Основні методи очистки стічних вод

Размещено на http://www.allbest.ru/

1. Основні методи очистки стічних вод

Очистка стічних вод - це руйнування або видалення з них визначених речовин, знезаражування і видалення патогенних організмів.

За рядом особливих принципів методи очистки стічних вод можна розділити на наступні основні групи:

- механічні. Вони засновані на процедурах проціджування, фільтрування, відстоювання, інерційного поділу. Дозволяють відокремити нерозчинні домішки. По вартості механічні методи очищення відносяться до одних з найдешевших методів.

- хімічні. Застосовуються для виділення зі стічних вод розчинних неорганічних домішок. При обробці стічних вод реагентами відбувається їхня нейтралізація, знебарвлення і знезаражування. У процесі хімічного очищення може накопичуватися досить велика кількість осаду.

- фізико-хімічні. При цьому використовуються процеси коагуляції, окислювання, сорбції, екстракції, електролізу, іонообмінного очищення, зворотного осмосу. Це високопродуктивний спосіб очищення, що відрізняється високою вартістю. Дозволяє очистити стічні води від дрібно- і грубодисперсних часток, а також розчинених з'єднань.

- біологічні. В основі цих методів лежить використання мікроорганізмів, що поглинають забруднювачі стічних вод. Застосовуються біофільтри з тонкою бактеріальною плівкою, біологічні ставки з їхніми мікроорганізмами, що населяють, аеротенки з активним мулом з бактерій і мікроорганізмів.

Аналіз літературних джерел показав, що більшість вчених всі методи очистки поділяють всеодно на три основні групи - механічні і механо-хімічні, хімічні і фізико-хімічні та біохімічні (рис. 1.1) [3].

Часто застосовуються комбіновані методи, які передбачають використання на декількох етапах різні методи очищення. Застосування того або іншого методу залежить від концентрації і шкідливості домішок.

У залежності від того, чи вилучаються компоненти забруднюючих речовин зі стічних вод, усі методи очищення можна розділити на регенеративні і деструктивні [4].

Систематизація забруднювальних домішок на основі їх дисперсного стану та фізико-хімічних властивостей дає змогу згрупувати всі способи очистки також у чотири групи, як і власне домішки. Вихідні положення цього принципу можна сформулювати так: 1) фазово-дисперсний стан домішок води зумовлює їх поведінку в процесі очистки; 2) кожному фазово-дисперсному стану забруднювальних домішок відповідає сукупність методів, що дає змогу досягти необхідних якісних показників очищеної води шляхом зміни цього стану або без зміни його.



2. Коротка характеристика впливу важких металів на біологічні об'єкти

Розглянемо, що ж розуміють під поняттям «важкі метали», які їх шляхи потрапляння в природне середовище та їх вплив на біологічні об'єкти.

2.1 Поняття важких металів

Поняття «важкі метали» досить часто зустрічається у літературі, але у різних авторів до них відносять різні метали. Тобто трактування цього поняття у різних авторів різне. Тому потрібно визначитися, які ж саме метали відносять до важких, які їхні характеристики є визначальними при їх класифікації.

Термін «важкі метали» пов'язаний з високою відносною атомною масою елемента. Ця характеристика звичайно ототожнюється з уявленням про високу токсичність. Також однією із ознак «важких металів» є їхня густина. У сучасній кольоровій металургії розрізняють важкі кольорові метали - густиною 7,14 - 21,4 г/см3 (цинк, олово, мідь, свинець, хром, кадмій, кобальт й ін.) і легкі кольорові метали - густиною 0,53 - 3,5 г/см3 (літій, берилій й ін.).

Відповідно до однієї класифікації [5], до групи важких металів належить більше 40 елементів з високою відносною атомною масою й густиною більшою 6 г/см3. По іншій класифікації, у цю групу включають кольорові метали із густиною більшою, ніж у заліза (свинець, мідь, цинк, нікель, кадмій, кобальт, олово, сурма, вісмут, ртуть).

Відповідно до відомостей, представлених в довіднику [6] до важких металів віднесені елементи, густина яких більша за 5 г/см3. Якщо виходити їх цього показника, важкими можна вважати 43 з 84 металів Періодичної системи хімічних елементів. Таким чином, до важких металів відносять більше 40 хімічних елементів з відносною густиною більше 6. Число ж небезпечних забруднювачів, якщо враховувати токсичність, стійкість і здатність накопичуватися в зовнішньому середовищі, значно менше.

2.2 Токсикологічна характеристика деяких важких металів

знезаражування стічний вода метал

Розглянемо властивості, шляхи попадання, гранично допустимі концентрації деяких важких металів. Насамперед становлять інтерес ті метали, які найбільше широко й у значних об'ємах використаються у виробничій діяльності й у результаті нагромадження в зовнішньому середовищі становлять серйозну небезпеку з огляду їх високої біологічної активності й токсичних властивостей. До них відносять залізо, свинець, ртуть, кадмій, цинк, нікель, мідь.

Залізо в значній кількості надходить зі стічними водами підприємств металургійної, металообробної, текстильної, лакофарбової промисловості й із сільськогосподарськими стоками.

Фазові рівноваги між формами сполук заліза у розчинах залежать від хімічного складу води, рН, Eh і від температури. Розчинене залізо у стічних та природних водах представлене сполуками, що перебувають в іонній формі, у вигляді гідроксокомплексів й комплексів з розчиненими неорганічними й органічними речовинами природних вод. В іонній формі мігрує головним чином Fe (II), а Fe (III) під час відсутності комплексоутворювачів може в значних кількостях перебувати в розчиненому стані.

У результаті хімічного й біохімічного (при участі залізобактерій) окиснення Fe (II) переходить в Fe (III), іони якого, гідролізуючись, випадають в осад у вигляді Fe(OH)3. Як для іонів Fе2+, так і для Fe3+ характерна здатність до утворення гідроксокомплексів типу [Fe(OH)2]+, [Fe2(OH)2]4+, [Fe(OH)3]+, [Fe2(OH)3]3+, [Fe(OH)3]- і інших, співіснуючих у розчині в різних концентраціях залежно від рН. Основною формою знаходження Fe3+ у поверхневих водах є комплексні сполуки його з розчиненими неорганічними й органічними комплексоутворювачами, головним чином гумусовими речовинами. При рН = 8,0 основною формою знаходження іонів тривалентного заліза в розчинах є Fe(OH)3.

Вміст заліза у воді вище 1 - 2 мг/л значно погіршує органолептичні властивості води, надаючи їй неприємний в'язкий смак, і робить воду малопридатною для використання в технічних цілях. ГДК заліза становить 0,3 мг/дм3 (лімітуючий показник шкідливості - органолептичний).

