Методи очищення природної води

Размещено на http://www.allbest.ru/

ВСТУП

Вода є універсальним ресурсом, застосування для якого людина знайшла практично у всіх сферах свого життя. Значення води в природі та житті людини включає в себе не тільки біологічну складову, вода активно використовується в промисловості, землеробстві, тваринництві та інших галузях.

Загальні запаси води на земній кулі за складають 1455 млн. км3, з них тільки 28 млн. км3, або близько 1,9%, складають прісні води, дебіт яких катастрофічно знижується через наростаюче забруднення гідросфери стічними водами промислових підприємств, комунальних господарств міст та інших населених пунктів, стоками систем зрошення, поверхневими стоками з полів та інших сільськогосподарських об'єктів, атмосферними випадами забруднювачів на поверхню водойм і водозбірних басейнів. Решта води - солоні, з різним ступенем мінералізації, непридатні без спеціальної обробки для промислового, сільськогосподарського та господарсько-питного використання [1].

Аналіз водної ситуації в Україні показав, що малі річки забруднені більше, ніж великі. Це пояснюється не тільки їхньою малою водністю, але й недостатньою охороною. Найбільш забруднені Південнй Буг, річки Донецької і Луганської областей, Чорноморського узбережжя півдня України. Рівень очищення води надзвичайно низький. Існуючі очисні споруди навіть при біологічному очищенні вилучають лише 10-- 40 % неорганічних речовин (40 % азоту, ЗО % фосфору, 20 % калію) і практично не вилучають солі важких металів.

Щороку до водоймищ України потрапляє 5 млн тонн солей і значна частина стоків від тваринницьких комплексів [2].

В таких умовах рішення проблеми підвищення якості і безпеки природної води можливе тільки за умови вдосконалення і активного використання світові тенденції збереження чистої води, а саме:

зменшення забору води з джерел водопостачання, перехід на нову технологію виробництва із заміною водомістких процесів на безводну або маловодну;

впровадження на водопровідних станціях нових високоактивних технологій і реконструкцї діючих водопровідних мереж, яка виключить вторинне забруднення води.

перехід на замкнені системи водопостачання і водовідведення;

впровадження нових методів очищення природних вод на локальних установках, загальнозаводських і районних очисних спорудах, які передбачають вилучення та утилізацію цінних продуктів і відходів виробництва й використання очищеної води;

підвищення коефіцієнта оборотного водопостачання і повторне використання води у виробництві;

раціональне розміщення нових та реконструкції діючих промислових підприємств і споруд для очищення природних вод [3].

Наприклад, в Німеччині метою збереження водних ресурсів введено заборону на видобуток сланцевого газу нетрадиційними методами гідророзриву пластів у водоохоронних зонах, районах цілющих джерел, а також у водозбірних басейнах озер і водосховищ.

Як правило, природні чинники очищення джерел не забезпечують належної якості води для господарсько-питних і промислових потреб. У зв'язку з цим практично завжди необхідна додаткова обробка води для її подальшого вікористання у різних цілях [4].

Метою курсової роботи є розробка технологічної схеми очищення природної води для живлення котлів.

Ця курсова робота є актуальною, так як для утворення коагуляції і часткового відстоювання використовується прояснювач із завислим осадом, замість двох споруд, що значно здешевлює процес очищення води. Використовується триступеневе очищення води, що дозволяє, здійснити найбільш глибоке знесолення води з остаточним вмістом солей 0,1 мг/дм3 і знизити вміст іонів сіліцієвої кислоти SiO32- до 0,05 мг/дм3, а також повністю видаляється загальна твердість, що є оптимальним варіантом для подальшого використання води з заданою метою.



1. ХАРАКТЕРИСТИКА ФАЗОВО-ДИСПЕРСНОГО СТАНУ ДОМІШОК, ЩО ВИДАЛЯЮТЬСЯ

В Україні найвідомішою і найчастіше уживаною стала класифікація забруднюючих воду домішок за Кульським, який в основу принципу угруповання домішок поклав поняття про їх фазовий стан у воді. Цей стан певною мірою характеризується дисперсністю речовин і визначає закономірності, яким підкоряються процеси, що протікають у водному середовищі. Запропонований принцип дозволяє об'єднати в кілька груп різноманітні за хімічними та фізичними характеристиками домішки природних, технічних та стічних вод і науково обґрунтувати технологічні прийоми водообробки.

Вихідні його положення можна сформулювати так:

фазово-дисперсний стан домішок води обумовлює їх поведінку в процесі водообробки;

кожному фазово-дисперсному стану домішок відповідає сукупність методів впливу, що дозволяє досягти необхідних якісних показників води (кондицій) зміною цього стану або без зміни його.

На цій основі всі домішки природних, промислових і стічних вод розділені на чотири групи із загальним для кожної групи набором методів водоочистки, зумовлює формою знаходження домішок у воді (табл. 1.1)

Домішки перших двох груп (виключаючи високомо¬лекулярние з'єднання) утворюють термодинамічно нестійкі гетерогенні системи, а домішки двох інших груп - термодінамічно рівноважні і оборотні гомогенні системи.

Домішки I групи (a> 10-5 см; D <105 см-1), до яких відносяться грубодисперсні речовини, які утворюють з водою суспензії, емульсії, піни, а водами. Найбільш часто ці домішки представлені частинками глини, піску, також планктон і патогенні бактерії - кінетично нестійкі, утримуються у зваженому стані динамічними силами водного потоку.

Таблиця 1.1 - Класифікація домішок води та методи їх видалення

Фазова характеристика	Гетерогенні системи	Гомогенні системи
Група	I	II	III	IV
Фізико-хімічна характеристика	Грубодисперсні домішки: суспензії, емульсії, планктон, патогенні макроорганізми	Домішки колоїдного ступеню дисперсності: органічні та неорганічні речовини, віруси	Домішки молкулярного ступеню дисперсності: гази, органічні речовини	Домішки йонного ступеню дисперсності: солі, кислоти, основи
Поперечний розмір частинки а, см	10-1 - 10-5	10-6	10-7	10-8
Дисперсність D, см-1	10 - 105	106	107	108
Методи видалення домішок з води	Механічне розділення	Ультрафільтрація	Гіперфільтрація
	Адгезія на зернистих і високодисперс-них матеріалах	Коагуляція	Десорбція газів і речовин, евапорація важколетких речовин	Перевод йонів у малорозчинні сполуки
		Окислення хлором, озоном, перманганатом
		Адсорбція на гідроксидах і дисперсних мінералах	Адсорбція на активних вуглях та ін. матеріалах	Фіксація на твердій фазі іонітів
	Агрегація за допомогою флокулянтів (аніонних та катіонних)	Асоціація молекул	Моляризація та комплексоутворення
	Флотація	Електрофоретичні методи	Екстракція органічними розчинника-ми	Сепарація йонів при різному фазовому стані води
	Елетролізис синьо-зелених водоростей	Віруцилідний вплив	Біохімічний розпад	Використання рухливості йонів в електричному полі
	Бактерицидний вплив

Потрапляють такі речовини в водойми в результаті розмиву порід, змиву грунтів, зі стічними грунту, мулу, а також емульсіями мінеральних масел, нафтопродуктами тощо. На поверхні частинок можуть сорбироватися патогенні бактерії, віруси, радіоактивні речовини. У стані спокою для таких систем характерна седиментація частинок або спливання в залежності від їх щільності.

