Адсорбенти та іонні обмінники у процесах очищення природних і стічних вод

Пермського державного технічного університету

Хіміко-технологічний факультет

Матеріал, підготовлений під загальним керівництвом викладача, на тему:

Адсорбенти та іонні обмінники у процесах очищення природних і стічних вод

Представлений у вигляді лекції при освоєнні курсу:

Адсорбція і іонний обмін в хімічній технології.

Виконав:

ст. групи МАГ-V

Нагорний О.В.

Перевірила:

к.х.н. Фарберова Е.А.

Перм

ЗМІСТ

ВСТУП 3

ОСНОВНІ ЗАБРУДНЮВАЧІ ВОДНИХ СЕРЕДОВИЩА 3

ПОВЕДІНКА ХІМІЧНИХ ЗАБРУДНЮВАЧІВ У воді 4

ЗМІНА ЯКОСТІ ПРИРОДНИХ ВОД ВНАСЛІДОК антропогенного

НОГО ВПЛИВУ 6

ЗАСТОСУВАННЯ Сорбційні методи ДЛЯ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД 7

АКТИВНІ ВУГІЛЛЯ У ПРОЦЕСАХ ВОДОПІДГОТОВКИ 8

НЕУГЛЕРОДНИЕ СОРБЕНТИ У ПРОЦЕСАХ ВОДООЧИЩЕННЯ 9

ОРГАНІЧНІ Іоніти 11

МЕТОДИ РЕГЕНЕРАЦІЇ СОРБЕНТІВ 12

СПИСОК ВИКОРИСТАНОЇ ЛІТЕРАТУРИ 14

ВСТУП

Обсяг споживаної в світі води сягає 4 трлн. м ³ на рік, а перетворенню з боку людини піддається практично вся гідросфера. Так при отриманні ядерної енергії в США залучається до використання майже половина всіх водних ресурсів країни. Радіоактивне і потепління може поставити під загрозу їх застосування в господарсько-побутових і промислових цілях.

Хімічна та нафтохімічна галузі промисловості сприяють проникненню у водне середовище речовин, нормально відсутніх у ній, або перевищення природного рівня їх концентрації, що погіршує якість середовища.

Мільярди тонн корисних копалин, відчужених від живої природи, витягуються щорічно на поверхню Землі і як в нативному стані, так і після всіляких перетворень розсіюються в навколишньому середовищі.

За час існування людства у природне середовище було введено близько мільйона нових речовин (всього відомо понад 6 млн. хімічних сполук). Щорічно в світі синтезується близько 250 тисяч нових хімічних сполук, багато з яких отримують широке застосування і можуть надходити в навколишнє середовище. У практиці використовується 500 000 хімічних сполук, з них за оцінкою міжнародних екологічних організацій, близько 40 тисяч мають шкідливими для людини властивостями, а 12 тисяч є токсичними.

Шкідливі хімічні елементи і речовини потрапляють у водойми, погіршуючи їх санітарний стан і викликаючи необхідність спеціальної глибокого очищення води перед використанням її для господарсько-питних і деяких промислових цілей

Багато домішки не витягуються з води механічно, не нейтралізуються при біологічному очищенню, не видаляються такими традиційними методами водоочищення, як відстоювання, коагуляція і флотація. Це обумовлює введення в комплексну технологічну схему водопідготовки стадії сорбційної доочистки. Як правило, ця стадія є заключним етапом в технологічному процесі очищення води.

Сорбційний метод є добре керованим процесом. Він дозволяє видаляти забруднення надзвичайно широкою природи практично до будь залишкової концентрації незалежно від їх хімічної стійкості. При цьому відсутні вторинні забруднення. Звідси перспективною є тенденція розвитку фильтрующе-сорбуючих пристроїв, призначених для локальної доочищення питної води

ОСНОВНІ ЗАБРУДНЮВАЧІ ВОДНИХ СЕРЕДОВИЩ

Розрізняють природну, стічну і денатуровану воду. Природна вода - це вода, яка якісно і кількісно формується під впливом природних процесів при відсутності антропогенного впливу і якісні показники якої знаходяться на природному среднемноголетнем рівні. Стічна вода - це вода, що була у побутовому, виробничому чи сільськогосподарському вживанні, а також пройшла через якусь забруднену територію, в тому числі населеного пункту. Природна вода, що піддається антропогенному забрудненню, наприклад, шляхом змішання зі стічною водою, називається денатурованої або природно-антропогенного.