Сполуки кадмію виносяться в поверхневі води зі стічними водами свинцево-цинкових заводів, гірничо-збагачувальних комбінатів, ряду хімічних підприємств (виробництво сірчаної кислоти), гальванічного виробництва, а також із шахтними водами. Зниження концентрації розчинених сполук кадмію відбувається за рахунок процесів сорбції, випадання в осад гідроксида й карбонатів кадмію.

Розчинені форми кадмію в стічних водах являють собою головним чином мінеральні комплекси. У річкових незабруднених й слабко забруднених водах кадмій утримується в субмікрограммових концентраціях, у забруднених і стічних водах концентрація кадмію може досягати десятків мікрограмів в 1 дм3.

Сполуки кадмію відіграють важливу роль у процесі життєдіяльності тварин і людини. У підвищених концентраціях токсичний, особливо в сполученні з іншими токсичними речовинами [7], [8].

ГДК становить 0.001 мг/дм3 (лімітуюча ознака шкідливості - токсикологічна).

У природні води сполуки кобальту попадають зі стічними водами металургійних, металообробних і хімічних заводів.

Сполуки кобальту в природних водах перебувають у розчиненому й звішеному стані, кількісне співвідношення між якими визначається хімічним складом води, температурою й значеннями рН. Розчинені форми представлені в основному комплексними сполуками. Сполуки двовалентного кобальту найбільш характерні для поверхневих вод. У присутності окислювачів можливе існування в помітних концентраціях тривалентного кобальту [8].

Кобальт відноситься до числа біологічно активних елементів. Входячи до складу вітаміну В12, кобальт досить активно впливає на надходження азотистих речовин, збільшення змісту хлорофілу й аскорбінової кислоти, активізує біосинтез і підвищує зміст білкового азоту в рослинах. Разом з тим підвищені концентрації сполук кобальту є токсичними [7].

ГДК становить 0.1 мг/дм3.

Мідь - один з найважливіших мікроелементів. Фізіологічна активність міді зв'язана головним чином із включенням її до складу активних центрів окислювально-відновних ферментів. Недостатній зміст міді в ґрунтах негативно впливає на синтез білків, жирів і вітамінів і сприяє безплідності рослинних організмів. Мідь бере участь у процесі фотосинтезу й впливає на засвоєння азоту рослинами. Разом з тим, надлишкові концентрації міді впливають на рослинні й тваринні організми.

У природних водах найбільше часто зустрічаються сполуки Cu(II). Зі сполук Cu(I) найпоширеніші важкорозчинні у воді Cu2O, Cu2S, CuCl. При наявності у водному середовищі лігандів, поряд з рівновагою дисоціації гідроксида, необхідно враховувати утворення різних комплексних сполук, що перебувають у рівновазі з акваіонами міді.

Основним джерелом надходження міді в природні води є стічні води підприємств хімічної, металургійної промисловості, шахтні води, альдегідні реагенти, використовувані для знищення водоростей. Мідь може з'являтися в результаті корозії мідних трубопроводів й інших споруд. Гранично припустима концентрація міді у воді водойм санітарно-побутового водокористування становить 0,1 мг/дм3 (лімітуюча ознака шкідливості - загальносанітарна) [7].

Сполуки нікелю у водні об'єкти надходять також із стічними водами цехів нікелювання, заводів синтетичного каучуку, нікелевих збагачувальних фабрик. Величезні викиди нікелю супроводжують спалювання викопного палива.

Концентрація його може знижуватися в результаті випадання в осад таких сполук, як ціаніди, сульфіди, карбонати або гідроксиди (при підвищенні значень рН) й процесів адсорбції.

У поверхневих водах сполуки нікелю перебувають у розчиненому, звішеному й колоїдному стані, кількісне співвідношення між якими залежить від властивостей води, температури й значень рН. Сорбентами сполук нікелю можуть бути гідроксид заліза, органічні речовини, високодисперсний карбонат кальцію, глини. Розчинені форми являють комплексні іони, найбільше часто з амінокислотами, гуміновими кислотами, а також у вигляді міцного ціанідного комплексу. Найпоширеніші в природних водах сполуки нікелю, у яких він перебуває в ступені окислювання +2.

Сполуки нікелю відіграють важливу роль у кровотворних процесах. Підвищений його вміст впливає на серцево-судинну систему. Нікель належить до числа канцерогенних елементів. Вважається, що вільні іони нікелю (Ni2+) приблизно в 2 рази більш токсичні, чим його комплексні сполуки [7]. ГДК становить 0,1 мг/дм3.

Значні кількості ртуті надходять у водні об'єкти зі стічними водами підприємств, що виготовляють барвники, пестициди, фармацевтичні препарати, деякі вибухові речовини.

У поверхневих водах сполуки ртуті перебувають у розчиненому й звішеному станах. Співвідношення між ними залежить від хімічного складу води й значення РН. Звішена ртуть являє собою сорбовані сполуки ртуті. Розчиненими формами є недисоційовані молекули, комплексні органічні й мінеральні сполуки.

Сполуки ртуті високо токсичні, вони вражають нервову систему людини, викликають зміни з боку слизової оболонки, порушення рухової функції й секреції шлунково-кишкового тракту, зміни в крові й ін. ГДК ртуті становить 0,0005 мг/дм3.

Викиди свинцю пов'язані із стічними водами гірничо-збагчувальних комбінатів, деяких металургійних заводів, хімічних виробництв, шахт і т.д. Свинець перебуває в воді у розчиненому й звішеному (сорбованому) стані. У розчиненій формі зустрічається у вигляді мінеральних й органо-мінеральних комплексів, а також простих іонів, у нерозчинній - у вигляді сульфідів, сульфатів і карбонатів.

У річкових водах концентрація свинцю коливається від десятих часток до одиниць мікрограмів в 1 дм3.

Свинець - промислова отрута, здатний при несприятливих умовах виявитися причиною отруєння. В організм людини проникає через органи травлення. Виводиться з організму дуже повільно, внаслідок чого накопичується в костях, печінці й нирках [7]. ГДК свинцю становить 0,03мг/дм3.

Цинк потрапляє в природні води з стічними водами гірничо-збагачувальних комбінатів та гальванічних цехів, виробництв пергаментного паперу, мінеральних фарб, віскозного волокна й ін.

У воді знаходиться в іонній формі або у формі мінеральних й органічних комплексів. Іноді зустрічається в нерозчинній формі: у вигляді гідроксида, карбонату, сульфіду й ін.

Цинк ставиться до числа активних мікроелементів, що впливають на ріст і нормальний розвиток організмів. У той же час багато сполук цинку токсичні, насамперед його сульфат і хлорид. ГДК Zn2+ становить 1 мг/дм3 .

