Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА ПЕРВАЯ.
Обработка на ТЭС природных вод с повышенным содержанием органических веществ 9
1.1. Загрязнение природных источников водоснабжения электростанций 9
1.2. Состояние технологии обработки воды на ТЭС 14
1.3. Ухудшение технологических показателей фильтров вследствие «отравления» ионитов органическими веществами. Восстановление ионитов 23
1.4. Распределение органических примесей по тракту теплоносителя 29
1.5. Опыт применения термического обессоливания воды и создания малоотходных технологий 31
1.6. Стратегия развития технологии водоподготовки на ТЭС.
Задачи исследования 33
ГЛАВА ВТОРАЯ.
Обоснование методов исследования 37
2.1. Методы исследования флокуляции 37
2.2. Методика применения порошкообразных твердых адсорбентов совместно с коагуляцией природной воды 39
2.2 Л. Теоретическое обоснование 39
2.2.2. Методика лабораторных исследований 40
2.3. Методика экспериментального исследования сорбции гумусовых веществ из воды ионитами 43
2.4. Методы контроля и анализа воды по стадиям обработки 47
2.4.1. Методы химического анализа воды 47
2.4.2. Измерение индекса SDI 47
2.4.3. Анализ органических соединений в дистилляте испарительных установок 49
2.5. Выводы по второй главе 49
ГЛАВА ТРЕТЬЯ.
Исследование реагентных и адсорбционных методов обработки природных вод с повышенным содержанием органических примесей 51
3.1. Влияние флокулянтов на физические характеристики шлама осветлителей 51
3.2. Исследование сорбции железоорганических соединений на порошкообразных твердых сорбентах 57
3.3. Промышленные испытания коагуляции-адсорбции на порошкообразном активированном утле 64
3.4. Новые методы получения активированных углей 69
3.5. Биоцидная обработка природной воды 71
3.6. Исследование сорбционных свойств гранулированного биоадсорбента на основе углеродминеральных материалов 76
3.7. Выводы по третьей главе 83
ГЛАВА ЧЕТВЕРТАЯ.
Совершенствование технологии деминирализации природных вод с повышенным содержанием органических примесей 85
4.1. Исследование сорбции гумусовых веществ на ионитах 85
4.1.1. Лабораторные исследования на растворах имитатов в динамике 85
4.1.2. Лабораторные исследования на имитатах в статике 91
4,13. Лабораторные исследования на Н-катионированной водопроводной воде ,. 97 4.1.4. Исследование в условиях промышленной эксплуатации анионита IRA-67 100
4.2. Исследование технологии применения новых марок ионитов 108
4.2.1, В традиционных схемах химического обессоливания воды на ТЭС (с повышенным содержанием органических веществ в исходной воде) 108
4.2.2. На блочных обессоливающих установках 121
4.3. Противоточные технологии ионирования осветленной воды 124
4.4. Промышленные исследования метода обессоливания природных вод на установках обратного осмоса 125
4.5. Исследование выноса органических веществ в пар и дистиллят при термическом обессоливании воды 138
4.6. Выводы по четвертой главе 148
ГЛАВА ПЯТАЯ.
Стратегия развития водоподготовки на тепловых электростанциях 152
5.1. Концепция новой стратегии водоподготовки на ТЭС 153
5.2. Схемы подготовки добавочной воды 154
5.2.1. Принципиальная технологическая схема ХОУ 154
5.2.2. Принципиальная технологическая схема КОУ 156
5.2.3. Принципиальная технологическая схема ТВП 157
5.3. Технико-экономические показатели схем ВПУ 162
5.4. Реализация новой стратегии развития водоподготовки в условиях эксплуатации водоподготовительных установок ТЭС 165
5.5. Выводы по пятой главе 167
Заключение 168
Список литературы
- Ухудшение технологических показателей фильтров вследствие «отравления» ионитов органическими веществами. Восстановление ионитов
- Методика применения порошкообразных твердых адсорбентов совместно с коагуляцией природной воды
- Исследование сорбции железоорганических соединений на порошкообразных твердых сорбентах
- Лабораторные исследования на растворах имитатов в динамике
Введение к работе
Предприятия энергетической отрасли, как известно, являются одними из крупнейших потребителей воды из природных источников. Как правило, ими используется вода из поверхностных источников, которая содержит различные примеси: взвешенные и коллоидные вещества, растворенные минеральные и органические соединения, микроорганизмы и т.п.