Так, наприклад, збільшене число теплових і атомних електростанцій, що використовують морську воду для конденсації відпрацьованого в турбінах пара, зумовлюють радиактивное і теплове забруднення води. Це ставить під загрозу використання водних ресурсів для господарських потреб. Крім того температура морської води в районах скидання підвищується на 6-8 ^о С, що призводить до підвищення чутливості морських організмів до хімічного забруднення води.

Радіоактивні ізотопи хімічних елементів можуть потрапляти у навколишнє середовище, насамперед у водойми, з неочищеними і недоочищених радіоактивними стічними водами, при ненадійному похованні рідких і твердих відходів атомних електростанцій та хімічних підприємств з переробки ядерного палива, а також внаслідок випадання радіоактивних частинок з атмосфери на поверхню Землі разом з дощем і снігом.

При вживанні забруднених води, молока і їжі радіоізотопи легко проникають в клітини організму, накопичуються в ньому і, випромінюючи потужні a -, b - або g-промені, вражають організм, викликають лейкемію, рак, генетичні ушкодження клітин. Наприклад, радіоактивні уран, торій і радій, що випромінюють важкі a-частинки, дуже легко руйнують молекули ДНК в ядрах клітин і тому вважаються найбільш токсичними з усіх радіоактивних елементів.

Ізотоп ¹³¹ I концентрується в щитовидній залозі і, випромінюючи b-промені, вражає її. Ізотоп ⁹⁰ Sr і його дочірній радіоактивний продукт ⁹⁰ Y накопичуються в клітинах кісткового мозку і руйнують їх, ¹³⁷ Cs легко проникає в клітини тіла, приводячи до досить рівномірному опроміненню всього організму.

До змісту радіоізотопів у воді водойм пред'являються надзвичайно жорсткі вимоги. Наприклад, для ⁹⁰ Sr у воді ГДК = 3 × 10 ^-11 Кі / л, або в перерахунку на масові одиниці 1.5 × 10 ^-10 мг / л. ГДК інших радіоактивних ізотопів знаходяться в межах 10 ^-8 -10 ^-11 Кі / л.

Скидання у водойми стічних вод, що містять радіоактивні речовини, абсолютно не допустимо.

Радіоактивне забруднення середовища обумовлюється по суті справи хімічним забрудненням, тобто проникненням в середовище продуктів поділу атомного ядра. Крім радіоактивного забруднення виділяють наступні види хімічних забруднювачів води: 1) біологічно нестійкі органічні сполуки, 2) малотоксичні неорганічні солі, 3) нафтопродукти, 4) біогенні сполуки; 5) речовини зі специфічними токсичними властивостями, у тому числі важкі метали, біологічно жорсткі (неразлагающихся ) органічні синтетичні сполуки.

Очищення води від цих забруднювачів неможлива без знання їхньої поведінки у водному середовищі.

ПОВЕДІНКА ХІМІЧНИХ ЗАБРУДНЮВАЧІВ У ВОДІ

Органічні забруднювачі

Десятки мільйонів тонн органічних сполук, у тому числі мільйони тонн ПАР, щорічно надходять в атмосферу і водойми з численних і різноманітних джерел (випаровування, втрати і неповне згоряння хімічного органічного палива, міські та промислові рідкі, тверді і газоподібні відходи тощо) . У навколишньому середовищі вони піддаються впливу різних фізико-хімічних і біологічних агентів. Багато хто з них розпадаються за порівняно короткий термін (10-100 днів) з утворенням проміжних продуктів, у тому числі метаболітів - продуктів обміну речовин у живих організмах, аж до повної мінералізації. У ряді випадків проміжні продукти розкладання органічних сполук виявляються більш токсичними забруднювачами, ніж вихідні речовини, і система піддається вторинному хімічного забруднення.

Особливу небезпеку становлять біологічно стійкі важкоокислюваної органічні сполуки. Вони здатні накопичуватися у навколишньому середовищі і на протязі тривалого часу здійснювати токсичний вплив на живі організми (ефект довгострокової дії).

Пестициди

Щорічно в навколишнє середовище вводиться 2 млн. т пестицидів (хлорорганічні та фосфорорганічні сполуки, похідні карбаматів, хлорфенксікіслот). Навіть дуже малі концентрації пестицидів токсичні і надають воді неприємні присмаки і запахи. Багато хто з них руйнуються дуже повільно (іноді протягом декількох років). Часто продукти розпаду пестицидів досить стійкі і також можуть надавати токсичну дію.

