос) і
ультрафільтрація, кристалізація, а також методи, пов'язані з накладанням
електричного поля-електрокоагуляція, електрофлотація, електроліз і ін Ці методи
використовують для видалення із стічних вод тонкодисперсних зважених твердих
і рідких частинок, розчинних газів, мінеральних і органічних речовин [34].
При виборі цих методів очищення (або декількох методів) з урахуванням і
технологічних вимог, пропонованих до очищених виробничих стічних вод з
метою подальшого їхнього використання, а також з урахуванням концентрації
забруднень і кількості стічних вод, наявності необхідних матеріальних і
економічності процесів, енергетичних ресурсів [34].
Для очистки стічних вод від колоїдних часток та дрібнодисперсних
використовують методи флокуляції і коагуляції, які обумовлюють злипання
часток з утворенням великих часток, які легко видаляються з води механічними
методами.
На рисунку 2.1 схема на якій зображено переваги застосування фізико-
хімічних методів для очищення стічних вод порівняно з біохімічними.
28
Рисунок 2.1 – Застосування фізико-хімічних методів для очищення стічних вод
порівняно з біохімічними
Для інтенсифікації процесів осадження високодисперсних завислих і
колоїдних часток застосовують речовини – поліелектроліти. Це
високомолекулярні органічні речовини: поліакриламід (ПАА) і його похідні.
Коагуляція – це процес злипання частинок колоїдної системи в результаті
їх взаємодії під дією молекулярних сил зчеплення при перемішуванні або
направленому переміщення в зовнішньому силовому полі. В результаті коагуляції
утворюються агрегати – великі (вторинні) частинки, що складаються зі скупчення
дрібних (первинних). Первинні частинки в таких агрегатах з'єднані силами
міжмолекулярної взаємодії безпосередньо або через прошарок навколишнього
(дисперсійної) середовища. Коагуляція супроводжується прогресуючим
укрупненням частинок і зменшенням їх загального числа в обсязі стічної води.
29
Коагуляція полягає в тому, що до стічної води додають коагулянт,
доцільний для швидкого видалення із неї колоїдних речовин та дрібних завислих,
які при фільтрації не осідають або при простому відстоюванні.
Реагент додається зазвичай перед попаданням води у відстійники.
Використовуються такі речовини: сульфат алюмінію, вапно, алюмінат натрію,
хлорид заліза; сульфат заліза, інколи додають суміш цих реагентів. Вид
застосовуваного реагенту і його доза залежить від складу оброблюваної води,
необхідного ступеня очищення від забруднень та інших факторів.
Коагуляційний метод очищення застосовується при невеликих витратах
стічних вод, за наявності дешевих коагулянтів, коли потрібне неповне їх
очищення та знебарвлення стоків [36].
Щоб викликати коагуляцію колоїдних частинок, необхідно зменшити
величину їхнього дзета-потенціалу до дизького значення додаванням іонів, що
мають позитивний та високий заряд. Таким способом, при коагуляції відбувається
дестабілізація колоїдних частинок внаслідок знешкодження їхнього електричного
заряду. Від валентності іона коагулянта залежить ефект коагуляції залежить, що
несе заряд, протилежний знаку заряду частинок. Чим вища валентність, тим
ефективніше відбувається коагуляція [37].
Швидкість коагуляції залежить від концентрації електроліту (рисунок 2.1).
Рисунок 2.2 – Залежність відносної швидкості коагуляції від концентрації
електроліту
30
Ефективність зіткнення частинок ψ при малих концентраціях електроліту,
тобто відношення числа зіткнень, що закінчилися злипанням, до загального числа
зіткнень, близька до нуля (ψ = 0). По мірі підвищення концентрації швидкість
коагуляції збільшується, але не всі сутички закінчуються злипанням частинок –
таку коагуляцію називають повільною. При ψ = 1 наступає швидка коагуляція,
при якій всі зіткнення частинок закінчуються утворенням агрегатів.
Коагуляція відбувається швидше у полідисперсних системах, ніж у
монодисперсних, бо великі частинки при осіданні захоплюють за собою дрібніші.
На швидкість коагуляції форма частинок впливає. Для прикладу, подовжені
частинки коагулюють швидше, ніж кулясті.
Схема установки для очищення вод коагуляцією показана на рисунку 2.2.
Рисунок 2.3 – Схема установки для очищення вод коагуляцією
Флокуляція – процес агрегації завислих частинок при додаванні в стічну
воду високомолекулярних сполук, що носять назву флокулянти.
31
При флокуляції агрегація на відміну від коагуляції відбувається не тільки
при безпосередньому контакті частинок, але й в результаті взаємодії молекул
адсорбованого на частинках флокулянта.
Зметою підвищення швидкості їхнього осадження флокуляцію проводять
для інтенсифікації процесу утворення пластівців гідроксидів алюмінію і заліза.
Використання флокулянтів дозволяє знизити дози коагулянтів, зменшити
тривалість процесу коагуляції і підвищити швидкість осадження утворених
пластівців.
При очищення стічних вод використовують синтетичні і природні
флокулянти.
До природних флокулянтів відносять целюлозу, ефіри, крохмаль й інші.
Активний діоксид кремнію SiO2 є найбільш поширеним неорганічним
флокулянтом.
Найбільше поширеним в нашій країні із синтетичних, органічних
флокулянтів одержав – поліакриламід [СН2-СН-СОNН3], технічний (ПАА) і
гідролізований поліакриламід (ГПАА).
Технічний поліакриламід ПАА отримують при взаємодії акрилонітрилу із
сірчаною кислотою з наступною полімеризацією акриламіду.
Гідролізований поліакриламід одержують омиленням технічного ПАА
лугом.
Механізм дії флокулянтів заснований на наступних явищах:
адсорбції молекул флокулянта на поверхні колоїдних частинок
ретикуляції (утворення сітчастої структури) молекул флокулянта;
злипанні колоїдних частинок за рахунок сил Ван-дер-Вальса.
На флотаційний процес впливають: рН стічних вод, температура стоків,
солевміст, конструкція флотаційної установки та ін.
Флотаційні установки бувають: одно-, двох- і багатокамерні.
Флотаційні установки бувають: одно-, двох- і багатокамерні.Види флотації
зображені на рисунку 2.4.
32
Рисунок 2.4 – Види флотації
Напірна флотація отримала найбільше поширення в процесах очистки
стічних вод. Перевагою цього способу перед іншими є те, що виділення пухирців
відбувається безпосередньо на частинках забруднень, що знаходяться у стічній
воді.
Установки для напірної флотації (рисунок 2.5) зручні та прості в
експлуатації. З концентрацією суспензій до 4-5 г/л напірна флотація дозволяє
очищати стічні води.
33
Рисунок 2.5 – Cхема напірної флотації
Процес відбувається у дві стадії:
1) під тиском насичення води повітрям;
2) під атмосферним тиском виділення розчиненого газу.
3
Продуктивність від 5-10 до 2000 м /год має напірні флотоустановки [35].
Сучасними напірними флотаторами є флотатори «Toro Equipment, S.L.» –
іспанської компанії, яка спеціалізується на виготовленні обладнання для
попередньої очистки стічних вод фізико-хімічними і механічними методами.
Шляхом напірної флотації флотатор FRC з трубним змішувачем
призначений для попереднього очищення виробничих стічних вод. Стічні води
насичуються повітрям під тиском, при цьому утворюються дрібні пухирці
повітря, які спливають на поверхню разом із завислими та емульгованими
частинками. При введенні реагентів (коректування рН, коагулянт, флокулянт)
процес очищення стічних вод значно покращується, досягаючи ефекту видалення
завислих речовин щонайменше 95 % та зниження БСК на 40% та більше (залежно
34
від якості стічних вод). Введення реагентів та повітря передбачене у трубний
змішувач FLH.
®
Рисунок 2.6 – Флотатора FRC з трубним змішувачем FLH ANACONDA «TORO»
Флотатор – це відкритий прямокутний резервуар, що включає три головні
камери:
камера надходження стічних вод і флотації;
камера відведення очищених вод;
камера видалення осаду.
На рисунку 2.7 зображено стадії видалення забруднень у флотаторі.
35
Рисунок 2.7– Стадії видалення забруднення у флотаторі
Розподіл повітря повинен здійснюватися з утворенням пухирців
мінімального розміру для забезпечення їх високої здатності до злипання, для
найкращого здійснення процесу необхідна максимальна кількість повітря,
причому. У флотаторі – це досягається шляхом сатурації стічних вод повітрям під
високим тиском від компресора у трубному змішувачі FLH.