Многолетний опыт работы специалистов энергетической отрасли выработал типовую схему водоподготовки, включающую в себя операции осветления с известкованием, коагуляцией, механической фильтрацией на зернистых материалах, глубокое умягчение или обессоливание и обескремнивание ионообменным способом. Эта, ставшая классической, схема с незначительными видоизменениями на отдельных предприятиях, многие десятилетия обеспечивала в отрасли удовлетворительные водно-химические режимы, служила основой для разработки, создания и внедрения нескольких поколений котлового, турбинного и другого оборудования.
Сегодня основное технологическое оборудование цехов химводоподго-товки на многих предприятиях физически и морально устарело и требует замены. Его низкий технический уровень не обеспечивает потребностей производства в обессоленной и умягченной воде в требуемых объемах и необходимого качества. Отсюда многочисленные факты нарушения водно-химических режимов и, как следствие, снижение экономичности и надежности теплоэнергетического оборудования.
В настоящее время многие предприятия идут по пути модернизации, внедряя механические фильтры с более эффективными зернистыми загрузками, установки ионного обмена с современной технологией противоточнои регенерации [1,2]. Проводятся работы по модернизации осветлителей, их переводу на более эффективные технологические режимы [3]. Все это, безусловно, позволяет повысить качество очистки воды, при одновременном снижении расходов химических реагентов, объемов образующихся стоков.
В настоящее время повышены требования к надежности теплонапря-женных поверхностей нагрева котлов (ТПНК) и, тем самым, к качеству доба-
вочной воды. В этих условиях приходится учитывать особенности состава исходной воды, такие как загрязненность сточных вод примесями, микроорганизмами, «активным» илом, «техногенной» органикой: смываемыми с полей удобрениями, гербицидами, нефтепродуктами и др. [4]. Сегодня приходится констатировать, что существующие системы водоочистки удаляют из воды эти «новые» загрязнения недостаточно эффективно. Значительная их часть попадает в пароводяной тракт ТЭС или котельных.
Негативные последствия этого выражаются в нарушении работы во до-подготовительных установок или в нарушениях водно-химического режима.
Следует подчеркнуть, что ухудшение состава воды из водозаборов и произошедшие изменения приоритетов в оценке качественных показателей питательной воды долгое время оставались в России без должного внимания специалистов, по-прежнему ориентирующихся на устаревшие методы контроля и технические требования [5,6].
В этой связи сегодня на первый план выходит задача определения и реализации новой стратегии технического перевооружения систем водоподго-товки, обеспечивающей стабильную и надежную работу оборудования, снижение издержек производства, открывающей широкий простор для создания и внедрения более современного и экономичного котлового и турбинного оборудования.
Суть обновленной стратегии заключается в совершенствовании существующей технологии обработки воды и применении новых сорбентов, в использовании баромембранных технологий, позволяющих эффективно удалять из воды минеральные и органические примеси, микроорганизмы, тонкие взвеси, то есть комплексно разрешающих главные проблемы водоочистки
[7].
В данной работе автором разработана методика и представлены результаты лабораторных исследований по очистке природных вод от органических примесей по стадиям ее обработки на ТЭС: предочистка - ионообменная фильтрация - физическая деминирализация.
*
С участием автора проведены промышленные испытания порошкообразных и гранулированных твердых адсорбентов, органоемких анионитов и отдельных установок обратного осмоса и термического обессоливания.