Оскільки значна частина стійких забруднювачів надходить у водойми з промисловими, сільськогосподарськими та побутовими стічними водами, то очищення і повторне використання цих вод мають велике екологічне значення і здійснюються у багатьох країнах. У зв'язку з малими концентраціями стійких органічних речовин у стічних водах і їх переважаючою олеофільним найбільше застосування знаходять методи очищення, засновані на сорбції на природних ионитах (глинисті мінерали і цеоліти), синтетичних макропористих ионитах і активних вугіллі.

Нафтопродукти

Особливу групу хімічних забруднювачів становлять нафтопродукти. Загальна маса нафтопродуктів, потрапляють щорічно в моря й океани, оцінюється за даними американських вчених в 6.1 млн. т, з них 2.1 млн. т становлять втрати при транспортуванні нафти, 1.9 млн. т виноситься ріками, інше надходить з міськими та промисловими відходами прибережних районів і з природних джерел.

Ступінь впливу нафтопродуктів на водне середовище визначається передусім їх складом. У високомолекулярних фракціях нафти міститься до 5% сірки, 1% азоту і кисню, а також різні комплексообразущіе метали. У водному середовищі нафтопродукти утворюють плівку, яка взаємодіє з природною поверхневою плівкою, збільшуючи її товщину і утворюючи квазіравновесную систему. Одна тонна нафти може розтікатися і покрити поверхню води, що дорівнює 20 км ^2, протягом 6-7 діб. До 25% від загальної маси (легколетучие компоненти) випаровується за кілька днів. Важкі фракції осідають на дно водойми, змінюючи біологічні особливості середовища проживання.

Важкі метали

До стійким хімічним забруднювачів кумулятивного дії з специфічними токсичними властивостями відносяться і важкі метали. Трійку найбільш екологічно небезпечних важких металів складають свинець, ртуть і кадмій. Понад 35 видів металів витягується в складі руд та хімічного палива з надр Землі на її поверхню.

У процесі переробки руд, спалювання енергоносіїв, споживання важких металів величезні їх кількості надходять в атмосферу і водойми у вигляді відходів.

Наприклад, у Світовий океан з атмосфери щорічно надходить 200 тис. т свинцю. А антропогенний накопичення ртуті в біосфері (головним чином у гідросфері) до цього часу оцінюється в 1 млн. т. Втрати кадмію в біосферу становить 5 тис. т / рік.

Вступаючи у водне середовище, важкі метали вступають у взаємодію з іншими компонентами середовища, утворюючи гідратовані іони, оксігідрати, іонні пари, комплексні неорганічні і органічні сполуки. Конкретна форма існування металів залежить від їх природи, природи іонів і молекул, що конкурують за місце лиганда, pH, температури і іонності середовища.

Багато важкі метали утворюють так звані синергетичні суміші, які надають на водні організми токсичну дію, що значно перевищує суму дій окремих компонентів.

Поведінка важких металів у реальних середовищах складно і малодослідженою. Разом з тим їх накопичення в живій природі викликає серйозне занепокоєння в усьому світі. Тому надходження важких металів в атмосферу, водойми і на хліборобські поля має бути припинено і взято під суворий контроль. Усі джерела важких металів можуть бути ліквідовані шляхом організації на підприємствах систем очищення і повторного використання стічних вод.

Біогенні речовини

Особливу небезпеку становлять сполуки азоту і фосфору, у великих кількостях потрапляють у водойми з побутовими промисловими стічними водами, з атмосфери (оксиди азоту), а також внаслідок вимивання мінеральних і органічних добрив з грунту. У Результаті змиву добрив у водойми світу щорічно надходить від 3 до 6 млн. т P ₂ O _5.

Потрапляючи у водойми, біогенні елементи стимулюють розвиток синьо-зелених водоростей. Відбувається евтрофікація (цвітіння) водойм. Внаслідок масового гниття водоростей у воді з'являються сірководень, меркаптани, феноли та інші токсичні продук, зникає кисень, вода стає мертвою.