Максимально швидко надходять стічних вод із зони тиску у приймальну
зону здійснюється по трубах, щоб уникнути об'єднання маленьких пухирців
повітря з утворенням великих. У флотаторі «TORO» це досягається завдяки
2
спеціальній системі компресії у 4-5 кг/см і генерації стрибка тиску до 0,1 кг/см
усередині флотатору. Стічні води проходять ряд клапанів, які періодично
автоматично очищаються, у результаті утворюються мільйони пухирців повітря
36
діаметром 50-60 нм. Вода, що відводиться, проходить через спеціальний
2
компресор під тиском 5-6 кг/см і повертається до нормального атмосферного
тиску, розсіюючи надлишкове повітря. При цьому система інжекторів розподіляє
цей потік у флотаторі таким чином, що розмір і кількість пухирців відповідають
досягненню максимальної зчіпної абсорбції домішок.
На поверхні флотатору FRC працює скребковий механізм, який видаляє
густий шлам з поверхні у трубу і регулює швидкість подачі стоків. Чиста вода
поступає у камеру очищених вод, звідки відводиться через труби. Важкі
забруднення видаляються за допомогою пневматичного клапану, що
активізується автоматично у певний інтервал часу (за таймером).
Отже, переваги флотації є постійність процесу, великий діапазон засто-
сування, проста апаратура, невеликі капітальні й експлуатаційні витрати,
селективність виділення домішок, у порівнянні з відстоюванням велика швидкість
процесу, а також можливість одержання шламу більш низької вологості (90-95
%), високий ступінь очищення (95-98 %), можливість рекуперації речовин, які
видаляються. Флотація супроводжується аерацією стічних вод, зниженням
концентрації ПАВ і речовин, які легко окислюються, бактерій і мікроорганізмів.
Усе це сприяє успішному проведенню наступних стадій очищення стічних вод.
Іонний обмін – це процес обміну між іонами, які перебувають в розчині, і
іонами, що присутні на поверхні твердої фази – іоніту.
Іоніти – це тверді, практично нерозчинні, набухаючі природні або
синтетичні органічні і неорганічні продукти, які здатні до іонного обміну при
контакті з розчинами електролітів.
Розділяються на катіоніти, аніоніти і амфоліти – відповідно обмінюють свої
катіони, аніони або ті та інші одночасно. Аніони мають негативний заряд, катіони
– позитивний. Іонообмінні смоли найбільш поширена група органічних іонітів, до
них належать сітчасті полімери, в яких є іонні групи, наприклад – SO3 , – COOH, –
NH2 . Неорганічні іоніти: цеоліти, силікагель.
37
Іонообмінні установки застосовуються для видалення із стічних вод фенолу,
формальдегіду та інших органічних речовин, а також цинку, міді, нікелю, хрому.
Використовуються для очищення стічних вод такі види іонітів:
сильнокислотні катіоніти, які містять сульфогрупи SOH3 , і сильно-
основні аніоніти, що містять четвертинні амонієві основи;
слабокислотні катіоніти, які містять карбоксильні COOH і фенольні
групи, дисоціюючі при pH 7 , а також слабоосновні аніоніти, що містять
первинні NH2 і вторинні NH аміногрупи, дисоціюючі при pH 7;
іоніти змішаного типу, які виявляють властивості суміші сильної і
слабкої кислот або основ.
Важливою властивістю іонітів є їх поглинальна здатність, так звана обмінна
ємність. Повна ємність іоніту – це кількість грам-еквівалентів іонів, які
3
перебувають у воді і можуть поглинути 1 м іоніту до повного насичення. Робоча
ємність іоніту – це кількість грам-еквівалентів іонів, які перебувають у воді і
3
можуть поглинути 1 м іоніту у фільтрі при обробленні води до початку
проскакування у фільтрат поглинальних іонів [37].
Суть іонного обміну – це процес взаємодії розчину з твердою фазою, що
має здатність обмінювати іони, що утримуються в ній, на інші іони, присутні в
розчині. Речовини, що складають цю тверду фазу, називаються – іонітами. Вони
практично не розчинні у воді. Ті з них, що здатні вбирати з розчинів електролітів
позитивні іони, називаються катіонами, негативні іони – аніонітами. Перші мають
кислотні властивості, другі – основні. Якщо іоніти обмінюють і катіони, і аніони,
їх називають амфотерними [34].
Дуже широке застосування цей метод знайшов у практиці пом'якшення
води, тобто позбавлення її від солей постійної жорсткості.
38
2.2 Використання методу адсорбції для очистки стічних вод
Адсорбція – це процес поглинання молекул із газового або рідкого
середовища поверхнею (зовнішньою і внутрішньою) твердої речовини.
Адсорбція речовин при досягненні стану міжфазової рівноваги залежить
від:
температури;
хімічної природи (спорідненості до сорбенту) і концентрації або тиску
газу адсорбату;
хімічної природи, структури та площі поверхні адсорбенту.
Як правило, адсорбція – процес екзотермічний, тому з підвищенням
температури величина адсорбції зменшується. Чим більша площа поверхні
адсорбенту, а також концентрація адсорбату, тим більша величина адсорбції.
Як сорбенти використовують активоване вугілля, синтетичні сорбенти і
деякі відходи виробництва (золу, шлаки, тирсу тощо). Мінеральні сорбенти-
глини, силікагелі, алюмогелі і гідроксиди металів для адсорбції різних речовин зі
стічних вод використовують мало, оскільки енергія взаємодії їх з молекулами
води велика – іноді перевищує енергію адсорбції. Універсальним з адсорбентів є
активоване вугілля, однак воно повиннобути вдосконалене і мати певні
властивості.
До переваг природних сорбентів відносять те що природні сорбенти є
доступним, природні сорбенти широко розповсюджені в Україні;
авідпрацьований природний адсорбент необхідно утилізувати шляхом
застосування в технологіях отримання інших продуктів, він не потребує
регенерації; дсорбційні технології з використанням природних дисперсних
сорбентів забезпечують високу ступінь очищення; недорогим матеріалом; [13].
За допомогою дисперсних сорбентів відповідає очищення за багатьма
вимогами енергоощадного виробництва та екологічно чистого, що базується на
принципі безвідходності. Потужні геологічні запаси, дешеве видобування породи,
39
проста підготовка до використання та транспортування, можливість використання
відпрацьованих сорбентів у іншихпроцесах і технологіях, завдяки чому відпадає
потреба у дорогій за вартістю регенерації – основні переваги використання
природних мінералів.
Черкаське родовище бентонітових і палигорськітових глин знаходиться на
території Звенигородського та Жашківського районів Черкаської області, а запаси
глини продуктивної товщі було оцінено в 22000 млн.т, а її потужність у 0,5-43 м.
Бентоніти – корисні копалини, що є тонкодисперсними високопластичними
гірськими породами смектинового складу (в основному монтморилоніт та
байделіт), яким в різному ступені властиві в’яжучі та сорбційні властивості.
Звичайно це густі, в’язкі, масні на дотик породи різних кольорів – від білого до
чорного; з водою утворюють гель.
Бентоніт – порода, що складається в основному зі смектитових мінералів. У
группу смектитів входить кілька мінералів: монтморилоніт, бейделіт, нонтроніт і
ін. менш розповсюджені. Кристалічна решітка всіх смектитів складається із
шарів. В елементарну комірку входять 3 шари, які утворюють пакети: крайні
верхні і нижній шари пакета складаються з тетраедрів Al, SiО4 і називаються
тетраедричними. Між тетраедричними шарами розташований шар, що
складається з октаедрів Al і Fe, і називається октаедричним.
Для бентоніту характерна структура типу 2:1, в якій кристали
монтморилоніту складаються з шарів, що, у свою чергу, складені з двох шарів
кремнійкисневих тетраедрів, з’єднаних шаром алюмогідроксилкисневих
тетраедрів. Тетраедричні положення заповнені катіонами кремнію. У разі
заміщення частини його катіонами алюмінію дефіцит у позитивних зарядах, який
2+
виникає, компенсується обмінними катіонами (Ca , K+, Na+), розміщеними між
шарами (рисунок 2.8).
40
Рисунок 2.8 − Структура бентоніту
Фізико-хімічні характеристики монтморилонітового бентоніту
Дашуківського родовища такі:
межа міцності у вологому стані – 1,05 МПа;
межа міцності у сухому стані – 4,7 Мпа;
колоїдальність – 37%;
число пластичності – 39,7;
природна вогкість – 35%;
3
об'ємна маса – 1840 кг/м .
Бентонітові глини одні з найкращих адсорбентів. На території Черкаської
області розміщується одне з найбільших родовищ бентонітових глин. Бентонітові
глини прийнято вважати високодисперсними глинами, які складаються переважно
з монтморилоніту. Глини Черкаського родовища складаються з п’яти шарів які
розрізняються товщиною та мінеральним складом. Мономінеральними серед них
є два шари глин – другий і третій. Решта шарів глин є полімінеральними, і
складаються з одних і тих же мінералів (монтморилоніту), гідрослюди,
палигорськіту. Найбільш якісними є глини другого третього і четвертого шарів.