Ухудшение технологических показателей фильтров вследствие «отравления» ионитов органическими веществами. Восстановление ионитов
Загрязненность природной воды органическими соединениями сказывается не только на качестве обессоленной воды, но и эксплуатационных характеристиках анионитов [18- 20], вызывая их «отравление». Основными признаками «отравление» анионитов являются: повышение расхода отмы-вочной воды для достижения требуемого качества фильтрата, значительная чувствительность качества очистки к скорости фильтрования воды и температуре, повышение электропроводности обессоленной воды и снижение рабочей обменной емкости сорбента [18-К20]. Для высокоосновных анионитов характерно, прежде всего, уменьшение кремнеемкости сорбента [20]. Выделено четыре стадии «отравления» высокоосновного анионита гелевой структуры. На первой стадии необратимая сорбция органических загрязнителей практически не влияет на технологические показатели процесса и может быть выявлена только на основе измерений кинетики ионного обмена. На второй стадии осуществляется влияние накопившихся органических загрязнителей лишь при регенерации анионита. При обеспечении необходимой глубины регенерации качество обессоливания воды сохраняется. Для третей стадии «отравления» высокоосновного анионообменника характерно падение рабочей обменной емкости независимо от степени регенерации сорбента. Четвертая стадия «отравления» сопровождается падением не только рабочей обменной емкости, но и полной статистической обменной емкости.
Наряду с природной органикой, «отравление» ионитов может вызываться воздействием органических загрязнений техногенного, бытового и сельскохозяйственного происхождения, поступающих в водоемы с производственными, бытовыми и поверхностными сточными водами. Рассмотрим механизм, закономерности и последствия этих процессов.
Сорбция гумусовых веществ гелевой фазой анионита зависит от размера ячеек сетки сорбента. Размер ячеек определяется содержанием сшивающего агента (дивинил бензол а), природой основного мономера и уменьшается с по вышением содержания сшивающего агента. В акриловых сополимерах размер ячеек больше, чем в стирольных вследствие отсутствия объемных (бензольное кольцо) заместителей в полимерной цепи. Следовательно, при низком содержании сшивающего агента сорбция гумусовых веществ гелевыми акриловыми смолами должна превышать сорбцию на стирольных полимерах, что действительно наблюдается (иониты Amberlite IRA-458 и IRA-402) [21].
При наличии стадии обработки воды низкоосновными ионитами последний сорбирует большую часть гумусовых веществ из Н-ионированной воды. Этот вывод доказан прямым определением изменения концентрации гумусовых соединений по стадиям обессоливания воды [22]: при коагуляции удаляется 40- 50 % органических загрязнителей, на низкоосновном анионите сорбируется ЗСК40 % от остатка загрязнителей, а на высокоосновном 20-30 % от присутствующих в Н-ионированной воде. Катионообменник практически не поглощает органические соединения природных осветленных вод.
В [23, 24] изучено изменение концентраций органических загрязнителей природной воды из поверхностного источника по стадиям процесса обессоливания с помощью спектроскопии в ультрафиолетовой области. В интервале длин волн 260-КЇ80 нм идентифицирована лигнинсульфоновая кислота, а в интервале 260- 220 нм - гуминовые кислоты. Параллельно определялась перманганатная окисляемость воды. Установлено [25ч-26], что на стадии известкования и коагуляции исходной воды удаляется значительная доля органических загрязнителей. Максимум поглощения лигнинсульфоновой кислоты сглаживается, пропускание при 240 нм увеличивается на 89 %. Гуминовые кислоты также удаляются преимущественно на стадии коагуляции, а для извлечения фульфокислот необходима сорбционная доочистка [23]. Слабоосновной анионит задерживает большую часть оставшихся органических примесей [24]. Повышенной емкостью в отношении гуминовых и фульво кислот обладают макропористые ионообменники в солевой форме при работе в кислой среде [19, 24, 25],причем емкость анионита по фульвокислотам исчерпывается раньше, чем по гуминовым кислотам [25]. Предложено при оценках качества очистки природной воды от органических веществ пользоваться следующими показателями ее загрязненности по стадиям обработки [23]: прямоточная коагуляция - удаление 4СК-50 % органических загрязнителей; сорбция на макропористом анионите в солевой форме и кислой среде — 50-КЗО % от остатка загрязнителей; сорбция поликонденсационным слабоосновным ОН-анионном - 3(Н40 % остатка загрязнителей; сорбция высокоосновным анионитом в ФСД - 20-КЗО % поступающих после стадии ОН-ионирования загрязнителей. При такой схеме обессоливания и очистки показатель окисляемости в обработанной воде снижается с 10 до 1 мг О/л [26].
