Адсорбенты та іонні обмінники у процесах очищення природних і стічних вод

ПЕРМСЬКИЙ ДЕРЖАВНИЙ ТЕХНІЧНИЙ УНИВЕРСИТЕТ.

Хіміко-технологічний факультет.

Матеріал, підготовлений під загальним керівництвом викладача, на тему:

Адсорбенти та іонні обмінники у процесах очищення природних і стічних вод.

Представлений як лекції під час освоєння курса:

Адсорбція і іонний обмін у хімічній технологии.

Виконав: ст. групи МАГ-V.

Нагірний О.В.

Перевірила: к.х.н. Фарберова Е.А.

Перм, 2000.

ЗАПРОВАДЖЕННЯ 3 ОСНОВНІ ЗАБРУДНЮВАЧІ ВОДНИХ СЕРЕДОВИЩ 3 ПОВЕДЕНИЕ ХІМІЧНИХ ЗАБРУДНЮВАЧІВ У ВОДІ 4 ЗМІНА ЯКОСТІ ПРИРОДНИХ ВОД ВНАСЛІДОК АНТРОПОГЕННОГО ВПЛИВУ 6 ЗАСТОСУВАННЯ СОРБЦИОННЫХ МЕТОДІВ ДЛЯ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД 7 АКТИВНІ ВУГІЛЛЯ У ПРОЦЕССАХ ВОДОПІДГОТОВКИ 8 НЕУГЛЕРОДНЫЕ СОРБЕНТИ У ПРОЦЕССАХ ВОДООЧИЩЕННЯ 9 ОРГАНІЧНІ ИОНИТЫ 11 МЕТОДИ РЕГЕНЕРАЦІЇ СОРБЕНТІВ 12 СПИСОК ВИКОРИСТАНОЇ ЛІТЕРАТУРИ 14.

Обсяг споживаної у світі води сягає 4 трлн. м3 на рік, а перетворенню із боку людини піддається практично вся гідросфера. Так і при отриманні ядерної енергії США втягується в використання майже половина всіх водних ресурсів країни. Радіоактивне і потепління може поставити під загрозу їхню використання у господарсько-побутових і промислових целях.

Хімічна і нафтохімічна галузі промисловості сприяють проникненню у водне середовище речовин, нормально відсутніх у ній, чи перевищення природного рівня половини їхньої концентрації, ухудшающим якість среды.

Мільярди тонн з корисними копалинами, відчужених від живої природи, беруться щороку поверхні Землі як у нативном стані, і після різноманітних перетворень розсіюються у навколишній среде.

Протягом часу існування людства в довкілля було запроваджено близько мільйона нових речовин (всього відомо понад 6 млн. хімічних сполук). Щороку до світі синтезується близько 250 тисяч нових хімічних сполук, чимало з яких отримують широке застосування і може надходити в довкілля. У практиці використовується 500 тисяч хімічних сполук, їх за оцінкою міжнародних екологічних організацій, близько 40 тисяч мають шкідливими в людини властивостями, а 12 тисяч є токсичными.

Шкідливі хімічні елементи і ті речовини потрапляють у водойми, погіршуючи їх санітарний стан і викликаючи необхідність спеціальної глибокої очищення води перед використанням її для господарсько-питних та деякі промислових целей.

Багато домішки не беруться із води механічно, не нейтралізуються при біологічної очищенні, не видаляються такими традиційними методами водоочищення, як відстоювання, коагуляція і флотация. Це зумовлює введення у комплексну технологічну схему водопідготовки стадії сорбционной доочищення. Зазвичай, ця стадія є заключним етапом в технологічному процесі очищення воды.

Сорбционный метод є добре керованим процесом. Він дає змогу видаляти забруднення надзвичайно широкої природи практично до будь-який залишкової концентрації незалежно від своїх хімічної стійкості. У цьому відсутні вторинні забруднення. Звідси перспективна тенденція розвитку фильтрующе-сорбирующих пристроїв, виділені на локальної доочищення питної воды.

ОСНОВНІ ЗАБРУДНЮВАЧІ ВОДНИХ СРЕД.

Розрізняють природну, стічну і денатурированную воду. Природна вода — це вода, яка якісно, і кількісно формується під впливом природних процесів за відсутності антропогенного впливу і якісні показники якої у природному среднемноголетнем рівні. Стічна вода — це вода, колишня у побутовій, виробничому чи сільськогосподарському вживанні, і навіть пройшла через якусь забруднену територію, зокрема назви населеного пункту. Природна вода, подвергаемая антропогенному забруднення, наприклад, шляхом змішання зі стічної водою, називається денатурированной чи природно-антропогенной.