Домішки II групи (10-5> а> 10-7 см, 107> D> 105 см-1) представляють собою колоїдні (мінеральні та органомінеральні) частинки грунту; гумінові та фульвокислоти, які вимиваються з лісових, торф'яних і болотистих грунтів і надають воді бурого забарвлення; високомолекулярні сполуки природного походження, а також потрапляють у водойми зі стічними водами; віруси, колібактерії та інші мікроорганізми колоїдної ступеня дисперсності. Домішки II групи утворюють з водою кінетично і агрегативно стійкі системи. Кінетична стійкість даних домішок характеризується співвідношенням сил гравітаційного поля і броунівського руху (домішки практично не осідають, час їх седиментації вимірюється роками); агрегативна стійкість їх зумовлена ??електростатичним станом міжфазної поверхні і утворенням при цьому дифузних шарів або створенням на поверхні частинок стабілізуючих шарів.

До домішок III групи (молекулярна ступінь дисперсності) відносяться розчинені у воді гази, органічні сполуки біологічного походження, які вносяться виробничими і побутовими стічними водами. Органічні речовини молекулярного ступеня дисперсності представляють собою неелектроліти або слабкі електроліти. Це феноли та його похідні, ароматичні аміни, нітросполуки та інші. Домішки III групи можуть суттєво змінювати структуру води і взаємодіяти як з нею, так і один з одним. У першому випадку відбувається гідратація молекул, у другому - асоціація. Виключаючи випадок утворення хімічних сполук, ці взаємодії в основному обумовлені силами Ван-дер-Ваальса. Молекулярно-розчинені речовини здатні за рахунок водневих зв'язків утворювати з водою неміцні сполуки, що існують лише в розчині. Велике значення мають ці зв'язки і при асоціації молекул розчиненої речовини, необхідною умовою виникнення таких зв'язків є достатня полярність валентних зв'язків водню у вихідних речовинах.

Домішки IV групи (іонна ступінь дисперсності) утворюються в результаті дисоціації у воді солей, кислот і основ. Це речовини з іонним або сильно полярним зв'язком, які в результаті характерної полярної будови молекул води розпадаються на іони.

В процесі очищення з води видаляються завислі речовини: грубодисперсні домішки I групи та колоїдні домішки II групи; сухий залишок, а також загальна твердість, що належать до IV групи.

Для видалення грубодисперсних домішок I группи використовуються такі методи: відстоювання, фільтрація, коагуляція, фільтрування, флотація; та такі процеси: механічне безреагентне розділення, адгезія на гідроксидах алюмінію або заліза, а також на зернистих і високодисперсних матеріалах, флотація сузпензій і емульсій, агрегація флокулянтами.

Домішки II групи можно видаляти такими методами як коагуляція, замулювання, контактна коагуляція, флокуляція. Для їх видалення використовуються процеси: діаліз, адсобрція на гідроксидах алюмінію та заліза, а також на високодисперсних глинистих мінералах, коагуляція колоїдних систем, агрегація високомлекулярними флокулянтами катіонного типу.

Щоб видалити IV групу домішок використовують дві групи методів:

із зміною агрегатного стану, до яких відносяться:

дистиляція;

нагрівання води до зверхкритичної температури;

заморожування;

газогідратний метод;

без зміни агрегатного стану:

йонний обмін;

електродіаліз;

зворотний осмос (гіперфільтрація);

ультрафільтрація;

екстракція.

Ефективними для видалення є такі процеси: гіперфільтрація, переведення йонів в малодисоційовані з'єднання, фіксація йонів на твердій фазі іонітів, сепарація йонів при різному фазовому стані води, переведення йонів в малорозчинні з'єднання, сепарація іонів, використання рухливих йонів в електричному полі

іонообмінний знесолення вода фільтр



2. ВИБІР ТА ОБГРУНТУВАННЯ МЕТОДІВ ОЧИСТКИ ВОДИ

Продуктивність технологічної схеми становить 500 м3/год або 12000 м3/добу.

Природна вода, що очищується, містить завислі речовини: грубодисперсні, що відносяться до I групи домішок, і колоїдні - II група, а також загальна твердість і сухий залишок, що належать до IV групи.

Для видалення грубодисперсних речовин використовють такі методи: відстоювання, флотація, коагуляція, фільтрування.

Для видалення колоїдних речовин, що відносяться до II домішок використовуються такі методи очищення: коагуляція, контактна коагуляція, флокуляція та інші.

Вміст грубодисперсних реовин у природній воді - 100 мг/дм3, тому доцільно видаляти їх разом з колоїдними домішками II групи методом контактної коагуляції за допомогоюю прояснювача із завислим осадом, які використовуються при продуктивності 3000 - 50000 м3/добу, і вмісті завислих речовин більше 150 мг/дм3. При даній продуктивності технологічної схеми і вмісті завислих речовин 180 мг/дм3 в курсовій роботі, використання методу є доцільним.

Видалення IV групи домішок - солей, а саме сухого залишку і загальної твердості, є можливим за допомогою таких методів: іоннообмінного обміну, електродіалізу, зворотного осмосу, ультрафільтраціі, екстракції, дистиляції, заморожування, нагрівання води більше критичної температури, газогідратного методу.

Я вибираю триступеневе іоннообмінне очищення води, яке дозволить здійснити найбільш глибоке знесолення води із залишковим вмістом солей 0,1 мг/дм3 і знизить вміст йонів сіліцієвої кислоти SO32- до 0,05 мг/дм3, повністю видаляється загальна твердість, тому очищену воду можна використовувати для живлення котлів [6].



3 ТЕОРЕТИЧНІ ОСНОВИ ТА ОПТИМАЛЬНІ ПАРАМЕТРИ МЕТОДІВ ОЧИСТКИ ВОДИ

3.1 Коагуляція

Метою коагулювання є звільнення води від домішок, що надають їй мутність і забарвлення, фізико-хімічні властивості яких не дозволяють видаляти домішки методом безреагентного відстоювання або фільтрування.

Методом коагулювання з води видаляються грубодисперсні і колоїдні домішки. У грубодисперсному (завислому) стані знаходяться глинисті, кварцові, вапнякові і гіпсові частки, речовини тваринного і рослинного походження; в колоїдному - частки глин, з'єднання кремнію і заліза, сірка, продукти життєдіяльності і розпаду мікроорганізмів, гумусові речовини.

Коагулювання відбувається додаванням до води мінеральних солей з гідролізуючими катіонами або анодним розчиненням металів.

Методом коагуляції з води видаляються грубодисперсні і колоїдні домішки. В грубодисперсному (зваженому) стані знаходяться глинисті, кварцові, вапняні та гіпсові частинки, речовини тваринного і рослинного походження; в колоїдному - часточки глин, сполуки кремнію і заліза, сірка, продукти життєдіяльності і розпаду мікроорганізмів, гумусові речовини.