2.3 Забруднення важкими металами стічних вод

Джерелами забруднення вод важкими металами служать стічні води гальванічних цехів, підприємств гірничодобувної, чорної й кольорової металургії, машинобудівних заводів. Важкі метали входять до складу добрив і пестицидів і можуть попадати у водойми разом зі стоками із сільськогосподарських угідь.

У водних середовищах метали можуть бути присутні в трьох формах: у формі звішених часток, колоїдів й розчинених сполук. Останні представлені вільними іонами й розчинними комплексними сполуками з органічними і неорганічними лігандами. Великий вплив на вміст цих елементів у воді має гідроліз, який визначає форму знаходження елемента у водних середовищах. Значна частина важких металів переноситься поверхневими водами у звішеному стані.

Багато металів утворять досить міцні комплекси з органікою; ці комплекси є однієї з найважливіших форм міграції елементів у природних водах. Більшість органічних комплексів утворюються по хелатному принципу і є достатньо стійкими. Комплекси, утворені ґрунтовими кислотами із солями заліза, алюмінію, титану, урану, ванадію, міді, молібдену й інших важких металів, відносно добре розчинні в умовах нейтрального, слабко кислого і слабко лужного середовищ. Тому металоорганічні комплекси здатні мігрувати в природних водах на досить значні відстані. Так, хелатні форми Cu, Cd, Hg менш токсичні, ніж вільні іони. Для розуміння факторів, які регулюють концентрацію металу в стічних водах, їх хімічну реакційну здатність, біологічну доступність і токсичність, необхідно знати не тільки вміст, але й частку зв'язаних і вільних форм металів.

Підвищення концентрації важких металів у природних водах часто пов'язане з іншими видами забруднення, наприклад, із закисленням. Випадання кислотних опадів сприяє зниженню значення рН і переходу металів із сорбованого на мінеральних й органічних речовинах стану у вільний.

2.4 Вплив важких металів на біологічні об'єкти

Відомо, що такі метали як ванадій, залізо, кадмій, калій, кальцій, кобальт, магній, марганець, мідь, молібден, натрій, нікель, олово, хром, цинк є життєво необхідними.

Токсичність у відповідних концентраціях для людини проявляють алюміній, барій, берилій, кадмій, мідь, миш'як, нікель, селен, свинець, срібло, стронцій, ртуть, хром. Концентрація елемента має суттєве значення, оскільки кадмій, мідь, миш'як, нікель, селен, хром відносяться до життєво необхідних для організму людини елементів. Для нормального функціонування організму людини необхідне досягнення збалансованого обміну мікроелементів, порушення якого призводить до важких захворювань та отруєнь. В таблиці 1.1 приведені дані для деяких металів в порядку зростання їх летальної дози, вказані також й необхідні дози цих елементів.

Таблиця 1.1 - Добова потреба людини в мікроелементах та їх токсичні концентрації (в розрахунку на масу 70кг, в мг/добу)

Елемент	Доза, мг/кг
	Нормальна	Токсична	Летальна
Миш'як	0,04-1,4	5-50	50-340
Ртуть	0,004-0,02	0,4	150-300
Мідь	0,5-6	-	175-250
Алюміній	0,0014-0,0860	-	1300-6200
Кадмій	0,07-0,3	3-330	1500-9000
Фтор	0,3-5	20	2000
Хром	0,01-1,2	200	3000-8000
Цинк	5-40	150-600	6000
Свинець	0,06-0,5	-	10000
Залізо	6-40	200	7000-35000

Розглянемо вплив деяких металів на метаболічні процеси в організмі людини та тварин. У складі стічних вод металургійних комбінатів можна виявити алюміній. В організм людини алюміній потрапляє у складі питної води. Видалення алюмінію з організму ускладнене, близько половини його початкової кількості затримується в організмі до 300 днів. Накопичуючись в тканинах мозку, печінки, нирок, кісток, викликає їх функціональні порушення. Алюміній викликає порушення в синтезі ряду ферментів, сприяючи видаленню таких біоелементів як P, Mg, Ca, Na, Fe . Постійне вживання питної води з вмістом алюмінію понад 0,2 мг/л призводить до підвищення вірогідності появи таких захворювань як енцефалопатія, хвороби Альцгеймера і Паркінсона, анемії, зниження імунної реактивності та інші.

ГДК залишкового алюмінію в питній воді встановлена на рівні 0,5 мг/л за санітарно-токсикологічною ознакою шкідливості, в той час як в більшості країн Європи рекомендовано вміст алюмінію не більше 0,2 мг/л. Така ж норма встановлена ВОЗ. Новий ДержСанПіН “Вода питна”, встановивши норму 0,2 мг/л, дозволяє концентрацію алюмінію в питній воді на рівні 0,5мг/л, якщо при водопідготовці використовуються реагенти, що містять алюміній.

Кадмій має токсичні і кумулятивні властивості. При надходженні в організм він накопичується в печінці, нирках і селезінці, а також викликає анемію, знижує вміст кисню в крові. Нирки є основною мішенню токсичної дії кадмію. Метал викликає хворобу ітай-ітай, що проявляється в розм'якшенні кісток, кальцифікації і пієлонефриті нирок. Оскільки кадмій накопичується в органах і має тривалий період напіввиведення (10-30 років), вживання заражених продуктів на протязі тривалого часу може призвести до тих чи інших форм кадмієвої інтоксикації.

Мідь є одним з незамінних елементів для організму людини. В деяких випадках дефіцит міді за симптомами подібний до хронічної її інтоксикації. Споживання міді з їжею звичайно складає 2-3 мг на добу, що підтримує необхідну рівновагу. Звичайно швидкість поглинання, утримання і виведення міді не призводять до підвищеного її вмісту в організмі. Однак, при хворобах, що викликають порушення цього механізму, тривала абсорбція міді може викликати цироз печінки. Є відомості про вплив міді на метаболізм штучно вигодовуваних новонароджених. Зафіксовані гострі отруєння людей при вживанні з питною водою міді при дозі 0,14 мг/кг і вище. Мідь токсична для більшості прісних безхребетних.

Ртуть і її сполуки надзвичайно токсичні для людини, вони акумулюються в нирках, печінці, головному мозку. Основний орган - мішень для неорганічної ртуті - нирки. Летальна доза ртуті при споживанні з питною водою складає 75 - 300 мг на добу. Симптоми ртутної інтоксикації - атаксія, пригнічення периферійного сприйняття і рефлексу кінцівок.

В неорганічній формі ртуть в поверхневих і підземних водах присутня зазвичай в концентрації менше 0,5 мкг/л. Середньодобове споживання ртуті варіюється від 2 до 20 мкг на добу на людину.