Неорганічні солі

Окрему групу хімічних забруднювачів становлять неорганічні солі. Незважаючи на малу токсичність багатьох розчинних солей, все зростаюче накопичення їх в природних прісних водах викликає ряд серйозних економічних і екологічних проблем: збільшення витрат на водопідготовку на електростанціях та промислових підприємствах, зменшення запасів прісної води, придатної для поливу сільськогосподарських угідь, погіршення умов нересту риб, погіршення якості питної води і т.д. Основними джерелами надходження солей в водойми є дренажні сільськогосподарські води, промислові стічні води, в тому числі продувні води систем водопостачання, регенераційні розчини і промивні води установок водопідготовки електростанцій та ін У зв'язку з цим опріснення дренажних вод, знесолювання продувних, поверхневих, промивних, рудничних та інших стічних вод у промисловості, створення безстічних схем водопідготовки та замкнених водооборотних систем з обессоливанием підживлювальної води є ефективними рішеннями цієї проблеми, у реалізації яких головна роль належить іонного обміну і електродіаліз.

ЗМІНА ЯКОСТІ ПРИРОДНИХ ВОД

ВНАСЛІДОК АНТРОПОГЕННОГО ВПЛИВУ

Можна виділити наступні найбільш очевидні тенденції у зміні якості природних вод під впливом господарської діяльності людей:

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

2. Підкислені дощові води, стікаючи по поверхні суші та просочуючись у нижні шари грунту, краще розчиняють карбонатні та інші породи, що викликає збільшення вмісту іонів кальцію, магнію, кремнію в підземних і річкових водах.

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

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

5. Підвищується вміст солей в поверхневих і підземних водах в результаті їх надходження зі стічними водами, з атмосфери за рахунок змиву твердих витрат. Наприклад, солевміст багатьох річок щорічно підвищується на 30-50 мг / л і більше. З 1000 т міських відходів у грунтові води потрапляє до 8 т розчинних солей.

6. Збільшується вміст у водах органічних сполук, передусім біологічних стійких, у тому числі синтетичних ПАР, гетероорганіческіх сполук (пестицидів та продуктів їх розпаду) та інших токсичних, канцерогенних і мутагенних речовин.

7. Катастрофічно знижується вміст кисню в природних водах, насамперед у результаті підвищення його витрати на окислювальні процеси, пов'язані з евтрофікацією водойм, з мінералізацією органічних сполук, а також внаслідок забруднення поверхні водойм гідрофобними речовинами та скорочення доступу кисню з атмосфери. У відсутності кисню у воді розвиваються відбудовні процеси, зокрема сульфати відновлюються до сірководню.

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

ЗАСТОСУВАННЯ Сорбційні методи

ДЛЯ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД

З вище викладеного випливає, що реальні стічні води - це не чисті стабільні розчини, а гетерогенна суміш розчинених, колоїдних і зважених у воді домішок органічного та неорганічного характеру, багато з яких нестабільні, окислюються

Практика роботи систем очищення стічних вод показує, що сорбційна обробка доцільна як "фінішна" операція, після механічної та інших більш дешевих видів очищення від грубодисперсних, колоїдних і частини розчинених домішок. Звичайна оптимальна послідовність процесів фізико-хімічної очистки: коагуляція - відстоювання (флотація) - фільтрування - сорбція.

Так, наприклад, знесолювання природних і стічних вод доцільно проводити на ионитах у разі вихідного солевмісту до 1 г / л. Якщо регенераційні розчини переробляються в корисну продукцію то іонний обмін успішно може бути використаний для глибокого води з вихідним солевмістом до 2 г / л.

Створення комбінованих схем, що включають попередню коагуляцію і освітлення води дозволяє в кілька разів знизити витрата активного вугілля на локальних станціях водопідготовки, тим самим вирішити техніко-економічну проблему забезпечення окремих районів додатковими водними ресурсами в доступному для огляду майбутньому.

АКТИВНІ ВУГІЛЛЯ У ПРОЦЕСАХ ВОДОПІДГОТОВКИ

Фільтрування води через шар гранульованого вугілля або введення в воду порошкоподібного активного вугілля є найбільш універсальними методами видалення з води розчинених органічних речовин природного і неприродного походження.

Оскільки вміст у питній воді органічних речовин природного походження унормовано лише побічно (по кольоровості, запаху і присмаку води), а кольоровість води зазвичай досить добре знижується коагулированием і хлоруванням, активне вугілля, що є дорогим матеріалом, застосовується на комунальних водопроводах головним чином для видалення речовин, обумовлюють запахи і присмаки води, а також для видалення з води органічних забруднень неприродного походження - різних детергентів, пестицидів, нафтопродуктів та інших токсичних речовин, що потрапляють у відкриті водойми зі стічними водами міст і промислових підприємств.

При видаленні з води речовин, які надають їй запахи і присмаки, їх концентрацію потрібно знизити до дуже малих величин, при яких запах і присмак вже не відчуваються.

