Содержание к диссертации
Введение
1. Состояние вопроса очистки сточных вод от ионов тяжелых металлов 8
1.1. Актуальность проблемы очистки сточных вод гальванического производства от ионов хрома 8
1.2. Реагентные (химические) методы очистки сточных вод от ионов хрома 12
1.3. Электрохимические способы очистки сточных вод 14
1.3.1. Электролиз 14
1.3.2. Электродиализ 15
1.3.3. Электрохимическая коагуляция (электрокоагуляция) 17
1.3.4. Другие электрохимические методы 19
1.4. Мембранные способы очистки сточных вод 21
1.5. Биохимические методы очистки стоков 23
1.6. Сорбционные методы очистки стоков 26
1.6.1. Ионообменные методы очистки стоков 27
1.6.2. Адсорбционные методы очистки стоков 29
1.7. Цель и задачи работы 34
2. Изготовление активированного алюмосиликатного адсорбента в лабораторных условиях 36
2.1. Характеристика исходного сырья и активаторов 36
2.1.1 Каолинитовая группа глинистых минералов 38
2.1.2. Монтмориллонитовая группа глинистых минералов 39
2.1.3. Ионообменные свойства глинистых минералов и их взаимодеисвие с дисперсионной средой при активировании и модифицировании 41
2.1.4. Используемое сырье и активаторы для получения алюмосиликатного адсорбента в лабораторных условиях 45
2.2. Обоснование режима термической обработки глинистого сырья для обеспечения необходимой механической прочности гранул фильтрующего материала 46
2.3. Получение модифицированных фильтрующих материалов 48
2.4. выводы по второй главе 49
3. Исследование физико-химических, электро-кинетических и адгезионных характеристик активированных алюмосиликатных адсорбентов, предназначенных для очистки промстоков 50
3.1. Исследование механической прочности гранул в зависимости от температуры и продолжительности обжига 50
3.2. Анализ насыпной массы, плотности, удельной поверхности и пористости гранул модификаций алюмосиликатного адсорбента 53
3.3. Исследование электрокинетических свойств гранулированных материалов, изготовленных из алюмосиликатного сырья с различными модифицирующими добавками 64
3.3.1. Особенности электрокинетических свойств фильтрующих материалов 64
3.3.2. Результаты и анализ измерений -потенциала активированных фильтрующих материалов 68
3.4. Адгезионные свойства фильтрующих материалов, основные принципы адгезионного взаимодействия на границе раздела твердых поверхностей 69
3.5. Выводы по третьей главе 74
4. Экспериментальные исследования процесса сорбционной очистки стоков от ионов хрома 75
4.1. Методика проведения фильтрационных испытаний на коротких слоях адсорбента 75
4.2. Результаты исследования динамики очистки стоков от ионов хрома на коротких слоях адсорбента 79
4.3. Регенерация адсорбента 85
4.4. Выводы по четвертой главе 93
5. Теоретическое обоснование и расчет параметров процесса сорбционного извлечения ионов хрома из сточных вод 94
5.1. Физико-химическая сущность процесса 94
5.2. Соответствие общих закономерностей динамики сорбции из жидких сред и процесса сорбционной очистки хромсодержащих стоков 102
5.3. Математическое моделирование процесса сорбционного извлечения ионов хрома из сточных вод 109
5.4. Методика экспериментального определения параметров Д D, Г и критерия Н 113
5.4.1. Методика определения коэффициента внешней диффузии 113
5.4.2 Методика определения коэффициента внутренней диффузии D и коэффициента распределения Г 114
5.5. Методика расчета продолжительности фильтроцикла при сорбционном извлечении хрома из хромсодержащего стока 116
5.6. Выводы по пятой главе 119
6. Анализ результатов реализации сорбционной технологии очистки хромсодержащего стока на промышленных предприятиях 120
6.1. Общие сведения о стоках гальванических производств 120
6.2. Доочистка сточных вод на оао «измеритель» г.смоленск 121
6.2.1. Существующее положение до реконструкции 121
6.2.2. Технологические и конструктивные параметры промышленной установки по сорбционной доочистке промстоков 124
6.2.2.1. Технологический процесс очистки промышленных стоков на сорбционных фильтрах 124
6.2.2.2. Регенерация фильтров 129
6.2.2.3. Количество фильтров и контрольно-измерительная аппаратура 133
6.3. Технико-экономическая и экологическая эффективность сорбционной технологии с использованием активированного алюмосиликатного адсорбента для очистки хромсодержащего стока 134