Свинець вражає нервову систему, кістковий мозок і кров, судини, генетичний апарат клітки, впливає на синтез білка і проявляє гонадотоксичну і ембріотоксичну дію. За результатами досліджень на тваринах було встановлено, що свинець, що надходить в високій концентрації з кормом, викликає рак нирок. На цій основі МАВР віднесла свинець і його неорганічні сполуки до класу можливих канцерогенів для людини.

Цинк життєво необхідний для ссавців, бо він грає важливу роль в біосинтезі нуклеїнових кислот, РНК- і ДНК-полімераз. Встановлено, що цинк - обов'язковий складник ферменту крові, карбоангідрази. Цей фермент міститься в еритроцитах. Карбоангідраза прискорює виділення вуглекислого газу в легенях. Крім того, вона допомагає перетворити частину СО2 в іон , що грає важливу роль в обміні речовин. Токсичність цинку для людини залежить багато в чому від його синергізму або антагонізму з іншими важкими металами, особливо з кадмієм. Підвищена акумуляція важких металів може призводити до дефіциту цинку в організмі людини, що виявляється в пригніченні ферментної активності, а також в більш уповільненому заживанні ран [9].



3. Видалення іонів важких металів

У багатьох галузях промисловості переробляють або застосовують різні сполуки ртуті, хрому, кадмію, цинку, свинцю, міді, нікелю, миш'яку та інші речовини, що веде до забруднення ними стічних вод.

Для видалення цих речовин із стічних вод в даний час найбільш поширені реагентні методи очищення, сутність яких полягає в перекладі розчинних у воді речовин у нерозчинні при додаванні різних реагентів: з наступним відділенням їх від води у вигляді опадів. Недоліком реагентних методів очищення є безповоротна втрата цінних речовин з опадами.

В якості реагентів для видалення із стічних вод іонів важких металів використовують гідроксиди кальцію і натрію, карбонат натрію, сульфіди натрію, різні відходи, наприклад феррохромовий шлак, який містить (у%): СаО - 51,3; MgO - 9,2 ; SiO2 - 27,4; Сг2O3 - 4,13; А12O3 - 7,2; FeО - 0,73.

Найбільш широко використовується гідроксид кальцію. Осадження металів відбувається у вигляді гідроксидів. Процес проводиться при різних значеннях pH.

Значення pH, що відповідають початку осадження гідроксидів різних металів і повного осадження (табл. 1.2) залежать від природи металів, концентрації їх в розчині, температури, вмісту домішок. Наприклад, при спільному осадженні двох або декількох іонів металів при pH = const досягаються кращі результати, ніж при осадженні кожного з металів окремо.



Таблиця 1.2 - Значення рН в процесі осадження гідроксидів металів

Вид катіона	значення pH
	початок осадження *	повне осадження **
Залізо Fe2+ Залізо Fe2+ Цинк Zn2+ Хром Cr3+ Нікель Ni2+ Алюміній Al3+ Кадмій Cd2+	7,5 2,3 6,4 4,9 7,7 40 8,2	9,7 4,1 8,0 6,8 9,5 5,2 9,7

* При вихідної концентрації осаджуваного іона 0,01 моль/л.

** Значення pH відповідають залишкової концентрації металу 10-5 моль/л.

При цьому утворюються змішані кристали і відбувається адсорбція на поверхні твердої фази іонів металів, завдяки чому досягається більш повне очищення від деяких металів.

Очищення від сполук ртуті. Стічні води, забруднені ртуттю та її сполуками, утворюються при виробництві хлору та їдкого натру, в інших процесах електролізу з використанням ртутних електродів, на ртутних заводах, в деяких гальванічних виробництвах, при виготовленні барвників, вуглеводнів, на підприємствах, що використовують ртуть як каталізатор .

У виробничих стічних водах може бути присутнім металева ртуть, неорганічні і органічні її сполуки. Неорганічні сполуки ртуті: оксид - HgO, хлорид (сулема) - HgCl2, сульфат - HgS04, сульфід (кіновар) - HgS, нітрат - Hg(NО3)2, ціанід - Hg(CN)2, тіоціанат - Hg(NCS)2, цианат - Hg(OCN)2 та ін. В неорганічних сполученнях токсичні головним чином іони Hg2+, тому найбільш небезпечні добре розчинні і легко дисоціюючі солі.

Органічні сполуки ртуті застосовують при консервуванні деревини, при синтезі металоорганічних сполук, як отрутохімікати, для захисту пластичних матеріалів, паперової маси та текстилю, казеїнових клеїв від цвілевих грибків. Органічні сполуки ртуті дуже токсичні і відрізняються від неорганічних солей тим, що не дають реакції на іони Hg. У водоймах ртуть під впливом органічних сполук, що містяться в природних водах, перетворюється в сильнотоксичні з'єднання. Гранично допустима концентрація ртуті в водоймах дорівнює 0,005 мг / л.

Металева ртуть може бути видалена з стічних вод в процесах відстоювання або фільтрування. Частинки, що минули з фільтратом або не встигли осісти, окислюють хлором або NaOCl до HgCl2. Потім воду обробляють відновником (NaHS04 або Na2S03) для їх видалення і зв'язування залишків вільного хлору. Ртуть осаджують сульфідом натрію з подальшим коагулюванням утворюється сульфіду ртуті хлоридом заліза. Очищення може бути здійснена змішаної сіллю - сульфідом заліза і сульфатом барію.

Для виділення зі стічних вод ртуті використовують методи відновлення: сульфідом заліза, гідросульфідів натрію, гідразину, залізним порошком, газоподібним сірководнем і ін. Широко вивчаються сорбційні методи очищення від ртуті. Досить ефективним є іонний обмін з вінілпіридиновими сорбентами, ємність яких доходить до 40%. Найбільш поширеним способом видалення розчинних у воді сполук ртуті є переведення їх у важкорозчинні сульфід ртуті і осадження його.

Добуток розчинності HgS у воді одно 1,6·10-52, що відповідає залишкової концентрації в розчині, що дорівнює 2,5·10-21 мг/л. Для осадження Hg в стічні води спочатку додають сульфід натрію, гідросульфід натрію або сірководень. Потім обробляють воду хлоридами натрію, калію, магнію, кальцію або сульфітом магнію в кількості 0,1 г / л. В цих умовах сульфід ртуті осідає у вигляді гранул. Для видалення тонкодисперсних колоїдних частинок сульфіду ртуті доцільно додавати коагулянти A12(SО4)3·18Н2О, FeSО4·7Н2О і ін.