Приміром, зросла кількість теплових і атомних електростанцій, використовують морську воду для конденсації відпрацьованого в турбінах пара, зумовлюють радиактивное і потепління води. Це під загрозу використання водних ресурсів для господарських потреб. З іншого боку температура морської води околицях скидання підвищується на 6−8 оС, що приводить до підвищення чутливості морських організмів до хімічної забруднення воды.

Радіоактивні ізотопи хімічних елементів можуть потраплятимуть у навколишню середу, насамперед у водойми, з нечищеними і недоочищенными радіоактивними стічними водами, при ненадійному похованні рідких і твердих відходів атомних електростанцій і хімічних підприємств із переробці палива, і навіть внаслідок випадання радіоактивних частинок з атмосфери на поверхні Землі разом із дощем і снегом.

При вживанні забруднених води, молока їжі радіоізотопи легко пробираються у клітини організму, накопичуються у ньому і, випромінюючи потужні (-, (- чи (-промені, вражають організм, викликають лейкемію, рак, генетичні ушкодження клітин. Наприклад, радіоактивні уран, торій і радій, котрі випромінюють важкі (-частки, дуже просто руйнують молекули ДНК в ядрах клітин та тому вважаються найбільш токсичними із усіх радіоактивних элементов.

Ізотоп 131I концентрується в щитовидної залозі і, випромінюючи (-промені, вражає її. Ізотоп 90Sr та її дочірній радіоактивний продукт 90Y накопичуються у клітинах кісткового мозку і їх, 137Cs легко проникає у клітини тіла, наводячи до досить рівномірному опроміненню всього организма.

До змісту радиоизотопов у воді водоймищ пред’являються надзвичайно жорсткі вимоги. Наприклад, для 90Sr у питній воді ПДК=3(10−11 Ки/л, чи перерахунку масові одиниці 1.5(10−10 мг/л. ГДК інших радіоактивних ізотопів перебувають у межах 10−8-10−11 Ки/л.

Скидання в водойми стічні води, містять радіоактивні речовини, не допустим.

Радіоактивне забруднення довкілля обумовлюється щодо справи хімічним забрудненням, тобто. проникненням у середу продуктів розподілу атомного ядра. Крім радіоактивного забруднення виділяють такі види хімічних забруднювачів води: 1) біологічно нестійкі органічні сполуки; 2) малотоксичні неорганічні солі; 3) нафтопродукти; 4) біогенні сполуки; 5) речовини зі специфічними токсичними властивостями, зокрема важкі метали, біологічно жорсткі (неразлагающиеся) органічні синтетичні соединения.

Очищення води з посади цих забруднювачів неможлива не повідомляючи їхньої поведінки в водної среде.

ПОВЕДЕНИЕ ХІМІЧНИХ ЗАБРУДНЮВАЧІВ У ВОДЕ.

Органічні загрязнители.

Десятки мільйонів тонн органічних сполук, зокрема мільйони тонн ПАР, щорічно вступають у атмосферу і водойми з багатьох і різноманітних джерел (випаровування, втрата часу та неповне згоряння хімічного органічного палива, міські і промислові рідкі, тверді і газоподібні відходи тощо.). У довкіллі вони піддаються впливу різних фізико-хімічних і біологічних агентів. Чимало з подібних них розпадаються за порівняно стислі терміни (10−100 днів) із заснуванням проміжних продуктів, зокрема метаболітів — продуктів обміну речовин живими організмах, до повної мінералізації. Нерідко проміжні продукти розкладання органічних сполук виявляються більш токсичними забруднювачами, ніж вихідні речовини, і системи піддається вторинному хімічному загрязнению.

Особливу небезпеку становлять біологічно стійкі трудноокисляемые органічні сполуки. Вони можуть накопичуватися у довкіллі й у перебігу багато часу надавати токсичне вплив на живі організми (ефект довгострокового действия).

Пестициды.

Щороку до довкілля вводиться 2 млн. т пестицидів (хлорорганічні і фосфорорганические сполуки, похідні карбаматов, хлорфенксикислот). Навіть дуже малі концентрації пестицидів токсичні надають воді неприємні присмаки і запахи. Чимало їх ми руйнуються дуже повільно (іноді у перебігу кілька років). Часто продукти розпаду пестицидів досить стійки і можуть надавати токсичне действие.