Концентрації різних речовин, при яких відчувається їх запахи чи присмак у воді, неоднакові. Сірководень відчувається при концентрації його у воді більше 0.2-0.3 мг / л, хлор - при концентрації понад 0,3 мг / л, хлорфенол - при концентрації більше 0.02 мг / л, продукти життєдіяльності актиноміцетів, які надають воді землистий запах, відчуваються при концентрації більше 1 × 10 ^-8 мг / л.

Природно, що при таких низьких залишкових концентраціях удаляемого речовини рівень використання сорбционной ємності активного вугілля в статичних умовах при ввденіі у воду вугілля у вигляді порошку буде мала. Так під час контакту порошкоподібного вугілля (ПАУ) з очищаемой водою невелика, сорбіруємості речовина зазвичай не встигає проникнути в глиб частинки вугілля, тому сорбційна здатність ПАУ зростає із збільшенням ступеня його подрібнення.

Побічно сорбційна здатність ПАУ характеризується його фенольним числом - числом міліграмів активного порошкоподібного вугілля, необхідного для зниження концентрації фенолу в 1 л води з 0.1 до 0.01 мг при перемішуванні води з активним вугіллям протягом 1 ч. Чим вище фенольне число вугілля, тим менше його сорбційна здатність щодо фенолу, тим гірше, як правило, це вугілля буде сорбувати з води речовини, що обумовлюють присмаки і запахи води. ПАУ, застосовувані на фільтрувальних станціях для видалення з води присмаків і запахів, повинні мати фенольне число не більше 30; хороші зразки активних вугілля мають фенольне число менше 15.

Практика обробки води ПАУ на Тюменському водопроводі показала, що з числа порошкоподібних вугілля найефективніший вугілля марки А-лужний. У кожному конкретному випадку марка ПАУ повинна підбиратися пробної обробкою води в лабораторних умовах, при цьому повинні ставиться досліди як з попереднім хлоруванням води, так і без нього.

ПАУ, застосовуваний для видалення з води речовин, які надають їй присмаки і запахи, може вводиться як перед відстійниками так і після них, безпосередньо перед фільтрами. Проте введення у воду перед фільтрами можливе тільки в тих випадках, коли його доза не перевершує 5-7 мг / л при тривалому застосуванні вугілля і 10-12 мг / л при короткочасному, епізодичному. При вступі на фільтри великої кількості активного вугілля втрата напору в них зазвичай швидко росте і різко зростає витрата промивної води. Двошарові фільтри краще звичайних пристосовані до освітлення води, що містить ПАУ. При малих дозах активний вугілля доцільно вводити в воду після відстійників; в цьому випадку сорбційна здатність вугілля використовується більш повно, ніж при введенні його в воду перед відстійниками, в яких вугілля швидко осідає, не встигнувши сорбувати містяться у воді органічні речовини.

Реалізація процесу углеванія на вимагає значних капітальних витрат, необхідно лише будівництво блоку приготування і дозування ПАУ і складу ПАУ.

Внаслідок сильного пилення і вибухонебезпечності ПАУ в сухому вигляді у воду вводять рідко. Зазвичай попередньо готують суспензію 2-10% ПАУ у воді, яку і направляють в основний потік оброблюваної води. Дозу ПАУ вибирають з урахуванням забруднення води і сорбційних властивостей вугілля. У нашій країні (1982 г) як правило, D _у = 1-5 мг / дм ^3, у Фінляндії 5-15 мг / дм ^3, у ФРН (водозабори на Рейні) 25-40мг/дм ^3, у Франції 5-40 мг / дм ^3, в Англії і США 5-30 мг / дм ^3. Великі дози ПАУ свідчить про сильної забрудненості джерел закордоном.

Постійне використання ПАУ для водопідготовки звичайно не вигідно через нерентабельність і неможливості його регенерації та втрат при дозуванні.

Для постійної сорбционной обробки води використовують гранульовані активні вугілля (ГАУ), які можна регенерувати, що знижує вартість очищення води, хоча ГАУ і дорожче, а їх застосування вимагає великих капітальних витрат. Фільтрування через ГАУ дає воду кращого і більш постійного якості проти углеваніем (термін служби ГАУ при очищенні природних вод - від 2 до 30 міс)

Одне з традиційних напрямів використання активних вугілля в водопідготовки - дехлорирование питної води, що реалізовується на вугільних фільтрах. Висоту фільтра призначають залежно від швидкості фільтрування, початкової та кінцевої концентрації вільного хлору.