Осад сульфіду ртуті відокремлюють від стічних вод на вакуум-фільтрах або фільтрпресах. Відділення HgS до залишкової концентрації 0,001 мг/л можна забезпечити і на вугільних фільтрах. Відпрацьований вугілля, що містить сульфід ртуті, спалюють в печі або піддають обробці для рекуперації ртуті. Для видалення з розчинів сполук ртуті можна використовувати і свіжо осаджений сульфід заліза, який отримують при взаємодії іонів S2- з FeSО4·7H2О або FeCl3·6Н2О. Для очищення може бути застосована і суміш сульфіду заліза з сульфатом барію при надлишку сульфіду заліза. Розчинені неорганічні сполуки ртуті можна відновлювати до металевої ртуті з наступним виділенням з води.

Крім методів осадження для очищення стічних вод від неорганічних сполук ртуті можуть бути використані і сорбційні методи.

Вивчено процес утворення амальгами ртуті в електричному полі. Спосіб придатний для очищення стічних вод, що містять від 0,01 до 100 мг/л сполук ртуті. В цьому процесі стічна вода фільтрується через шар скляних куль, покритих міддю або цинком. Кулі є катодом, а зовнішній корпус апарату - анодом. При регенерації фільтруючого завантаження виробляють переполюсовку електродів.

Органічні сполуки ртуті спочатку руйнують окисленням, наприклад газоподібним хлором. Після видалення надлишку хлору катіони ртуті відновлюють до металевої або переводять в важкорозчинні сульфіди з подальшим видаленням осаду.

Очищення від сполук цинку, міді, нікелю, свинцю, кадмію, кобальту. Солі цих металів містяться в стічних водах гірничозбагачувальних фабрик, металургійних, машинобудівних, металообробних, хімічних, хіміко-фармацевтичних, лакофарбових, текстильних і ін заводів.

При обробці кислих вод оксидом кальцію і гідроксидом натрію іони зазначених важких металів, що містяться в стоках, зв'язуються в важкорозчинні сполуки. Склад солей залежить від pH середовища. Так, при pH 7 осідає гідроксид-сульфат цинку складу ZnSO4·3Zn(OН)2, а при підвищеній pH до 8,8 складу осаду відповідає формула ZnSO4·5Zn(OН)2. В сильно лужному середовищі тверда фаза представляє собою в основному гідроксид.

При обробці стоків, що містять солі цинку, гідроксидом натрію дозування реагенту необхідно проводити при суворому контролі за pH оброблюваного стоку з тим, щоб не створити умов для розчинення амфотерних гідроксидів. Виділення катіонів Zn2+ лугами засноване на переведенні їх в важкорозчинний гідроксид цинку:

Zn2+ + 2ОН- > Zn(ОН)2v.

Добуток розчинності гідроксиду цинку становить 7,1·10-18, початку випадання в осад відповідає рН = 5,4. При рН = 10,5 починається розчинення амфотерних гідроксидів цинку, а при досягненні рН = 12 відбувається утворення комплексу:

Zn(ОН)2 + 2ОН- > [Zn(ОН)4]2-.

Виходячи з цього, очищення слід проводити при рН = 8-9. В цих умовах відбувається максимальне осадження гідроксиду цинку.

При дії соди на стічні води, що містять солі цинку, утворюються гідроксокарбонати:

2ZnС12 + 2Nа2СO3 + Н2O > 4NаС1 + СO2 + (ZnОН2)СO3v.

При значеннях pH від 7 до 9,5 утворюється основний карбонат складу 2ZnСO3·3Zn(OН)2, починаючи з рН = 10 частка гідроксиду зростає.

Хоча осадження основних карбонатів починається при більш низьких значеннях pH, ніж відповідних гідроксидів, витрата соди на осадження вище, ніж при використанні їдкого натра або вапна. Це пояснюється тим, що при осадженні важких металів содою процес йде через стадію утворення гідрокарбонатів і для завершення реакції потрібно надлишок реагенту.

Виділення діоксиду вуглецю в результаті осадження содою веде до того, що бульбашки газу обволікають частинки осаду і піднімають їх, сприяючи спливання частини осаду у відстійниках. Газ необхідно видаляти продувкою повітрям після досягнення рН = 4,5.

До недоліків їдкого натра і соди як реагентів слід віднести також їх відносно високу вартість і дефіцитність.

Очищення стічних вод від міді пов'язана з осадженням її у вигляді гідроксиду або гідроксид-карбонату:

Сu2 + +2ОН- > Cu(OH)2, 2Cu2 + + 2ОH- + CО32- > (СuОН)2СО3v.

Осадження гідроксиду міді відбувається при pH = 5,3.

Розчинність гідроксид-карбонат міді мізерно мала, тому найбільш вигідно брати в облогу мідь у вигляді основного карбонату. Для цього в розчині нейтралізуючого агента необхідно мати одночасно як гідроксидні, так і карбонатні іони. Отже, застосування для осадження міді тільки лугів або вапна вищого ґатунку, що дають гідроксидіони, недоцільно. Кращим реагентом для очищення стічних вод від катіонів міді є вапно III сорту, що містить «недопалювання» (СаСО3).

Можливий процес добування міді з стічних вод осадженням фероціанідів калію. Цей реагент може бути використаний і для осадження інших іонів важких металів.

Для видалення із стічних вод міді та кадмію розроблений процес контактування їх з діоксидом сірки або сульфітами і порошкоподібною металом, наприклад цинком або залізом. При цьому метал відновлює сульфіти до сульфідів, які з важкими металами утворюють важкорозчинні сульфіди. При pH = 2 і температурі стічних вод 50 ° С, при яких проводиться процес, досягається високий ступінь очищення.

Очищення стічних вод від нікелю заснована на виділенні його з розчину у вигляді важкорозчинних сполук:



Ni2+ + 2ОH- > Ni(OH)2v, 2Ni2+ + CО32- +2ОH- > (NiОH)2CО3v,

Ni2+ + CО32- > NiCО3v.

Осадження гідроксиду нікелю починається при рН = 6,7. Добуток розчинності Ni(OH)2 становить 2,0·10-15. Так само як і для міді, концентрація катіонів нікелю надзвичайно залежить від pH: при рН = 8,0 вона складає 23,5 мг/л, а при рН = 9,5 тільки 0,5 мг/л. Добуток розчинності карбонату нікелю вище, ніж гідроксиду і дорівнює 6,6·10-9. Розчинність гідроксид-карбонат нікелю практично дорівнює нулю, тому для найбільш повного видалення нікелю слід (так само як і для міді) застосовувати вапно III сорту, що містить СаСО3.

Знаходяться в розчині катіони свинцю переводять в осад у вигляді одного з трьох важкорозчинних сполук:

Pb2+ + 2ОH- > Pb(ОН)2v,

2Pb2+ + 2ОH- + CО32- > (PbОН)2СО3v,

Pb 2+ + СО32- > PbСО3v.

