автореферат диссертации по строительству, 05.23.04, диссертация на тему:Феррореагентная очистка сточных вод, содержащих хром и взвешенные вещества, в схемах с магнитными фильтрами.

КИЇВСЬКИЙ ДЕРЖАВНИЙ ТЕХНІЧНИЙ УНІВЕРСИТЕТ БУДІВНИЦТВА І АРХІТЕКТУРИ

На правах рукогг

УДК Є л4

КУШКА ОЛЕКСАНДР МИКОЛАЙОВИЧ

ФЕРОРЄАГЕНТНА ОЧИСТКА СТІЧНИХ ВОД, ЯКІ ВМІЩУЮТЬ ХРОМ І ЗАВИСЛІ РЕЧОВИНИ, В СХЕМАХ З МАГНІТНИМИ ФІЛЬТРАМИ

05.23.04 — водопостачання, каналізація

АВТОРЕФЕРАТ

дисертації на здобуття наукового ступеня кандидата технічних наук

-У

Є

Київ - 1997

Дисертаційна робота виконана у Київському державному технічному університеті будівництва і архітектури.

Науковий керівник

— доктор технічних наук, професор Терновцев В.О.

— доктор технічних наук, професор Гіроль М.М.

Офіційні опоненти:

Провідна установа:

— кандидат технічних наук, доцент Малько В.Ф. ІКХХВ НАН України

Захист дисертації

відбудеться—^*^-¿/>><^1997 р. о <3 год. на

засіданні спеціалізованої ради Д 01. 18. 09 у Київському державному технічному університеті будівництва і архітектури за адресою : 252037, Київ-37, Повітрофлотський пр., 31.

З дисертацією можна ознайомитись в бібліотеці Київського державного технічного університету будівництва і архітектури.

Відгуки на автореферат просимо надсилати в двох екземплярах за підписом, завіреним печаткою, на адресу: 252037, м. Київ-37,

Повітрофлотський проспект, 31,КДТУБІА. Вчена рада.

Вчений секретар спеціалізованої ради,

кандидат технічних наук, професор

з

Загальна характеристика роботи

Актуальність. Гальванічне виробництво характеризується утворенням токсичних стічних вод, які містять іони важких металів, у тому мислі і шестивалентного хрому, що значно загострює екологічну ситуацію у країні.

Серед методів, що застосовують для очистки стічних вод даної категорії, сорбцію важких металів можна віднести до одного з найбільш ефективних. Можна інтенсифікувати процес видалення іонів хрому і завислих речовин із стічних вод при застосуванні ферореагентів. У цьому випадку застосування магнітних апаратів для видалення твердої фази поліпшує показники якості очищеної води та дозволяє здобувати шлам, що добре переробляється.

Дисертаційна робота присвячена проблемі ферореагентної очистки стічних вод, що містять хром і завислі речовини, за допомогою реагентів, вироблених з відходів виробництва.

Мета роботи — розробка комплексної технології очистки промивних стічних вод гальванічних цехів від іонів хрому і завислих речовин.

Завдання досліджень:

— визначення впливу фізико-хімічних і термодинамічних чинників при отриманні сорбентів на їхні магнітні та сорбційні властивості;

— вивчення умов інтенсифікації та оптимізації процесу здобуття ферореагентів з відаодів виробництва;

— знаходження параметрів процесу видалення завислих речовин та іонів хрому з промивної води;

— визначення умов використання магнітних фільтрів для очистки вод від твердої фази, яка представлена ферооксигідратними формами;

— розробка технологічної схеми очистки промивних вод від хрому і завислих речовин із застосуванням ферореагентів і магнітного фільтру;

— техніко-економічна оцінка запропонованих рішень.

Наукова новизна:

— визначено чинники, що впливають на отримання та зміну властивостей ферореагентів;

— вивчено вплив величини рИ розчину на сорбційні та магнітні характеристики ферореагентів, що отримуються;

— знайдено оптимальні умови для видалення завислих речовин та іонів Сг6* з промивних вод;

— визначено умови ефективного використання магнітних фільтрів у схемах очистки стічних вод гальванічних виробництв.

Практична цінність роботи:

— розроблено способи отримання ферореагентів, в тому числі з відходів виробництва;

— запропоновано спосіб, що інтенсифікує отримання ферореагенту, а також

спосіб його регенерації’; .

— розроблено методики інженерного розрахунку магнітного фільтру;

— запропоновано технологічну схему очистки стічних вод цехів гальванічних покриттів;

— річний економічний ефект від застосування технології на очисних спорудах з погодинною продуктивністю до 3 м3 дорівнює 17,6 тис. крб. за рік (у щ'нах 1984 р.).

Апробація роботи. Головні частини дисертаційної роботи викладено у доповідях на науково-технічних конференціях Київського державного технічного університету будівництва та архітектури у 1991-1993 роках; Всесоюзному науково-практичному семінарі “Створення технологій та устаткування для замкнутих маловідхідних технологій систем водневого господарства гальванічних виробництв" (м. Харків, 1989 р.); науковій конференції “Регіональні екологічні проблеми та шляхи їх вирішення" (м. Черкаси, 1990 р.); науково-практичному семінарі “Методи очистки стічних вод" (м. Іжевськ, 1990 р.); науково-практичній конференції “Будівельна наука України” (м. Київ, 1991 р.); XIII Всесоюзному семінарі “Хімія і технологія неорганічних сорбентів”, (м. Мінськ, 1991 р.); науково-практичній конференції “Передовий досвід проектування, будівництва; експлуатації локальних очисних споруд підприємств" (м. Санкт-Петербург, 1992 р.); у школі-семінарі товариства “Знання” України (м. Сімферополь,

4

1994 р.); Українсько-Польській конференції “Сучасні проблеми водопостачання і знешкодження стічних вод” (м. Львів, 1996 р.).