Дехлорірующіе фільтри регенерують один раз на місяць гарячим розчином соди або їдкого натра. До регенерації 1 кг ГАУ дехлорірует 50-100 м ³ води.

Механізм дехлорування води на ГАУ складається з сорбції та подальшого розкладання хлорнуватистої кислоти. Іон OCl ^- менш реакционноспособен і гірше сорбується ніж HOCl, тому зрушення рН, що призводить до збільшення ступеня дисоціації HOCl «H ⁺ + OCl ^-, знижує дехлорірующій ефект.

НЕУГЛЕРОДНИЕ СОРБЕНТИ У ПРОЦЕСАХ ВОДООЧИЩЕННЯ

Для очищення води все більше застосування знаходять неуглеродние сорбенти природного і штучного походження (глинисті породи, цеоліти і деякі інші матеріали).

Використання таких сорбентів обумовлено досить високою ємністю їх, вибірковістю, катіонообменних властивостями деяких з них, порівняно низькою вартістю і доступністю (іноді як місцевого матеріалу).

Глинисті породи - найпоширеніші неорганічні сорбенти для очищення води. Вони володіють розвиненою структурою з мікропорами, що мають різні розміри залежно від виду мінералу. Велика частина з них має шаруватої жорсткої або розширюється структурою.

Механізм сорбції забруднень на глинистих матеріалах досить складний і включає Ван-дер-ваальсових взаємодії вуглеводневих ланцюжків з розвиненою поверхнею мікрокристалів силікатів і кулонівської взаємодії заряджених і поляризованих молекул сорбату з позитивно зарядженими ділянками поверхні сорбенту, що містять іони Н ⁺ і Al ^{3 +.}

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

Природні сорбенти здобувають у безпосередній близькості від місця споживання, що постійно розширює масштаб їх застосування для очищення води.

Цеоліт - різновиду алюмосилікатних каркасних матеріалів. Ці матеріали мають негативний тривимірний алюмосилікатний каркас із суворо регулярної тетраедричних структурою. У проміжках каркаса перебувають гідратованих позитивні іони лужних і лужноземельних металів, компенсуючих заряд каркаса, і молекули води. У адсорбційні порожнини цеолітів сорбується лише молекули речовин, критичний розмір яких менше ефективного розміру вхідного вікна, від цього і їх друга назва - молекулярні сита.

Відомо більше 30 видів природних цеолітів, але лише частина з них утворює великі родовища (80% концентратів) зручні для промислової переробки. Найбільш поширені природні цеоліти:

шабазіт (Na ₂ Ca) O × Al ₂ O ₃ × 4 SiO ₂ × 6 H ₂ O з розміром вікон 0.37-0.50 нм;

морденіт (Na ₂ K ₂ Ca) O × Al ₂ O ₃ × 10 SiO ₂ × 6.7 H ₂ O з розміром вікон 0.67-0.70 нм;

клінопптіломіт (Na ₂ K ₂ Ca) O × Al ₂ O ₃ × 10 SiO ₂ × 8 H ₂ O

Для отримання міцних та водостійких фільтруючих матеріалів з ​​природних цеолітів їх, так само, як і глини, нагрівають в печах з хлоридом карбонатом натрію при 1000 ⁰ С.

Обробка поверхні цеолітів кремнійорганічними сполуками робить її гідрофобною, що покращує сорбцію нафти з води.

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

Крім цеолітів і природних глин перспективними є неорганічні іоніти. Серед них можна виділити наступні:

1. Гранульовані методом заморожування важкорозчинні фосфати металів (цирконію, титану, хрому, заліза, торію, сурми і ін), перш за все, цірконілфосфат (ZrO) _m (H ₂ PO _{4) n} з різним ставленням m: n, що відрізняється високою ємністю обміну, термічної та радіаційної стійкістю і високою селективністю до іонів цезію, рубідію, калію і амонію, а також талію. Цірконілфосфат стійкий в концентрованих кислотних і сольових розчинах, зберігаючи в них високу іонообмінну ємність і вибірковість до вищевказаних катионам.