Початку випадання в осад гідроксиду свинцю відповідає pH = 6,0. Добуток його розчинності дорівнює 1,1·10-20, карбонату свинцю - 1,0·10-13. Основний карбонат свинцю у воді не розчиняється. Наведені дані показують, що для очищення від свинцю застосовні всі три методи. Найбільш дешевим з них є отримання карбонату свинцю з використанням як реагенту-осадника вапняку, крейди, мармуру. З огляду на те що вони є твердими мінеральними породами, їх можна застосовувати як завантаження фільтрів, через які профільтровують стоки що очищуються.

Слід зазначити, що при збільшенні pH>7 ефект очищення від іонів свинцю значно підвищується внаслідок появи гідроксид-іонів на ¬ ряду з карбонат-іонами і освіти гідроксид-карбонату свинцю. Найбільша ступінь очищення досягається при рН=9,5. Зазвичай фільтри завантажують матеріалами у вигляді шматків діаметром 10-80 мм. Швидкість фільтрації води приймають рівною 5 м/ч. При висоті шару доломіту на фільтрі 1 м ступінь очищення стічних вод від Pb2+ складає 90%. Технологія очищення вапняним молоком зводиться до введення його в стічну воду в необхідній кількості і відділенню випав осаду.

Концентрації іонів кобальту і кадмію в стоках зазвичай надзвичайно малі в порівнянні з вмістом катіонів інших важких металів. Добуток розчинності гідроксиду кобальту одно 6,3·10-15, а гідроксиду кадмію 2,2·10-14, pH середовища при випаданні цих гідроксидів в осад відповідно дорівнює 6,7-7,7 і 7,2-8,2. Тому при обробці стоків вапняним молоком вони можуть бути максимально очищені від розчинених солей кобальту і кадмію.

Незважаючи на те що в стічних водах зазвичай містяться катіони декількох металів, застосування для видалення кожного з них специфічного осадника методу неможливо. Тому стічну воду обробляють зазвичай гідроксидом кальцію (вапняним молоком), що готується з вапна III сорту; при цьому відбувається одночасне осадження катіонів важких металів у вигляді гідроксосолей, гідроксидів і карбонатів. Встановлено, що при спільному осадженні декількох металів досягаються кращі результати, ніж при осадженні кожного з металів окремо. Це пов'язано з утворенням змішаних кристалів і адсорбцією іонів металів на поверхні твердої фази.

Для підвищення ступеня очищення стічних вод, що містять важкі метали, запропоновано після осадження їх гідроксидів вапном при pH = 8,5 і відділення осаду вводити в прояснену стічну воду розчин Nа2SiO3 в кількості, в 5-30 разів перевищує стехіометричні норму. Після відділення осаду стічна вода з невеликим вмістом іонів важких металів може бути повернута в систему оборотного водопостачання.

Обробка стічних вод лужними реагентами дозволяє знизити вміст важких металів у розчині до величин, порівнянних з ГДК для водойм санітарно-побутового користування. Однак коли потрібно більш глибоке очищення, наприклад заходів, при безпосередньому скиданні в рибогосподарські водойми, очищення лужними реагентами не дає необхідного ефекту.

Більш глибоке очищення від важких металів досягається при обробці стічних вод сульфідом натрію. Це пов'язано з тим, що розчинність сульфідів важких металів значно менше розчинності будь-яких інших важкорозчинних сполук - гідроксидів і карбонатів (табл. 1.3).

Таблиця 1.3 - Добуток розчинності гідроксидів і сульфідів міді, нікелю, цинку і свинцю

Катіони	З'єднання	Добуток розчинності
		Гідроксидів	Cульфідів
Cu2+ Ni2+ Zn2+ Pb2+	Cu(OH)2; CuS Ni(OH)2; NS Zn(OH)2; ZnS Pb(OH)2; PbS	5,1·10-45 2,0·10-15 7,1·10-18 1,1·10-20	8,5·10-45 1,4·10-24 1,6·10-24 3,4·10-28

Осадження сульфідів відбувається при більш низькому значенні pH, ніж гідроксидів і карбонатів. Наприклад, сульфід цинку осідає при pH = 1,5, сульфіди нікелю і кобальту при рН = 3,3.

Для видалення невеликих кількостей іонів важких металів можливо використовувати пірит. Процес можна проводити фільтруванням стічної води через гранульований пірит або безпосереднім введенням порошку в стічну воду. Крім піриту для цієї мети можна використовувати сульфід будь-якого іншого нетоксичного металу, добуток розчинності якого більше твори розчинності сульфіду витягується з стічної води металу.

Оскільки гідроксиди та сульфіди важких металів утворюють стійкі колоїдні системи для інтенсифікації процесу їх осадження у стічні води необхідно вводити коагулянти і флокулянти. Колоїдні частинки сульфідів мають негативний заряд, тому для коагуляції сульфідів використовують електроліти з багатозарядними катіонами - зазвичай сульфати алюмінію або тривалентного заліза. При коагуляції гідроксидів потрібно електроліт з багатозарядними аніонами, так як колоїдні частинки заряджені позитивно. Добрими коагулянтами гідроксидів є сульфат-іони. Крім електролітної коагуляції на практиці часто використовують взаємну коагуляцію колоїдних розчинів з протилежним зарядом частинок.

Для прискорення процесу коагуляції використовують флокулянти, в основному поліакриламід. Добавка його в кількості 0,01% від маси сухого речовини збільшує швидкість випадання; опадів гідроксидів металів в 2-3 рази.

Вище було відзначено, що реакції заміщення протікають в певному діапазоні pH. Для повного осадження металів не потрібно доз реагентів, що перевищують стехіометричну кількість. Оскільки реакції йдуть стехіометричним співвідношенням, їх кінетична модель може бути отримана безпосередньо з рівняння реакції.

Реакції нейтралізації мають перший порядок:

dс/dф=-k1c,

де с - концентрація солі металу; ф - час реакції, k1- константа швидкості реакції.

Схема реагентного очищення стічних вод від іонів важких металів з відділенням опадів показана на рис. 2.1. Недоліком такого очищення є утворення великої кількості важкозневоднюваного шламу. Крім того, очищена вода містить велику кількість солей кальцію, тому її важко використовувати в оборотному водопостачанні. Виходячи з цього, запропоновано обробляти слив після відстоювання послідовно хлоридом кальцію і содою. При цьому відбувається співосадження карбонатів металів з карбонатом кальцію. Утворені кристалічні опади карбонатів металів мають незначний обсяг і легко зневоднюються. Одночасно відбувається пом'якшення води слива, що створює можливість використання її в системі оборотного водопостачання.