Оскільки відчутна частина стійких забруднювачів вступає у водойми з промисловими, сільськогосподарськими і побутовими стічними водами, то очищення і повторне використання цих вод мають великий екологічне значення здійснюються у багатьох країнах. У зв’язку з малими концентраціями стійких органічних речовин, у стічних водах та його переважної олеофильностью найбільше застосування знаходять методи очищення, засновані на сорбції на природних ионитах (глинисті мінерали і цеоліти), синтетичних макропористых ионитах і політично активних углях.

Нефтепродукты.

Особливу групу хімічних забруднювачів становлять нафтопродукти. Загальна маса нафтопродуктів, потрапляють щорічно у моря, и океани, оцінюється по даним американських вчених у 6.1 млн. т, їх 2.1 млн. т становлять втрати при транспортуванні нафти, 1.9 млн. т виноситься ріками, інше надходить із міськими й промисловими відходами прибережних районів і з природних источников.

Ступінь впливу нафтопродуктів на водну середу визначається колись їх складом. У високомолекулярних фракціях нафти міститься до 5% сірки, 1% азоту та кисню, і навіть різні комплексообразущие метали. У водної середовищі нафтопродукти утворюють плівку, яка взаємодіє зі природною поверхневою плівкою, збільшуючи її товщину і створюючи квазиравновесную систему. Одна тонна нафти може розтікатися і покрити поверхню води, рівну 20 км², протягом 6−7 діб. До 25% загальної маси (легколетучие компоненти) випаровується кілька днів. Важкі фракції осідають на дно водойми, змінюючи біологічні особливості того середовища обитания.

Важкі металлы.

До стійким хімічним забруднювачами кумулятивного дії з специфічними токсичними властивостями належить і важкі метали. Трійку найбільш екологічно небезпечних важких металів становлять свинець, ртуть і кадмій. Більше 35 видів металів витягається у складі руд та хімічного палива у надрах Землі їхньому поверхность.

У процесі переробки руд, спалювання енергоносіїв, споживання важких металів величезні їхньої кількості вступають у атмосферу і водойми в вигляді отходов.

Наприклад, в Світовий океан з атмосфери щорічно надходить 200 тис. т свинцю. А антропогенний накопичення ртуті в біосфері (головним чином гідросфері) на сьогодні становить 1 млн. т. Втрати кадмію в біосферу становить 5 тис. т/год.

Надходячи у водну середу, важкі метали вступають у взаємодію Космосу з іншими компонентами середовища, створюючи гидратированные іони, оксигидраты, іонні пари, комплексні неорганічні і органічні сполуки. Конкретна форма існування металів залежить від своїх природи, природи іонів і молекул, конкуруючих за місце лиганда, pH, температури і ионности среды.

Багато важкі метали утворюють звані синергетичні суміші, які мають на водні організми токсичне вплив, значно що перевищує суму дій окремих компонентов.

Поведінка важких металів у реальних середовищах складно і малоисследовано. Разом про те їх накопичення на живу природі викликає серйозну стурбованість в усьому світі. Тому надходження важких металів у повітря, водойми і на хліборобські поля має бути призупинено і взято під суворий контроль. Усі джерела важких металів можуть бути ліквідовані шляхом організації на підприємствах систем очищення використання стічних вод.

Біогенні вещества.

Особливу небезпеку становлять сполуки азоту та фосфору, у великих кількостях які у водойми з побутовими промисловими стічними водами, з атмосфери (оксиди азоту), і навіть внаслідок вимивання мінеральних і органічних добрив з грунту. У Результаті змиву добрив в водойми світу щорічно йде від 3 до 6 млн. т P2O5.

Потрапляючи в водойми, біогенні елементи стимулюють розвиток синозеленої водорості. Відбувається евтрофікація (цвітіння) водойм. У результаті масового гниття водоростей у питній воді з’являються сірководень, меркаптани, феноли та інші токсичні продукы, зникає кисень, вода стає мертвой.

Неорганічні соли.

Окрему групу хімічних забруднювачів становлять неорганічні солі. Попри малу токсичність багатьох розчинних солей, все дедалі більшу накопичення в природних прісних водах викликає кілька серйозних економічних пріоритетів і екологічних проблем: збільшення витрат за водоподготовку на електростанціях й управління промислових підприємствах, зменшення запасів прісної води, придатної для поливу сільськогосподарських угідь, погіршення умов нересту риб, погіршення якості питної води і т.п. Основними джерелами надходження солей в водойми є дренажні сільськогосподарські води, промислові стічні води, зокрема продувочные води систем водопостачання, регенераційні розчини і промивні води установок водопідготовки електростанцій та інших. У зв’язку з цим опріснення дренажних вод, знесолювання продувних, поверхневих, промивних, рудничных і інших стічні води у промисловості, створення безстічних схем водопідготовки та замкнених водооборотних систем з обессоливанием подпиточной води є ефективними рішеннями цієї проблеми, в реалізації яких головна роль належить ионному обміну і электродиализу.