41
Бентонітові глини є промислово цінними завдяки їх фізико-хімічним
властивостям: гідрофільності, високої дисперсної здібності до адсорбції,
набрякання, не токсичності. Глини мають особливу будову, велику питому
поверхню, здатність до іонного обміну, тому вони знайшли широке застосування
в різних галузях промисловості: нафтовидобувній, нафтопереробній,
машинобудівній, керамічній, жировій, хімічній, паперовій, виноробній,
фармацевтичній та інших, а також в сільському господарстві.
Знання гідрофільності дозволяє зробити висновки про такі властивості глин,
як сорбційна здатність, пластичність, здатність до набрякання та інші, які мають
велике значення при оцінці глини як промислової сировини або технічних
матеріалів.
Гідрофільність – це здатність глинистих мінералів зв’язувати на своїй
поверхні полярні і неполярні рідини молекулярними силами. На гідрофільність
глин впливає іонний обмін. Глинисті мінерали відрізняються як по ємкості
обміну, так і по місцю розташування здатних до обміну іонів. За допомогою
іонного обміну можна змінювати сорбційні, каталітичні, та інші властивості
глинистих мінералів, що має суттєве значення при використанні глин в
промисловості. Причинами іонного обміну є висока дисперсність глинистих
мінералів, від’ємний потенціал їх поверхні, які викликані нестехіометричним
ізоморфізмом катіонів в тетраедричній, октаедричній частинах кристалічної
решітках, а також наявністю на поверхні мінералів розірваних зв’язків.
Обмінні катіони та дисперсність глин дуже впливають на її здатність до
набрякання. Здатність до набрякання є однією з найбільш важливих колоїдно-
хімічних характеристик глин. Вона залежить від мінерального складу глин.
Набрякання викликане дією адсорбційних осмотичних капілярних сил, які
визначають напругу, з якою вода утримується в структурованій системі. Різні
мінерали характеризуються різними величинами набрякання. Так, мінерали групи
каолініту, в яких водопоглинання обумовлено тільки капілярним всмоктуванням,
набрякають дуже мало (15-20%) і тільки у початковий період (2-4години).
42
Максимальні величини набрякання (порядку 100%) характерні для мінералів
групи монтморилоніту, що викликано наявністю поряд із капілярним
всмоктуванням також і внутрішнього набухання. Основними фізико-хімічними
властивостями, які впливають на швидкість всмоктування певної кількості води є
загальна поверхня глинистих часток.
При очищені стічних вод глинами відбувається процес переходу вільної
води у зв’язану в результаті поглинання розчиненої речовини поверхнею глини.
Цей процес завжди супроводжується з виділенням тепла в зв’язку із зміною
вільної поверхневої енергії. Тепловий ефект при змочуванні залежить від питомої
поверхні мінералу і від природного дисперсійного середовища.
Молекули води, які мають дипольний характер, утворюють водневі зв’язки
з кисневою поверхнею глинистих мінералів. Величина від’ємного заряду кисневої
поверхні належить від ступеню дефективності кристалічної структури. При
відсутності дефектів вода приєднується лише по розірваним зв’язкам і теплота
змочування практично дорівнює нулю. Це має місце у пірофіліту. У
монтморилоніту і гідрослюди, в яких широко розвинені ізоморфні зміщення,
киснева поверхня має підвищений від’ємний заряд, який обумовлює високі
значення теплоти змочування. Найбільшим тепловим ефектом при змочувані
володіє палигорськіт, який має велику кількість розірваних зв’язків і велику
внутрішню кількість цеолітоподібних каналів.
Заповнення каналів палигорськіту, діаметр яких не зв’язаний з його
дисперсністю, залежить від розмірів молекул часток середовища. Молекули води
з розміром 2,76Å без перешкод проникнення у канали. Молекули, розчинених у
воді речовин, мають великий розмір який перевищує діаметр каналів. Їх сорбція
обмежена тільки внутрішньою поверхнею палигорськітових часток. Таким чином
палигорськіт може бути дуже ефективним сорбентом для відділення
низькомолекулярних сполук від середньо-і високомолекулярних або видалення
води із багатьох систем.
43
Для збільшення ефективної питомої поверхні, тобто для покращення
сорбційних властивостей палигорскіту (збільшення теплоти його змочування),
його активують термічним методом. Спочатку його нагрівають до температури
0
120 С. Завдяки цьому звільняється поверхня палигорскіту по розірваним зв’язкам.
Із збільшенням часу сушки виділяється “цеолітна” вода із каналів при температурі
0
300 С. При змочуванні висушеної глини відбувається швидке приєднання 70-80%
води по розірваним “зв’язках”, а решта 20-30% води повільно входять у
цеолітоподібні канали, які досягають довжини до 800 мкм. Активувати
палигорськіт можливо ще й попереднім його вакуумуванням з метою видалення з
глини повітря та покращення адсорбційної здатності. Монтморилоніт активують
хімічним методом, обробляючи його кислотами або лугами.
Отже, природні адсорбенти одні з альтернативних і ефективних , мають
високу сорбційну здатність, гідрофільності, високі дисперсні здібності до
адсорбції, високий ступінь набрякання.
2.3 Експериментальне дослідження ефективності очистки стічних вод від
іонів хрому (VI) бентонітовими глинами
Для експриментального визначення іонів хрому (VI) в стічних водах
використовують фотоколометричний метод для побудови градуювального
графіка.
Метод вимірювання – фотоколориметричний, ґрунтується на взаємодії
хрому (VI) у слабкокислому середовищі (рН≈3) з дифенілкарбазидом з
утворенням розчинного червоно-фіолетового комплексу, в якому ступінь
окиснення хрому дорівнює +3. Утворення комплексу відбувається за реакцією:
2-- + III + 3+
2CrO4 +3Н2(RH) +8Н → [Cr R2] Cr +RH +8H2O,
44
NH-NH-C6H5
O = C
NH-NH-C6H5
де Н2(RH) – дифенілкарбазид з формулою ;
NH-NH-C6H5
O = C
N=N-C6H5
RH - дифенілкарбазон з формулою .
В результаті реакції дифенілкарбазид відновлює дихромат-іони до Cr (III) з
утворенням окисної форми реагента – дифенілкарбазону, який з йонами хрому
(III) утворює забарвлений комплекс.
Оптичну густину забарвлених розчинів вимірюють на колориметрі
фотоелектричному концентраційному типу КФК-2 при довжині хвилі λ = 540 нм
(зелений світлофільтр) в кюветі з робочою довжиною l = 10 мм. Чутливість
3
методу становить 10 мкг Cr/дм .
2+
Визначенню заважають димеркурій (I)‒катіон (Hg2 ), меркурій (II)‒ катіон
3
при концентраціях понад 200 мг/дм , а також ванадій (V) і молібден (VI). Заважає
ферум (III), який маскують фосфатною кислотою.
Експериментальна установка для проведення іонообмінного очищення
моделі стічної води зображена на рисунку 2.9.
Експериментальна установка складається з аспіратора (1), у який налито
модельний розчин, що містить іони міді. Модельний розчин подається у колонку з
(2), де проходить шар іоніту (3), і очищується від іонів хрому. Фільтрат стікає у
приймальну колбу (4).
45
1 – аспіратор з модельним розчином; 2 – колонка з бентонітовою глиною; 3 – шар
глини; 4 – колба для прийому фільтрату
Рисунок 2.9 – Схема експериментальної установки для очищення стічної
води бентонітовими глинами
Приготування модельного розчину здійснюється наступним чином: в колбу
3 3 +6 3
ємкістю 1 дм вносимо 10 см розчину, що містить Сr – 1 мг/см , та доводимо
об’єм до мітки дистильованою водою. Таким чином, отримуємо модельний
3 +6
розчин, який містить 10 мг/дм іонів Сr .
Для подальшого експериментального дослідження зважуємо 30 г
бентонітової глини, та обережно засипаємо її у колонку.
3
Модельний розчин, що містить 10 мг/дм іонів, заливаємо в аспіратор, що
стоїть над колонкою. Подаємо розчин з аспіратора у колонку з іонітом, через
46
3
гумову трубку, зі швидкістю 5 м/год. Фільтрат збираємо у колбу ємкістю 250 см .
3
Всього відбираємо 4 проби по 250 см .
Для приготування шкали стандартних розчинів (побудови калібрувального
графіку) у мірні колби місткістю 50 мл вносять 0; 0,5; 1,0; 2,5; 5,0; 7,5; 10 мл
стандартного розчину ІІ; після доведення об'єму розчину до 50 мл одержуємо
серію стандартів з масовою концентрацією хрому (VI) 0; 0,02; 0,04; 0,10; 0,20;
0,30; 0,40 мг/л. До отриманих проб доливають 0,5 мл сульфатної кислоти (1:1),
0,15 мл фосфатної кислоти, доводять об'єм дистильованою водою до 50 мл та
перемішують. Добавляють 1мл 0,5%-го розчину дифенілкарбазиду і знову
перемішують. Через 5-10 хв фотометрують із зеленим світлофільтром (540 нм) у
кюветі з товщиною шару 3 см порівняно з дистильованою водою, обробленою
аналогічно пробі.