Дисперговані, колоїдні і завислі частки домішок природних вод в більшості випадків мають однакові заряди, що зумовлює виникнення міжмолекулярних сил відштовхування і агрегативну стійкість. Оскільки в технології очистки води передбачається часткове або повне видалення домішок, агрегативну стійкість часток прагнуть порушити, а заряд їх усунути або знизити до дуже малих значень. Цього досягають додаванням у воду сульфатів алюмінію, заліза(II) і заліза (III), хлориду алюмінію, хлориду заліза (III), алюмінату натрію, оксихлориду алюмінію та інших речовин, які будучи коагулянтами, або порушують агрегативну стійкість системи, або утворюють внаслідок гідролізу колоїди, що сорбують домішки з води.

Утворенню колоїдних часток передує утворення твердої фази (ядра), адсорбуючої із розчинів потенціал утворюючі іони. Сильні адсорбуються іони, які більше знижують вільні енергію поверхні твердої фази. В результаті поглинання іонів поверхня ядра набуває заряд. Різнойменно заряджені іони, що знаходяться в розчині збираються біля поверхні ядра внаслідок електричного протягування між різнойменними електричними зарядами, утворюючи колоїдну часточку. Якби в розчині не було теплового руху , що призводить до переміщення іонів, протийони утворювали б молекулярний шар (рисунок 3.1а), що охоплює колоїдну частинку на відстані іонного радіусу. Термодинамічний потенціал у такого подвійного шару є потенціалом між твердою фазою і рідиною. В дійсності впорядкована будова оболонки порушується в результаті теплового руху іонів в розчині, а шар протийонів, що оточують часточку набуває дифузійний характер (рисунок 3.1б).

ОО - поверхня ядра; АВ - границя шару; ? - товщина подвійного шару; СD - границя дифузійного шару

Рисунок 3.1 - Зміна потенціалу і розподілення заряду в подвійному (а) і дифузному (б) шарах

Процесс коагуляції складається з трьох стадій:

I - гідроліз коагулянтів та утворення розбавлених золів гідроксидів;

II - взаємодія золів гідроксидів з колоїдами і зависями води та коагуляція золів;

III - процесс утворення пластівців і видалення з води утворених агрегатів.

Коагулянти у більшості випадків представляють собою солі слабких основ і сильних кислот. В якості коагулянтів використовують сульфати і хлориди Al (ІІІ) та Fе (ІІ), Fе (ІІІ) (Al2(SO4)3, FeCl3 та інші). При розчиненні у воді вони гідролізуються, тобто взаємодіють з гідроксид - іонами, які присутні у воді в результаті електролітичної дисоціації. В наслідок цього утворюються малорозчинні основи алюмінію або заліза за реакціями:

І стадія: Аl2(SO4)3 + 2НОН 2Аl+3ОН-1SO4-2 + Н2SO4

2Аl3+ + 3SO42- + 2НОН 2АlОН2+ + 2SO42- + 2Н+ + SO42-

2Аl3+ + 2НОН 2АlОН2+ + 2Н+

ІІ стадія : 2АlОНSO4 + 2НОН [Аl(ОН)2]2SO4 + Н2SO4

2АlОН2+ + 2SO42- + 2НОН 2Аl(ОН)22+ + SO42- + 2Н+ + SO42-

2АlОН2+ + 2НОН 2Аl(ОН)2+ + 2Н+

ІІІ стадія: [Аl(ОН)2]2SO4 + 2НОН 2Аl(ОН)3 + Н2SO4

2Аl(ОН)2+ + SO42- + 2НОН 2Аl(ОН)3 + 2Н+ + SO42-

2Аl(ОН)2+ + 2НОН 2Аl(ОН)3 + 2Н+

Аl2(SO4)3 + 6НОН 2Аl(ОН)3 + 3Н2SO4

або

FеСl3 + НОН FеОНСl2 + Н+ + Сl

FеОНСl2 + НОН Fе(ОН)2Сl + Н+ + Сl-

Fе(ОН)2Сl + НОН Fе(ОН)3 + Н+ + Сl-

FеСl3 + 3НОН Fе(ОН)3 + 3НСl

Колоїдні домішки, що знаходяться у воді, дозволяють розглядати її як гетерофазну систему, у якій вода є дисперсіонним середовищем, а маса розподілених у воді колоїдних часток - дисперсною фазою. Ці частки володіють значною поверхневою енергією, а отже, і високою адсорбційною ємністю, що є важливим, оскільки коагуляція пов'язана з адсорбцією на колоїдних частках домішок, що містяться у воді.

Колоїдна частка разом з дифузійним шаром, що її оточує, називається міцелою. На рисунку 3.2 представлена схема будови міцели золю Fe(OH)3, отриманого внаслідок гідролізу FeCl3. Золь - система, що складається із колоїдних часток, розподілених у рідкому або газовому середовищі.

Рисунок 3.2 - Схематичне зображення міцели золю гідроксиду заліза (III) з позитивно зарядженою частинкою

Якщо таким середовищем є вода, система називається гідрозолем. Як видно з рисунку 3.2 міцела Fе(ОН)3 складається з ядра, утвореного молекулами Fе(ОН)3, адсорбційно пов'язаних з ним потенціалоутворюючих водневих іонів (nH+) і деякої кількості іонів хлору [(n-х)Сl-] меншої, ніж кількість іонів H+, у результаті чого колоїдна частка має позитивний заряд. Іони Н+ і протиіони, що входять до складу частки, Cl- утворюють подвійний електричний шар. Окремі іони хлору (xCl-) утворюють дифузійний шар і разом з колоїдною частинкою складають міцелу золю Fe(OH)3



Золь Al(OH)3, що утворюється при гідролізі солей алюмінію, заряджений позитивно при низьких значеннях рН води і від'ємно - при високих.

Рисунок 3.3 - Схематичне зображення міцели золю гідроксиду алюмінію.

Формула міцели золю Al(OH)3, що утворився при гідролізі AlCl3 в нейтральному середовищі, виглядає так:

{m[Al(OH)3]·nAl3+, 3(n-x)Cl-}3xCl-.



Міцела утворює первинну структуру диспергованої фази, тобто структуру окремих часток золей суспензій. З нею пов'язано електричні і молекулярно-кінетичні властивості часток, їх гідратація. На початку, в результаті Броунівського руху утворюють агрегати з масою недостатньою для видалення з розчину (це так звана стадія прихованої коагуляції). Потім укрупнення досягає межі, при якій утворення пластівців, які легко видимі неозброєним оком , що осідає під дією гравітаційних сил наступної стадії сидементації (осадження). Появленню помітних пластівців передує стадія утворення зверх міцелярних структур - вторинні структури. Які виникають внаслідок взаємодії окремих часток, тобто спостерігається виникнення рихлої стінки. Яка виключає велику кількість дисперсійного середовища (води). З плином часу, сітка розривається на окремі осідаючі пластівці.