Повышенную емкость в отношении органических загрязнителей природных вод и устойчивость к «отравлению» проявляют иониты макропористой структуры [26- 28]. Применение таких сорбентов позволяет без предочи-стки исходной воды активными углями получать обессоленную воду с незначительным содержанием органических соединений [27, 29].
В результате поиска эффективных материалов для сорбции гумусовых веществ были синтезированы устойчивые к «отравлению» высокоосновные анионообменники макропористой и изопористой структуры. Такие иониты имеют повышенную сорбционную емкость по гумусовым веществам по сравнению со стандартными промышленными гелевыми сорбентами.
Кроме рассмотренных органических веществ, отравляющее воздействие на иониты оказывают некоторые соединения кремнекислоты. С целью экономии реагента при глубоком обессоливании воды для восстановления обменной емкости слабоосновного анионита используются отработанные реге-нерационные растворы высокоосновных анионитов, предназначенных для удаления из воды кремнекислоты и остатков угольной кислоты [30, 31]. Получают распространение блочное включение фильтров [30, 32] и двухслойные анионообменные аппараты [33].
Методика применения порошкообразных твердых адсорбентов совместно с коагуляцией природной воды
Для регулирования устойчивости дисперсных систем в последнее время все шире стали применяться водорастворимые полимеры, незначительные добавки которых могут радикально изменить стабильность десперсий. Это широко используется при очистке природных и промышленных сточных вод от дисперсных примесей при концентрировании и обезвоживании суспензий для улучшения фильтрационных характеристик осадков. В основе таких процессов лежит изменение степени агрегации дисперсных частиц под влиянием высокомолекулярного соединения (ВМС). В отличие от компактных структур при коагуляции, в результате флокуляции крупные агрегаты (флокулы) обладают значительной рыхлостью. Флокуляция, как правило процесс необратимый.
Несмотря на большое количество исследовательских работ [81н-83], посвященных изучению влияния различных факторов на условия флокуляции или дисперсности, до сих пор в подборе и применении ВМС для этих целей превалирует эмпирический подход. Это обусловлено, во-первых, многообразием факторов, оказывающих влияние на устойчивость полимерс од ержащих дисперсных систем; во-вторых, тем, что применение флокулянтов выполняется в практически узком направлении и затрудняет количественную интер претацию полученных результатов, и, в-третьих, тем обстоятельством, что для исследования систем применяются, в основном косвенные методы.
Для изучения флокуляции дисперсии ВМС применяют в основном те же методы, что и для исследования коагуляции коллоидных растворов электролитами. Их можно разделить на две группы: прямые и косвенные.
Первая группа методов позволяет изучить непосредственно агрегацию частиц в дисперсиях: оптические методы, основанные на принципах свето-рассеивания, измерения частиц, размеров частиц и лазерная спектроскопия для определения коэффициента диффузии частиц и их электрофоретической подвижности.
Традиционно же при исследовании флокуляции технических суспензий и сточных вод обычно используют косвенные методы, т.е. не сама агрегация, а ее проявление-измерение скорости седиментации, фильтрования осадка, объем осадка, минимальная мутность раствора. Для наглядности в отдельных опытах эксперименты проводились не только с японскими флокулянтами, но и с отечественными типа ПАА с тем, чтобы легче было представить практическую ценность используемых реагентов. Как известно, эффективность флокуляции характеризуется по меньшей мере тремя параметрами - глубиной минимума на кривых: устойчивость - концентрация полимера; она свидетельствует о степени осветления дисперсии за определенный момент времени; минимальной концентрацией ВМС, вызывающей минимальную фло-куляцию; протяженностью области дестабилизации, в которой происходит интенсивная флокуляция. Флокулируюшую способность ВМС характеризуют выражением где v - скорость осветления суспензии; Cmm - минимально необходимая для этого процесса концентрация полимера.