За отриманими даними будують градуювальний графік в координатах
3
оптична густина розчинів (Д) – концентрація хрому (VI), мг/50 см .
Для визначення концентрації іонів хрому (VI) у стічній воді мірну колбу
місткістю 50 мл переносять такий об’єм прозорої проби, щоб у ній було 0,005-0,1
мг хрому, а далі діють як при побудові градуювальним графіку.
Вміст хрому визначають за градуювальним графіком.
Вміст іонів хрому (VI) у пробі, з урахуванням розведення обчислюємо за
формулою:
50 3
C , мг/дм (2.1)
6+
де α – вміст Cr , визначений за допомогою калібрувального графіку,
3
мг/дм ;
3
γ – об'єм води, взятої для аналізу, см .
Ефективність очищення визначаємо за формулою:
47
C С
П К 100, % , (2.2)
СП
6+ 3
де СП – концентрація Cr у модельному розчині, мг/дм ;
6+ 3
СК – концентрація Cr після очищення, мг/дм .
Результати фотоколометричного дослідження оптичної густини для серії
стандартних розчинів подано в таблиці 2.1.
Таблиця 2.1 – Результати дослідження оптичної густини стандартних
розчинів
6+ 3
С(Cr ), мг/дм 0,0 0,02 0,04 0,1 0,2 0,3 0,4
Оптична
0,0 0,004 0,020 0,045 0,086 0,10 0,137
густина, D
За даними таблиці 2.1 будуємо градуювальник графік для визначення
6+
концентрації Cr ( рисунок 2.7)
6+
Рисунок 2.10 – Градуювальний графік визначення концентрації Cr
48
Отже, за градуювальник графіком визначено вміст іонів хрому (VI) в пробах
стічної води до та після її очистки бентонітовими глинами.
Резутьтати досліджень наведенно в таблиці 2.2.
Таблиця 2.2 – Результати досліджень стічної води до очистки та після
очистки бентонітовими глинами
Показники дослідження СВ
До очищення Після очищення
0,186
Ступінь
0,189
очистки,
Оптична густина, D 0,202 Оптична густина, D %
0,192
0,196
0,366 37
6+ 6+ 0,372 35,8
Концентрація Cr Концентрація Cr
за калібрувальним 0,58 за калібрувальним
0,378 34,8
графіком m, мг графіком m, мг
0,382 34,1
Об’єм води взятої Об’єм води взятої
10 10
для аналізу, мл для аналізу, мл
49
Вміст іонів хрому у пробі, з урахуванням розведення обчислюємо за
формулою (2.1):
0,58 50
C 2,9 мг / дм3 ;
вих
10
0,366 50
C 1,83 мг / дм3 ;
1
10
0,372 50
C 1,86 мг / дм3 ;
2
10
0,378 50
C 1,89 мг / дм3 ;
3
10
0,382 50
C 1,91мг / дм3.
4
10
Ступінь очищення визначаємо за формулою (2.2):
2,9 1,83
100 37% ;
1
2,9
2,9 1,86
100 35,8% ;
2
2,9
2,9 1,89
100 34,8% ;
3
2,9
2,9 1,91
100 34,1% .
4
2,9
Будуємо графік залежності ступеня очищення стічної води від її об’єму
(рисунок 2.11).
50
Рисунок 2.11 – Графік залежності ступеня очищення стічної води від її
об’єму
З рисунку 2.11 можна зробити висновок, що ступінь очищення стічної води
зменшується з більшенням об’єму проб стічної води.
Отже, дослідження сорбційної очистки стічних вод бентонітовими глинами
від іонів хрому (VI) показало, що природний сорбент має низький ступінь та
ефективність очищення стічних вод від іонів важких металів, що вказує на те, що
бентонітова глина потребує додаткової активації шляхом термічної обробки та
подальшої її модифікації хімічними реагентами з метою збільшення адсорбційної
здатності. Тому подальше експереминтальне пов’язане з модифікацією
бентонітової глини.
Процес взаємодії карбонатовмісної глини з розчином хлориду заліза (III)
відбувався з достатньою інтенсивністю за кімнатної температури.
Механізм взаємодії на прикладі хлориду заліза (ІІІ) можна зобразити
схемою:
FeCl3 + 3H2O → Fe(OH)3↓ + 3HCl
CaCO3MgCO3 + 2HCl → CaCl2MgCl2 +2 CO2↑ +2 H2O (2.3)
Процес одержання модифікованої глини можна зобразити схемою:
51
бічна грань монтморилоніту
Таким чином, у процесі модифікування бентонітової глини хлоридом
заліза(ІІІ) має місце як хімічна, так і поверхнева взаємодія глинистого мінералу з
модифікатором.
Експриметальне дослідження очистки стічних вод від іонів хрому (VI)
проведено згідно вище описаної модифікації глини.
Апробовані зразки модифікованого природного сорбенту щодо поглинання
іонів хрому (VI) зображено на рисунку 2.9.
Рисунок 2.12 – Апробовані зразки модифікованої глини щодо поглинання іонів
хрому (VI)
52
Результати дослідження оптичної густини стандартних розчинів надано в
таблиці 2.3.
Таблиця 2.3 – Результати дослідження оптичної густини стандартних
розчинів
6+ 3
С(Cr ), мг/дм 0,0 0,02 0,04 0,1 0,2 0,3 0,4
Оптична
0,0 0,004 0,020 0,045 0,086 0,10 0,137
густина, D
За результатами даних таблиці 2.3 будуємо градуювальник графік для
подальшого визначення іонів хрому (VI) в стічних водах ( рисунок 2.13).
6+
Рисунок 2.13 – Градуювальний графік визначення концентрації Cr
6+
Для подальшої очистки стічних вод віл іонів Cr використано модифіковані
зразки бентонітових глин Черкаського родовища, а саме глину після термічної
обробки (t=110°C), обробки хімічним реагентом FeCl3, а також комбіновано-
модифіковану глину (FeCl3+t°C).
53
Резутьтати ексриментальних досліджень подано в таблиці 2.4.
Таблиця 2.4 – Експериментальні дані очистки стічних вод від іонів хрому
(VI) модифікованими бентонітовими глинами
Показники дослідження СВ
До очищення Після очищення
Глина 0,168
глина після тер
модифікації 0,136
Ступінь
(t=110°C)
Оптична густина, очистки,
0,202 глина після
D 0,015 %
модифікації FeCl3
глина після
модифікації 0,0027
(FeCl3+t°C)
Глина 0,482 16,9
глина після тер
модифікації 0,391 32,78
6+
Концентрація Cr (t=110°C)
за калібрувальним 0,58 глина після
0,031 94,6
графіком m, мг модифікації FeCl3
глина після
модифікації 0,0135 97,67
(FeCl3+t°C)
Об’єм води взятої
10 10
для аналізу, мл
Вміст іонів хрому у пробі, з урахуванням розведення обчислюємо за
формулою (2.1):
54
0,58 50
C 2,9 мг /дм3 ;
вих
10
0,482 50
C 2,41 мг /дм3 ;
1
10
0,39150
C 1,95мг /дм3 ;
2
10
0,03150
C 0,155мг /дм3 ;
3
10
0,0135 50
C 0,0675мг /дм3.
4
10
Ступінь очищення стічної води за допомогою модифікованих природних
сорбентів визначаємо за формулою (2.2):
2,9 2,41
1 100 16,93%;
2,9
2,9 1,95
2 100 32,78%;
2,9
2,9 0,155
3 100 94,6% ;
2,9
2,9 0,0675
4 100 97,67% .
2,9
Отже, було проведено серію експериментальних досліджень з
використанням модифікованої бентонітової глини взятої з Черкаського родовища.
В ході дослідження було визначенно що, модифікована глина має високу
поглинальну здатність до іонів хрому (VI), а саме після термічної модифікації
(t=110°C) ступінь поглинання становить 32,78%; після хімічної обробки FeCl3
одержано високий ступінь поглинання, що складає 94,6%; після комбінованої
модифікації (FeCl3+t°C) бентонітова глина характеризується високим
ступіньемпоглинання – 97,67%. Запропонований метод очистки стічних вод від
іонів важких металів модифікована бентонітовими глинами показав досить високу
ефективність природних сорбентів, що мають високу сорбційну здатність,
гідрофільність, високу дисперсну здібність до адсорбції, високий ступінь
набрякання, із економічної точки зору є вигідним.
55
2.4 Експериментальне дослідження ефективності очистки стічних вод від
іонів алюмінію (III) та купруму (II) бентонітовими глинами
Для експриментального визначення іонів алюмінію (III) та купруму (II) в
стічних водах використовують фотоколометричний метод для побудови
градуювального графіка.