Публікації. За матеріалами дисертації опубліковано 5 друкованих робіт і отримано 9 авторських свідоцтв і патентів.

Зміст роботи

У першому рпялілі зроблено критичний аналіз сучасного стану очистки стічних вод гальванічних цехів від іонів шестивалентного хрому і завислих речовин.

Проаналізовано та систематизовано існуючі методи і устаткування, що використовується при иьому. Відзначено позитивні якості та недоліки діючих технологій. Відомі способи мають суттєві обмеження щодо застосування у схемах очистки стічних вод гальванічних цехів.

Показано доцільність застосування феротехнсшогій для очистки стічних вод даної групи. При цьому замість процесів відновлення відбувається сорбція хрому, що забезпечує зменшення часу на очистку, скорочення потрібної площі для розміщення обладнання. З'являється можливість застосування методу ферореагентної очистки стічних вод при реконструкції очисних споруд. Разом віддаляються іони хрому та завислі речовини колоїдної групи забруднень.

Досліджено і проаналізовано відомі способи отримання ферореагентів. Встановлено, що ефективність застосування феротехнологій залежить від якості використаних реагентів.

Зроблено огляд конструкцій магнітних апаратів, які застосовують для видалення феросуспензій, і способів регенерації насадок. Підкреслено надійність, простоту і якість магнітної сепарації.

Вивчено головні напрямки переробки шяамів гальванічних виробництв. Встановлено, що повторне використання шламів доцільніше в порівнянні з захоронениям — потребує менше коштів. Сформульовано цілі та завдання досліджень.

У другому розділі описано використані для досліджень пристрої та устаткування:

— установку для приготування суспензій ферореагентів, з терморегулятором;

— мікроелектрофоретичну чарунку прямокутної форми, виконану з кварцового скла та установку для визначення дзета-потенціалу часток суспензій; для проведення досліджень при значних сольових концентраціях (наприклад, виміри в лужному середовищі) чарунка має електролітичні ключі;

— установку для визначення магнітної сприйнятливості ферореагентів;

— фільтраційний стенд з магнітним фільтром.

Вихідні розчини двовалентного заліза, а також модельні колоїдні розчини готували за допомогою методик приготування розчинів для аналітичних робіт. і!

Концентрації складових частин розчинів визначали за стандартгійми методиками фотоколометричним методом на приладі ЛМФ-72. Експерименти проводили на модельних та виробничих суспензіях.

Для знаходження електрокінетичного потенціалу в мікроелектрофоретичній чаруніц визначали стаціонарні рівні за допомогою стандартної методики. Швидкість руху твердих часток заміряли на стаціонарному рівні. Електрокінетичний потенціал розраховували за перетвореним рівнянням Гельмгольиз-Смолуховського.

Питому магнітну сприйнятливість суспензій визначали методом, за яким вимірюється зростання ваги зразка, що міститься в середині соленоїда по його осі (так званий метод Гуї).

Визначення інтенсивності перемішування у лопатевих змішувачах робили за критерієм Кемпа — де Є — швидкісний градієнт (с'), 1 — час перемішування (с).

де N — потужність двигуна змішувача, Вт;

V — ємність змішувача, м3; її — динамічний коефіцієнт в'язкості, Па с; г — густина рідини, кг/м3; п — частота обертання, с';

— діаметр змішувача, м;

Рентгеноструктурний аналіз зразків здійснювали за допомогою діфрактометра ДРОН-3 з використанням картотеки АБТМ.

На пристрої магнітної фільтрації вивчали брудоємність насадки фільтра, зміну витрат напору в насади), коли міняються початкові умови. Варіювали швидкість фільтрування, концентрацію завислих речовин на вході до фільтру, водневий показник середовища, геометричні розміри елементів насадки, магнітну сприйнятливість феросуспензій. -

N =Ш/і3</,Д

Досліди щодо зневоднення шламів виконували на лабораторній центрифузі ОПн-3 з чинником розподілення 210,460,1850. Час обробки міняли в межах від 10 до 210 секунд. Концентрацію шламу змінювали в діапазоні від 8 до 40 г/дм3.

У третьому розділі дається опис дослідження щодо отримання ферореагентів та очистці стічних вод від мінеральних забруднень та іонів хрому. Виявлено, що для надійної експлуатації пристроїв, які працюють з використанням феротехнологій, потрібні, в першу чергу, якісні ферореагенти. Однак, процес вироблення останніх має деякі труднощі. На магнітні та сорбційні властивості реагентів впливає ряд чинників: концентрація вихідних речовин (залізо, луг), температура у зоні реакції, швидкість, з якою подається окислювач, присутність каталізаторів та раніше отриманих кристалів, сольовий склад розчину, зовнішнє магнітне поле, інгібітори та інше. Вирішальний вплив здійснюють перші чотири чинники.