Поэтому хорошими флокулянтами следует считать ВМС, обеспечивающие максимальную очистку дисперсной системы при минимальном расходе реагента и достаточно большой протяженности области флокуляции. Разработанная технология основана на совмещении двух, наиболее эффективных методов очистки воды от органических примесей и железа.
Метод коагуляции - традиционный метод обработки воды на стадии предочистки, обеспечивает удаление механических примесей (взвешенные вещества), соединений железа, нереакционноспособных соединений кремния и органических соединений. Обычно в качестве коагулянтов используются соли слабых оснований и сильных кислот. При растворении их в воде в результате гидролиза образуются малорастворимые основания. Гидролиз солей алюминия протекает в несколько стадий: А13+ + Н20 = Al(OH)2+ + Н\ А1(ОН)2+ + Н20 о А1(ОН)2+ + Н+, А1(ОН)2++ Н20 А1(ОН)3 + Н+.
Образующийся коллоидный гидроксид обладает огромной поверхностью. Коллоидные примеси, присутствующие в воде, адсорбируются на поверхности частиц гидроксидов, происходит взаимное притяжение, укрупнение и объединение в агрегаты, в результате чего увеличивается скорость их осаждения.
Обрабатываемая вода проходит через слой хлопьев, образовавшихся в процессе коагуляции воды, как через своеобразный фильтр и освобождается от мелких взвешенных частиц, не обладающих электрическим зарядом.
Метод адсорбции - концентрирование веществ на поверхности или в объеме пор твердого материала. Например, активные угли представляют собой пористый сорбент с развитой удельной поверхностью, выраженной микропористой (с эффективным радиусом микропор менее 0,6-Ю,7 нм) или пере-ходнопористой (с эффективным радиусом микропор от 1,5 до 100 нм) структурами. При адсорбции из раствора молекулы компонентов раствора в результате взаимодействия с атомами или молекулами поверхности твердого тела удерживаются на границе раздела фаз. Различия в интенсивности взаи модействия адсорбента и адсорбата приводят к тому, что концентрация органических веществ у поверхности раздела фаз повышается и, следовательно, концентрация этих веществ в растворе снижается. Таким образом, уменьшение концентрации в водном растворе органических веществ при адсорбции является следствием разности величин энергии взаимодействия молекул растворенного вещества и воды с адсорбентом. Помимо различий в энергии взаимодействия молекул компонентов раствора с адсорбентом, на результат адсорбции влияет энергия взаимодействия молекул растворенного вещества с молекулами растворителя, т.е. энергия гидратации органических молекул в водном растворе, в общем виде проявляющаяся прежде всего в растворимости веществ в воде.
Схематически баланс энергетических взаимодействий, приводящих к избирательной адсорбции органического вещества из водного раствора можно представить где ар - энергия адсорбции молекул органического вещества из раствора; єа -энергия адсорбционного взаимодействия молекул этого вещества в отсутствие молекул воды и других компонентов раствора; єр - энергия взаимодействия молекул воды (растворителя) с адсорбентом; г - энергия взаимодействия растворенного вещества с молекулами воды в растворе.
При совмещении двух этих процессов уголь выполняет не только функции адсорбента, но и функции катализатора, способствующего интенсификации процесса коагуляции, поскольку частички угля, играя роль активных центров, способствуют хлопьеобразованию. Хлопьевидный осадок при этом утяжеляется, возрастает скорость его осаждения, улучшается цветность и качество очищенной воды. Скорость потока в осветлителе, принятая для стабилизации фильтрующего слоя должна обеспечивать заданное время контакта адсорбента с раствором в течение 30- 60 минут. Введение активного угля позволяет поддерживать ту минимальную дозу коагулянта, которая обеспечивает необходимую степень очистки воды, так как при увеличении дозы коагулянта в воде эквивалентно увеличивается содержание сульфатов и алюминия.
Исследование сорбции железоорганических соединений на порошкообразных твердых сорбентах
Железо в природных водах может содержаться либо, в виде неорганических и органических коллоидов, в ионной форме двух- и трехвалентного железа, либо в виде комплексных соединений, или, наконец, в виде тонкодисперсной взвеси.