Для подальшого дослідження зважуємо 30г бентонітової глини, та обережно
3
засипаємо її у колонку. Модельний розчин, що містить 10 мг/дм іонів алюмінію
заливаємо в аспіратор, що стоїть над колонкою. Подаємо розчин з аспіратора у
колонку з фільтруючий шар, через гумову трубку, зі швидкістю 5 м/год. Фільтрат
3 3
збираємо у колбу ємкістю 250 см . Всього відбираємо 4 проби по 250 см .
3
Будуємо калібрувальний графік.. У мірні колби на 50 см поміщають 0,5;
3
1,0; 2,0; 3,0; 4,0; 5,0; 7,0 см робочого стандартного розчину, що відповідає 1,0;
2,0; 4,0; 6,0; 8,0; 10,0; 14,0 мкг алюмінію, додають у колби дистильованої води до
3 3
об’єму приблизно 20-25 см , приливають 1 см розчину (NH4)2SO4, перемішують,
3
додають 25-30 мг аскорбінової кислоти, перемішують додають 2 см розчину
3
алюмінону. Розчин знову перемішують, через 3-5 хв приливають 10 см
ацетатного буфера та доводять об’єм розчину до мітки дистильованою водою.
Через 20 хв вимірюють оптичну густину розчину приλ= 525-540 нм у кюветі 3 см
відносно холостої проби. Холоста проба готується наступним чином: у мірну
3 3 3
колбу місткістю 50 см поміщають 25 см дистильованої води, додають 1 см
розчину (NH4)2SO4, перемішують, додають 25-30 мг аскорбінової кислоти,
3
перемішують, додають 2 см розчину алюмінону. Розчин знову перемішують,
3
через 3-5 хв приливають 10 см ацетатного буфера та доводять об’єм розчину до
мітки дистильованою водою. Аналіз зі стандартними розчинами алюмінію
повторюють ще 2-3 р. Будують калібрувальний графік залежності оптичної
густини розчинів від кількості алюмінію, відкладаючи по осі абсцис кількість
алюмінію у мкг, а по осі ординат – значення оптичної густини. Графік повинен
мати прямолінійний характер.
56
3 3
Аналіз проб води. У мірну колбу 50 см поміщають 25 см обробленої
аскорбіновою кислотою (25-30 мг) води (якщо масова концентрація алюмінію у
3 3 3
воді більше ГДК 0,5 мг/дм , то на аналіз слід брати 10 см води), приливають 1 см
3
розчину (NH4)2SO4, перемішують і додають 2 см розчину алюмінону. Розчин
3
знову перемішують, через 3-5 хв приливають 10 см ацетатного буфера та
доводять об’єм розчину до мітки дистильованою водою. Через 20 хв. вимірюють
оптичну густину розчину при = 525-540 нм у кюветі 3 см відносно холостої
проби.
Вміст алюмінію визначають за градуювальним графіком.
Вміст алюмінію у пробі, з урахуванням розведення обчислюємо за
формулою:
50 3
C , мг/дм (2.1)
3+
де α – вміст Al , визначений за допомогою калібрувального графіку,
3
мг/дм ;
3
γ – об'єм води, взятої для аналізу, см .
Ефективність очищення визначаємо за формулою:
CП С К 100, % , (2.2)
СП
3+ 3
де СП – концентрація Al у модельному розчині, мг/дм ;
3+ 3
СК – концентрація Al після очищення, мг/дм .
3
В кожну з восьми мірних колб, ємкістю 50 см вносимо піпеткою
3
стандартний робочий розчин відповідно по 1,0; 2,0; 3,0; 4,0; 5,0; 6,0; 7,0; 8,0 см .
3 3 3
Добавляємо в кожну колбу 5 см розчину трилону Б, 0,5 см розчину аміаку, 5 см
3
розчину диетилдитіокарбамату натрію і доводимо до об’єму 50 см
дистильованою водою. Розчини добре перемішуємо. Концентрація міді в колбах
3
відповідно буде дорівнювати: 0,2; 0,4; 0,6; 0,8; 1,0; 1,2; 1,4; 1,6 мг/дм . Залишаємо
розчини на 15 хвилин.
57
Почергово вносимо в кювету, з товщиною поглинаючого шару 20 мм,
контрольні розчини, приготовлені в п. 4. В другу кювету, з товщиною
поглинаючого шару 20 мм, вносимо розчин порівняння, приготовлений в п. 5. На
КФК-2 при довжині хвилі – 490 нм і чуттєвості приладу – 2, виміряємо оптичну
густину розчинів.
2+
Експриметальне дослідження очистки стічних вод від іонів купруму (Сu )
проведено згідно вище описаної модифікації глини.
Апробовані зразки модифікованого природного сорбенту щодо поглинання
2+
іонів купруму (Сu ) зображено на рисунку 2.14.
Рисунок 2.14 – Апробовані зразки модифікованої глини щодо поглинання
2+
іонів купруму (Сu )
За даними оптичної густини розчинів будуємо калібрувальний графік. На
осі х відкладаємо значення концентрації розчинів, на осі у – оптичну густину
розчинів.
Результати фотоколометричного дослідження оптичної густини для серії
стандартних розчинів подано в таблиці 2.5.
58
Таблиця 2.5 – Результати дослідження оптичної густити для серії
стандартних розчинів
Концентрація іонів
0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6
2+ 3
Cu , мг/дм
Оптична густина,D 0,058 0,120 0,175 0,230 0,288 0,349 0,412 0,462
За даними таблиці 2.15 будуємо калібрувальний графік в координатах
2+
оптична густина – концентрація іонів купруму (Сu )
Рисунок 2.15 – Калібрувальний графік для визначення концентрації
2+
купруму (Сu )
Калібрувальна крива прокладається таким чином, щоб найбільша кількість
точок розташовувалися на лінії, а решта – поблизу неї, рівномірно відхиляючись
від неї. Окремі точки, що значно відхиляються від калібрувальної кривої, є
наслідком грубих помилок під час визначення, виключаються із обліку.
59
Розташування кривої має бути таким, щоб вона виходила із нульової
відмітки під кутом приблизно 45° до осей координат, адже за таких умов
досягається найбільша точність вимірювань. Цьому сприяє також вибір достатньо
великого масштабу.
За отриманим даними будують калібрувальний графік на міліметровому
папері. На осі абсцис позначають значення концентрацій в г/л, на осі ординат –
середні значення екстинкції для кожної концентрації білку. Через отримані точки
проводять пряму лінію. Побудова калібрувального графіка проводиться не менше,
ніж за 5 точками.
Побудова калібрувальної кривої залежить від умов, що можуть впливати на
її розміщення відносно осей системи координат, тобто, на порушення прямої
залежності між концентрацією та величиною екстинкці.
Отже, не дивлячись на те, що при побудові калібрувального графіку дві
точки випали з графіку, даний графік можна використовувати для визначення
2+
іонів купруму (Cu )у стічній воді.
2+
Для подальшої очистки стічних вод від іонів купруму (Сu ) використано
модифіковані зразки бентонітових глин Черкаського родовища, а саме глину
після термічної обробки (t=120°C), обробки хімічним реагентом FeCl3, а також
комбіновано-модифіковану глину (FeCl3+t°C).
Резутьтати ексриментальних досліджень подано в таблиці 2.6.
60
Таблиця 2.6 – Експериментальні дані очистки стічних вод від іонів купруму
2+
(Сu ) модифікованими бентонітовими глинами
Показники дослідження СВ
До очищення Після очищення
Глина 0,045
глина після тер
модифікації 0,075
Ступінь
(t=120°C)
очистки,
Оптична густина, D глина після
0,065 %
модифікації FeCl3
глина після
модифікації 0,033
(FeCl3+t°C)
Глина 0,15 42,5 %
глина після тер
модифікації 0,25 87,5%
2+
Концентрація Cu за (t=120°C)
калібрувальним графіком m, глина після
0,21 89,5%
мг модифікації FeCl3
глина після
модифікації 0,11 94,5%
(FeCl3+t°C)
Об’єм води взятої для
аналізу, мл 10
Вміст іонів купруму у пробі, з урахуванням розведення обчислюємо за
формулою (2.1):
61
0,15 50
Cвих 0,75 мг /дм
3 ;
10
0,25 50
C1 1,25 мг /дм
3 ;
10
0,1150
C2 0,55мг /дм
3 ;
10
0,2150
C3 1,05мг /дм
3 ;
10
Ступінь очищення стічної води за допомогою модифікованих природних
сорбентів визначаємо за формулою (2.2):
5 0,75
1 100 42,5%;
10
10 1,25
2 100 87,5%;
10
10 1,05
3 100 89,5% ;
10
10 0,55
4 100 94,5%.
10
Отже, було проведено серію експериментальних досліджень з
використанням модифікованої бентонітової глини взятої з Черкаського родовища.