1 - часточка дисперсійної фази; 2 - астабілізаційні ділянки поверхні; 3 - ділянки поверхні, що зберегли стійкість; 4 - порожнини, заповнені водою.

Рисунок 3.4 - Схема коагуляційної (вторинної) структури

На рисунку 3.1б лінія ОО представляє поверхню колоїдної часточки, безпосередньо біля якої розміщені позитивні іони подвійного шару, а далі іони дифузного шару, обмежені на рисунку лінією СD, що є межею електронейтрального комплексу міцели. При русі колоїдна частинка в електричному в електричному полі захоплює з собою частину розчину, обмежену на рисунку лінією АВ, а частина іонів дифузного шару , розташованих між лініями АВ і СD, відривається від частинки. При цьому вона стає негативно зарядженою, а оточуючий її розчин набуває позитивного заряду. Скачок потенціалу, що виникає при цьому між частиною рідини, що захоплює із собою колоїдна часточка, і залишковим розчином, називається електрокінетичним, або ?-потенціалом. ?-Потенціал змінюється при додаванні до колоїдних систем електролітів. Із додаванням електролітів концентрація іонів у дифузійному шарі збільшується, і для компенсації зарядів на поверхні часток потрібний менший об'єм дифузійного шару (тобто проходить його стискання). Стискання може дійти до того, що дифузійний шар не буде виходити за границі лінії, що обмежує поверхню ковзання колоїдної частки під час її руху. Коли дифузійний шар стиснеться до розміру, що обмежений лінією АВ, ?-потенціал стане рівним нулю.

Зміна значення ?-потенціалу при стисненні дифузійного шару показано на рисунку 3.5 (по осі абсцис відкладені відстані від поверхні частки, по осі ординат - значення ?-потенціалів). Ступінь впливу іонів залежить від їх концентрації, валентності та розмірів: чим вища концентрація іонів та їх валентність, тим більше стиснення дифузійного шару і тим сильніше ці іони понижають стійкість колоїдних часток.

Так проходить коагуляція гідрофобних золей, зумовлена адсорбцією іонів і створенням подвійного електричного шару на поверхні колоїдних часток. Їх стійкість у розчині визначається гідратацією іонів і впливом зарядів поверхні на орієнтовну адсорбцію дипольних молекул води.

Зовсім інший характер стійкості мають гідрофільні золі, природа поверхні часток яких обумовлює утворення молекулярних сольватних шарів за участі вандерваальсівських, водневих та комплексних зв'язків, незалежно від дії розчинів електролітів невеликих концентрацій. Високоочищені золі H2SiO3 і Al(OH)3 можуть зберігатися у розчині навіть при зниженні ?-потенціалу майже до нуля. [5]

АВ - поверхня ковзання; СD - границя дифузійного шару при найбільш низькій концентрації електролітів; С3D3 - границя дифузійного шару при найбільш високій концентрації електролітів.

Рисунок 3.5 - Вплив електролітів на ?-потенціал

Процес коагулювання візуально характеризується декількома стадіями. Після змішування розчину коагулянту з водою на перших порах ніяких змін не відбувається. Потім з'являється опалесценція, й услід за цим вода каламутніє від утворення великої кількості дуже дрібних пластівців - до 5000 в 1 см3 (початок утворення пластівців). Пластівці, що утворилися, агрегують у більш великі, кількість часток в одиниці об'єму зменшується, і після того, як досягне 5-10 в 1 см3 (наприкінці утворення пластівців), починається процес їх осадження. Зазвичай розмір пластівців, які осаджуються, лежить в межах 0,5-3 мм. На процес коагулювання впливають такі фактори: рН, температура і склад води та різновид і доза коагулянту.

рН води дуже впливає на структуру і розмір пластівців, які утворилися. Продукти гідролізу солей алюмінію у кислому середовищі утворюють великі, але більш пухкі пластівці, ніж у лужному. Осадження гідроксиду алюмінію Al(OH)3 починається при рН = 3 і досягає повноти при рН = 7. При подальшому підвищенні рН осад починає розчинятися, до того ж розчинення стає помітним при рН = 9. Під час гідролізу сульфату алюмінію Al2(SO4)3 при рН = 5,5-7,5 формуються найбільш щільні пластівці, які швидко осаджуються.

FeCl2 та FeCl3 починають осаджуватися відповідно при рН = 1,5-2,3 та рН = 6,5-7,5, досягаючи повноти осадження при рН = 4,1 і рН = 9,7. Найбільш щільні пластівці, які швидко осаджуються, для продуктів гідролізу солей заліза (ІІ) і заліза (ІІІ) формуються відповідно при рН = 6 - 7 та рН = 8 - 9,5.

Коагулювання води з Аl2(SO4)3 проводять при температурі t = 20 - 250С. При низьких температурах води (0 - 50С) гідроліз алюмінієвого коагулянту значно уповільнюється. Легкі пластівці алюміній(III) гідроксиду що утворюються, практично не осідають. У воді накопичується значна кількість залишкового алюмінію, що не дозволяє забезпечити необхідну ступінь очищення води.

Окрім того, при вмісті залишкового алюмінію у воді, яка обробляється, більше ніж 0,4 мг/дм3 відбувається явище, що носить назву «відлежування» коагулянту.

Сутність такого явища полягає в тому, що в будинкових водопровідних мережах, а також в ємкостях зі стоячою водою, де температура води за звичай підвищується, складаються сприятливі умови для коагулювання, а алюміній(III) гідроксид випадає там в осад.

При низьких температурах найбільш придатним є використання ферум(III) хлориду, для якого процес утворення пластівців малочутливий до температури води.

На процес утворення пластівців та їх структуру впливає сольовий склад води. Збільшення концентрації хлоридів і гідрокарбонатів підвищує стійкість структур, що виникли, тому утворюються великі пухкі пластівці.

Сульфати негативно впливають на процес утворення пластівців.

Використання суміші алюміній(III) сульфату(VI) і ферум(III) хлориду (змішаний коагулянт) помітно знижує чутливість процесу коагуляції до сольового складу води. Використання концентрованих розчинів коагулянтів дозволяє скоротити їх витрати на 25 - 35 %.

Оптимальну дозу коагулянту, що забезпечує досягнення необхідного ефекту освітлення, встановлюють в результаті пробного коагулювання, яке є одним з елементів технологічного аналізу. При недостачі або надлишку коагулянту вода погано чиститься. В обох випадках коагулювання протікає мляво. Вода, яка обробляється, набуває опалесценції, тобто містить у значних кількостях залишкові алюміній або залізо, тим паче, що з технологічної і санітарно-гігієнічної точок зору вміст навіть невеликої кількості солей-коагулянтів в очищеній воді неприпустимо.[8]

3.2 Відстоювання

Відстоювання використовується для прояснення природних і стічних вод. Цей процес здійснюється внаслідок осадження завислих речовин під дією сил гравітації. Під час відстоювання неоднорідних систем, якими є суспензії природних вод, спостерігається поступове збільшення концентрації дисперсної фази в апараті в напрямі згори вниз (рисунок 3.6). В результаті осідання завислих часток дисперсної фази утворюється прояснений шар дисперсійного середовища (зона 1), за яким знаходиться зона 2 вільного осідання часток - зона згущеного шару. В міру осідання часток концентрація їх у згущеному парі підвищується, внаслідок чого утворюється зона згущеної суспензії 3 і на дно відстійника осідає шар осаду - шлам 4, який періодично або безперервно видаляється з відстійника (згущувача). В зоні вільного осідання концентрація дисперсної фази відносно невелика і часточки осідають під дією сили гравітації, не впливаючи одна на одну. [7]



1 - прояснений шар дисперсійного середовища; 2 - зона згущеного шару; 3 - зона згущеної суспензії; 4 - шлам.