У системах водоочищення використовують рідинофазний засіб отримання реагенту. При и^ому ферореагенти проходять стадію утворення суміші гідроксидів дао- і тривалентного заліза, потім оксигіцратіа та на останнє гідратованих оксидів, інакше феритів. З часом проходження по цьому ланцюжку знижується сорбційна ємність і зростає магнітна сприятливість матеріалу.

Звичайний ферит — магнетит утворюється з суміші гідроксидів дво- та тривалентного заліза, якщо вони співвідносяться як 1:2, у лужному середовищі. Сорбційні якості його мінімальні. Так, для видалення Сг(УІ) потрібне співвідношення "реагент до хрому" як 50...60 др1. Збільшити сорбційну ємність можна внаслідок утворення тонкопористих структур.

Досягти потрібної мікропористості можна, якщо зменшувати концентрацію заліза у вихідному розчині. У розбавленому розчині вища агрегативна стійкість, а внаслідок зростання товщини гідратної оболонки менша вірогідність появи дегідратних місць, по яких відбувається зростання глобул у агрегати.

Внаслідок оптимізації умов утворення реагенту за: концентрацією, швидкістю підводу окислювача, рН середовища при кімнатній температурі автором знайдено спосіб отримання сорбційно-активного реагенту на основі оксидів заліза. На спосіб є авторське свідоцтво. Здійснюється він таким чином: до розчину двовалентного заліза додають розчин лугу, проводять барботування повітря у цю суспензію; рН розчину стабілізують на рівні 9.4...9.Є, коли вихідна концентрація Ре(ІІ) у розчині дорівнює 5...6 г/дм3; барботування здійснюють з витратою повітря 0.7...0.9 см3/с. Температура розчину 15...20°С. Процес одностадійний, час утворення реагенту не перевищує ЗО хвилин.

Вплив температури на процес утворення феросорбентів подвійний. Підвищення температури, з одного боку, викликає розпушення подвійного електричного шару, а з іншого, — часткову десорбцію іонів, що утворюють потенціал міцели, яка супроводжується зменшенням щільності електричних зарядів на поверхні дисперсійної фази. Внаслідок розпушення шару Гельмгольца і дифузії шару Гуї дзета-потенціал поступово зменшується, наближаючись до рівня, який відповідає цій температурі. Такі утворення мають високу сорбційну ємність. У той же час підвищена

температура активізує процес дегідратації, водночас і процес феритизації осаду. Температура дегідратації для FeOOH-форм міститься у діапазоні температур від 350 до 700°С, проте перелом на термографічній кривій спостерігається при 70°С для Fe(lll). Чим нижча температура дегідратації, тим сильніше виявляє себе поляризуюча дія катіону та менш міцний іонний зв’язок метал-гідроксцд. Під час процесу феритизації дисперсна фаза позбувається великої кількості рідини, що поліпшує магнітні властивості реагентів.

Зміна водневого показника середовища змінює електродний потенціал системи залізо-вода (діаграми Пурбе). З підвищенням водневого показника зростає швидкість окислення іону Fe(ll) до іону Fe(lll), але якщо pH > 11.5, швидкість окислення перевищує швидкість утворення феромагнітних форм. Як наслідок — тверда фаза подана тільки тривалентними формами заліза.

Після оптимізацїі процесу за двома параметрами — водневим показником і температурою — розроблено спосіб отримання феросорбенту, в якому з метою підвищення магнітної сприйнятливості сорбенту і водночас зберігання на тому сагЛрму рівні сорбційної ємності за хромом, піддавали обробці повітрям розчин заліза ,ї'рН

11.3...11.5. Процес здійснювали у два етапи: перший — до утворення у розчині твердої фази з високою магнітною сприйнятливістю, другий — зниження рівня pH до позначок 9.3...9.5 та барботування повітря протягом 15...20 хвилин. Температура розчину 70...80°С. Зниження водневого показника на другому етапі досягали після додання до суспензії розчинів, які містять іони Fe(ll), зокрема, відпрацьованих травильних розчинів.

Через те, що процес одержання ферореагенту містить окислення частини Fe(ll) до Fe(lll), то на цьому етапі процес каталізують іони металів перехідної групи IV періоду з недобудованим d-шаром електронів та оксидні форми цих металів.

Автором розроблено процес отримання ферореагенту в присутності каталізатора — часток магнетиту. Сірчанокислі розчини заліза обробляли лугом з метою нейтралізації, барботували повітря та відокремлювали готовий продукт. При цьому витримували співвідношення Fe(ll) : Fe304, що дорівнює 0,1...0.4. Вихідна концентрація заліза 2...80 r/дм3, температура 15...20°С.

Вплив ряду чинників на властивості суспензій, що утворюються, дозволяє вільно варіювати сорбційну, магнітну компоненту речовин, швидкість їх утворення. Окремою є проблема збереження стабільності властивостей отриманих реагентів під впливом часу. Якщо магнітні властивості реагентів з часом поліпшуються, то сорбційні — навпаки. Це зумовлено змінами вихідних структур реагентів, зменшенням кількості активних ОН~ груп.