ЗМІНА ЯКОСТІ ПРИРОДНИХ ВОД.

ВНАСЛІДОК АНТРОПОГЕННОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ.

Можна виокремити такі очевидні тенденції у зміні якості природних вод під впливом господарську діяльність людей:

1. Знижується рН прісних вод внаслідок їх забруднення сірчаної і азотної кислотами з атмосфери, збільшується вміст у них сульфатів і нитратов.

2. Подкисленные дощові води, стекая поверхнею суші та просочуючись в нижні верстви грунту, краще розчиняють карбонатні та інші породи, що викликає збільшення змісту іонів кальцію, магнію, кремнію в підземних і річкових водах.

3. Підвищується вміст у природних водах фосфатів (>0.1 мг/л), нітратів, нітритів і амонійного азота.

4. Підвищується вміст у природних водах іонів важких металів, передусім свинцю, кадмію, ртуті, миш’яку і цинка.

5. Підвищується зміст солей в поверхневих і підземних водах внаслідок надходження енергоносіїв зі стічними водами, з атмосфери з допомогою змиву твердих витрат. Наприклад, солесодержание багатьох річок щорічно підвищується на 30−50 мг/л і більше. З 1000 т міських відходів у грунтових вод потрапляє до 8 т розчинних солей.

6. Збільшується вміст у водах органічних сполук, передусім біологічних стійких, зокрема синтетичних ПАР, гетероорганических сполук (пестицидів і продуктів їх розпаду) та інших токсичних, канцерогенних і мутагенних веществ.

7. Катастрофічно знижується зміст кисню у природних водах, насамперед у результаті підвищення його на окисні процеси, пов’язані з эвтрофикацией водойм, з мінералізацією органічних сполук, і навіть внаслідок забруднення поверхні водойм гидрофобными речовинами та скорочення доступу кисню з атмосфери. За відсутності кисню у питній воді розвиваються відбудовні процеси, зокрема сульфати відновлюються до сероводорода.

8. Існує потенційна небезпека забруднення природних вод радіоактивними ізотопами хімічних элементов.

ЗАСТОСУВАННЯ СОРБЦИОННЫХ МЕТОДОВ.

ДЛЯ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД.

З вище викладеного слід, що реальні стічні води — це чисті стабільні розчини, а гетерогенна суміш розчинених, колоїдних і зважених у питній воді домішок органічного й неорганічного характеру, чимало з яких нестабільні, окисляются.

Практика роботи систем очищення стічні води показує, що сорбционная обробка доцільна як «фінішний «операція, після механічної і інших дешевших видів очищення від грубодисперсных, колоїдних і окремі частини розчинених домішок. Звичайна оптимальна послідовність процесів фізико-хімічної очищення: коагуляція — відстоювання (флотация) — фільтрування — сорбция.

Приміром, знесолювання природних і стічних вод мовби доцільно проводитися ионитах у разі вихідного солевмісту до 1 г/л. Якщо регенераційні розчини переробляються в корисну продукцію то іонний обмін успішно можна використовувати для глибокого води з вихідним солесодержанием до 2 г/л.

Створення комбінованих схем, які включають попередню коагуляцию і очищення води дозволяє у кілька разів знизити витрата активного вугілля на локальних станціях водопідготовки, цим вирішити технико-экономическую забезпечення окремих районів додатковими водними ресурсами в доступному для огляду будущем.

АКТИВНІ ВУГІЛЛЯ У ПРОЦЕССАХ ВОДОПОДГОТОВКИ.

Фільтрування води через шар гранульованого вугілля або уведення в воду порошкоподібного активного вугілля є універсальними методами видалення із води розчинених органічних речовин природного і неприродного происхождения.

Оскільки вміст у питну воду органічних речовин природного походження нормована лише побічно (по кольоровості, запахів і привкусам води), а кольоровість води зазвичай є досить добре знижується коагулированием і хлоруванням, активний вугілля, є дорогим матеріалом, застосовується на комунальних водогонах головним чином заради видалення речовин, які обумовлюють запахи і присмаки води, і навіть для видалення із води органічних забруднень неприродного походження — різних детергентів, пестицидів, нафтопродуктів та інших токсичних речовин, які у відкриті водойми зі стічними водами міст і промислових предприятий.