6.4. Выводы по шестой главе 140
Заключение 141
Список литературы 143
Приложения 153
- Реагентные (химические) методы очистки сточных вод от ионов хрома
- Ионообменные свойства глинистых минералов и их взаимодеисвие с дисперсионной средой при активировании и модифицировании
- Анализ насыпной массы, плотности, удельной поверхности и пористости гранул модификаций алюмосиликатного адсорбента
- Результаты исследования динамики очистки стоков от ионов хрома на коротких слоях адсорбента
Введение к работе
Охрана природы, и водных ресурсов в частности, - задача нашего века, проблема, ставшая социальной. Многие из нас считают опасность загрязнения водной среды неизбежным порождением цивилизации и полагают, что мы еще успеем справиться со всеми выявившимися затруднениями. Однако действительное концерогенное воздействие на водную среду приняло угрожающие масштабы. Требуются целенаправленные и продуманные действия, чтобы в корне улучшить положение. Улучшение экологического состояния водных бассейнов возможно лишь в том случае, если внедрим новые методы снижения и предотвращения вреда, наносимого природе человеком.
Проблема очистки промышленных стоков вообще и сточных вод после гальвано-технологических операций на предприятиях в частности, жизненна и тесно связана с общей проблемой охраны окружающей среды.
Гальванотехника является весьма разветвленным производством, что объясняется его широким потреблением в народном хозяйстве и промышленности для нанесения различных покрытий на металлические изделия, получение полуфабрикатов, сложных изделий и элементов. Оно отличается значительным водопотреблением свежей воды высокого качества и сбросом большого количества токсичных отходов [65].
Растущие выбросы загрязнений, включающие большое количество солей тяжелых металлов, сбрасываемых в водоемы вместе с неочищенными и недостаточно очищенными промстоками приобрели размеры серьезной угрозы экосистеме. Это относится, в частности и к выбросам в окружающую среду ионов хрома, в составе стоков, образующихся в гальваническом производстве.
Многочисленные исследования биологов и гигиенистов показывают, что хром как в шести-, так и в трехвалентной форме проявляет весьма высокую биологическую активность, накапливаясь в человеческом организме.
Изменение рН воды при постоянном составе других физико-химических показателей качества воды увеличивает токсичность хроматов и для рыб водоемов.
Вместе с тем в производственных сточных водах хром имеет значительную ценность, а его извлечение и повторное использование в производстве может дать значительный экономический эффект. Кроме того, при повторном использовании очищенных вод существенно сокращаются затраты на водопотребление и водоотведение.
Разнообразие состава сбрасываемых хромсодержащих сточных вод, большие капитальные и эксплуатационные расходы на комплексы водоочистки предприятий отрасли создают трудности в организации технологической схемы очистки сточных вод от хрома. Основной задачей в решении этой проблемы является создание и разработка новых, а также модернизации известных уже методов очистки направленных на создание полностью замкнутых бессточных или малоотходных систем водопотребления на промышленных предприятиях. В последнее годы такая возможность появилась в связи с развитием сорбционных методов очистки и доочистки сточных вод, в частности, благодаря созданию и промышленному освоению адсорбентов длительного использования, способных восстанавливать свою сорбционную активность посредством несложной регенерации, осуществляемой в фильтровальном сооружении.
Данная работа посвящена разработке метода очистки промышленных сточных вод гальванического производства от ионов хрома путем фильтрования их через активированный алюмосиликатный адсорбент.
Работа выполнена на кафедре «Водоснабжение, водоотведение и гидравлика» ПГУПСа в рамках отраслевой научно-технической программы «Создать и освоить прогрессивные системы водного хозяйства промышленности и населенных мест, предотвращающие загрязнение водных объектов» по разделу «Разработка технологии сорбционной доочистки сточных вод от ионов тяжелых металлов».