Для уповільнення синерезису (старіння) ферореагентів, підвищення ефективності їх агрегації з завислими речовинами запропоновано вводити в зону реакції іони алюмінію. Згідно з даними I.A. Вайнштейна, навіть мінімальна кількість іонів алюмінію знижує магнітну сприйнятливість феритів, тому реагенти готували у два етапи. На першому — лужний розчин (водневий показник дорівнював 11.3... 11.5), який вміщував іони двовалентного заліза, обробляли повітрям до утворення часток з

високою магнітною сприйнятливістю. На другому додавали розчин, який вміщував іони АІ(ІІІ) і Ре(ІІ) при їх масовому співвідношенні (5...7):100, понижували рН до значень 9.3...9,5. Розчин, який вміщував іони АІ(ІІІ), утворюється безпосередньо на підприємстві, у цеху гальванопокриття, коли протравлюються алюмінієві вироби гідроксидом натрію. Там же утворюються і відпрацьовані розчини заліза. Отримання реагенту можна сумістити з утилізацією рідких відходів виробництва. Кількість іонів заліза, якої не вистачало, отримували внаслідок розчинення залізної стружки (відходи механічного цеху) у відпрацьованих розчинах кислот.

Для вивчення питання очистки вод від мінеральних домішок використовували малоконцентровані розчини каоліну, розмір часток якого (1...3 мкм) є сумірним з частками ферореагенту (»1 мкм). Концентрація твердої фази в розчині становила

10...30 мг/дм3. Брали реагенти, отримані при водневих показниках середовища 10.0; 10.9; 11.5.

Процес складався з обробки розчину із заданою концентрацією завислих речовин у змішувачі з інтенсивністю та часом перемішування, що можуть бути відтворені, та фільтрування крізь магнітний фільтр.

Використання реагенту, отриманого при рН=10.0, дає можливість понизити концентрацію каоліну в розчині більшою мірою, ніж у разі застосування реагентів, отриманих при більших значеннях рН (10.9; 11.5). Значення водневого показника середовища особливо позначається при високому ступені очистки води. Більше того, пояснити результати очистки від каоліну в зоні С/С0 < 0.2 (рис.1) тільки за рахунок рівня дзета-потенціалу (рис.2) відповідного реагенту неможливо. Для реагентів, отриманих при рН середовища 10.9 та 11.5, зниження залишкової концентрації каоліну в розчині повинно відбуватися інтенсивніше. Оскільки це не спостерігається, вірогідно, що на результат очистки, окрім величини дзета-потенціалу, впливає ще й структура часток ферореагенту. Чим вище значення водневого показника при якому отримують ферореагент, тим більш окристалізовані його частки, і отже гірше агрегатують с частками каоліну. Особливо це позначається при залишкових концентраціях каоліну в розчині менше ніж 2 мг/дм3.

Оптимальна величина водневого показника розчину для гетерокоагуляції завислих речовин та часток ферореагенту перебуває у діапазоні значень від 6.0 до 6.5. При цьому С/Са < 0.05. Із зростанням водневого показника розчину ефективність взаємодії часток знижується більш інтенсивно ніж при зменшенні водневого показника від оптимальної зони. Це пояснюється збільшенням кількості груп ОН' в розчині, які, адсорбуючись на частках, перешкоджають їх зближенню та агрегації.

Ефективність взаємодії часток підвищується із зростанням інтенсивності та часу перемішування. Із зростанням часу перемішування і швидкісного градієнта й залишкові концентрації завислих речовин в розчині знижуються в залежності, яка є близькою до експоненційної.

С/Со

ю

12

16 1810 г.іон Ре /дм

Вихідна концентрація каоліну 20 мг/дм , pH розчину 7.8

о 10 а 10,9 о 11,50

pH отримання ферореагенту:

Рисунок 1 — Видалення каоліну з розчину реагентами, що отримані при різних значеннях водневого показника

5(мВ)

pH

pH приготування суспензії ферореагентів (Ф) і каоліну (к):

о рН=10,0;Ф о рН=7,0;К дрН=10,9;Ф □ рН=11,5;Ф

в

8

Рисунок 2 — Зміна дзета-потенціалу ферореагентів та каоліну залежно від водневого ' показника середовища

При використанні критерію Кемпа побудовано графік С/С0 = ІдОі (рис. 3.), на якому наведено результати досліджень по видаленню завислих речовин при частоті обертання мішалки 2...12 с часі перемішування 0.5...70 хвилин.

Мінімальні залишкові концентрації завислих речовин у розчині спостерігаються при значеннях СІ в діапазоні 10а. ..109, при подальшому зростанні Й спостерігається незначне зростання залишкових концентрацій, пов’язане, можливо, з десорбцією завислих речовин в результаті синерезису реагенту.

С/С„

Доза ферореагенту 2,32 '10'2 г-іон Fe2+/flM3.

Вихідна концентрація каоліну 20 мг/дм3.

Рисунок 3 — Зміна залишкової концентрації каоліну при зростанні критерію Кемпа

Проведено дослідження, в яких вивчались величини водневого показника розчину, частоти та часу перемішування, а також необхідної кількості ферореагенту, потрібного для очищення вод від хрому до концентрацій менше ніж 0.1 мг/дм3.