Рисунок 3.6 - Схема процесу відстоювання

Розрізняють завись монодисперсну, що складається із часток приблизно однакової гідравлічної крупності, та монодисперсну, що складається з часток різних розмірів, гідравлічна крупність яких змінюється в значних межах.

В нерухомій рідині на часточку, що осаджується впливає:

1) сила гравітації її у воді.

G = (?2 - ?р)gW

де ?2 та ?р - густина відповідно частки і рідини, кг/м?;

g - прискорення вільного падіння, м/с?;

W - об'єм рідини, м?.

2) сила опору рідини, що залежить від її в'язкості, маси, розміру і форми часточки, швидкості її осадження.

? = ??р??dе?

де ? - коефіцієнт опору, що залежить від числа Рейнольдса Rе;

? - швидкість випадіння частки, мм/с;

dе - еквівалентний діаметр частки, м.

Rе = ?р?dе / ?

де ? - динамічна в'язкість води.

3) сила інерції І, яка дорівнює масі частки помноженій на прискорення вільного падіння.

На швидкість руху часток зависі, що осаджується у нерухомій рідині під впливом силг равітації, впливають: форма, розмір часток, їх густина і коефіцієнт опору рідині руху часток.

Для монодисперсних шароподібних часток діаметром d швидкість вільного осадження v у нерухомій воді виражається рівнянням

де Кш -коефіцієнт опору шароподібної частки, що осаджується, який залежить від числа Рейнольдса.

Для дуже дрібних часток, що осаджуються з невеликою швидкістю (при Rе < 2), коли на опір руху частинки впливає лише сила гравітації, коефіцієнт опору дорівнює

Кш = 24/Rе.

Швидкість вільного падіння такої шароподібної частки описується рівнянням Стокса

Коефіцієнт опору при 2 < Rе < 50 виражається формулою:

Кш = 18,5/Rе0,6

Зі збільшенням швидкості осадження і розмірів часток (Rе > 500) рівняння швидкості вільного падіння шароподібної частки виглядає так:

? = 33g(?2 - ?р)d.

Частинки, що утворилися у воді при коагулюванні гідроксидів, повинні осаджуватися швидше, ніж природні зависі (пісок, глина) тієї ж крупності.

Швидкість осадження нешароподібних часток значно менша в порівнянні з шароподібними. В зв'язку з тим, що на коефіцієнт опору впливає форма часток і в рівняння коефіцієнту опору додається коефіцієнт форми. Рівняння коефіцієнту опору виглядає так:

Кш = Кф · Кн

де Кн - коефіцієнт опору при осадженні нешароподібних часток;

Кф - коефіцієнт форми.

Характер процесу осадження полідисперсних завислих часток встановлюється експериментально на основі графіка залежності маси завислої речовини від часу осадження (рисунок 3.7)



Рисунок 3.7 - Осадження полідисперсної системи

Час осадження t залежить від висоти шару води h. На практиці водопідготовки для виділення з води завислих речовин перед надходженням її на фільтри використовують горизонтальні, вертикальні і радіальні відстійники. Радіальні відстійники є різновидом горизонтальних і використовується для висвітлення води, що містить більше ніж 1,5 г/л завислих речовин.

Вміст зависей у воді після відстоювання не має перевищувати 8-15 мг/дм3. [5]

3.3 Фільтрування

Фільтруванням називають процес розділення неоднорідних систем (суспензій) за допомогою пористих перегородок, які затримують одну (тверду) фазу цих систем і пропускають іншу (рідку). На практиці під час очищення природних вод доводиться мати справу із розділенням суспензій на рідку фазу і вологий осад. Апарат, в якому здійснюється цей процес, називають фільтром. [7]

Завислі матеріали можуть відкладатися на поверхні фільтруючого шару (плівкове фільтрування), в порах фільтруючого шару; одночасно на поверхні і в порах завантаження.. У процесі плівкового фільтрування завислі речовини, відкладаючись на поверхні фільтруючого шару, утворюють додатковий фільтруючий шар. Цей шар здатний затримувати високодисперсні зависі, однак його гідравлічний опір швидко збільшується і фільтр доводиться часто виключати на промивання.

У більшості випадків на швидких фільтрах плівка не утворюється і завислі речовини разом з водою проникають у товщу фільтруючого шару. Зі збільшенням крупності зерен завантаження і швидкості фільтрування глибина проникання забруднень зростає.

На швидкість фільтрування під час фільтрування зверху вниз частіше за все відбувається 2 процеси:

1) Затримування часток завислих речовин в плівці на поверхні фільтруючого шару і проникання їх в товщу фільтра;

2) Процес прояснення суспензій, що фільтруються - результат двох процесів:

a. адгезії часток, що затримують до макроповерхні;

b. відриву раніше прилиплих часток силами потоку.

Адгезією називається взаємодія мікроскопічних часток (?107 см) з твердою поверхнею, що зумовлена силами, які залежать як від властивостей контактуючих тіл, так і від властивостей навколишнього середовища.

Адгезія чи сорбція зкоагульованих часток поверхнею зерен фільтруючого шару залежить від заряду часток суспензії і їх розмірів. Якщо завись стабілізована і має великий заряд, однойменний із зарядом поверхні фільтруючого шару, у порах фільтруючого шару вона затримується погано.

Процес просвітлення суспензії, яка фільтрується, - результат двох протилежних процесів: адгезії затримуваних часток до макроповерхні і відриву прилиплих раніше часток і переносу їх гідродинамічними силами потоку. У кожному елементарному шарі завантаження вода просвітлюється, поки сили відриву часток не починають перевалювати над силами адгезії чи аутогезії.

Накопичення осаду в зернистому шарі призводить до збільшення сил відриву часток. При очищенні води процесс фільтрування важливий у тій стадії, коли прилипання часток перевалює над їхнім відривом. Крім того, у водному середовищі виникають сили відштовхування, зумовлені властивостями останньої.

Сили адгезії залежать від властивостей води і дотичних поверхонь. Якщо останні різко розрізняються за змочуванням, то адгезія мінімальна. У водяному середовищі вона досягає максимального значення за однакової гідрофільності чи гідрофобності поверхнь. Однак злипання гідрофобних поверхонь більше ніж гідрофільних.