При видаленні із води речовин, які надають їй запахи і присмаки, їх концентрацію потрібно знизити до дуже малих величин, у яких запах і присмак не ощущаются.

Концентрації різних речовин, у яких відчувається їх запахи чи присмак у питній воді, неоднакові. Сірководень відчувається при концентрації їх у воді більш 0.2−0.3 мг/л, хлор — при концентрації більш 0.3 мг/л, хлорфенол — при концентрації більш 0.02 мг/л, продукти життєдіяльності актиноміцетів, які надають воді землистий запах, відчуваються при концентрації більш 1(10−8 мг/л.

Природно, що за таких низьких залишкових концентраціях удаляемого речовини рівень використання сорбционной ємності активного на статичних умовах при ввдении в воду на вигляді порошку буде мала. Так при контакті порошкоподібного вугілля (ПАУ) з очищаемой водою невелика, сорбируемое речовина звичайно встигає проникнути всередину частинки вугілля, тому сорбционная здатність ПАУ зростає збільшенням ступеня його измельчения.

Побічно сорбционная здатність ПАУ характеризується його фенольным числом — числом милиграммов активного порошкоподібного вугілля, необхідного для зниження концентрації фенолу один л води з 0.1 до 0.01 мг при перемішуванні води з активним вугіллям протягом 1 год. Що фенольное число вугілля, тим менший за нього сорбционная здатність у потрібний відношенні фенолу, гірше, як правило, це вугілля буде сорбировать із води речовини, які обумовлюють присмаки і запахи води. ПАУ, застосовувані на фільтрувальних станціях для видалення із води присмаків і запахів, повинен мати фенольное число трохи більше 30; хороші зразки активних вугілля мають фенольное число менш 15.

Практика обробки води ПАУ на Тюменському водопровід показала, що з числа порошкоподібних вугілля найефективніший вугілля марки А-щелочной. У кожному конкретному випадку марка ПАУ повинна підбиратися пробної обробкою води в лабораторних умовах, у своїй повинні ставиться досліди і з попереднім хлоруванням води, і без него.

ПАУ, застосовуваний видалення із води речовин, які дають їй присмаки і запахи, може вводиться як перед відстійниками і після нього, безпосередньо перед фільтрами. Проте введення у воду перед фільтрами можна тільки у випадках, що його доза не перевершує 5−7 мг/л при тривалому застосуванні вугілля й 10−12 мг/л при короткочасному, эпизодическом. По прибутті на фільтри великої кількості активного вугілля втрата напору у яких зазвичай швидко росте, і різко зростає витрата промывной води. Двошарові фільтри краще від звичайних пристосовані до осветлению води, що містить ПАУ. При малих дозах активний вугілля доцільно вводити в воду після відстійників; у разі сорбционная здатність вугілля використовується повніше, аніж за запровадження її в воду перед відстійниками, у яких вугілля швидко осідає, яка встигла сорбировать які у воді органічні вещества.

Реалізація процесу углевания на вимагає значних капітальних витрат, і її будівництво блоку виготовлення і дозування ПАУ і складу ПАУ.

У результаті сильного пыления і вибухонебезпечності ПАУ в сухому вигляді у воду вводять рідко. Зазвичай попередньо готують суспензію 2−10% ПАУ у питній воді, якою і направляють у основний потік оброблюваної води. Дозу ПАУ вибирають з урахуванням забруднення води та сорбционных властивостей вугілля. У нашій країні (1982 р) зазвичай, Dу=1−5 мг/дм3, у Фінляндії 5−15 мг/дм3, до ФРН (водозабори на Рейні) 25−40мг/дм3, мови у Франції 5−40 мг/дм3, в Англії й США 5- 30 мг/дм3.Большие дози ПАУ свідчить про сильної забруднення джерел зарубежом.

Постійне використання ПАУ для водопідготовки звичайно вигідно зза нерентабельність і неможливість його регенерації й гіркоти втрат при дозировании.

Для постійної сорбционной обробки води використовують гранульовані активні вугілля (ГАУ), які можна регенерувати, що знижує вартість очищення води, хоча ГАУ і трохи дорожчий, які застосування потребує великих капітальних видатків. Фільтрування через ГАУ дає воду кращого і більше постійного якості проти углеванием (термін їхньої служби ГАУ при очищенні природних вод — від 2 до 30 мес).