Відомо, що для повного відновлення шестивалентного хрому, концентрації' якого становлять 200 мг/дм3, за реагентною технологією є необхідним співвідношення Fe(ll)/Cr(VI) >4.0 в оптимальній зоні значень водневого показника (менше 3.0). Проведені дослідження виявили, що для досягнення такого ефекту очистки при використанні ферореагенту, потрібне співвідношення Fe^/Cr(VI) зростає до 18 (рис. 4). Водневий показник при цьому дорівнює 7.25. Зростання водневого показника середовища від 2.5 до 9.5 потребує незначного підвищення (не більше 7%) дози ферореагенту. Це посередньо підтверджує відсутність іонів Fe(ll) у розчині.

Отже, застосування ферореагенту дає більш стійкий результат очистки у широкому діапазоні значень водневого показника промивних вод. При цьому не

зростає солевміст стічних вод внаслідок коригування водневого показника, як це відбувається у разі застосування відноалювачів.

Cr(Vl),

мг/дм3

25 ---------------------------------------------------------------------

0 5 10 15 20 Реиг/СГ(У1)

Вихідна концентрація хрому 23 мг/дм3; pH = 7.25; п= 1.3с'1; 1 = 2 хв.

Малюнок 4 — Вплив співвідношення Ре^/Сг6' на залишкову концентрацію Сг6* у розчині

Незначне підвищення необхідної кількості ферореагенту при,-..зростанні водневого показника достатньою мірою може пояснюватись зростанням концентрації фуп ОН у розчині, які протидіють вилученню хромат- та біхромат-іонів.

Процес вилучення майже закінчується за перші дві хвилини контакту реагенту з промивною водою. Так, у період, з 100 до 120 секунди зміна концентрації хрому у розчині вже не перевищує 1%. Якщо частота обертання лопаті мішалки дорівнює 1.25 с'1, то вже на 10-й секунді відбувається вилучення 85...90% усього хрому. Оптимальна зона процесу знаходиться у діапазоні значень п = 0.5...2.5 с \ а екстремум

— при п =1.1 с \ Із зростанням інтенсивності перемішування залишкова кількість хрому в розчині зменшується до екстремуму. Потім спостерігається зростання залишкових концентрацій (на 20...22%) до значень п = 10 с'\ після чого концентрація хрому в розчині стабілізується.

Проведено дослідження процесу вилучення забруднень з потоку при використанні магнітного фільтра з насадкою, виконаною з попередньо намагніченої металокераміки. Елементи насадки являють собою об’ємні гранули довільної форми з кількістю вершин від 5 до 15. Щільність матеріалу 4800 кг/м3. Після подрібнення і фракціювання елементи намагнічували до стану насичення.

Вилучення часток з потоку та їх утримання на насадці відбувається доти доки виконується вимога перевищення магнітних сил над стоксовими Рм > Рс. У цей час відбувається класифікація часток і їх закріплення на насадці фільтра. Після того, як у

рідині, що фільтрується не залишиться часток, для яких на даній ділянці насадки фільтра виконується вимога Рм > Яс, ділянка насичена забрудненнями. Позначимо відношення сил, які утримують та відривають забруднення на насадці, як Вк. Безрозмірний параметр Вк містить у собі час фільтрування, концентрацію твердої фази на вході і виході з фільтра, площину фільтрування, а також враховує можливу зміну розміру елементів насадки фільтра.

З урахуванням цього параметр має вигляд

Вк = ОТ*(РмД:с), (1)

де О — коефіцієнт, що визначає зміну фракційного складу насадки фільтра;

Т* — безрозмірний технологічний параметр.

¡‘ Т* = (1ф /*р • О/С -І /ІкруБ/Зкр, (2)

де іф, Ь<р — час фільтрації, критичний час фільтрації;

С0, С — концентрація твердої фази на вході і виході з фільтра;

Б, Бкр — площа фільтрації фільтра, що проектується, і критична площа фільтрації;

І, Ікр — довжина насадки фільтра, ицо проектується, і критична довжина насадки фільтра.

Значення Ікр, С, Бкр , [кр дорівнюють, відповідно: 60 с, 1мг/дм3, 12.25-103 м2,

0.48 м.

Коефіцієнт, що враховує зміну фракційного складу насадки, який знайдено за результатами досліджень для фракцій 3...10 мм, можна подати, як:

0 = 271(8.5/^) (3)

де 8.5 — еквівалентний діаметр елементів насадки для фракцій 7... 10 мм;

сіх — діаметр фраки)ї, що буде використана.

До головних величин, що впливають на такі параметри, які характеризують процес фільтрації, — швидкість зростання відкладань у насадці та зростання гідравлічного ухилу, треба віднести: намагніченість елементів насадки, діаметр часток суспензії, швидкість фільтрації, час фільтрації, еквівалентний діаметр елементів насадки, .питому магнітну сприйнятливість часток (X'), концентрацію завислих речовин на вході ¿зр фільтру, пористість насадки.

Перелічені параметри входять до складу Рм, Рс, О і до технологічного параметру фільтрації Т*.

Математична обробка результатів досліджень пов’язаних з магнітною фільтрацією феросуспензій з X' від 3-Ю5 до 17-105м3/кг у діапазоні швидкостей 5...100 м/год для фракційних складів насадки від 3 до 10 мм дала можливість запропонувати таку залежність гідравлічного ухилу (і) від параметру Вк:

де а = 4.85-10*.

і=а-(егз,Ек -1),

(4)

Якщо у формулу (4) підставити вихідні дані, що характеризують умови фільтрації, то можна або визначити величину гідравлічного ухилу у будь-який момент часу, або розв'язати іншу проблему: за визначеним гідравлічним ухилом знайти кількість відкладень у насадці магнітного фільтра.