В подземных водах железо чаще всего встречается в виде растворенного двухвалентного железа, а в поверхностных водах - в виде его комплексных соединений, либо в виде коллоидных или тонкодисперсных взвесей.
Выбору метода обезжелезивания воды должно предшествовать ее пробное обезжелезивание, т.к. количественное содержание железа, указываемое в анализах, не даст представления о форме, в которой железо присутствует в воде. Пробное обезжелезивание воды заключается в моделировании обезжелезивающей установки по тому или иному существующему методу устранения из воды железа, а именно: 1. аэрацией воды, с последующим ее отстаиванием и фильтрованием; 2. коагулированием; 3. известкованием; 4. хлорированием и коагулированием. Задачей пробного обезжелезивания является установление наиболее рационального метода удаления железа из воды.
Сущность и методика пробного обезжелезивания воды подробно изложена в [98] и [99].
Из поверхностных вод железо аэрацией не удаляется. Если железо в поверхностных водах находится в виде коллоида, то оно может быть удалено коагуляцией с последующим задержанием с коагулированных хлопьев железа в отстойниках, осветлителях и на фильтрах.
Если железо в поверхностных водах находится в виде растворенных органических комплексных соединений, то оно не всегда может быть удалено коагуляцией. Часто приходится прибегать к разрушению железосодержащих соединений окислением хлором, озоном или другими сильными окислителями с последующим удалением железа коагуляцией или известкованием.
В большинстве случаев железо из воды может быть удалено известкованием. При введении в воду извести или едкого натра в количестве, большем, чем нужно для связывания СОг, происходит повышение концентрации в воде ОН-ионов, что приводит к резкому ускорению окисления и гидролиза двухвалентного железа. Известкование является наиболее универсальным, но в то же время и наиболее дорогим методом обезжелезивания воды. Поверхностные воды можно обезжелезивать по схеме: коагуляция (с подщелачиваиием известью и предварительным хлорированием) - осветление в осветлителях и на фильтрах.
Весьма эффективно удаляется железо при введении в воду КМп04 или при фильтровании воды через фильтр, периодически после промывки обрабатываемый перманганатом калия. Хорошие результаты по осветлению воды дали исследования с применением вспомогательных порошкообразных фильтрующих материалов и их смесей [100].
Показано, что лучшими фильтрующими свойствами из исследованных порошков на намывном фильтре обладает перлит, который обеспечивает получение фильтрата с остаточным содержанием взвеси 1 мг/кг при приемлемой продолжительности фильтроцикла.
Выявлено, что оптимальное значение скорости фильтрования зависит от концентрации взвеси в воде. При Си в= 20+40 мг/л оно равно 3 м/ч, при Си.в = 40+100 мг/л - 2 м/ч. Оптимальное значение удельного расхода перлита на дозирование I (отношение количеств вводимого в исходную воду перлита к содержанию взвеси в ней, мг/кг) составляет около двух.
На качество фильтрата влияет и крупность зерен перлита. С увеличением его зерен остаточное содержание взвеси в воде возрастает с 0,4 до 1,6 мг/кг.
В процессе исследований было обнаружено, что добавление к перлиту небольших количеств анионита способствует значительному повышению эффекта очистки воды и увеличению продолжительности фильтроцикла.
Степень осветления воды с помощью товарного фильтрперлита не зависит от скорости фильтрования в пределах 2+3 м/ч, содержания взвеси в воде, количества дозируемого перлита и находится в пределах 95+99 %. Продолжительность фильтроцикла составляет 10+24 часа.
На существующих установках после осветлителей обычно устанавливаются механические фильтры, загруженные антрацитом, песком или сульфоуглем, на которых соединения железа, как правило, удаляются на 30 %. Проскоки скоагулиро-ванных частиц через механические фильтры способствуют образованию пленки на поверхности ионитных фильтров, в результате чего снижается продолжительность их фильтроцикла.