Цірконілфосфат може бути використаний для вилучення з сильнокислому і сільномінералізованних радіоактивних розчинів долгоживущего ізотопу ¹³⁷ Cs; для розділення продуктів радіоактивного розпаду урану в атомних реакторах: ⁸⁹ Sr - ¹³⁷ Cs, ⁸⁹ Sr - ¹⁴⁴ Cs, ⁹⁰ Sr - ⁹⁰ U; для відділення ⁹⁵ Nb і ⁹⁵ Zr від ¹⁰⁶ Ru; для вилучення іонів талію з розчинів у виробництві та при використанні солей талію.

2. Синтетичні титано-і цірканосілікати, що володіють молекулярносітовимі властивостями цеолітового рівня, високої обмінній ємністю і селективностью до низки катіонів.

3. Труднорастворімий кристалічний оксалат цирконію, селективний по відношенню до катіонів свинцю і калію.

4. Важкорозчинні солі полі-і гетерополікислот: фосфомолібдати, фосфорвольфрамати, вольфрамати, фосфорарсенати, похідні фосфорносурьмяной кислоти, кремнесурьмяной кислот і інші мають селективностью до рідкісних лужних, лужноземельних і важких металів.

5. Фероціаніди лужних і важких металів (заліза, міді, цинку, молібдену, нікелю, титану, олова, ванадію, урану, вольфраму і т.п.), здатні до виборчої сорбції іонів Pb ^+, йдуть на поглинання Rb, Cs з розчинів і Tl ⁺ з водних розчинів. Наприклад, за допомогою ферроцианида лужного металу і нікелю ефективно витягається рубідій з відпрацьованого розчину при переробці карналлітових руд.

6. Нерозчинні сульфіди та гідроксиди металів. Наприклад, відомо про можливість успішного очищення нікелевих електролітів від домішок іонів міді, свинцю, кадмію, миш'яку, сурми, олова, вісмуту з допомогою нерозчинного сульфіду нікелю, від домішок заліза (II) і кобальту (II) з допомогою гидроксидов нікелю в поєднанні з органічним сільноосновним аніонітів АВ-17 на кінцевій стадії очистки.

Багато катіоніти в тому числі цеоліти (за винятком клиноптилоліту, еріоніта і морденітом) і глинисті мінерали, можуть працювати тільки у сольових формах (натрієвої, кальцієвої і т.д.). Вони не можуть бути переведені у водневу форму, тому що при цьому руйнується їхня структура, і, отже, не можуть застосовуватися в технології знесолення й опріснення стічних і природних вод. Крім того, знесолення води неможливо без одночасного використання анионитов, які серед неорганічних мінералів і сполук трапляються досить рідко.

Ці обставини в чималому ступені сприяли бурхливому розвитку синтезу органічних катіонітів і аніонітів на основі синтетичних органічних сполук, які отримали широке застосування в технології знесолення води, в гідрометалургії дорогоцінних і кольорових металів, в технології очищення стічних вод і в інших галузях.

ОРГАНІЧНІ Іоніти

Більшість органічних ионитов виходять шляхом полимераналогичних перетворень сополимеров стиролу і дивинилбензола (ДВБ). Ці сополімери є надійною базою для створення цілого спектра гелевих і макропористих іонітів з найрізноманітнішими властивостями. Крім того, вихідні мономери доступні і відносно дешеві. Все ширше стає і асортимент іонітів, одержуваних методами сополимеризации і сополіконденсаціі органічних мономерів ионогенной типу. Успішно розвивається синтез важливих в практичному відношенні іонітів на базі вінільних похідних піридину, насамперед промислово доступного 2,5-метілвінілпірідіна, на основі аліфатичних сполук ионогенной характеру, таких як метилакрилату, акрилонітрил, поліетиленполіамін, епіхлоргідрину.

Більшість органічних ионитов мають гелеву структуру. У них відсутні реальні пори. Доступність всього обсягу їх зерен для обмінюються іонів забезпечуються завдяки їх здатності до набухання у водних розчинах.

Макропористі іоніти виходять шляхом введення в реакційну масу в процесі кополімеризації і поліконденсації порообразователя (ізооктан, декан, бензини БР-1, БЛХ, спирти нормального і ізомерного будови), після видалення, якого ионит зберігає реальні пори і набуває властивостей адсорбентів типу активних вугілля: велику питому поверхню і об'єм пор. Макропористі іоніти мають велику механічну міцність, але меншу об'ємну ємність, ніж гелеві та ізопорістие. Вони мають високу осмотичної стабільністю, поліпшеною кінетикою обміну, виявляють ситовий ефект.

Можливості синтезу органічних ионитов воістину безмежні, а синтезовані іоніти можна наділяти найрізноманітнішими найціннішими властивостями, що мають часом унікальне практичне значення.