Один із традиційних напрямів використання активних вугілля в водопідготовки — дехлорирование питної води, реалізоване на вугільних фільтрах. Висоту фільтра призначають залежно від швидкості фільтрування, початкової ідеї та кінцевої концентрації вільного хлора.

Дехлорирующие фільтри регенерують раз на місяць гарячим розчином соди чи їдкого натра. До регенерації 1 кг ГАУ дехлорирует 50−100 м3 воды.

Механізм дехлорирования води на ГАУ складається з сорбції і наступного розкладання хлорнуватистої кислоти. Іон OClменш реакционноспособен й більше сорбируется ніж HOCl, тому зрушення рН, що призводить до підвищення ступеня дисоціації HOCl (H++OCl-, знижує дехлорирующий эффект.

НЕУГЛЕРОДНЫЕ СОРБЕНТИ У ПРОЦЕССАХ ВОДООЧИСТКИ.

Задля чистоти води дедалі більше застосування знаходять неуглеродные сорбенти природного і штучного походження (глинисті породи, цеоліти і деяких інших материалы).

Використання таких сорбентів зумовлено досить високої ємності їх, вибірковістю, катионообменными властивостями декого з тих, порівняно низькою вартістю і доступністю (іноді як місцевого материала).

Глинисті породи — найпоширеніші неорганічні сорбенти очищення води. Вони мають розвиненою структурою з микропорами, мають різні розміри залежно від виду мінералу. Більша частина з них має шаруватої жорсткої чи розширення структурой.

Механізм сорбції забруднень на глинистих матеріалах досить складний і включає Ван-дер-ваальсовые взаємодії вуглеводневих ланцюжків з розвиненою поверхнею мікрокристалів силікатів і кулоновское взаємодія заряджених і поляризованих молекул сорбата з позитивно зарядженими ділянками поверхні сорбенту, що містять іони М+ і Al3+.

Найбільшого поширення набула глинисті матеріали отримали для знебарвлення води, видалення неорганічних домішок і особливо токсичних хлорорганічних сполук і гербіцидів, різних ПАВ.

Природні сорбенти здобувають у безпосередній близькості до місця споживання, що постійно розширює масштаб їх застосування очищення воды.

Цеоліти — різновиду алюмосиликатных каркасних матеріалів. Ці матеріали мають негативний тривимірний алюмосиликатный каркас із суворо регулярної тетраэдрической структурою. У проміжках каркаса перебувають гидратированные позитивні іони лужних і щелочно-земельных металів, компенсуючих заряд каркаса, і молекули води. У адсорбционные порожнини цеолітів сорбируется лише молекули речовин, критичний розмір яких менше ефективного розміру вхідного вікна, від рівня цього та його друге назва — молекулярні сита.

Відомо понад 34 видів природних цеолітів, але лише частина їх утворює великі родовища (80% концентратів) зручні для промислової переробки. Найпоширеніші природні цеоліти: шабазит (Na2Ca)O (Al2O3(4SiO2(6H2O з розміром вікон 0.37- 0.50 нм; морденіт (Na2K2Ca)O (Al2O3(10SiO2(6.7H2O з розміром вікон 0.67−0.70 нм; клинопптиломит (Na2K2Ca)O (Al2O3(10SiO2(8H2O.

Для отримання міцних і водостойких фільтруючих матеріалів з природних цеолітів їх, як і, як і глини, нагрівають в печах з хлоридом карбонатом натрію при 10 000С.

Обробка поверхні цеолітів кремнийорганическими сполуками робить її гидрофобной, що покращує сорбцію нафти з воды.

Природні цеоліти використовують у вигляді порошків і фільтруючих матеріалів очищення води від ПАР, ароматичних і канцерогенних органічних сполук, барвників, пестицидів, колоїдних і бактеріальних загрязнений.

Крім цеолітів і природних глин перспективними є неорганічні иониты. У тому числі можна назвати следующие:

1. Гранульовані методом заморожування труднорастворимые фосфати металів (цирконію, титану, хрому, заліза, торію, сурми та інших.), передусім, цирконилфосфат (ZrO)m (H2PO4)n з різними ставленням m: n, що б високої ємності обміну, термічної і радіаційної сталістю і високої селективностью до ионам цезію, рубідію, калію і амонію, і навіть талію. Цирконилфосфат стійкий в концентрованих кислотних і сольових розчинах, зберігаючи у яких високу ионообменную ємність і вибірність до вищевказаним катионам.

Цирконилфосфат можна використовувати для вилучення з сильнокислых і сильноминерализованных радіоактивних розчинів долгоживущего ізотопу 137Cs; потреби ділити продуктів радіоактивного розпаду урану в атомних реакторах: 89Sr-137Cs, 89Sr-144Cs, 90Sr-90U; відділення 95Nb і 95Zr від 106Ru; для вилучення іонів талію з розчинів у виробництві та під час використання солей таллия.

2. Синтетичні титаноі цирканосиликаты, які мають молекулярноситовыми властивостями цеолитового рівня, високої обмінній ємністю і селективностью до низки катионов.

3. Труднорастворимый кристалічний оксалат цирконію, селективний стосовно катионам свинцю і калия.

4. Труднорастворимые солі полиі гетерополикислот: фосфомолибдаты, фосфорвольфраматы, вольфраматы, фосфорарсенаты, похідні фосфорносурьмяной кислоти, кремнесурьмяной кислот та інші які мають селективностью до рідкісним лужним, щелочноземельным і важким металлам.

5. Ферроцианиды лужних і тяжких металів (заліза, міді, цинку, молібдену, нікелю, титану, олова, ванадію, урану, вольфраму тощо.), здатні до сорбції іонів Pb+, йдуть на поглинання Rb, Cs з розчинів і Tl+ з водних растворов.

Наприклад, з допомогою ферроцианида лужного металу і нікелю ефективно витягається рубідій з відпрацьованого розчину при переробці карналлитовых руд.

6. Нерозчинні сульфіди і гидроксиды металів. Наприклад, відомо про можливість успішного очищення нікелевих електролітів від домішок іонів міді, свинцю, кадмію, миш’яку, сурми, олова, вісмуту з допомогою нерастворимого сульфіду нікелю, від домішок заліза (II) і кобальту (II) з допомогою гидроксидов нікелю разом із органічним сильноосновным анионитом АВ-17 на кінцевої стадії очистки.

Багато катиониты зокрема цеоліти (крім клиноптилолита, эрионита і морденита) і глинисті мінерали, можуть працювати лише у сольових формах (натриевой, кальцієвої тощо.). Вони можуть бути переведені у водневу форму, бо за цьому руйнується їх структура, і, отже, що неспроможні застосовуватися у технології знесолення і опріснення стічних і природних вод. З іншого боку, знесолювання води вимагає одночасного використання анионитов, які серед неорганічних мінералів і сполук трапляються досить редко.

Ця обставина в чому сприяли бурхливому розвитку синтезу органічних катионитов і анионитов з урахуванням синтетичних органічних сполук, отримали широке використання у технології знесолення води, в гидрометаллургии дорогоцінних і кольорових металів, в технології очищення стічних вод мовби та інших отраслях.

ОРГАНІЧНІ ИОНИТЫ.

Більшість органічних ионитов виходять шляхом полимераналогичных перетворень сополимеров стиролу і дивинилбензола (ДВБ). Ці сополимеры є надійної базою до створення цілого спектра гелевых і макропористых ионитов з найрізноманітнішими властивостями. З іншого боку, вихідні мономери доступні і щодо дешеві. Усі ширше стає асортимент ионитов, одержуваних методами сополимеризации і сополиконденсации органічних мономерів ионогенного типу. Успішно розвивається синтез важливих питань у практичному сенсі ионитов з урахуванням винильных похідних пиридина, передусім промислово доступного 2,5- метилвинилпиридина, з урахуванням алифатических сполук ионогенного характеру, як-от метилакрилат, акрилонитрил, полиэтиленполиамины, эпихлоргидрин.

Більшість органічних ионитов мають гелеву структуру. Вони відсутні реальні пори. Доступність всього обсягу їх зерен для які обмінюються іонів забезпечуються завдяки їхнім здатність до набряканню в водних растворах.

Макропористые иониты виходять шляхом введення в реакційну масу у процесі сополимеризации і поліконденсації порообразователя (изооктан, декан, бензини БР-1, БЛХ, спирти нормального і изомерного будівлі), після видалення, якого ионит зберігає реальні пори і їх отримує властивості адсорбентів типу активних вугілля: велику питому поверхню й обсяг пір. Макропористые иониты мають велику механічну міцність, але меншу об'ємну ємність, ніж гелеві і изопористые. Вони мають високої осмотической стабільністю, поліпшеною кінетикою обміну, виявляють ситовый эффект.

Можливості синтезу органічних ионитов воістину безмежні, а синтезовані иониты можна наділяти найрізноманітнішими найціннішими властивостями, мають часом унікальне практичне значение.