В ході дослідження було визначенно що, модифікована глина має високу
поглинальну здатність до іонів купруму (II), а саме після термічної модифікації
(t=110°C) ступінь поглинання становить 87,5%; після хімічної обробки FeCl3
одержано високий ступінь поглинання, що складає 89,5%; після комбінованої
модифікації (FeCl3+t°C) бентонітова глина характеризується високим
ступіньемпоглинання – 94,5%.
62
Експриметальне дослідження очистки стічних вод від іонів алюмінію (III)
проведено згідно методики.
Рисунок 2.16 – Апробовані зразки модифікованої глини щодо поглинання
іонів алюмінію (III)
За даними оптичної густини розчинів будуємо калібрувальний графік. На
осі х відкладаємо значення концентрації розчинів, на осі у – оптичну густину
розчинів.
За даними будуємо калібрувальний графік в координатах оптична густина –
концентрація іонів алюмінію (III)
63
Рисунок 2.17 – Калібрувальний графік для визначення концентрації
алюмінію (III)
Для подальшої очистки стічних вод від іонів алюмінію (III) використано
модифіковані зразки бентонітових глин Черкаського родовища, а саме глину
після термічної обробки (t=120°C), обробки хімічним реагентом FeCl3, а також
комбіновано-модифіковану глину (FeCl3+t°C).
Резутьтати ексриментальних досліджень подано в таблиці 2.7.
64
Таблиця 2.7 – Експериментальні дані очистки стічних вод від іонів
алюмінію (III) модифікованими бентонітовими глинами
Показники дослідження СВ
До очищення Після очищення
Глина 0,15
глина після тер
модифікації 0,22
Ступінь
(t=120°C)
очистки,
Оптична густина, D глина після
0,16 %
модифікації FeCl3
глина після
модифікації 0,16
(FeCl3+t°C)
Глина 0,2 40,0 %
глина після тер
модифікації 0,29 85,5%
Концентрація алюмінію (III) (t=120°C)
за калібрувальним графіком глина після
0,21 89,5%
m, мг модифікації FeCl3
глина після
модифікації 0,21 89,5%
(FeCl3+t°C)
Об’єм води взятої для
аналізу, мл 10
Вміст іонів алюмінію (III) у пробі, з урахуванням розведення обчислюємо за
формулою (2.1):
65
0,2 50
Cвих 1 мг /дм
3 ;
10
0,29 50
C1 1,45мг /дм
3 ;
10
0,2150
C2 1,05мг /дм
3 ;
10
0,2150
C3 1,05мг /дм
3 ;
10
Ступінь очищення стічної води за допомогою модифікованих природних
сорбентів визначаємо за формулою (2.2):
51
1 100 40,0%;
10
10 1,45
2 100 85,5%;
10
10 1,05
3 100 89,5% ;
10
10 1,05
4 100 89,5%.
10
Отже, було проведено серію експериментальних досліджень з
використанням модифікованої бентонітової глини взятої з Черкаського родовища.
В ході дослідження було визначенно що, модифікована глина має високу
поглинальну здатність до іонів алюмінію (III), а саме після термічної модифікації
(t=110°C) ступінь поглинання становить 85,5%; після хімічної обробки FeCl3
одержано високий ступінь поглинання, що складає 89,5%; після комбінованої
модифікації (FeCl3+t°C) бентонітова глина характеризується високим
ступіньемпоглинання – 89,5%.
66
2.5 Загальна характеристика методу відновлюваної очистки
Методи відновлюваної очистки стічних вод використовуються в тих
випадках, коли вони в собі містять легко відновлювані речовини. Вони широко
використовують для видалення із стічних вод сполук хрому, ртуті, миш'яку.
Миш'як у стічних водах знаходиться у вигляді кисневмісних молекул, а
- 3-
також у вигляді аніонів тіосолі AsS2 , АsSз . Найбільш поширеним способом
видалення миш'яку зі стічних вод є осадження його у вигляді важкорозчинних
сполук. При великих концентраціях миш'яку (до 110 г/л) метод очищення
заснований на відновленні миш'якової кислоти до миш'яковистої діоксидом сірки.
Миш'яковиста кислота має невелику розчинність в кислому та нейтральному
середовищах і осідає у вигляді триоксид миш'яку.
Для відновлення часто використовують розчини гідросульфіта (бісульфіта)
натрію:
4H2CrO4 +6NaHSO3 +3H2SO4 → 2Cr2(SO4)3 +3Na2SO4 +10Н2О (2.4)
Реакція протікає досить швидко при рН = 3-4 і надлишку сірчаної кислоти.
Для осадження тривалентного хрому застосовують лужні реагенти Са(ОН)2,
NaOH та ін (оптимальне значення рН для осадження 8-9,5):
3 + -
Сr + 3 ОН → Сr(ОН)3 (2.5)
Гарні результати виходять при використанні в якості відновника сульфату
заліза FeSO4. Процес можна проводити як в кислому, так і в лужному середовищі:
2CrO3 +6FeSO4 +6H2SO4 → 3Fe2 (SO4)3 + Сr2(SO4)3 +6Н2О, (2.6)
2CrO3 +6FeSO4 +6Ca(OH)2 +6H2O → 2Cr(OH)3 +6Fe(OH)3 +6CaSO4 (2.7)
Витрата FeSO4 залежить від рН середовища і концентрації хрому. Найбільш
сприятливі умови проведення процесу: температура 20 °С, рН7 і витрата FeSO4 в
1,3 разів більше стехіометричного.
Відновлення діоксидом сірки відбувається за схемою:
67
SO2 + H2O → H2SO3,
2CrO3 +3H2SO3 → Cr2(SO4)3 +3H2O (2.8)
Час, необхідний для повного відновлення Cr (VI) залежить від вмісту його у
воді. Наприклад, при рН=3 для зменшення концентрації Cr (VI) в розчині від 30
3 3
до 5 мг/дм потрібно 1 хв, а від 5 до 0,1 мг/дм – 35 хвилин.
У присутності соди у стічних водах хром повністю видаляється з них:
6Na2CrO4 + SO2 + Na2CO3 + nH2O → Сr2O3 ∙ nH2O +3Na2SO4 + CO2 (2.9)
Процес відновлення проводять при 90°С. Після відділення осаду
фільтруванням у стічних водах залишається тільки сульфат натрію. Осад
прожарюють при високій температурі з метою отримання стандартного оксиду
хрому.
Можна використовувати в якості відновника і гідросульфіт цинку або суміш
його з вапном у різних співвідношеннях а також сполуки, що в наявності мають
фосфор Р (1) , водень, аміак, природний газ,деревне вугілля та інші.
Використовують також осадження Cr (VI) у вигляді нерозчинних з'єднань
3+
без попереднього відновлення його до Сr наприклад, ацетатом барію. В такому
випадку Cr (VI), осідає у вигляді хромату барію. Плюсом цього методу є
2-
можливість одночасного очищення стічних вод і від іонів SO4 .
2.6 Експериментальне дослідження ефективності очистки стічних вод
методом відновлення
Для проведення експреминтального дослідження в три мірні колби на 100
3 3 6+ 3
см добавляють 1 см розчину Cr (С=1,0722 г/дм ), доводимо до мітки. Вміст
3
колб переносять в конічні колби на 250 см , в кожну колбу вносять розбавлений
3 3 3
розчин FeSO4∙7H2O: в І 8,8 см ; в ІІ – 5,9 см ; в ІІІ – 6,0 см . В ці ж колби вносимо
3 3 3
Са(ОН)2 в І – 3,0 см ; в ІІ – 1,6 см ; ІІІ – 1,8 см . Кожну колбу фільтрують за
68
3
допомогою фільтра «синя стрічка». Потім піпеткою Мора відбирають по 10 см в
3 3
мірні колби на 50 см додаємо в кожні колби 10 см дистильованої води, 0,5 мл
сульфатної кислоти (1:1), 0,15 мл фосфатної кислоти, доводять об'єм
дистильованою водою до 50 мл та перемішують. Добавляють 1мл 0,5%-го
розчину дифенілкарбазиду і знову перемішують. Через 5-10 хв фотометрують із
зеленим світлофільтром (540 нм) у кюветі з товщиною шару 3 см порівняно з
дистильованою водою.
Отримані результати експриметнальних досліджень подано в таблицю 2.5.
Вміст хрому визначають за градуювальним графіком.
Вміст іонів хрому у пробі, з урахуванням розведення обчислюємо за
формулою:
50 3
C , мг/дм , (2.10)
6+
де α – вміст Cr , визначений за допомогою калібрувального графіку,
3
мг/дм ;
3
γ – об'єм води, взятої для аналізу, см .
Ефективність очищення визначаємо за формулою:
C С
П К 100, % , (2.11)
СП
6+ 3
де СП – концентрація Cr у модельному розчині, мг/дм ;
6+ 3
СК – концентрація Cr після очищення, мг/дм .