Реагентные (химические) методы очистки сточных вод от ионов хрома
Способ электрохимической очистки заключается в электролизе хромсодержащих сточных вод в открытых бездиафрагменных электролизерах с использованием анодов из графитированного угля или других анодных материалов, не подвергающихся электролитическому растворению (магнетит, диоксиды рутения или свинца, нанесенные на титановую основу и др.), и катодов из углеродистых и легированных сталей [29]. В процессе электролиза на катоде происходит разряд Я-ионов с образованием газообразного водорода, а также разряд растворенных в воде ионов тяжелых металлов с образованием катодных осадков соответствующих металлов.
Метод электролиза позволяет извлекать из сточных вод тяжёлые металлы, в том числе ионы хрома в виде пригодном для промышленного использования [58, 65,112]. Основной задачей электролитической обработки промстоков является обеспечение высокой скорости массообмена при сравнительно низких концентрациях ионов тяжелых металлов в сточных водах. Эта задача решается за счёт увеличения соотношения площади электродов к общему объёму электролизёра и за счёт интенсификации перемешивания очищаемых сточных вод.
Однако, даже при создании оптимальных условий очистки сточных вод этим методом остаточные концентрации в них ионов хрома часто превышают значения ПДК для выпуска в водоём.
Следует отметить также высокую энергоёмкость этого метода. Несмотря на возможность непосредственной утилизации металлов, осаждённых на электродах, данный метод не приемлем для широкого промышленного применения из-за пассивирующего воздействия ионов металлов на электроды. При электролизе в течении 4-6 часов осаждение металлов на электродах уменьшалось, а после 15-20 часов почти полностью прекращалось.
Метод электродиализа основан на процессе переноса ионов тяжелых металлов через мембрану под действием приложенного электрического поля [17]. При этом анионы будут переносится током в анодное пространство, а на аноде будет выделяться кислород и хлор, и образовываться кислота. Одновременно катионы переносятся в катодное пространство и на катоде выделяется водород, и образуется щелочь. Процесс электродиализа осуществляется в специальных мембранных аппаратах - электродиализаторах. Электродиализатор диафрагмами разделен на несколько камер. В промышленности в настоящее время используются двух-, трех- и многокамерные электродиализаторы с неактивными и ионоактивными мембранами.
При очистке сточных вод наибольшее применение нашли электрохимически активные ионитовые мембраны. По сравнению с инертными пористыми мембранами они имеют ряд преимуществ: избирательную проницаемость (селективность), высокую электропроводность, водопроницаемость и большое диффузное сопротивление. Особым достоинством этих мембран является то, что они не требуют специальной регенерации. При использовании ионоактивных мембран эффективность процесса очистки стока резко повышается в результате способности этих мембран пропускать ионы только одного знака (в отличии от неактивных мембран) Ионоактивные мембраны бывают катионитовыми и анионитоными. Катионитовая селективная мембрана, как и катионит, содержит группы атомов с фиксированным отрицательным зарядом. Мембрана пропускает положительные катионы (натрий, калий, железо, хром и др.) под действием электрического тока к катоду и не пропускает аниониты (хлорид, сульфат, нитрат и Q/f-ионы). Анионитовые мембраны имеют противоположный заряд и аналогично пропускают анионы, и не пропускает катионы. Существуют так же биполярные мембраны, одна поверхность которых обладает свойствами катионитовой мембраны, а другая анионитовой. Такая мембрана, расположенная между электродами, генерирует водородные и гидроксильные ионы и может применяться отдельно либо в сочетании с катионитовыми и анионитовыми мембранами. Однако, при обработке сточных вод методом электродиализа возникают трудности, так как мембраны очень чувствительны к взвеси и коллоидным веществам. При наличии этих загрязнений в очищаемом стоке мембраны необратимо и быстро теряют свои фильтрационные, очистительные свойства. В гальванотехнике этот метод находит применение для обезвреживания высококонцентрированных сточных вод, содержание солей в которых 2,5-15 г/л [29, 58] и регенерации из них ценных продуктов [59]. Очистка проводится до концентрации солей в очищенной воде - до 0,5 г/л и выше. Более глубокая очистка сточных вод считается не