Очищення від сполук миш'яку. Гранично допустима концентрація миш'яку у водоймах дорівнює 0,05 мг/л. Для очищення стічних вод від миш'яку застосовують реагентні, сорбційні, електрохімічні, екстракційні та інші методи. Вибір методу залежить від форми розчиненого миш'яку, складу, кислотності та інших показників води.

Для очищення великих обсягів води з високим вмістом миш'яку практичне застосування знайшов метод хімічного його осадження у вигляді важкорозчинних сполук (арсенати і арсеніти лужноземельних і важких металів, сульфіди і триоксид миш'яку).

Для очищення від кисневмісних сполук миш'яку широко застосовують вапняне молоко. При цьому залежно від складу стічних вод та умов очищення (pH, температура, витрата реагенту) випадають в осад арсенати і арсеніти різного складу. Присутність в стічних водах іонів важких металів підвищує ступінь очищення від миш'яку, так як відбувається осадження арсенатів і арсеніти цих металів.

З сильнокислих розчинів миш'як осаджують сульфідом натрію, сірководнем. Очищення сульфідно-лужних стічних вод від миш'яку, що входить до складу аніонів тіосолей, призводять сульфатом заліза (залізним купоросом).

З'єднання п'ятивалентного миш'яку видаляються зі стічних вод краще, ніж тривалентного. Крім того, зберігання опадів, що містять п'ятивалентних миш'як, дешевше, тому що він менш токсичний і менш розчинний. Виходячи з цього, з'єднання тривалентного миш'яку перед осадженням окислюють до п'ятивалентного. В якості окиснювачів використовують хлорне вапно, хлор, гіпохлоритну пульпу, пероксид водню, азотну кислоту, озон, піролюзит та ін.

Піролюзит - природний матеріал, що складається в основному з діоксиду марганцю, широко використовують для окислення тривалентного миш'яку. В кислому середовищі процес протікає наступному чином:

НЗАsOЗ + МnO2 + Н2SO4 = НЗАsO4 + МnSO4 + Н2O.

Оптимальний режим окислення: витрата МnO2 - чотириразовий у порівнянні з стехіометричним, кислотність розчину 30-40 г/л сірчаної кислоти, температура 70-80°С, час окислення 3 год.

Після окислення миш'яку проводять його осадження у вигляді арсеніту марганцю при нейтралізації гідроксидом кальцію (вапняним молоком) до pH=6-9. Потім осад відфільтровують і захоронюють в водонепроникних траншеях.

Стоки з невеликою концентрацією миш'яку окислюють шляхом фільтрування води через шар піролюзиту. Осадження проводять вапняним молоком в присутності фосфат-іонів.

Крім окислювальної здатності піролюзит володіє сорбційними властивостями. Величина сорбційної ємності його по трьох - і п'ятивалентного миш'яку відповідно дорівнює 12,6 і 29,9 мг/л. При збільшенні pH розчину кількість сорбованого миш'яку на піролюзиті і окислювальна здатність його зменшуються. У кислих середовищах (рН <1) сорбційна здатність падає, а окислювальна зростає.

Присутні в стічній воді інші катіони і аніони, сорбуючись на піролюзиті, погіршують його окислювальну здатність.

Окислювальна здатність діоксиду марганцю поступово знижується в результаті процесів сорбції та замулювання поверхні зерен піролюзиту. Для активації піролюзит обробляють концентрованою сірчаною кислотою або їдким натром. Кислота менше десорбує миш'як, але повніше розчиняє шлам, що утворюється на поверхні піролюзиту.

Очищення від солей заліза. У природних водах вміст заліза коливається від 0,01 до 26 мг/л. Крім того, залізо міститься в стічних водах хімічних, металургійних, машинобудівних, металообробних, нафтохімічних, текстильних, хіміко-фармацевтичних та інших виробництв. При вмісті заліза більше 1 мг/л вода набуває бурий колір. При русі такої води по трубопроводах на їх стінках відкладаються сполуки заліза і залізобактерій, зменшуючи перетин трубопроводу.

В водоймах ГДК солей заліза в перерахунку на Fе2+ дорівнює 0,5 мг/л. У той же час, в деяких виробництвах технологічна вода і вода, що знаходиться в обороті, не повинна містити сполук заліза більше 0,05 мг/л, наприклад в виробництвах капрону, нейлону, целофану, натурального і віскозного шовку, кіноплівки, електроніки, напівпровідників та ін. Для зазначених виробництв потрібно глибоке очищення природних і стічних вод від сполук заліза.

Для знезалізнення вод застосовують аерацію, реагентні методи, електродіаліз, адсорбцію, зворотний осмос.

В процесі аерування відбувається окислення двовалентного заліза в тривалентне. Реакція окислення у водному розчині протікає за схемою

4Fе2+ + O2 + 2Н2O = 4Fе3+ + OН-, Fе3+ + ЗН2O = Fе(OН)3 + 3H+

або сумарно

4Fе2+ +O2 + 10Н2О = 4Fe(ОН)з + 8Н+.

У присутності гідрокарбонатних іонів у воді окислення двовалентного заліза і гідроліз тривалентного заліза протікають по реакції

4Fe2+ + 8HCO3- + O2 + 2H2O = 4Fe(OH)3v+ 8CO2^

На окислення 1 мг двовалентного заліза витрачається 0,143 мг кисню. Для забезпечення високої швидкості хімічної реакції вміст кисню у воді має бути 0,5-0,9 мг на 1 мг заліза.

Процес аерування проводять у вентиляційній градирні. У тому випадку, коли необхідно збагачувати воду киснем і видаляти частину вільного оксиду вуглецю, використовують градирні з хордової насадкою, що представляє собою щити з дощок. Для приблизної оцінки розмірів градирні можна виходити з наступного: витрата води на 1 м2 площі градирні 40 м3, витрата повітря 7 м3/м3 води. Використання іншої насадки недоцільно, так як може відбутися її забивання сполуками заліза.

Після аерування необхідно відокремити осад гідроксиду заліза. Для цієї мети використовують процеси відстоювання і фільтрування. Осад гідроксиду заліза можна використовувати для приготування фарб або для очищення газів від сірководню.

В процесі осадження гідроксиду заліза відбувається ущільнення осаду амфотерного Fe(OH)3 в гематит б-Fe2O3:

2Fe(ОН)з = Fe2O3 + 3H2O.

При високому вмісті заліза у воді аераційним методом його повністю видалити не можна, тому застосовують реагентні методи. Для цієї мети використовують хлор, хлорат кальцію (хлорне вапно), перманганат калію, озон, оксид кальцію (вапно), карбонат натрію (соду) та ін. Реагенти дозуються в воду перед освітлювачами або відстійниками.