Досліджено насадки з еквівалентними діаметрами елементів 8.5; 6.0; 4.25 мм. Для перших двох насадок відзначене близьке до пропорційного зниження брудомісткості шару при зростанні швидкості фільтрації. Якщо прийняти брудомісткість шару елементів насадки діаметром 4.25 мм за 100%, то для шару елементів діаметром 6.0 мм при швидкості 10, 50, 100 м/год і Х'=5-105м3/кг вона дорівнює 79.7; 77.7; 79% відповідно. Для елементів діаметром 8.5 мм брудомісткість дорівнює 57.6; 52.9; 46.8% віпловідно (швидкості фільтрації не змінювали).

З урахуванням неефективної довжини фільтра (відношення довжини.фільтра, де на даний момент часу просунулися забруднення до довжини фільтра, в' шарі якого досягнуто максимальне насичення) середня брудомісткість фільтра дорівнює 20, 15, 10.6 мг/см3для насадок з діаметрами 4.25; 6.0; 8.5 мм, відповідно, якщо швидкість фільтрації становить 5 м/год.

Однакова брудомісткість шару магнітного фільтра спостерігається тоді, коли швидкості фільтрування дорівнюють 54, 25, 10 м/год для насадок з елементами діаметрами 4.25; 6.0; 8.5 мм, відповідно.

При зростанні магнітної сприйнятливості суспензій ферореагентів спостерігали більш інтенсивне зниження граничної брудомісткісті шару при зростанні швидкості фільтрування. Особливо це стосується суспензій з величиною магнітної сприйнятливості х'=17-105м3/кг. Цілком ймовірно, що коли зростає швидкість фільтрації, то й ламаються просторові структури, що були сформовані у поровому просторі фільтра. Це підтверджує і пульсуючий характер змін витрат напору в часі фільтрування. Відкладення періодично зриваються з поверхні насад<и, агрегати забруднень під впливом гідродинамічних зворушень потоку руйнуються і відкладаються в наступних шарах фільтра. З часом спостерігається зменшення амплітуди і зростання частоти зривів забруднень. У подальшому процес стабілізується, притухає. У початковий момент фільтрації, коли Рм » Рс, пульсацій немає.

При зростанні магнітної сприйнятливості суспензії, зниженні швидкості фільтрації і зниженні еквівалентного діаметра елементів насадки фільтра це явище посилюється.

У четвертому розділі наведено результати натурних досліджень на дослідно-промисловій установці, яку було змонтовано під час реконструкції очисних споруд заводу радіотехнічної промисловості у м. Тячеві Закарпатської області. Технологічна схема реагентної очистки хромових стічних вод, яка діяла на заводі до реконструкції, передбачала: відновлення шестивалентного хрому бісульфітом натрію в кислому середовищі (рН=2), коригування величини водневого показника стічних вод (рН=9), осадження гідроксиду тривалентного хрому у відстійнику. Вода потрапляла на очистку з водневого показником, який дорівнював 5.5...6.0. Максимальна погодинна витрата

води не перевищувала 3.0 м3/год, середня 1.3...1.5 м3/год. Потреба у зміні технологічної схеми виникла у зв’язку з низькою якістю очищення стічних вод.

Під час експериментів на очисних спорудах заводу підтверджено дані лабораторних досліджень щодо магнітної фільтрації, перевірено працездатність магнітного фільтра, апробовано отримання ферореагентів, коли у вихідний розчин додавали іони алюмінію, двоетапне отримання реагенту, а також отримання реагенту в. присутності каталізатору. Випробувано регенерацію реагенту та феритизацію шламів. На способи отримання і регенерації реагенту, а також обробки шламу одержано авторські свідоцтва та патенти.

За результатами промислових випробувань запропоновано схему очистки стічних вод від іонів хрому і завислих речовин (рис. 5).

Рисунок 5 — Блочна схема очисних споруд Очистка промивних вод здійснюється таким чином.

Стічна вода з цеху гальванічного покриття надходить у приймальні резервуари 1. Періодично насосом 2 вона закачується у бак-реактор 3, куди з резервуару 5 подають ферореагент. Змішування реагенту із стічною водою відбувається повітрям, яке потрапляє у бак від компресора 12 через систему аерації 7. Після завершення обробки стічних вод їх подають в освітлювач 8. Під час розділення фаз завислі речовини випадають у вмонтований в освітлювачі шламоущільнювач 8а та періодично їх скидають у шламонак(5пичувач 9. Частково освітлена вода надходить на доочистку в

магнітний фільтр 10. Фільтрат, вільний від твердої фази, надходить у резервуар з технічною водою 11, яку після коригування солового складу можна повторно використати у технологічному циклі 14, або спустити у систему каналізації 15.

Звільнення насадки фільтра від твердої фази здійснюється внаслідок періодичного промивання водою, яка надходить з баку 13. Забруднену промивну воду зливають у шламонакопичувач 9.