Відрив часток під дією водяного потоку відбувається у випадку, якщо сила відриву Fотр перевищує силу адгезії Fад і массу часток Р, тобто

Fотр ? ?(Fад + Р)

де ? - сила тертя.

якщо Fад ? Р, то Fотр ? ? Fад

Сила впливу потоку на частку залежить від густини і в'язкості середовища, діаметра часток, швидкості потоку й умов обтікання прилиплих часток потоком.

Д. М. Мінц встановив, що зміна концентрації у воді при фільтрування її через зернистий шар визначається рівнянням визначається за формулою:

С/С0 = f (Х, Т)

де С - концентрації завислих речовин в даний момент часу t;

С0 - концентрація завислих речовин у вихідній воді;

Х, Т - критерії подібності процесу.

Завантаження характеризується показником часу захисної дії. Тривалість захисної дії зернистого завантаження tз:

t3 = ··(х - )

де Х0, k - константи, які залежать лише від зміни концентрації зависі у воді;

b - параметр, який характеризує інтенсивність прилипання;

- параметр, який характеризує швидкість проникання пластівців у глибину завантаження.

Тривалість захисної дії завантаження зростає зі збільшенням товщини шару і міцності осаду і зменшується зі збільшенням швидкості фільтрування і розмірів зерен завантаження.

Тривалість роботи фільтра до моменту досягнення граничної втрати напору Нпр визначається за формулою:

tн = Нпр - Н0 / Н0F(А)·х

де Нпр - втрата напору в чистому завантаженні;

F(А) = h/t·b/аі0/h = Нпр - Н0;

h/t - темп приросту втрати напору у фільтрі;

і0 - гідравлічний ухил у чистому завантаженні.

Критерієм оптимальності процесу слугує співвідношення між t3 і tн. У технологічних і економічних відносинах оптимальним є режим, при якому t3 = tн. Однак, з погляду санітарної надійності, t3 повинне бути трохи більше, ніж tн .

Ефективним методом ведення фільтрування в оптимальному режимі є вплив на адгезійні властивості суспензії, яка фільтрується, і властивості відкладень у зернистому завантаженні. Для проведення ефективного фільтрування використовують додавання флокулянтів і коагулянтів у воду, яка фільтрується. Здатність флокулянту збільшувати густину і міцність пластівців гідроксидів дозволяє використоввувати їх для напрямленого регулювання вказаних властивостей і, як наслідок, оптимізації режиму фільтрування.[5]

3.4 Іонообмінний метод знесолення води

Сутність іонного обміну засновано на здатності іонообмінних матеріалів, або іонітів, поглинати з розчину електроліту катіони (аніони) в обмін на еквівалентну кількість іонів іоніту. Метод іонного обміну рекомендується при вмісті в вихідній воді: солей до 1500 - 2000, хлоридів Cl- і сульфатів SO42- - не більше 5 мг/дм3, завислих речовин не більше 8 мг/дм3, кольоровості води не вище 30 град, перманганатної окислюваності не більше 7 мг/дм3 О2.

Умовно іоніт можна розділити на три складові частини:

1) матриця (каркас);

2) фіксовані іони, що закріплені на матриці, які не здатні перейти фази іоніту у зовнішній розчин;

3) протиіони (обмінні іони) іоніту, кількість яких еквівалентна кількості фіксованих іонів, які протилежні їм за знаком.

Ці іони здатні перейти у зовнішній розчин в обмін на точно еквівалентну кількість інших іонів того самого знака, які надходять в іоніт із зовнішнього розчину (одмінних іонів розчину).

За природою матриці іоніти поділяють на неорганічні (мінеральні) і органічні, які в свою чергу бувають природними і штучними (синтетичними).

За зовнішнім виглядом і ступенем дисперсності іоніти поділяють на порошкоподібні, зернисті, гранульовані, формовані, волокнисті, рідкі.

За ступенем пористості іоніти бувають гелеві, ізопористі і макропористі (мезопористі).

За типом і знаком протийонів іоніти поділяють на такі:

? катіоніти, здатні до обміну катіонів;

? аніоніти, здатні до обміну аніонів;

? амфоліти, здатні залежно від умов середовища до обміну як катіонів, так і аніонів.

Залежно від сили іоніту у водних розчинах розрізняють сильно-, середньо-, слабко- і дуже слабко іонізовані іоніти. Катіоніти поділяються на сильнокислотні (КУ-2, КУ-2-8, КУ-1 тощо), середньокислотні (КФ-1, КФ-2), слабкокислотні (КБ-1, КБ-4 тощо) і дуже слабкокислотні.

? Аніоніти поділяються на сильноосновні (АВ-17 тощо), середньоосновні (ЕДЕ-10П, АВ-16), слабкоосновні (АН-22, АН-2Ф тощо) і дуже слабкоосновні.[8]

Метод заснований на послідовному пропусканні води через Н-катіонітові та ОН-, СО32- або НСО3- - аніонітові фільтри, в результаті чого рухливі іони іонітів заміщуються катіонами та аніонами, що містяться у воді:

Н[Кат] + NaCl Na[Кат] + HCl;

2H[Кат] + Na2SO4 2Na[Кат] + H2SO4;

2H[Кат] + Ca(HCO3)2 Ca[Кат]2 + 2CO2^ + 2H2O.

При Н-катіонування на робочу обмінну ємність катіонітів, в особливості сульфовугілля, суттєво впливають аніонний склад води і загальний солевміст, що вражається відношенням іонів НСО3- у воді до суми коефіцієнтів іонів НСО3-, SO42-, Cl- і NO3-. При пропусканні води через аніонітові фільтри аніони утворених кислот і тих, що містяться у вихідній воді обмінюються на рухливі іони аніонітів:

[Ан]2CO3 + H2SO4 [Ан]2SO4 + H2O + CО2^;

[Ан]HCO3 + HCl [Ан]Cl + H2O + CO2^;

2[Ан]OH + H2SiO3 [Ан]2SiO3 + 2H2O.

Найчастіше використовують аніоніти, в склад яких входять аміно- і аммонійні хімічно активні функціональні групи.Слабкоосновні аніоніти мають реакційну здатність лише в кислому середовищі, сильноосновні - в кислому, нейтральному та лужному суредовищах. Робоча обмінна емність аніонітів, на відміну від катіонів, підвищується і зниження рН середовища.

В залежності від необхідної глибини опріснення води проектують одно-, двох- і трьохступінчаті установки.

При безперервній роботі установки в кожній групі може бути не більше ніж 2 фільтри. Через оінітову установку пропускають лише частину води так, щоб піісля змішування її з рештою води забезпечити в опрісненій воді вміст солей, що відповідає вимогам споживача.

Площу F аніонітового фільтра першого ступеня визначають за формулою

F = Q/nT?p

де Q - продуктивність аніонітових фільтрів першого ступеня, м3/доб;

n - число регенерацій аніонітових фільтрів за добу (приймають рівним 1 - 2);

Т - період роботи кожного фільтра між регенераціями, год;

?р - розрахункова швидкість фільтрування (приймають 4 < ?р < 30), м/год.