На основании исследований проведенных ОВХП ВТИ [101] можно сделать вывод, что фильтрование водопроводной воды через различные материалы (иони-ты, магнетит, целлюлозу, магнезит, песок) не дает заметного обезжелезивания. Обезжелезивание водопроводной воды возможно коагуляцией при рН 8,0. Подщелачивать можно как известью, так и едким натром. Остаточное содержание железа получается равным 0,04+0,07 мг/л при содержании его в исходной водопроводной воде от 0,3 до 0,5 мг/л в пересчете на Fe, жесткости - 2,5 мг-экв/л, щелочность - 1,7 мг-экв/л, окисляемости от 7 до 8 мг/л.
Окисляемость при этом снижается не значительно; наилучшие результаты свидетельствуют об уменьшении окисляемости не более чем на 50 %. Подщелачи-вание и подогрев воды до 35-40 С незначительно улучшает результаты как в отношении обезжелезивания, как и в части снижения окисляемости.
Целью проведения первых двух этапов экспериментальной работы явилась проверка сорбционной способности испытуемых материалов (перлита и сульфоуг-ля) на предмет удаления соединений железа из водопроводной воды в условиях взвешенного осадка, оптимизация скоростного режима, выбор оптимальной величины загрузки и фильтрующего материала. На рис. 3.1 и 3.2 представлены результаты первой серии опытов.
Нарис. 3,1 показан рабочий цикл установки, загруженной і0-ю граммами перлита.
За весь рабочий цикл было пропущено 67,1 л. Концентрация железа в фильтрате определяется в последующих порциях, монотонно возрастала, по этому точка 67,1 л может считаться концом рабочего состояния испытуемой загрузки (т.е. перлита). По построенному графику было рассчитано количество железа поглотившего перлитом - 8,62 кг. В результате нестабильного скоростного режима в течение цикла наблюдался неоднократный вынос загрузки. Он был оценен весовым методом и составил 36 % от первоначального сухого веса перлита.
На рис. 3.2 представлен график, на котором показано изменение концентрации железа на выходе из фильтрующей установки по отношению к исходной его концентрации, а так же показана характеристика скорости фильтрования водопроводной воды и плотности взвешенного осадка.
Лабораторные исследования на растворах имитатов в динамике
Традиционная схема химического обессоливания природной воды на ТЭС представляет собой двухступенчатое ионирование осветленной воды на ТЭЦ (рис. 1.3а) или трехступенчатое - на ГРЭС. Для природных вод с повышенным содержанием органических веществ в таких схемах все чаще используются органоемкие аниониты. Некоторые из них, пригодные для загрузки в анионитные фильтры первой ступени обессоливания (Af), рассмотрены в предыдущем разделе. Однако качество конечного продукта определяется последующими ступенями.
На западных ТЭС, работающих при кислородных водных режимах жестко регламентируется качество добавочной воды после трехступенчатого хи-мобессоливания: менее 0,2 мг/кг по общему органическому углероду (ООУ) и менее 0,2 мкСм/см по электропроводности.
Используемые в схемах ВПУ отечественных ТЭС гелевые полистироль-ные иониты не только не обеспечивают необходимую степень очистки добавочной воды, но и подвержены необратимому загрязнению органическими соединениями. Негативные последствия этого загрязнения существенно влияют на технико-экономические и экологические показатели химобессоли-вания.
Технологические характеристики процесса поглощения анионов слабых кислот на высокоосновных анионитах на обессоливающих установках ряда ТЭС приведены в табл. 4.5. Для углубления десорбции органических веществ при этом предусмотрены восстанавливающие отмывки.
На большей части обессоливающих установок операции солевых и со-лещелочных восстанавливающих отмывок выполняются один-два раза в год. Анализ работы обессоливающих установок показывает, что периодичность процесса восстановления оказывает существенное влияние на их экономичность. Как слишком частое проведение операций отмывок анионитов, так и слишком редкое сопряжены с определенными потерями. Потери обусловлены повышенными расходами реагентов (кислоты и щелочи) на обработку воды и соответственно увеличенными выбросами засоленных стоков в поверхностные водоемы.
В [117] предложена методика определения оптимальной периодичности отмывок анионитов, т.е. длительности эксплуатации между очередными отмывками отдельных фильтров, исходя из экономических предпосылок по минимуму суммарных затрат.
В качестве применения методики показано, что на одной из обессоливающих установок обменная емкость анионита типа IRA-400 за 8 месяцев эксплуатации снизилась от 410 до 220 г-экв/м3. Удельный расход щелочи за это же время повысился от 4,9 до 8,3 г-экв/г-экв. После проведения щелочно-солевых обработок анионитов удельный расход щелочи на регенерацию снизился в 2,5 раза, при этом обменная емкость анионита повысилась практически до первоначальной величины Для данной установки оптимальная длительность работы фильтров между очередными щел очно-солевыми обработками составляла 2 месяца.
Известно, что все выпускаемые промышленностью ионообменные смолы в той или иной степени сами загрязнены органическими примесями, наличие которых обусловлено неполнотой прохождения основных реакций, протеканием наряду с ними побочных процессов, применением катализаторов, стабилизаторов мономеров, порошкообразователей. Следует также учитывать, что органические примеси могут появляться и при хранении ионита в результате процессов деструкции. Очевидно, что содержание органических примесей в поликонсационных смолах выше, чем в полимеризационных, в анионитах - выше, чем в катионитах [118-=-124]. В первом случае это объясняется трудностью регулирования процесса синтеза ввиду многообразия происходящих между мономерами реакций [118]. Во вторых - более высокой органофилъностью. Методом гель-хромотографии идентифицированы [125] органические вещества, присутствующие в стирол-дивинилбензольных смолах Амберлайт ХАД фирмы «Rohm and Haas». К ним относятся нафталин, алкилбензолы, стирол, индены, бифенил, бензойная кислота, углеводороды С8-С24 и фталевые эфиры. Приведены данные о примесях [118], содержащихся в отечественных полимеризационных и поликонденсационных смолах. Среди вымываемых из ионитов органических веществ обнаружены: дивинил бензол (КУ-2, АВ-17); стирол (КУ-2, АВ-17, АВ-17чС); углеводороды, имеющие сульфогруппы (КУ-2 и стирольные группировки (КУ-2-12П, КУ-23); поверхностно-активные вещества (КУ-1); алкилбензолсульфонаты (FD-17). Кроме того, показано, что в бензольных экстрактах из ионообменных смол КУ-2-8, КУ-2-8чС присутствуют несколько тяжелых углеводородов, среди которых идентифицирован бенз(а)пирен в количествах от 0,000018 до 0,000084 мкг/г [118, 124, 126].
Наличие органических примесей снижает эксплуатационные характеристики сорбента.
В настоящее время существуют различные методы кондиционирования ионитов по содержанию органических примесей. Один из них заключается в обработке товарных ионитов насыщенным раствором хлорида натрия с по следующей отмывкой водой, дальнейшей обработке раствором кислоты и завершающей отмывкой от избытка кислоты водой [127, 128].
Как показал опыт промышленных испытаний на ТЭС органопоглашающих анионитов, главными факторами успешного их применения являются правильный выбор смолы (исходя из допустимого индекса загрязнения обрабатываемой воды и максимальной органической нагрузки на смолу) и своевременность проведения химических очисток. Кроме того, большое значение имеет наладка оптимального режима эксплуатации с учетом особенностей ВПУ ТЭС.
При активном участии автора на ТЭЦ-26 ОАО «Мосэнерго», одной из первых в России, было начато внедрение новых типов органопоглотающих анионитов. Для загрузки первой ступени была выбрана слабоосновная акриловая смола Амберлайт IRA-67 гелевого типа, а для второй ступени - сильноосновная полистирольная смола Амберлайт IRA-900 макропористого типа [78, 129].
На ТЭЦ-26 в эксплуатации находятся так же три ОН-анионитных фильтра первой ступени, загруженные IRA-67. Первый из фильтров был включен в эксплуатацию в октябре 1997 года. Там же в эксплуатации находятся два анионитных фильтра второй ступени, загруженные IRA-900.