МЕТОДИ РЕГЕНЕРАЦІЇ СОРБЕНТІВ

Методи регенерації умовно можна розділити на три види:

1. Хімічний

2. Низькотемпературний термічний

3. Термічний

Хімічна регенерація

Під хімічної регенерацією розуміють обробку сорбенту рідким чи газоподібним органічними або неорганічними реагентами при температурі, як правило не вище 100 ⁰ С. Хімічно регеніріруют як вуглецеві, так і неуглеродние сорбенти. В результаті цієї обробки сорбат або десорбується без змін, або десорбируются продукти його взаємодії з регенеруючою агентом. Хімічна регенерація часто протікає безпосередньо в адсорбційному апараті. Більшість методів хімічної регенерації вузькоспеціальних для сорбатом певного типу. Розглянемо деякі приклади хімічної регенерації активного вугілля.

Найпростіший метод регенерації сорбенту - нагрівання його в деякому обсязі води. Це призводить до зростання ступеня дисоціації і розчинності сорбата і, в підсумку, до десорбції частини сорбату. Так при регенерації активного вугілля нагрівають воду і фільтрують її через активний вугілля. Ефект такий регенерації не вище - 20-40%.

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

Регенерація 2.5% NaOH дозволяє у 8 разів використовувати вугілля КАД-йодним для дезодорації води (після 4-кратної регенерації зниження сорбційної ємності складає 40-50%. Наявність плохоомиляемих домішок знижує згодом ємність вугілля.

Десорбція органічного сорбату з активного вугілля розчинами кислот використовується порівняно рідко. (2.5% розчин Н ₂ SO ₄ десорбується деякі пестициди). Найчастіше кислоти служать окислювачем сорбата на вугіллі. Окислювачем органічного сорбату може бути і H ₂ O _2.

Останнім часом вивчаються методи регенерації з використанням g-випромінювання, під впливом якого відбувається деструкція сорбату. У малих дозах це випромінювання ініціює окислювання киснем на активному вугіллі органічних сполук, присутніх в воді CO ₂ і H ₂ O. Доза опромінення 3 × 10 ⁴ рад / год забезпечує окислення аерацією киснем у воді таких сполук як лігнін, лігнінсульфат, безкиснева деструкція їх вимагає дози 1.1 × 10 ⁶ рад / год.

Низькотемпературна термічна регенерація

Низькотемпературна термічна регенерація - це обробка сорбенту парою або газом при 100-400 ⁰ С. Процедура ця досить проста і в багатьох випадках її ведуть безпосередньо в адсорберах.

Водяна пара внаслідок високої високої ентальпії частіше за інших використовують для низькотемпературної термічної регенерації. Він безпечний і доступний у виробництві.

Для пропарювання адсорбера необхідні лише парогенератор і холодильник-конденсатор. Відпрацьований конденсат іде або на спалювання, або на виділення цінного сорбату.

Термічна регенерація.

Хімічна регенерація і низькотемпературна термічна регенерація не забезпечує повного відновлення адсорбційних вугілля.

Термічна регенерація процес дуже складний, багатостадійний, що зачіпає не тільки сорбат, а й сам сорбент. Термічна регенерація наближена до технології одержання активного вугілля.

При карбонізації сорбатом різного типу на вугіллі велика частина домішок розкладається при 200-350 ⁰ С, а при 400 ⁰ С зазвичай руйнується близько половини всього адсорбата. CO, CO _2, CH ₄ - основні продукти розкладання органічного сорбата виділяються при нагріванні до 350-600 ⁰ С.

У теорії вартість такої регенерації становить 50% вартості нового активного вугілля.

Це говорить про необхідність продовження пошуку і розробки нових високоефективних методів регенерації сорбентів.

Список використаних джерел

1. Когановскій А.М. Адсорбція і іонний обмін у процесах водопідготовки і очищення стічних вод. Київ: Наук. думка. 1983. 240 с.

2. Смирнов А.Д. Сорбційне очищення води. Л.: Хімія. 1982. 168 с.

3. Клячко В.А., Апельцин І.Е. Очищення природних вод. М.: Стройиздат. 1971. 579 с.

4. Смирнов Д.Н., Генкин В.Є. Очищення стічних вод в процесах обробки металів. М.: Металлургія.1980. 195 з.

5. Аширов А. Іонообмінна очищення стічних вод, розчинів і газів. Л.: Хімія. 1983. 295 с.