Для регенерації аніонітових фільтрів I ступеня найчастіше використовують кальциновану соду Na2CO3.

Для отримання води із загальним вмістом солей до 0,5 мг/дм3 і одночасним зниженням рівня вмісту іонів кремнієвої кислоти до 0,1 мг/дм3 використовують установку з двоступінчатою схемою Н- і ОН-іонування. Якщо ж вміст солей у воді необхвдно довести до 0,1, а вміст кремнієвої кислоти до 0,05 мг/дм3, використовують схему триступеневого Н- і ОН-іонування.

Установки з двоступеневою схемою знесолення води складаються із Н-катіонітових фільтрів першого ступеня, аніонітового фільтра першлго ступеня із слабкоосновним аніонітом, дегазатора, Н-катіонітових фільтрів вругого ступеня, аніонітових фільтрів другого ступеня із сильноосновним аніонітом.

Н-катіонітові фільтри відключають на регенерацію , якщо у фільтрі з'являються іони Са2+, Mg2+, другого ступеня - іони Na+; аніонітові фільтри першого ступеня затримують аніони сильних килот, другої ступені - кремнієву кислоту і недесорбований в дегазаторі СО2.

Третій ступінь Н-катіонування призначений для видалення з води невеликих кількостей іонів Na+, що потрапляють в неї при поганій відмівці сильноосновного аніоніту, тетій ступінь аніонування використовується для видалення з води продуктів розчинення і руйнування катіонів, а також для підвищення ступеню використовуання аніоніту на фільтрі тругого ступеня.

Готують регенераційний розчин NaOH і відмивають аніоніт у фільтрі третього ступеня після регенерації знесоленою водою після аніонітових фільтрів другого ступеня. В курсовій роботі я використовую триступеневе очищення води. Таке очищення проходить в три стадії:

Видалення катіонів Са2+, Mg2+ в Н-катіонітовому фільтрі І ступеня за рівняннями:

2Н[Кат] + Ca(HCO3)2 Ca [Кат]2 + 2CO2^ + 2H2O;

H[Кат] + MgSO4 Mg[Кат]2 + H2SO4;

Видалення аніонів сильних кислот SO42- , Cl- і NO3- в ОН-аніонітовому фільтрі І ступеня за рівняннями:

2[Ан]OH + CaCl2 2[Ан] + Ca(OH)2;

2[Ан]OH + MgSO4 [Ан]2SO4 + Mg(OH)2v.

2) Очищення води від активних Na+ і K+ у Н-катіонітовому фільтрі ІІ ступеня за рівняннями:

H[Кат] + NaHCO3 Na[Кат] + H2O + CO2^;

H[Кат] + NaCl Na[Кат] + HCl.

Очищення води від аніонів силіцієвої кислоти SіO32- в ОН-аніонітовому фільтрі ІІ ступеня за рівняннями:

2[Ан] + H2SiO3 [Ан]2SiO3 + H2O;

2[Ан]OH + Na2SiO3 [Ан]2SiO3 +2NaOH.

3) Доочищєння води від катіонів та видалення аніонів силіцієвої кислоти SіO32- і подрібнених іонітів в Н-катіонітовому фільтрі ІІІ ступеня і ОН-аніонітовому фільтрі ІІІ ступеня відповідно.

Вміст солей у воді, обробленій за триступеневою схемою не повинно перевищувати 0,1 мг/дм3, вміст сіліцієвої кислоти - не більше 0,02 мг/дм3.

В схемах глибокого знесолення і знекремлювання води використовують фільтр змішаноїї дії ФЗД, що представляє собою безліч здвоєних катіонітових і анионітових фільтрів.[5]

Основною характеристикою іонів є обмінна ємність - кількість функціональних активних груп в одиниці маси або об'єму іоніту, які можуть обмінюватися протягом циклу фільтрування. Обмінну ємність іоніту виражають в мг-екв/дм3, мг-екв/г тощо.

Обмінна ємність буває статичною (СОЄ) і динамічною (ДОЄ).

Статистична обмінна ємність - це кількість іонів , яка поглинається одиницею маси або об'єму іоніту в статичних умовах до встановлення рівноваги.

Кількість іонів, яка поглинається одиницею маси або об'єму іоніту в динамічних умовах, тобто при фільтруванні розчину крізь шар іоніту до проскакування у фільтрат іонів, які вилучаються, складає динамічну обмінну ємність до проскакування (ДОЄ пр). ДОЄ пр. є деякою частиною статичної ємності іоніту.

Після проскакування іонів у розчин концентрація їх у фільтраті поступово підвищується і, нарешті, практично досягає вихідної концентрації цих іонів у розчині. Тоді ємність іоніту досягає так званої повної динамічної обмінної ємності (ПДОЄ), яка також не дорівнює статичній ємності.

Після виснаження робочої обмінної ємності катіоніт регенерують. Для регенерації Н-катіонітових фільтрів використовують 1,5 - 3 % розчин сульфатної кислоти. Більшу концентрацію Н2SО4 приймати не рекомендується , оскільки при цьому на зернах катіоніту і у щілинах дренажу можливо осадження гіпсу. Швидкість перепускання регенераційного розчину Н2SО4 через шар Н-катіоніту становить 5 м/год.

Регенерацію Nа-катіонітових фільтрів проводять розчином натрію хлористого з масовою часткою 5 - 8 %. Швидкість фільтрування розчину NаСl через катіоніт приймають такий ,що дорівнює 3 - 4 м/год.

В процесі регенерації відбуваються реакції :

Са[кат]2 + 2NaCl 2Na[кат] + CaCl2

Mg[кат]2 + 2NaCl 2Na[кат] + MgCl2

Натрій хлористий використовується для регенерації через те, що він доступний, а також внаслідок того, що утворюються добре розчинні солі СаСl2 і МgСl2, які легко видаляються з регенераційним розчином і відмивочною водою.

Для регенерації ОН-аніонітових фільтрів використовуються регенераційні розчини NaOH з масовою часткою 1,5%. Швидкість регенерації при цьому становить 4 - 5 м/год.[8]

Відмінною особливістю установок з аніонітовими фільтрами є наявність обладнання для приготування розчинів Na2CO3, NaHCO3, NaOH. Допускається використання відпрацьованих розчинів NaOH після регенерації аніонітових фільтрів другого ступеня для регенерації шару аніоніту на фільтрі першого ступеня. [5].



4. РОЗРОБКА І ОПИС ТЕХНОЛОГІЧНОЇ СХЕМИ ОЧИЩЕННЯ ВОДИ

Технодлогічна схема очищення природної води для живлення котлів складена з урахування продуктивності, складу природної води, її цільового призначенням.