МЕТОДИ РЕГЕНЕРАЦІЇ СОРБЕНТОВ.

Методи регенерації умовно можна розділити втричі вида:

1. Химический.

2. Низькотемпературний термический.

3. Термический.

Хімічна регенерация.

Під хімічної регенерацією розуміють обробку сорбенту рідким чи газоподібним органічними чи неорганічними реагентами за нормальної температури, зазвичай не вище 1000С. Хімічно регенирируют як вуглецеві, і неуглеродные сорбенти. У результаті обробки сорбат або десорбується не змінювалась, або десорбируются продукти її взаємодії з регенерирующим агентом. Хімічна регенерація часто протікає у адсорбционном апараті. Більшість методів хімічної регенерації узкоспециальны для сорбатов певного типу. Розглянемо приклади хімічної регенерації активних углей.

Найпростіший метод регенерації сорбенту — нагрівання їх у деякому обсязі води. Це спричиняє зростанню ступеня дисоціації і розчинності сорбата і через це, до десорбции частини сорбата. Так при регенерації активного вугілля нагрівають води і фільтрують її через активний вугілля. Ефект такий регенерації не вище — 20−40%.

З усіх методів хімічної регенерації вугілля найбільше поширення, особливо у водопідготовки, отримала обробка активних вугілля розчинами гідроокису і карбонату натрия.

Регенерація 2.5% NaOH дозволяє увосьмеро використовувати вугілля КАД-иодный для дезодорації води (після 4-кратной регенерації зниження сорбционной ємкості 40−50%. Наявність плохоомыляемых домішок знижує зі часом ємність угля.

Нього Десорбція органічного сорбата з активного вугілля розчинами кислот використовується порівняно рідко. (2.5% розчин Н2SO4 десорбирует деякі пестициди). Частіше кислоти служать окислювачем сорбата на вугіллі. Окислювачем органічного сорбата може бути H2O2.

Останнім часом вивчаються методи регенерації з допомогою (- випромінювання, під впливом якої відбувається деструкція сорбата. У малих дозах це випромінювання ініціює окислювання киснем на активному вугіллі органічних сполук, присутніх у питній воді CO2 і H2O. Доза опромінення 3(104 рад/ч забезпечує окислювання аэрацией киснем у питній воді таких сполук як лигнин, лигнинсульфат, бескислородная деструкція їх вимагає дози 1.1(106 рад/час.

Низькотемпературна термічна регенерация.

Низькотемпературна термічна регенерація — це обробка сорбенту пором чи газом при 100−4000С. Процедура ця є досить простою та у багатьох випадках її ведуть у адсорберах.

Водяної пар внаслідок високої високої энтальпии частіше від інших використовують із низькотемпературної термічної регенерації. Він безпечний і доступний в производстве.

Для пропарки адсорбера необхідні лише парогенератор і холодильникконденсатор. Відпрацьований конденсат іде або на спалювання, або на виділення цінного сорбата.

Термічна регенерация.

Хімічна регенерація і низькотемпературна термічна регенерація не забезпечує відновлення адсорбційних углей.

Термічна регенерація процес дуже складний, многостадийный, який стосується як сорбат, однак і сорбент. Термічна регенерація наближено до технології отримання активних углей.

При карбонизации сорбатов різних типів на вугіллі більшість домішок розкладається при 200−3500С, а при 4000С зазвичай руйнується близько половини усього адсорбата. CO, CO2, CH4 — продукти розкладання органічного сорбата виділяються при нагріванні до 350−6000С.

Теоретично вартість такий регенерації становить 50% вартості нового активного угля.

Це засвідчує необхідності продовження пошуку це й розробки нових високоефективних методів регенерації сорбентов.

СПИСОК ВИКОРИСТАНОЇ ЛИТЕРАТУРЫ.

1. Когановский А. М. Адсорбція і іонний обмін у процесах водопідготовки і очищення стічних вод мовби. Київ: наук. думка. 1983. 240 з. 2. Смирнов А. Д. Сорбционная очищення води. Л.: Хімія. 1982. 168 з. 3. Клячков В. А., Апельцин И. Э. Очищення природних вод. М.: Стройиздат. 1971.

579 з. 4. Смирнов Д. Н., Генкин В.Є. Очищення стічних вод мовби у процесах обробки металів. М.: Металлургия.1980. 195 з. 5. Аширов А. Ионообменная очищення стічних вод мовби, розчинів і газів. Л.:

Хімія. 1983. 295 с.