Реакція відновлювального осадження іонів хрому протікає за наступною
схемою:
CrO3 + 3FeSO4 + 3Ca(OH)2 + 3H2O = Cr(OH)3 + 3Fe(OH)3 + 3CaSO4 (2.11)
2+
Розрахунок вмісту Са проводимо за формулою:
69
V1 C M 1000C , (2.12)
V
3
де V1 – об’єм розчину трилону Б, дм ;
3
C – концентрація розчину Ca(OH)2, моль/дм ;
3
V – об’єм розчину Ca(OH)2, дм ;
M – моляра маса трилону Б, г/моль.
20,8 0,1 20,04 1000
C 833,7 мг/дм3 .
50
Розрахунок Ca(OH)2 проводимо наступним чином:
Са – Ca(OH)2
40,08 – 74,08
3
833,7 мг/дм – х
833,7 74,08
x 1540,9 мг/дм3
40,08
3
1 см – 1,541 мг Ca(OH)2
CrO3 – 3Ca(OH)2
100 – 3 74,08
3
1,0722 г/дм – х
1,0722 74,08 3
x 2,38 мг/дм3
100
3
1 см – 2,38 мг Ca(OH)2
3
1,553 мг – 1 см
2,38 мг – х
2,38
x 1,6 мг/дм3
1,553
Розрахунок FeSO4:
70
CrO3 – 3FeSO4
100 – 3 151,9
3
1,0722 г/дм – х
1,0722 151,9 3
x 4,8860 мг/дм3
100
x 1,3 4,8860 6,3518 мг/дм3
3
6351,8 мг – 1000 см
3
6,3518 – 1 см
3 3
10 % розчин FeSO4 – 110 г/дм (110000 мг/дм ) (довідникові дані):
3
1 см – 1,1 мг FeSO4
х – 6,3518
3
х=5,8 см FeSO4.
Розрахунок початкового вмісту Cr (IV) у вихідному розчині:
3
1,0722 мг – 100 см
3
х – 1000см
3
х=10,722 мг/дм
6+
CrO3 – Cr
100 – 52
3
10,722 мг/дм – х
10,722 52 3
х= 5,57 мг/дм .
100
Вміст іонів хрому у пробі, з урахуванням розведення обчислюємо за
формулою (2.10):
71
0,215 50
C1 2,15 мг / дм
3 ;
5
0,248 50
C2 2,48 мг / дм
3 ;
5
0,186 50
C3 2,95 мг / дм
3 .
5
Ступінь очищення визначаємо за формулою (2.11):
5,57 2,15
1 100 61% ;
5,57
5,57 2,48
2 100 55,5% ;
5,57
5,57 2,95
3 100 47%.
5,57
Дані розрахунку подано в таблицю 2.9
Таблиця 2.9 – Експериментальні дані відновлювальної очисти стічних вод
Показник Проба 1 Проба 2 Проба 3
3
Об’єм FeSO4, см 8,8 5,9 6
3
Об’єм Са(ОН)2, см 3,0 1,6 1,8
3
Аліквота, см 10 10 10
Оптична густина, D 0,6 0,710 0,850
6+ 3
Концентрація Cr за графік мг/дм 0,215 0,251 0,295
6+
Концентрація Cr з урахуванням
2,15 2,48 2,95
3
розведення, мг/дм
Ступінь очищення, , % 61 55 47
72
За отриманими даними будуємо графік залежності ступеня очищення
проби від кількості розчину FeSO4∙7H2O (рисунок 2.18).
Рисунок 2.18 – Залежність ступеня очищення проби від кількості розчину
FeSO4∙7H2O
Отже, метод очистки стічних вод від іонів Cr (IV) відновленням FeSO4, цей
метод досить ефективно очищає стічну воду від іонів хрому (VI). При підвищенні
концентрації розчину FeSO4 і концентрації Са(ОН)2 збільшується ступінь
очищення, при зниженні температури ступінь очищення знижується.
73
ВИСНОВКИ
Основними джерелами забруднення і засмічення водойм є недостатньо
очищені стічні води промислових і комунальних підприємств. Забруднення води
відбувається внаслідок надходження у водойми зі стічними водами різних
шкідливих домішок неорганічної (кислоти, мінеральні солі, луги тощо) й
органічної природи (нафта й нафтопродукти, органічні сполуки, поверхнево-
активні речовини, миючі засоби, пестициди тощо).
На сьогодні застосовують різні способи очищення стічних вод: механічні,
хімічні, біологічні, фізичні. Жоден спосіб не може забезпечити випуск очищених
стічних вод у водойми, і тільки в комбінації можливе очищення стічних вод від
важких металів, що відповідають сучасним екологічним вимогам.
В роботі було досліджено фізико-хімічні методи і їх ефективність очистки
стічних вод від іонів важких металів.
До фізико-хімічних методів очищення стічних вод відносяться коагуляція,
флотація, адсорбція, іонний обмін, екстракція, ректифікація, випарювання,
дистиляція (випаровування), гіперфільтрація (зворотний осмос) і
ультрафільтрація, кристалізація, а також методи, пов'язані з накладанням
електричного поля-електрокоагуляція, електрофлотація, електроліз і ін Ці методи
використовують для видалення із стічних вод тонкодисперсних зважених твердих
і рідких частинок, розчинних газів, мінеральних і органічних речовин.
Вибір того або іншого методу очищення (або декількох методів) роблять з
урахуванням і технологічних вимог, пропонованих до очищених виробничих
стічних вод з метою подальшого їхнього використання, а також з урахуванням
кількості стічних вод і концентрації забруднень у них, наявності необхідних
матеріальних і енергетичних ресурсів і економічності процесу.
Адсорбційні методи широко застосовують для глибокого очищення стічних
вод від розчинених органічних речовин після біохімічного очищення, а також у
локальних установках, якщо концентрація цих речовин у воді невелика і вони
74
біологічно не розкладаються або є сильно токсичними. Застосування локальних
установок доцільне, якщо речовина добре адсорбується при невеликій питомій
витраті адсорбенту.
Перевагами застосування адсорбційних матеріалів є: 52 природні сорбенти
широко розповсюджені в Україні; природні сорбенти є доступним, недорогим
матеріалом; адсорбційні технології з використанням природних дисперсних
сорбентів забезпечують високу ступінь очищення; відпрацьований природний
адсорбент необхідно утилізувати шляхом застосування в технологіях отримання
інших продуктів, він не потребує регенерації.
Бентонітові глини є промислово цінними завдяки їх фізико-хімічним
властивостям: гідрофільності, високої дисперсної здібності до адсорбції,
набрякання, не токсичності. Глини мають особливу будову, велику питому
поверхню, здатність до іонного обміну, тому вони знайшли широке застосування
в різних галузях промисловості.
В ході дослідження було проведено серію експериментальних досліджень з
використанням бентонітової глини взятої з Черкаського родовища. Очистка
стічних вод бентонітовими глинами від іонів хрому (VI), алюмінію (III) та
купруму (II показала, що природний сорбент має низький ступінь очищення
стічних вод від іонів важких металів, а саме середнє відсоткове значення
становить – 39.31%. Бентонітова глина потребує додаткової активації, шляхом
термічної обробки і певних маніпуляцій з метою збільшення адсорбційної
здатності.
Для модифікування бентонітової глини використовували: метод
модифікування температурний (t=120°C), шляхом хімічної обробки FeCl3,
комбінована модифікація (FeCl3+t°C).
В ході дослідження було визначенно що, модифікована глина має високу
поглинальну здатність від іонів хрому (VI), алюмінію (III) та купруму (II). Після
термічної модифікації (t=120°C) ступінь поглинання становить 32,78%; після
модифікації шляхом хімічної обробки FeCl3 ступінь поглинання є досить
75
високим, а саме 94,6%; після комбінованої модифікації (FeCl3+t°C) ступінь
очистки стічних вод від іонів хрому (VI) 97,67%, що вказує на високу
ефективність запропонованого методу.
Для модифікування бентонітової глини використовували: метод
модифікування температурний (t=110°C), шляхом хімічної обробки FeCl3,
комбінована модифікація (FeCl3+t°C).
В ході дослідження було визначенно що, модифікована глина має високу
поглинальну здатність від іонів хрому (VI), алюмінію (III) та купруму (II). Після
термічної модифікації (t=120°C) ступінь поглинання становить 32,78%; після
модифікації шляхом хімічної обробки FeCl3 ступінь поглинання є досить
високим, а саме 94,6%; після комбінованої модифікації (FeCl3+t°C) ступінь
очистки стічних вод від іонів хрому (VI) 97,67%, що вказує на високу
ефективність запропонованого методу.