Для змішування коагулянту з водою я використовую перегородчастий змішувач, який використовується при продуктивності не більше 500 - 600 м3/год. Для видалення грубодисперсних домішок І групи я використовую прояснювач із завислим осадом, оскільки він працює при продуктивності 3000 - 50 000 м3/добу та кількості завилих речовин більше 150 мг/дм3, а в курсовій роботі продуктивність становить 12 000 м3/добу і вміст завислих речовин - 180 мг/дм3, що дає можливість його використовувати. Триступеневе іоннообмінне очищення води здійснити більш глибоке знесолення води, залишковий вміст солей становитиме 0,1 мг/дм3, знизить вміст йонів сіліцієвої кислоти SO32- до 0,05 мг/дм3, повністю видаляється загальна твердість. Всі інші споруди використовуються при будь-якій продуктивності.

Природна вода насосами насосної станції І підйому 1 подається в перегородчастий змішувач 2, де вода змішується з коагулянтом, що подається з реагентного цеху 3. Вода, змішана з коагулянтом, надходить у прояснювач із завислим осадом 4, де відбувається утворення пластівців коагулянту, їх осадження і часткове фільтрування води. Ступнь очищення прояснювача із завислим осадом складає 70 - 75%, тому для доочищення від дрібних пластівців коагулянту вода надходить в швидкий фільтр 5, ступінь очищення якого становить 40%. Далі вода надходить у Н-катіонітовий фільтр І ступеня 6, завантажений сильнокислотним катіонітом КУ-2, де видаляють катіони Са2+, Mg2+, після чого вода надходить в ОН-аніонітовий фільтр І ступеня 7 з завантаженням із слабкоосновного аніоніту, в якому вода очищується від аніонів сильних кислот SO42- , Cl- і NO3-. Далі вода надходить до Н-катіонітового фільтру ІІ ступеня 8, що затримує катіони Na+. Оскільки на Н-катіонітових фільтрах І і ІІ ступенів виділяється велика кількість вуглекислоти, що порушує роботу іонітових фільтрів, піддає обладнання корозії, тому для видалення СО2 використовують декарбонізатор 9. Після чого вода надходить до ОН-аніонітовий фільтра ІІ ступеня 10, де вилучаються з води аніони сіліцієвої кислоти SO32- і залишки вільного СО2. Далі вода надходить у Н-катіонітовий фільтр ІІІ ступеня 11, де вода доочищується від катіонів та в ОН-аніонітовий фільтр ІІІ ступеня 12 де з неї видаляються аніони сіліцієвої кислоти і подрібнені іоніти. Після очистки води іоннообмінним методом залишковий вміст солей становить 0,1 мг/дм3 і концентрація йонів кремнієвої кислоти знижується до 0,05 мг/дм3. Після цього вода надходить у резервуар чистої води 13, звідки насосами насосної станції ІІ підйому 14 надходить до споживача, а саме для живлення котлів. Технологічна схема очищення природної води для живлення котлів зображено на рисунку 4.1

Основною спорудою схеми є ОН-аніонітовий фільтр І ступеня, який зображено на рисунку 4.2. Він використовується при наявності у воді солей з концентрацією до 2000 - 3000 мг/дм3.

ОН-аніонітовий фільтр І ступеня складається із таких складових частин:

штуцера для подачі вихідної води;

штуцера для подачі регенераційного розчину;

трубопровода для подачі промивної води;

трубопровода для спускання стічної води;

трубопровода для скидання стічної води і першого фільтрату;

трубопровода для відведення відфільтрованої води;

лаза круглого;

лаза еліптічного;

верхнього розподільного пристрою;

шару аніоніту.

В ОН-аніонітовомуй фільтрі І ступеня вода через штуцер для подачі іихідної води 1 подається вверх до верхнього розподільчого пристрою 9 і розприскується для рівномірного збільшення контакту. Далі вода прохоодить через шар аніоніту 10, після чого виходить через трубопровід для відведення відфільтрованої води 6. Після того, як у фільтрат починають потрапляти аніони, що видаляються, фільтр виключають і подають вверх через штуцер для подачі регенераційного розчину 2 розчин NaOH з концентрацією до 5%, який через верхній розподільчий присттрій 9 розприскується по фільтру, регенерує розчин аніоніту, після чого утворюється стічна вода , що виходить через трубопровід для спускання стічної води 4 і випускається в каналізацію. Потім фільтр промивають промивочною водою через трубопровід для подачі промивної води 3 наверх, де через верхній розподільчий присттрій 9 розприскується, утворюється стічна вода, яка видаляється черз трубопровід для скидання стічної води і першого фільтрату 5. Для того, щоб можна було видалити аніоніт, слідкувати за його станом та ремонтувати його є лаз круглий 7 і лаз еліптичний 8.



5. РОЗРАХУНОК ОСНОВНОЇ СПОРУДИ

Основною спорудою в технологічній схемі є ОН-аніонітовий фільтр I ступеня. Основними рорахунковими величинами є площа фільтрів і їх кількість.

Площа аніонітових фільтрів I ступеня розраховується за формулою:

де Qдоб - корисні витрати знесоленої води, м3/добу;

Т - тривалість роботи кожного фільтра між регенераціями, год;

n - кількість регенерацій за добу;

?р - розрахункова швидкість фільтрування аніонітових фільтрів I

ступеня, м/год, яка визначається за формулою:

де Ероб - робоча обмінна здатність аніоніту, г-екв/м3;

ha - висота завантаження аніонітових фільтрів I ступеня, м;

А - вміст аніонів сильних кислот у вихідній воді, г-екв/м2.

Приймаю в якості аніоніту слабкоосновний аніоніт марки АН-2Ф, для якого Ероб = 550 г-екв/м3 [1, с.264]; А = 17 г-екв/м3 [1, с.262].

Тривалість роботи кожного фільтра між регенераціями визначається за формулою:

год

де t1 - тривалість розпушування аніоніту, год;

t2 - тривалість пропуску через аніоніт регенераційного розчину лугу, год;

t3 - тривалість відмивання аніоніту після регенерації, год.

Приймаю: n = 2 [1, с.264];

t1 = 0,25 год [1, с.264];

t2 = 1,5 год [1, с.264];

t3 = 3 год [1, с.264];

ha = 2,5 м [1, табл. 58, с. 245]

Тоді

год,

м/год,

м2.

Кількість ОН-аніонітових фільтрів I ступеня розраховується за формулою:

де - площа одного аніонітового фільтра, м2, яка визначається за

формулою:

, м2

де D - діаметр ОН-аніонітового фільтра, м.

Приймаю D = 3,4 м. Тоді м2

Приймаю 12 робочих аніонітових фільтрів I ступеня і 1 резервний [6].

ВИСНОВКИ

Розроблена технологічна схема очищення природної води для живлення котлів дає змогу очистити воду від завислих речовин (грубодисперсних речовин I групи, колоїдних речовин II групи) з 180 мг/дм3 до 1,5 мг/дм3; зменшити вміст сухого залишку від 400 мг/дм3 до 0,1 мг/дм3 і повністю видалити загальну твердість, методом іонного обміну, виходячи з економічних міркувань і цільового призначення води.

Технологічна схема очищення природної води була розроблена з урахуванням вихідного складу природної води, економічної доцільності. А вибраний, іоннообмінний метод, що супровождується процесом триступеневого знесолення, дозволяє дотримуватить основних вимог при компановці очисної споруди, а саме: