Оборудование для защиты гидросферы: обоснование, выбор, расчеты (стр. 10 )

Конечная концентрация извлекаемого вещества в воде может быть вы­числена по уравнению

, (11.2)

где Со - начальная концентрация вещества в воде; n - число экстрак­ций; b - удельный расход экстрагента (в объемах на объем воды) для од­ной экстракции:

, (11.3)

здесь V1 - общий объем экстрагента, зат­рачиваемого на экстракцию;

Q - количество сточной жидкости, подвергаемой экстракции.

Анализ уравнения величины конечной концентрации С показывает, что многократная экстракция малыми дозами экстрагента более эффективна, чем однократная большой дозой.

Экстракция может быть непрерывной или периодической; последнюю применяют при очистке небольших количеств сточных вод.

 

Принципиальная схема непрерывной экстракции приведена на рис. 11.3. Экстрактор представляет собой колонку с насадкой, в которую подаются вода и экстрагент. В тех случаях, когда удельный вес экстрагента меньше удельного веса воды, экстрагент подают снизу, как показано на схеме; при обратном соотношении удельных весов экстрагент подают сверху. Чтобы поддержать постоянный уровень жидкости, воду спускают из колонки через сифон, сообщающийся с ее верхней частью.

Материальный баланс процесса непрерывной экстракции может быть вы­ражен уравнением

, (11.4)

где х - концентрация вещества в экстрагенте, г на 1 л экстрагента. При максимальной насыщенности экстрагента x = kC0.

Подставив это выражение и произведение bQ вместо V в формулу материального баланса процесса непрерывной экстракции, получим:

C = (l - bk) Co.

В том случае, когда концентрация вещества в очищенной воде задается заранее, а искомой величиной является удельный расход экстрагента b, последний определяют по формуле:

. (11.5)

Высоту колонного экстрактора Н, достаточную для достижения необхо­димой степени очистки сточной жидкости, и диаметр d, обеспечивающий необходимую производительность, находят графоаналитическим методом по лабораторным исследованиям хода процесса экстракции для каждого раст­воренного вещества и экстрагента.

Принципиальная схема многократной экстракции при противотоке при­ведена на рис. 11.4. Материальный баланс этого варианта экстракции опре­деляется по ранее приведенным исходным зависимостям. Для экстрактора т он может быть выражен уравнением

xm-1 q + y m-1 = xm q + ym V , (11.6)

где хт-1 и ут-1 - концентрация вещества соответственно в воде и в экстрагенте; q - объем воды на одну экстракцию; V - объем экстрагента на одну экстракцию.

Исходя из предположения, что при каждой экстракции будет наблю­даться равновесие в процессе (когда y/x=k), и полагая V/q = b и q+Vk=В, можно написать:

xm= (xm-1 q = xm+1 Vk) / B. (11.7)

Для n экстракторов получится n таких уравнений. Совместное их реше­ние даст следующее уравнение для конечной концентрации (Сn = xn).

. (11.8)

Тогда число экстракций, необходимое для снижения концентрации с Со до С, будет:

. (11.9)

 

11.3. Сорбция

Сорбция представляет собой один из наиболее эффективных методов глубокой очистки сточных вод. Эффективность сорбции обусловлена прежде всего тем, что сорбенты способны извлекать из воды многие органические вещества, в том числе и биологически жесткие, не удаляемые из нее други­ми методами. При использовании высокоактивных сорбентов воду можно очистить от загрязняющих веществ (сорбатов) до практически нулевых ос­таточных концентраций. Наконец, сорбенты могут извлекать вещества из воды при любых концентрациях, в том числе и весьма малых, когда другие методы очистки оказываются неэффективными.

Из сказанного вытекает, что сорбцию следует применять в тех случаях, когда необходима особенно глубокая очистка сточной жидкости, например при сбросе ее в водоем на особо охраняемых участках или при направлении ее в систему промышленного водоснабжения бессточных предприятий.

В качестве сорбентов практически могут служить все мелкодисперсные твердые вещества, обладающие развитой поверхностью - опилки, зола, торф, различные глины, коксовая мелочь и др. Однако наиболее эффективными сорбентами являются активные угли (АУ) различных марок.

Активные угли являются пористыми материалами, поры которых по своему размеру могут быть подразделены на четыре вида: макропоры раз­мером 1000-20 000 А, переходные поры – 40-1000 Å, супермикропоры – 16-40 Å и микропоры - не более 16 Å. Эффективность АУ обусловливается наличием в них микропор, а также в определенной степени супермикропор.

Растворенные органические вещества имеют размер частиц менее 10 Å. Они заполняют объем микропор сорбента, полная удельная вместимость, смэ/г, которых соответствует поглощающей способности сорбента. Поэтому объем микропор W01 является одной из важнейших характеристик и приводится в спецификациях соответствующих марок активных углей (табл. 11.3) Известную сорбционную активность проявляют и супермикропоры; в харак­теристике АУ приводится и их объем W02. Что касается макропор и пере­ходных пор, то их сорбционная активность проявляется лишь сорбцией вещества поверхностью стенок и количество сорбированного на них вещества значительно меньше, чем в микропорах. Поэтому макропоры и переходные поры служат главным образом путями подвода сорбата к микропорам.

Таблица 11.3

Характеристики некоторых марок активных углей

Марка АУ	WS	W01	W02	B01*106	B02*106
см3/г	град-2
АГ-3 БАУ АР-3 КАД йодный КАД молотый СКТ	0,891 1,5 0,7 1,0 - 0,98	0,3 0,22 0,19 0,23 0,12 0,5	- - 0,18 0,13 - -	0,7-0,8 0,55 0,74 0,7 1,08 0,83	- - 3,42 3,1 - -

Другой важной характеристикой АУ является структурно-энергетическая константа В, град-2. Она может также приводиться для микропор и супермикропор (В0l и В02).

Характеристиками АУ являются также их насыпной удельный вес, г/см3; механическая прочность, %; диаметр зерен, мм; цена за 1 т, руб., и другие.

Сорбция в статических условиях осуществляется путем интенсивного перемешивания обрабатываемой воды с сорбентом в течение определенного времени t и последующего отделения сорбента от воды в результате отстаивания, отфильтровывания и т. п. Если в отделенную от сорбента воду внести новую порцию чистого сорбента и перемешивать воду с сорбентом в течение того же времени, то концентрация загрязняющего вещества в воде еще уменьшится. Последовательным введением чистых порций сорбента в очищаемую воду можно очистить ее от загрязняющего вещества до любой заданной концентрации Сn.

При однократном введении сорбента в количестве m г на 1 л обрабатываемой воды исходным расчетным уравнением является уравнение баланса вещества:

ma + QC=Q C0, (11.10)

где а - удельная сорбция; Q - количество обрабатываемых сточных вод;

С - концентрация вещества, устанавливающаяся в воде после переме­шивания воды и сорбента в течение времени t; Со - концентрация вещества в исходной воде.

Расход сорбента при заданном значении концентрации вещества в очищаемой воде

m = Q (C0 - C) / а . (11.11)

Концентрация очищенной жидкости при принятом количестве сорбента

C=(QC0 - ma) / Q. (11.12)

При достаточно длительном перемешивании воды с сорбентом (например, в течение нескольких часов) значения С и а будут равновесными:

аравн = kадс Сравн. (11.13)

Однако фактическое время перемешивания t может быть принято значительно меньше tравн, при котором достигается практически равновесное состояние. В этом случае соотношение между С и а будет:

а=k C, (11.14)

при этом значение k будет меньше, чем kравн, а а - меньше, чем аравн. Величины а и аравн связаны между собой зависимостью

, (11.15)

где а и t0—кинетические параметры, устанавливаемые по эксперимен­тально измеренным Ct и С2 после контакта воды с сорбентом в течение времени t1 и t2:

. (11.16)

. (11.17)

Для расчета сорбционных установок необходимо знать величину коэффициента распределения k, для вычисления которого следует определить значение текущей концентрации сорбата С, устанавливающейся в очищаемой жидкости по прошествии времени t. Значение С определяется по формуле:

. (11.18)

После подстановки этой формулы в выражение для определения α легко получить величину коэффициента k.

Таким образом, для расчета установок по статической сорбции в распоряжении проектировщика должны быть изотерма сорбции и два значения, текущих концентраций сорбата C1 и C2, соответствующих времени

перемешивания воды с сорбентом t1 и t2. По этим данным вычисляются необходимые вспомогательные величины а и to, a также определяются значения С, а и k. Однако после определения значения k по уравнению величины С и m удобнее вычислять по выражениям:

, (11.19)

. (11.20)

 

При применении многоступенчатой сорбционной очистки с последовательным введением в воду сорбента (рис. 11.6) расчет следует выполнять по формулам:

Концентрация сорбата после n-й ступени введения сорбента

, (11.21)

в этом случае задаются дозой сорбента m1, вводимой в воду на каждой ступени, и числом ступеней n;

доза сорбента, вводимого на каждой ступени установки,

, (11.22)

здесь задаются концентрацией сорбата Сn после n-й ступени и числом сту­пеней n;

число ступеней

, (11.23)

в данном случае задаются концентрацией сорбата Сn в очищенной воде и дозой сорбента m1, вводимого на каждой ступени установки. Общий расход сорбента

mоб.=nm1 (11.24)

Если принять С=Сn, т. е. предусмотреть на сорбционной установке однократного действия достижение такой же степени очистки воды, как и на многоступенчатой установке, то расход сорбента m окажется значительно большим.

Это обстоятельство и заставляет прибегать к многоступенчатым установкам, несмотря на то, что в эксплуатации они сложнее.

 

Еще более экономичное использование сорбента достигается на противоточных сорбционных установках (рис. 11.7). Здесь чистый сорбент в количестве m1 вводится только один раз на последней ступени и затем перекачивается из каждой последующей ступени на предыдущую. В этом случае расчет сорбционной установки осуществляется по следующим формулам:

концентрация вещества в очищенной воде после m-й ступени

, (11.25)

доза сорбента, вводимого на последней ступени установки

a mn+1 - b m - g = 0, (11.26)

где a = ( k / Q) n+1; β = k C0 /(Q Cn); γ = C0 /Cn – 1, (11.27)

число ступеней . (11.28)

Уравнение для определения дозы сорбента, вводимого на последней ступени установки, удобно решать графически. Для этого записывают:

y = a mn+1 – β m – y, (11.29)

затем, задаваясь различными значениями m, получают кривую; искомое зна­чение m находят на пересечении кривой с осью m.

При расчете сорбционной установки с противоточным введением сорбен­та, так же как и при расчете установки с последовательным введением сорбента, определяя расчетом какую-либо величину (например, Сn), зада­ются двумя другими величинами (в данном случае n и m).

 

Сорбция в динамических условиях имеет большие технологические, эксплуатационные и экономические преимущества по сравнению с сорбцией в статических условиях. Сорбция в динамических условиях позволяет более полно использовать емкость сорбента. Последнее вытекает из характера работы загрузки фильтра. По мере прохождения очищаемой жидкости через загрузку АУ концентрация вещества в ней снижается за счет поглощения его сорбентом и на выходе из фильтра составляет весьма небольшую вели­чину, нередко мало отличающуюся от нуля в течение длительного времени. Так же постепенно, начиная от входного сечения, увеличивается насыщен­ность сорбента извлекаемым из воды веществом. По прошествии некоторого времени сначала первый слой, а затем и последующие слои загрузки пере­станут извлекать из воды загрязняющее вещество. При этом, очевидно, кон­центрация вещества в фильтрате, выходящем из этих слоев, будет равна первоначальному содержанию его в поступающей на фильтр воде С0. Для таких полностью насыщенных слоев эта концентрация С0 будет разновесной с предельной емкостью сорбента а0 в данных условиях.

Обычно сорбционная установка представляет собой несколько параллельно работающих секций, состоящих из нескольких (трех-пяти) последовательно расположенных фильтров, что позволяет выключать на регенерацию головной фильтр лишь после того, как его загрузка достигнет предельного насыщения, и он перестанет извлекать из вод загрязняющее вещество. Это обстоятельство имеет большое экономическое значение, поскольку можно реже регенерировать АУ.

Сорбция в динамических условиях имеет также и такие эксплуатацион­ные преимущества, как возможность автоматизации или диспетчеризации работы сорбционной установки.

Для расчета сорбционных фильтров служит известное выражение

T = kH - τ, (11.30)

где Т - время защитного действия сорбционного фильтра; Н - высота слоя сообщенной загрузки (при нескольких последовательно работающих фильтрах Н представляет собой общую вы­соту загрузки всех фильтров); k - коэффи­циент защитного действия; τ - потеря времени защитного действия. Значение k определяется по формуле

(11.31)

где а0 - равновесная с концентрацией предельная насыщенность сорбента; v - скорость фильтрации; С0 - концентрация загрязняющего вещества в исходной воде.

Величина а0 устанавливается по экспериментальной изотерме сорбции (см. pис. 11.5).

Потеря времени защитного действия

(11.32)

где ε - порозность активного угля:

(11.33)

(здесь δн - насыпная плотность АУ; δк - кажущаяся плотность АУ); Δτ ‑ время, в течение которого концентрация вещества в фильтрате изменяется от концентрации сорбата при допустимом проскоке Сд. п. до С0.

Наиболее точно Δτ определяется по так называемой выходной кривой, т. е. кривой зависимости концентрации данного загрязняющего вещества в фильтрате от времени работы фильтра. Такая кривая устанавливается экспе­риментальным путем при заполнении экспериментального фильтра предпола­гаемым к использованию активным углем и фильтрации через него желатель­но натуральной сточной жидкости. При отсутствии сточной жидкости выход­ная кривая может быть получена и на ее имитате, например для вновь стро­ящихся производств. Необходимо иметь в виду, что последующая эффектив­ность работы производственных сорбционных фильтров может отличаться от эффективности экспериментального фильтра настолько, насколько свойства натуральной жидкости будут отличаться от свойств имитата. Выходная кри­вая представлена на рис. 11.8.

Рис.11.8. Выходная кривая динамики сорбции: τпр – момент времени, при котором наступил проскок вещества в фильтрате, с; τ=τпр+Δτ – время полной обработки слоя загрузки, с

 

Коэффициент k для сферических частиц равен 0,308. Для цилиндрических частиц он зависит от отношения длины цилиндра l к радиусу его основа­ния r (табл.11.4):

Таблица 11.4

l/r	1	2	4	8
k	0,168	0,318	0,450	0,599

Что касается эффективного коэффициента диффузии De, то для индиви­дуальных веществ он может быть рассчитан теоретически. Однако при сорб­ции смесей органических веществ, особенно неизвестного характера, когда эффект сорбции выражен через ХПК очищенной воды, такой расчет доста­точно сложен. В этом случае величину De можно определить только по экс­периментальным данным.

Пользуясь изотермой сорбции и выходной кривой, установленной при фильтрации сточной жидкости через выбранную марку АУ при какой‑то экс­периментальной скорости фильтрации vэ, определяют величину De по формуле

(11.35)

в которую подставляется установленная экспериментально величина Δτэ. По этой величине De и определяют значение Δτ для промышленной сорбционной установки при принятых для нее скоростях фильтрации v. Эта же величина De используется в первом приближении при определении Δτ при иной, чем во время эксперимента, исходной концентрации загрязняющих веществ С0. В этом случае в формулу должна быть подставлена и соответствую­щая этой С0 другая величина сорбции а0, которая определяется по экспери­ментальной изотерме сорбции. В этом отношении очень важно,

чтобы экспе­риментальная изотерма включала возможно больший диапазон равновесных концентраций сорбата в очищенной жидкости, в том числе и все возможные значения С0.

Необходимо подчеркнуть, что для сорбата, представляющего собой слож­ную смесь различных продуктов, расчет Δτ при иной ис­ходной концентрации С0 будет правомерен лишь в том случае, если при всех измененных концентрациях С0 соотношение между составляющими смесь ком­понентами остается неизменным.

Если сорбционная очистка предназначена для удаления из воды определенного и известного вещества, то эффективный коэффициент диффузии

(11.36)

где Dж - молекулярный коэффициент диффузии; р - внутренняя сум­марная пористость частиц; ε- средний сорбционный потенциал;Q ‑ степень заполнения сорбционного пространства; R - газовая постоянная; Т - абсо­лютная температура.

Молекулярный коэффициент диффузии

(11.37)

где X - параметр ассоциации растворителя (для воды Х=2,6); М - мо­лекулярный вес растворителя (для воды М=18); V0 - мольный объем диффундирующего вещества при нормальной температуре кипения; η - вязкость растворителя.

Средний сорбционный потенциал

(11.38)

где ω - угол наклона линеаризированной изотермы сорбции в логарифмических координатах, в которых по оси абсцисс откладывается , а по оси ординат - lg ap.

Степень заполнения сорбционного пространства

. (11.39)

Значения а0 и амакс определяются по изотерме сорбции (см. рис. 11.5). Если изотерма не включает значения амакс соответствующего концентрации равновесного насыщения сорбата в растворе Cs, то для определения W необходимо из характеристики сорбента взять объем микро-

пор W01 и определить значение W0 по выражению

, (11.40)

где δ - плотность сорбируемого вещества.

В этом случае значение θ определяется по второму отношению правой части предыдущего уравнения.

Выбор марки оптимального сорбента. При проектировании сорбционных установок может возникнуть необходимость выбора другой марки активного угля, чем та, для которой были установлены экспериментальные данные – изотерма сорбции и выходная кривая.

В этом случае имеющуюся изотерму сорбции линеаризируют и по графи­ку устанавливают tg ω. По полученному значению tg ω определяют коэф­фициент аффинности

(11.41)

где В - структурно-энергетическая константа угля, для которого полу­чены экспериментальные данные.

Затем для имеющихся АУ находят по их характеристикам значение В' и по нему определяют tg ω', пользуясь выражением

tg ω' = 2,3 B' T2/ β' (11.42)

С учетом формулы для β для tg ω' может быть использовано и выражение tg ω' = tg ωB' / B.

По значению tg ω' вычисляют точки изотермы сорбции для новой мар­ки АУ по выражению

. (11.43)

По новой изотерме сорбции устанавливают новое значение а0 , соответ­ствующее С0, и далее, с учетом других характеристик принятой марки угля (r, ε и др.), вычисляют соответствующие этой марке величины k и Δτ.

Если в распоряжении проектировщика имеется выбор сорбентов, то наи­более эффективным из них следует считать тот, для которого будет наибольшим отношение W'01β2/B'; при этом значения W'01 и В' принимаются по характеристике активного угля, а β вычисляется по выше (11.41) приведенной формуле.

Однако окончательный выбор марки активного угля нельзя обосновывать только его поглощающей способностью — необходимо учитывать его стои­мость и прочность. Последняя, в частности, должна учитываться при опреде­лении потерь угля при термической регенерации его в печах. В среднем в каждом цикле регенерации в печах потери АУ могут

быть приняты около 7% общего его количества. Число регенераций угля в единицу времени, на­пример в год, будет обратно пропорционально его поглощающей способно­сти, т. е. отношению W01β2/B.

12. Электрохимические методы очистки воды

В последнее время привлекают внимание многих исследователей электрохимические очистки сточных вод благодаря высокой эффективности, компактности установок, сравнительной простоте автоматизации их работы. В ряде случаев применение электрохимических методов не связано с использованием реагентов, не сопровождается увеличением солевого состава очищенных сточных вод, образованием осадков, позволяет значительно упростить технологические схемы очистки и эксплуатацию производственных установок. В силу указанных преимуществ электрохимическая очистка является прогрессивным направлением в технологии обезвреживания сточных вод.

Разработка и внедрение электрохимических методов очистки сточных вод ведутся в настоящее время по следующим основным направлениям:

1.  Электрофлотация - удаление примесей из водной фазы вследствие их адсорбции на границе раздела раствор – газ и выноса с газовыми пузырьками в пену. Газовые пузырьки образуются на электродах при электролитическом разложении воды. Процесс осуществляется, как правило, с нерастворимыми анодами.

2.  Электрокоагуляция - удаление примесей путем гидролиза сточных вод с использованием растворимых анодов (обычно железных или алюминиевых). Вследствие растворения анодов в воде при определенных величинах рН образуются гидроокиси соответствующих металлов, и осуществляется процесс коагуляции, по существу аналогичный протекающему при обработке солями этих металлов.

3.  Электрохимическая деструкция – разрушение примесей в результате их анодного окисления и катодного восстановления, а также химических реакций окисления и восстановления в объеме обрабатываемой жидкости посредством образующихся на электродах окислителей и восстановителей. При этом в качестве анодов используется нерастворимый в условиях гидролиза материал. В процессе окисления присутствующие в воде примеси превращаются в нетоксичные или малотоксичные вещества и удаляются из водной фазы в виде газа или осадка.

Метод электрической деструкции наиболее эффективен для очистки сточных вод, содержащих органические загрязнения в истинно растворенном состоянии. Электрокоагуляция и электрофлотация успешно применя-

ются для удаления из сточных вод, тонкодиспергированных примесей, образующих коллоидные системы. Сочетание рассмотренных методов позволяет добиться требуемой степени очистки сточных вод, содержащих загрязнения в различном фазово-дисперсном состоянии.

В настоящем учебном пособии рассматриваются некоторые теоретические основы кинетики электродных процессов, ознакомление с которыми необходимо для понимания и успешного управления процессами, протекающими при электрохимической очистке сточных вод.

В пособии рассмотрено также влияние различных факторов на электрохимические процессы, обобщены результаты практического применения основных электрохимических методов.

12.1. Теоретические основы электрохимических процессов.

Электролиз водных растворов электролитов

Применение электрохимических методов очистки сточных вод основано на электролизе, сущность которого заключается в осуществлении химических превращений за счет использования электрической энергии. Для протекания процессов электролиза необходимо иметь раствор электролита, погруженные в него электроды, внешний источник тока и металлический проводник, соединяющий электроды с источником тока.

Растворы электролитов (так называемые проводники второго рода) обладают достаточной электропроводностью, обусловленной присутствием в них заряженных частиц - ионов, которые способны перемещаться под действием электрического поля. Сточные воды являются растворами электролитов, так как в них всегда присутствуют ионы в той или иной концентрации.

В электродах и токоподводах к ним (так называемых проводниках первого рода) ток переносится электронами.

12.2. Основные способы электрохимической очистки сточных вод.

Электрофлотация

При электрофлотационной очистке сточных вод газовые пузырьки, образующиеся в процессе электролиза (водород на катоде, кислород и хлор на аноде), при движении вверх в объеме жидкости сталкиваются с частицами загрязнений, в результате чего происходит их взаимное слияние, обусловленное уменьшением поверхностной энергии флотируемой частицы и пузырька газа на границе раздела фаз «раствор-газ». Удельный вес образующихся агрегатов из частиц примесей и пузырьков газа меньше первоначального веса частиц примесей. Они способны всплывать на поверхность жидкости и накапливаться там в виде пены. Пену при помощи различных механических приспособлений, сдуванием сжатым воздухом или под вакуумом удаляют в специальные сборные емкости для гашения, после чего конденсат пены декантируют и направляют на соответствующую обработку.

Одними из основных факторов, влияющих на эффективность процесса флотации, являются величина образующихся пузырьков и равномерность их распределения по площади сечения флотационной камеры. Размер газовых пузырьков влияет на их способность к образованию агрегатов с частицами загрязнений (например, чем больше размер или удельный вес флотируемых частиц, тем больше должен быть радиус газовых пузырьков).

В зависимости от принятого способа образования пузырьков газа различают следующие виды флотации: компрессионная (напорная), пневматическая, пенная (пенное сепарирование), вибро - и электрофлотация и другие.

При различных механических и пневматических методах флотации сточных вод размер пузырьков воздуха, как правило, колеблется в зависимости от способа диспергирования от 0,1 до 1,0 мм. В связи с таким большим разбросом размеров пузырьков скорость их подъема и распределение по площади флотационной камеры весьма неравномерны. Регулирование величины воздушного пузырька - технически сложная задача. Поэтому наиболее эффективной является электрофлотация, позволяющая регулировать величину газовых пузырьков и степень газонасыщения обрабатываемой системы. При этом основную роль в процессе электрофлотации загрязнений выполняют пузырьки водорода, выделяющиеся на катоде. Размер и интенсивность образования при электролизе пузырьков газа зависят от состава электролита, материала электродов, их формы, шероховатости поверхности, температуры обрабатываемой жидкости, поверхностного натяжения на границе раздела фаз «электрод-раствор», плотности тока. Изменяя перечисленные параметры, можно регулировать размер и интенсивность выделения пузырьков газов при электролизе, тем самым корректировать, в зависимости от характера загрязнения, технологический процесс очистки сточных вод.

Электрофлотация как способ очистки сточных вод от диспергированных загрязнений впервые запатентован в 1953 г. в ФРГ. В настоящее время метод рекомендуется к широкому внедрению для очистки сточных вод в различных отраслях промышленности.