Відпрацьованих розчинів робочих ванн небагато. їх обробку можна провадити у баці-реакторі 3 при мінімальному надходженні промивних стічн'йх- вод до приймального бака 1. Вміст ванни качають у бак 3. Потім коригують ...величину водневого показника лугом, який подають з баку 4. Додають розчин двовалентного заліза з бака 6 і ферореагент з бака 5. Потрібні об’єми розчинів реагентів встановлюють залежно від концентрації та об'єму розчину робочої ванни. Шлам із резервуара 3 скццають у шламонакопичувач 9, освітлену воду з якого випускають у систему міської каналізації 15, а шлам на зневоднення та вивезення.

Використання ферореагентів дає можливість знизити об’єм шламу, його вологонасичення ( після центрифугування вологість шламу нижче 70%); запобігти повторному забрудненню води, що дуже вірогідно внаслідок вимивання хром-іонів з гідратних форм шламів, коли міняється водневий показник середовища.

У п'ятому розділі запропоновано методи спрощеного (похибка до35%) і головного (до5%) інженерного розрахунку магнітного фільтра. Розраховано річний економічний ефект при реконструюванні очисних споруд цеху гальванічного покриття. Він дорівнює 2958 крб. (у цінах 1984 року). Запропонований варіант очищення стічних вод дає можливість отримати на виході з схеми воду, яка вміщує завислих речовин менше 1мг/дм3 і хрому менше 0.1 мг/дм3. Потенційна економічна ефективність, у разі повторного використання вода і утилізації шламів при виробництві будівельних матеріалів, складає 17593 крб. за рік.

І

Загальні висновки ^

На підставі проведених досліджень процесу очистки стічних вод, які містять хром та завислі речовини за допомогою ферореагентів у схемах з магнітним фільтром встановлено:

1. Ферореагенти у процесі утворення минають етапи гідратів, оксигідратів,

гідратованих оксидів. Пдратовані оксиди мають найбільшу магнітну сприйнятливість, але найменшу сорбційну активність і готові для утилізації. Оксигідратні утворення мають прийнятні сорбційні та магнітні властивості. )

2. Рентгеноструюурним аналізом доведено, що іони металів утримуються в оксигідратних сполученнях у формі механічної суміші, а після того, як виникають оксидні сполуки, вони потрапляють у кристалічну сітку фероугворень.

3. У природних умовах під впливом кисню повітря відбувається процес переходу оксигідратних сполук в оксидні- Цей процес можна:

загальмувати (коли у зону реакції ввести іони алюмінію) або

прискорити (коригуванням водневого показника середовища при наявності окислювача).

При отримані реагентів можливо утилізувати відходе виробництва.

4. Здатність реагентів до гетерокоагуляції з завислими речовинами підвищується, якщо знижується величина водневого показника середовища з 11.5 до 10.0 під час їх утворення.

5. Коли стічні води звільняють від хрому, немає потреби коригувати водний показник середовишд, тому що реагент ефективно прайсе у широкому діапазоні величин водневого показника (від 2.5 до 9.5). Час контакту реагенту з промивними водами скорочується з ЗО хвилин (якщо використовується бісульфіт натрію) до 2 хвилин (якщо використовується ферореагент).

6. Наявність у схемі магнітного фільтра з насадкою (дроблена металокераміка)

дає можливість одержувати на виході воду, яка містить завислих речовин менше, ніж 1 мг/дм3 і хрому менше, ніж 0.1 мг/дм3. Це дозволяє після коригування солового складу повторно її використовувати. '

7. На підставі експериментальних даних запропоновано методики інженерного розрахунку магнітного фільтра, за якими можна провести спрощений (оціночний) та головний розрахунок магнітного фільтра, коли задано вихідні параметри.

8. Для підвищення економічності роботи споруд у їх складі повинен бути освітлювач з шаром завислого осаду, а глибока очистка повинна провадитись на магнітних фільтрах.

9. Здійснені дослідження на центрифузі з метою зневоднення шламів довели їх високу здатність до втрати вологи при зростанні магнітної сприйнятливості. Шлами можна утилізувати, зокрема, при виробництві керамічної плитки.

Основні положення дисертаційної роботи викладено в роботах:

1. Терновцев В.Е., Кушка А.Н. Исследование гетерокоагуляции каолина и фер-рореагентов.//Респ. межведомственный науч.-техн. сборник "Строительные материалы, изделия и санитарная техника". вып.14.-К.: Будівельник, 1991.-е. 101-105.

2. Кушка А.Н. Влияние элекгрокинетического потенциала ферромагнитных смесей на процесс гетерокоагуляции.//Респ. межведомственный науч.-техн. сборник "Строительные материалы, изделия и санитарная техника", вып.13.-К.: Будівельник, 1990.-е. 88-91.

3. Терновцев В.E., Михайловский В.Л., Кушка А.Н. Технологическая схема очистки сточных вод, содержащих ионы тяжёлых металлов и взвешенные вещества.// Информационный листок о НТД. Киевское отделение УкрНИИНТИ.-1990.-4с.

4. А.с. 1695570 СССР, МКИ B03C1/00.B01D35/06. Способ магнитной сепара-мии./В.Л.Михайловский, В.Е.Терновцев, Л.А.Гергалов, А.Н.Кушка.

5. А.с. 1790997 СССР,. МКИ B01J 20/06.Способ получения ферромагнитного сорбирующего реагента./ А.Н.Кушка, В.ЕТерновцев, Г.М.Кочетов. -Опубл. 30.01.93, Бюл.№4.

6. A.c. 1738759 СССР, МКИ C02F 1/58 ,1/62. Способ получения реагента для очистки сточных вод./ В.Л.Михайловский, В.В.Тихонов, Л.А.Гергалов, А.Н.Кушка. -Опубл. 07.06.92, Бюл.№21.

7. A.c. 1787521 СССР, МКИ B01J 20/06. Способ получения ферромагнитного сорбента./А.Н.Кушка, И.А.Забулонский, В.Е.Терновцев.-Опубл.15.01.93, Бюл.№2.

8. A.c. 1787522 СССР, МКИ B01J 20/06. Способ получения ферромагнитного сорбента./А.Н.Кушка, И.А.Забулонский, В.Е.Терновцев, Х.Сальман. -Опубл. 15.01.93, Бюл.№8.

9. Пат. 1836299 СССР, МКИ C02F 1/48,1/28. Способ очистки сточных вод./А.Н.Кушка, И.А.Забулонский, Г.М.Кочетов, Б.М.Емельянов. -Опубл. 23.08.93, Бюл.№31.

10. Пат. 1836298 СССР, МКИ C02F 1/48,1/28. Способ очистки сточных вод./А.Н.Кушка, И.А.Забулонский, Б.М.Емельянов, Г.М.Кочетов. -Опубл. 23.08.93, Бюл.№31.

11. Пат. 1806004 СССР, МКИ B01J 20/02. Способ получения фильтрующе-сорбирующего материапа./В.Е.Терновцев, Е.В.Юрков, А.Н.Кушка, И.А.Забулонский. -Опубл. 30.03.93, Бюл.№12.

12. Пат. 1831853 СССР, МКИ C02F1/72. Способ очистки сточных вод от органических веществ./В.Л.Михайловский, И.А.Забулонский, В.Е.Терновцев, А.Н.Кушка. -Опубл. 28.02.89, Бюл.№18.

13. Кушка А.Н. феррореагент для очистки вод от коллоидных загрязнений. -Киев. инж.-строит. ин-т. Киев, 1990,-9.ил.-Библиогр.: 5назв. Деп. в УкрНИИТИ 13.06.90 ДЕП № 1064-УК90.

14. Кушка А.Н. Эксплуатация магнитных фильтров в системах очистки сточных вод гальванических производств. - Киев. инж.-строит, ин-т. Киев, 1990,-11с.ил,-Библиогр.: 6 назв. Деп. вУкрНИИТИ 14.08.90 ДЕП №1266-УК90.

Кушка А. Феррореагентная очистка сточных вод, содержащих хром и взвешенные вещества, в схемах с магнитными фильтрами. Рукопись.

Диссертация на соискание учёной степени кандидата технических наук по специальности 05.23.04 — водоснабжение, канализация. Киевский государственный технический университет строительства и архитектуры, Киев, 1997. -

Диссертация содержит информацию, основное содержание которой отражено в 5 статьях и 9 авторских свидетельствах и патентах. Главным результатом диссертационной работы есть технологическая схема очистки сточных вод, содержащих хром и взвешенные вещества, с помощью феррореагентов на магнитных фильтрах.

Исследованы факторы, влияющие на процесс получения феррореагентов. Приведены способы их получения, в том числе, из отходов производства. Зафиксировано снижение сорбционных и увеличение магнитных свойств реагентов во времени. Предложен способ получения реагента с замедленными процессами старения. Изучено влияние pH среды, \ - потенциала реагентов, времени и интенсивности переме-

шивания на удаление хрома и взвешенных веществ. Определена необходимая доза реагентов для очистки сточных вод.

Изучен процесс удаления загрязнений на магнитном фильтре при разных диаметрах элементов насадки и скорости движения воды. Установлено, что грязеемкость слоев магнитного фильтра, в несколько раз превышает грязеемкость слоев скорых фильтров. Подтверждено увеличение эффективной длины фильтра при снижении скорости фильтрования.

Kushka A. Treatment of Liquid Wastes Containing Chromium and Suspended Sub-sjtjpnces by Means of Ferrous Chemicals in Installations with Magnetic Filters. The manuscript.

The thesis submitted to obtain a degree of Candidate science, technical (Ph. D.), specialization 05.23.04 - water supply and sewage systems. Kiev state technical university of construction and architecture. Kiev, Ukraine, 1997.

The thesis contains the information essentially reflected previously in 5 scientific papers and 9 author certificates and patents. The principal result of the research is the development of a liquid wastes treatment installation designed for liquid wastes containing chromium and suspended substances on the basis of magnetic filters with the use of ferrous chemicals.

The factors influencing ferrous chemicals manufacturing have been investigated. The relevant processes are described, including those applying industrial wastes as raw material. Deprecation of sorption performance with concurrent increase of magnetic parameters with aging has been revealed. The influence of medium pH, Ç - potential of the chemicals and agitation intensity on removal of chromium and suspended substances was studied. The chemicals content adequate for wastes treatment has been determined.

The process of impurities removal on a magnetic filter was analyzed for different loading element types and water flow rates. It has been found that sludge capacity of magnetic filter layers is several times higher than that of traditional high-rate filters. It has also been substantiated that the effective length of the filter grows as filtering slows down.

Ключові слова:

стічні води, гальванічне виробництво, хром, завислі речовини, реагентне очищення, ферореагенти, магнітний фільтр.