выгодной с экономической точки зрения [62], так как эффективность электродиализа зависит от многих параметров: качества ионообменных мембран, плотности тока, природы и концентрации раствора, гидродинамического режима, возможности образования труднорастворимых соединений на поверхности мембраны и их поляризации [54,62], которые трудно соблюдать. Электрокоагуляционный метод очистки основан на анодном растворении металла, обычно железа или алюминия, при прохождении через жидкость постоянного тока. Под действием постоянного тока металл переходит в раствор в виде ионов. Если используются железные электроды, то при их растворении в воду переходят ионы двухвалентного железа, которые, соединяясь с гидроксильными нонами, образуют гидрат закиси железа. В присутствии кислорода, растворённого в воде, гидрат закиси железа окисляется до гидрата окиси согласно реакции:
Ионообменные свойства глинистых минералов и их взаимодеисвие с дисперсионной средой при активировании и модифицировании
Отличительным и весьма желательным для нас свойством глинистых минералов является их способность к катионному замещению. Слоистая структура каолинита и монтмориллонита позволяет принимать им катионы не только в свою кристаллическую решетку, но и внеструктурные обменные катионы, которые в избытке насыщают межслоевые и межплоскостные пространства, а также располагаются на базальных плоскостях частиц глинистых минералов.
Эта особенность слоистых алюмосиликатов и была использована как основное средство регулирования свойств фильтрующих материалов, изготовленных на их основе.
Весьма заметное влияние на поверхностные и физико-химические свойства глинистых минералов оказывает химическое взаимодействие их с дисперсионной средой.
Наиболее распространенными способами химической активации являются: - кислотная обработка с использованием НО, H2SO4, Н3РО4 или СНзСООН; - щелочная активация с использованием NaOH, Na2C03, Са(ОН)2; - использование труднорастворимых солей (СаСОз, MgC03), которых смешивают с глинами в суспензии и прокаливают при различных температурах; - обработка растворами солей, образующими при взаимодействии на поверхности труднорастворимые соединения; - обработка растворами неорганических солей с образованием катионзамещенных форм глин; - обработка органическими веществами (диссоциирующими) с образованием органоглин. При кислотной активации имеет место компенсация отрицательного заряда решетки протонами с образованием Si-OH связей, а также уменьшение теплоты смачивания и величины -потенциала. Из-за отсутствия гидратной оболочки, имеющейся у ионов щелочных и щелочноземельных металлов, связь Я с матрицей глинистого минерала слабее, поэтому адсорбируемость катионов щелочных металлов на Н форме глин на один порядок, а щелочноземельных на два порядка выше, чем на А13 форме глин [68]. Поэтому предварительная кислотная активация поверхности глин может быть использована для дальнейшей интенсификации процесса модифицирования глин растворами солей. Щелочная обработка глинистых материалов (щелочная активация) вызывает значительные изменения их гидрофильности. При этом достаточно хорошо изучено взаимодействие глин с известью [14, 41, 66, 67]. Так было установлено, что активация глинистых минералов 0,00IN растворами NaOH приводит к их гидрофобизации, то есть резко возрастает их сорбционная активность по отношению к нафтеновым кислотам, смолам и маслам, причем получается относительно высокоактивный сорбент для этой группы веществ. Для щелочной активации используют такие щелочные реагенты как NaOH, Ca(OH)2nNa2C03. Возможно использование для активации глин растворов солей, которые при взаимодействии с глинистым материалом, а также между собой, приводят к образованию на поверхности труднорастворимых соединений, способствуя тем самым сцеплению части глинистых минералов между собой. Такой способ активирования представляется весьма перспективным при получении фильтрующих материалов из глинистого сырья. Подобные используемые добавки не только изменяют физико-химические свойства поверхности, но и облегчают процесс получения фильтрующих материалов достаточной прочности при невысоких температурах его обжига. Например, японские технологи для этой цели используют растворы силиката натрия для приготовления шихты керамзита, при этом температура обжига керамзита составляет всего 400-700С. В отличие от активации глинистых материалов, их модификация посредством