2+
Ступінь очищення стіної води від іонів купруму (Cu ) бентонітовою
глиною після термічної модифікації (t=110°C) ступінь поглинання становить
87,5%; після хімічної обробки FeCl3 одержано високий ступінь поглинання, що
складає 89,5%; після комбінованої модифікації (FeCl3+t°C) бентонітова глина
характеризується високим ступінєм поглинання, а саме 94,5%.
Ступінь очищення стічної води від іонів алюмінію (III) після термічної
модифікації (t=110°C) ступінь поглинання становить 85,5%; після хімічної
обробки FeCl3 та (FeCl3+t°C) бентонітова глина характеризується високим
ступенем поглинання – 89,5%.
Отже, застосування фізико-хімічних методів для очищення стічних вод має
ряд переваг у використанні: можливість видалення зі стічних вод токсичних,
біохімічних органічних забруднень, що не окисляються; досягнення більш
глибокого і стабільного ступеня очищення порівняно з іншими методами очистки;
можливість очистки від декількох компонентів одночасно; можливість
рекуперації речовин; доступність матеріалів.
76
ПЕРЕЛІК ПОСИЛАНЬ
1. Шалбуев Д. В. Практикум по оценке качества сточных вод на кожевенно-
меховых предприятиях / Шалбуев Д. В. – Улан-Удэ: Изд-во ВСГТУ, 2006. – 77 с.
2. Проскуряков В.А. Очистка сточних вод в химической промышленности /
В.А. Проскуряков, Л.И. Шмидт. – Л.: «Химия», 1977. – 464 с.
3. Вихрев В.Ф. Водоподготовка: Учебник для вузов / В.Ф. Вихрев, М.С.
Шкроб . – Изд. 2-е, перераб. и доп. М.: Энергия, 1973. − 416 с.
4. Петрук В. Г., Васильківський І. В. Навчальний побібник / Нормування
антропогенного навантаження на навколишнє середовище. Курсове проектування:
навчальний посібник. – Вінниця: ВНТУ, 2015.– 112 с.
5. Красавцев Г.Н., Ильичев Ю.И., Кашуба А.И. – М.: Рациональное
использование и защита водных ресурсов в черной металлургии / Металлургия,
1989. – 288с.
6. Правила приймання стічних вод підприємств у комунальні та відомчі
системи каналізації населених пунктів України від 19.02.2002р. №37.
7. Войцицький А. П. Нормування антропогенного навантаження на природне
середовище: Навч. посіб. / А. П. Войцицький, С. В. Скрипниченко. − Житомир:
ЖТДУ, 2007. – 201 с.
8. Костюк В.І., Карнаух Г.С. Очистка сточных вод машиностроительных
предприятий / В.І. Костюк, Г.С. Карнаух − Киев: Техника, 1990. − 120 с.
9. Яковлев, С. В. Канализация / С. В. Яковлев, Я. А Карелин, А. И. Жуков, С.
К. Колобанов. – 5-е изд., перер. и доп. – М.: Стройиздат, 1975. – 632 с.
10. О.А. Петухова, С.А. Горносталь. Інженерні мережі та комунікації частина
III водовідведення.– М.: Харків, 2010.– 31с.
11. Айрапетян Т.С. Очистка побутових стічних вод. Конспект лекцій. – М.:
Харків, 2014. – 9- с.
77
12. Інженерна геологія та охорона навколишнього природного середовища \ І. І.
Ваганов, І. В. Маєвська, М. М. Попович. [Електронний ресурс]. – Режим доступу:
http://posibnyky.vntu.edu.ua/geologiya/index.html
13. Запольський А.К., Мішкова-Клименко М.А., Астрелін І.М. та ін. Фізико-
хімічні основи технології очищення стічних вод. – К.: Лібра, 2000. – 552 с.
14. Тугай А.М., Орлов В.О. Водопостачання. Підручник. – К.: Знання, 2009. -–
735 с.
15. Косогіна І.В. Ресурсозберігаючі технології коагуляційного очищення
стічних вод / І. В. Косогіна, І. М. Астрелін. – О.: Екологія, 2011. – 132 с.
16. Яковлев С.В. Канализация / Яковлев С. В., Карелин Я. А., Жуков А. И.,
Колобанов С. К. – М.: Стройиздат, 1975. – 632 с.
17. Кульский Л.А. Основы химии и технологии воды / Л.А. Кульский, К.:
Наукова думка, 1991. − 568 с.
18. Яковлев С.В. Очистка сточных вод предприятий химико- фармацевтической
промышленности / С.В.Яковлев, Т.А.Карюхина, С.А.Рыбаков и др. – М.:
Стройиздат, 1985. – 250 с.
19. Шнерх С.С. До питання про стандарти якості води / Шнерх С.С.,Гранопс
М.М., Мацієвська О.О. // Вісник Державного університету «Львівська
політехніка». – Ч2.– 1996. – С. 94−96.
20. Кульский Л.А., Строкач П.П. Технологии очистки природных вод / Л.А.
Кульский, П.П. Строкач. − Киев: Вища школа, 1981. – 326 с. 169. Моніторинг
довкілля. Підручник в 2-х т., Т.1. / А.К. Запольський, А.П. Войцицький, І.А.
Пількевич та ін. – Кам'янець - Подільський: ПП «Медобори - 2006»,−2012.−408 с.
21. Запольський А.К., Войцицький А.П., Пількевич І.А. та ін. Моніторинг
довкілля. Підручник в 2-х т., Т.1. / – Кам'янець - Подільський: ПП «Медобори -
2006»,−2012.−408 с.
22. Липунов И.Н. Основы химии и микробиологии природных и 308 сточных
вод: Учебное пособие / Липунов И.Н. – Екатеринбург: УГЛТА, 1995. − 212 с.
78
23. Запольський А. К. Водопостачання, водовідведення та якість води/ Вища
школа, К.: 2005. – 671 c.
24. Воронов Ю. В. Водоотведение и очистка сточных вод: учеб. [для студ.
высш. учеб. завед.] / Ю. В. Воронов, С. В. Яковлев. – М.: Изд- во Ассоциации
строительных вузов, 2006. – 704 с.
25. Правова база з питань екології та охорони природного середовища. Збірник
нормативних актів станом на 1 березня 2001 р. / Укладач Камлик М.І. − К.: Атака,
2001. − 632 с.
26. Мальований М.С., Сакалова Г.В., Чорномаз Н.Ю. Перспективи
використання природних дисперсних сорбентів у водопідготовці харчових
виробництв // Тези доповідей міжнародної науково- технічної конференції
«Сучасні технології та обладнання харчових виробництв». − Тернопіль –ТНТУ ім.
Івана Пулюя. − 29−30 вересня 2011. − с. 230.
27. Алексеев М.И., Организация отведения (поверхностного и талого) стока с
урбанизированных территорий / М.И. Алексеев, А.М. Курганов. – М.: Изд. АСВ;
Спб; Спб ЧАСу, 2000. – 352 с.
28. Gupta V.K. Application of low-cost adsorbents for dye removal – A review
V.K., Suhas // Journal of Envieronmental Management. - 2009. - № 7. - р. 396-401.
29. Тарасевич Ю.И. Природные сорбенты в процесах очистки воды / Тарасевич
Ю.И. – К.: Наукова думка, 1981. – с. 208.
30. Таширев А.Б. Извлечение «смешанными микробными сообществами»
широкого спектра металлов из сточных вод г. Киева / А.Б. Таширев, В.М. Шевель
// Мікробіол. журн. – 2004. ‒ № 5. – С. 80–86.
31. Кочетов Г.М. Комплексная очистка сточных вод промышленных
предприятий с регенерацией тяжелых металлов / Г.М. Кочетов // Экотехнологии и
ресурсосбережение. – 2000. ‒ № 4. – С. 41–43.
32. Петрус Р., Мальований М., Варчол Й., Одноріг З., Петрушка І., Леськів Г.
Технології очищення стоків із застосуванням природних дисперсних сорбентів //
Хімічна промисловість України. – №2 (55). – 2003 – С.20–22.
79
33. Третинник В.Ю. Природные дисперсные минералы Украины и 297
перспективы их использования в технологии водоочистки / В.Ю. Третинник //
Химия и технология воды. – 1998. – Т.20. – №2. – С. 183−191.
34. Сухарев С.М., Чундак С.Ю., Сухарева О.Ю., Технологія та охорона
навколишнього середовища // Навчальний посібник для студентів вищих
навчальних закладів. – 2004. – с. 117-149.
35. Николадзе Г.И. Технология очистки природных вод. М.: Внсш. шк., 1987.
479 с.
36. СанПиН 2.1.4.559-96 “Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству
воды централизованных систем питьевого водоснабжения. Контроль качества”
(утв. Минздравом РФ 15.10.1998 г.)
37. Петрук В. Г., Северин Л. І., Васильківський І. В., Безвозюк І.І.
Природоохоронні технології. Методи очистки стічних вод – Вінниця : ВНТУ,
2014. – 150-160 с.