обработки различными соединениями предполагает существенное изменение свойств поверхности глин без изменения их первоначальной структуры. Модификация глинистого сырья неорганическими соединениями протекает по ионному механизму, в настоящее время является более доступной и представляет интерес в связи с широкими возможностями изменения свойств поверхности глин [14, 51, 66, 91]. Свойства модифицированных глинистых материалов существенно зависят от природы поглощаемого катиона. По силе влияния катионов на величину -потенциала при условии постоянства всех многочисленных параметров, влияющих на -потенЦиал (дисперсность, пористость, концентрация обменного иона, условия получения диафрагм), катионы можно расположить в ряд: Са Со Мп Mg Na К Li. Так как "-потенциал характеризуется зарядом поверхности и концентрацией подвижных ионов в диффузном слое ДЭС, то -потенциал будет тем больше, чем меньше энергия связи катион-поверхность. Помимо общего содержания того или иного обменного катиона в глине большое значение имеет подвижность катионов, т.е. способность их перехода в раствор. То же понятие некоторые исследователи обозначают обратной величиной - прочностью связи поглощенных катионов: чем меньше прочность связи, тем больше подвижность ионов. Выше указывалось, что различные катионы обладают различной способностью выхода из поглощенного состояния, т.е. различной способностью вытесняться. Так, Mg + в большинстве случаев вытесняется легче Сс?+; Na - легче 1С и ft. Наиболее слабая связь со структурой минерала наблюдается у катионов магния. Иначе говоря, катионы магния наиболее подвижны: они достаточно легко входят в структуру минерала и также легко из него продуцируют в водный раствор. Таким образом в качестве активирующей добавки в глинистое сырье следует принять магний и кальций - содержащие соединения. Одной из технологических стадий при изготовлении адсорбента является термообработка. Известно [31, 34], что при температуре обжига t 600С происходит разложение карбонатов магния и кальция с образованием оксидов кальция и магния и углекислого газа.
Анализ насыпной массы, плотности, удельной поверхности и пористости гранул модификаций алюмосиликатного адсорбента
При фильтровании сточной воды, содержащей различные коллоидные примеси, через зернистые загрузки на процесс очистки влияют как величины и знак заряда частиц загрязнений, так и электрические свойства зерен фильтрующих материалов. Эти свойства могут быть охарактеризованы величиной и знаком заряда - -потенциала. Зная величину -потенциала поверхности зерен и его знак, можно обоснованно подходить к оценке и выбору фильтрующих материалов.
Для объяснения электрических явлений в системе твердое тело (гранула)-жидкость важное значение имеет разработанная рядом авторов теория двойного электрического слоя [37, 86, 97, 98]. При рассмотрении двойного электрического слоя (ДЭС) исходят из следующих общих понятий. Один из слоев ДЭС состоит из ионов одного знака достаточно прочно связанных с дисперсной фазой - гранулой (потенциалопределяющие ионы), другой слой состоит из эквивалентного количества противоположно заряженных ионов (протавоионов), которые, находятся в жидкой (дисперсионной) среде вблизи межфазной поверхности. Между противоионами и свободными ионами того же знака, находящимися в растворе, существует динамическое равновесие.
Согласно современным представлениям противоионы у межфазной границы располагаются следующим образом. Часть их под действием адсорбционных и электростатических сил прочно связана с ядром мицеллы и образует адсорбционный слой. Другие же противоионы в результате взаимного отталкивания и теплового движения располагаются на некотором расстоянии от поверхности и удерживаются возле нее электростатическими силами. Они образуют диффузный слой. Схема строения мицеллы представлена на рис. 3.2.
При фильтровании жидкости через зернистую среду, каждая гранула притягивает к себе из раствора (воды) ионы противоположного знака, оставаясь практически электронейтральной. Таким образом, при движении воды гранула (ядро) теряет и приобретает диффузные противоионы, т.е. происходят процессы разрушения и релаксации двойного ионного слоя мицеллы. При условии равенства скоростей этих процессов, симметрия двойного ионного слоя сохраняется. Если же скорость релаксации меньше скорости деформации ионного слоя, симметрия двойного ионного слоя нарушается, и мицелла становится диполем.
Две перемещающиеся относительно друг друга части мицеллы разделяют поверхность скольжения. Потенциал двойного слоя на этой плоскости называется электрокинетическим, или -потенциалом. Следует отметить, что представления о плоскости скольжения весьма условны и на самом деле имеет место скольжения жидкости от межфазной границы вглубь раствора, которое начинается на определенном расстоянии от поверхности твердой фазы. В общем случае граница скольжения может и не совпадать с границей между адсорбционным и диффузным слоями, так как ее положение определяется не только адсорбционными и электрическими силами, а и гидродинамическими свойствами жидкости.
На величину -потенциала могут оказать влияние такие факторы, как концентрация ионов в воде, температура воды. Концентрация ионов в воде влияет на -потенциал следующим образом: при разбавлении системы уменьшается концентрация противоионов в растворе, следовательно, увеличиваются толщина двойного электрического слоя. Это должно привести к увеличению -потенциала. Однако, при разбавлении возможен процесс десорбции потенциалопределяющего иона с поверхности, что обусловит падение -потенциала. Таким образом, изменение -потенциала в итоге будет определяться тем, какой процесс в каждом конкретном случае является преобладающим.
Температура раствора влияет на -потенциал следующим образом. С повышением температуры усиливается тепловое движение противоионов, увеличивается толщина двойного слоя, следовательно, -потенциал растет. Но одновременно с повышением температуры может усилиться и десорбция потенциалопределяющих ионов. При понижении температуры наблюдается обратная зависимость. Вопрос об изменении -потенциала с изменением температуры должен решаться для каждой конкретной системы отдельно. Значение рН дисперсионной среды (воды) может оказывать сильное влияние на величину -потенциала вследствие способности гидроксильных и водородных ионов к адсорбции на поверхности дисперсной фазы.
Несомненно, введение в алюмосиликатный адсорбент при его изготовлении активирующих добавок, содержащих магний и кальций, сказывается на величине и знаке электрокинетического потенциала. Так как -потенциал зависит от концентрации подвижных ионов в диффузной части двойного электрокинетического слоя, то решающую роль будет играть энергия связи вводимого катиона с поверхностью. Отмечено [75], что большей величиной -потенциала обладают глины, модифицированные ионами щелочных и щелочноземельных металлов, по сравнению с глинами, модифицированными катионами переходных элементов, таких как кобальт, никель, подвижность которых в глинах ограничена за счет специфических взаимодействий.
Результаты экспериментальных исследований подтверждают справедливость того, что -потенциал активированных алюмосиликатных адсорбентов имеет отличительные особенности как по знаку, так и по характеру проявления от традиционных фильтрующих материалов.
Результаты исследования динамики очистки стоков от ионов хрома на коротких слоях адсорбента
Необходимость в регенерации адсорбента вызвана тем, что загрязнения, состоящие из взвешенных веществ и гидроксида хрома, образуют вокруг зерен адсорбента в межзерновом поровом пространстве коллоидную структуру в виде геля, которая постепенно заполняет часть межзернового пространства и закрывает устья макропор зерен адсорбента, препятствуя доставке активатора на поверхность раздела твердой и жидкой фазы. Кроме того, при фильтровании воды, адсорбционная активность адсорбента несколько снижается вследствие перехода в раствор некоторой части активатора, насыщающего вакансии кристаллической решетки и межслоевое пространство части глинистого минерала. Это приводит к возрастанию уровня проскоковой концентрации загрязнений в фильтрате. Достижение предельного уровня проскоковой концентрации служит сигналом к началу постановки фильтра на промывку.
Первой стадией регенерации является водяная промывка, при которой удаляются загрязнения, накопившиеся в загрузке в виде коллоидной структуры взвеси и гидроксида хрома. Промытый адсорбент может снова использоваться для очистки стока, но с пониженной сорбционной активностью.
Промывка адсорбента осуществлялась водопроводной водой посредством резинового шланга, одним концом подсоединенного к водоразборному крану, а другим - к нижнему патрубку фильтровальной колонки. Степень расширения («псеводоожижения») загрузки при промывке поддерживалась на уровне е = 0,45-0,50. Продолжительность промывки составляла 5 минут. После завершения промывки фильтроцикл повторялся. Всего было проведено 4 фильтроцикла. Концентрация ионов Оі+ в исходном стоке составляла 14,4 мг/л, скорость фильтрования принималась 3 м/ч. Как следует из таблицы 4.3. эффект очистки стока от трехвалентного хрома необратимо уменьшается на каждом последующем фильтроцикле, а скорость уменьшения эффекта очистки в пределах каждого фильтроцикла увеличивается. Если на свежеизготовленной загрузке после первого часа работы уровень проскоковой концентрации Сґ + составляет 0,21, то на этой же загрузке после третей ее отмывки водой после первого часа работы составлял уже 0,27. После шести часов фильтрования уровень проскоковой концентрации составлял соответственно 0,85 и 0,88. Таким образом экспериментально установлено, что промывка только водой не обеспечивала эффективного восстановления сорбционной активности фильтрующей загрузки из алюмосиликатного адсорбента. Одной из причин снижения активности адсорбента является то обстоятельство, что регенерация адсорбента только водой не обеспечивает полной отмывки поверхности зерен и особенно устьев мезо- и макропор от осадка, состоящего из гидроксида хрома, так как сила адгезионного взаимодействия коллоидной структуры осадка с поверхностью тела гранулы адсорбента достаточно велика. Другая причина снижения сорбционных свойств адсорбента заключается в том, что в процессе фильтрационного извлечения из воды ионов хрома активная часть адсорбента, состоящая из щелочных катионов продуцируя в водную среду не только повышают рН воды и создают слабощелочную среду за счет избытка анионов ОН, но и постепенно уносятся вместе с фильтратом. Наступает момент, когда очистительные (защитные) функции адсорбента становятся недостаточными и концентрация выносимых с фильтратом ионов 03+ превышает установленные нормативы. Требуется активация адсорбента, то есть восполнение ушедших вместе с водой щелочных катионов. При выборе активатора для восстановления сорбционных свойств адсорбента учитывались три наиболее важных фактора: во-первых, чтобы активатор был растворим в воде с тем, чтобы активацию проводить раствором непосредственно в фильтровальном сооружении, во-вторых, чтобы ионообменный катион в ряду активности катионов был расположен выше, чем кальций или магний, в третьих, чтобы этот катион обладал щелочными свойствами и был легко доступен для практического использования. Всем этим условиям в наибольшей степени отвечает катион натрия Na+ в составе кальцинированной соды. При поиске и выборе рационального режима активации были исследованы две схемы активации: - активация раствором кальцинированной соды для двухкомпонентного адсорбента (кембрийская глина с добавкой доломита 15% весовых от массы глины); - активация раствором кальцинированной соды и раствором сульфата железа для трехкомпонентного адсорбента (кембрийская глина с добавкой доломита 15% весовых от массы глины и магнетита 30% вес от массы глины). Активация проводилась при различных концентрациях регенерационного раствора и продолжительности обработки фильтрующей загрузки этими растворами. При активировании адсорбент предварительно промывался водой, выгружался из колонки в фарфоровую чашу, заливался регенерационным раствором заданной концентрации и вьщерживался определенное время при периодическом перемешивании. Концентрация растворов кальцинированной соды составляли 2, 3, 4 и 5%, концентрация раствора сульфата железа во всех случаях использования раствора составляла 2%. Продолжительность обработки адсорбента регенерационными растворами принималась 10,20,30,40 и 50 минут. Очистки подлежал сток с концентрацией 14,4 мг/л О3 для двухкомпонентного адсорбента и с концентрацией 18,2 мг/л Сг6+ для трехкомпонентного адсорбента. Скорость фильтрования принималась 3 м/ч. Результаты технологических испытаний по очистке стока содержащего ионы хрома (О3 или Сгб+) при различных параметрах активации представлены в таблице 4.4.-4.5.