При взаємодії з хлором протікає наступна реакція:

Fe(НСОз)2 + С12 + Са(НСO3)2 > 2Fe(ОН)зv+ СаС12 + 6СO2^.

Швидкість цієї реакції збільшується з підвищенням pH. На окислення 1 мг двовалентного заліза витрачається 0,64 мг С12. У разі використання хлорату кальцію його використовують у вигляді 1-2%-го розчину, який дозують безпосередньо в стічну воду. Окислення двовалентного заліза перманганатом калію проходить за рівнянням

3Fe(HCO3)2 + KMnO4 + 2H2O > 3Fe(OH)3 + MnO2 +5CO2 + KHCO3.

Якщо залізо міститься у воді у вигляді органічних сполук або колоїдних часток, застосовують озонування. При цьому на 1 мас. ч. заліза потрібно 1 мас. ч. озону.

Очищення від сполук марганцю. Сполуки марганцю містяться в стічній воді металургійних, машинобудівних і хімічних виробництв. При концентрації марганцю більше 0,05 мг/л вода забарвлюється в темний колір. Деякі виробництва пред'являють жорсткі вимоги до змісту марганцю у воді (паперова, текстильна, кінокопіювальна, синтетичних волокон, пластмас).

Видалення з води марганцю може бути досягнуто наступними методами:

1) обробкою води перманганатом калію;

2) аерацією, поєднаної з вапнуванням;

3)фільтруванням води через марганцевий пісок або марганцевий катіоніт;

4) окисленням озоном, хлором або діоксидом хлору.

При обробці води перманганатом калію досягається одночасна очищення від марганцю і від заліза. Перманганат калію окислюють з утворенням малорозчинного діоксиду марганцю:

ЗМn2+ + 2МnO4- + 2Н2O > 5МnO2v + 4Н+.

В цьому процесі 1 мг КМnO4 окисляє 0,53 мг Мn2+. Найбільший ефект досягається при обробці води дозою 2 мг КМnO4 на 1 мг. Осад діоксиду марганцю видаляють фільтруванням.

Видалення марганцю аерацією з підлужуванням води застосовують при одночасному присутності в ній марганцю і заліза. При аерації води видаляється частина діоксиду вуглецю і відбувається її насичення киснем повітря. При видаленні СО2 зростає pH стічної води, що сприяє прискоренню процесів окислення і гідролізу заліза і частково марганцю з утворенням гідроксидів.

Двовалентний марганець повільно окислюється в трьох - і чотиривалентний розчиненим у воді киснем. Окислення марганцю відбувається при pH = 9-9,5. Утворений гідроксид марганцю випадає в осад у вигляді Мn(ОН)3 і Мn(ОН)4. Розчинність цих сполук 0,01 мг/л, утвірний Мn(ОН)4 знову бере участь в процесі, будучи каталізатором окиснення марганцю.

При pH=9,5 марганець віддаляється майже повністю, при pH<7,5 киснем повітря він майже не окислюється. Для прискорення процесу окислення марганцю воду після аерації до подачі на фільтри підлужують вапном або содою для підвищення pH, потім освітлюють в освітлювачах або відстійниках. Процес окислення Мn2+ різко прискорюється, якщо аеровану воду фільтрують через контактний фільтр, завантажений подрібненим піролюзитом (МnO2·Н2O) або кварцовим піском, попередньо обробленим оксидами марганцю.

Двовалентний марганець може бути видалений з води в процесі окислення його хлором, озоном або діоксидом хлору. Швидкість окислення Мn хлором залежить від pH середовища. При pH=7 за 60-90 хв. окислюється всього 50% Мn2+. При підлужуванні вапном до pH = 8 Мn окислюється практично повністю. Витрата С12 на окислення 1 мг Мn становить 1,3 мг. При наявності у воді амонійних солей витрата хлору збільшується.

Діоксид хлору і озон при рН = 6,5-7 окислюють Мn2+ за 10-15 хв. На окислення 1 мг Мn2+ витрачається 1,35 мг СlO2 або 1,45 мг O3. Однак застосування цих окиснювачів вимагає будівництва складних установок, тому їх практично не використовують.

Марганець може бути видалений з води біохімічним окисненням. Процес проводять наступним чином. На піску фільтра висівають особливий вид марганцеспоживаючих бактерій, які в процесі своєї життєдіяльності поглинають з води марганець. Відмирають бактерії утворюють на зернах піску пористу масу з високим вмістом оксиду марганцю, який служить каталізатором процесу окислення.

Марганець з води може бути видалений за допомогою марганцевого катіоніту, який готують, пропускаючи через будь катіоніт в натрієвої формі розчини хлориду марганцю і перманганату калію. При цьому відбуваються наступні реакції:

Nа[Кат] + МnС12 > Мn[Кат] + Na+ + С1-,

Мn[Кат] + Ме+ + МnO4- > Ме[Кат] + МnO2,

(де Ме - катіон Na+ або К+).

У цих процесах перманганат калію окисляє марганець з утворенням оксидів марганцю, які у вигляді плівки осідають на поверхні зерен катіоніту. При регенерації плівку відновлюють розчином перманганату калію.

З розглянутих методів найбільш ефективним є метод обробки перманганатом калію. Він не вимагає складного обладнання та просто контролюється [4].

Відомі способи очищення стічних вод від іонів важких металів при їх сумісній присутності шляхом їх зв'язування в важкорозчинні сполуки, де в якості осаджувачів застосовують оксиди, гідроксиди, солі лужних, лужноземельних і перехідних металів, сульфід-і фосфатвмісні матеріали [10]. Слід зазначити, що осадження лужними агентами, такими як гашене та негашене вапно, сода, карбідних молоко, яке є відходом ацетиленового виробництва, не вирішує в цілому проблему забруднення стоків важкими металами. За даними [11] така обробка дозволяє знизити концентрації важких металів в обробленому розчині до 5 - 7 мг/дм3. Суттєвими недоліками способу вапнування є висока вартість реагентів, а також утворення пересичення розчину гіпсу при очищенні сульфатних розчинів, що призводить до псування трубопроводів і апаратури. Глибоке очищення від катіонів важких металів можлива шляхом їх осадження у вигляді важкорозчинних сульфідів.

Відомі способи використання сірководню в якості осаджувача [12], проте практичне застосування цього способу знижується через токсичність сірководню, що виділяється в атмосферу. Ця ж причина стримує застосування в якості осаджувача полісульфіду кальцію, використовуваного в сільському господарстві як інсектицид [12]. Загальним і головним недоліком осаджувальних способів очищення є утворення осадів-шламів, що погано відстоюються та фільтруються, питання утилізації яких ще не скрізь вирішене.

Відомі способи очищення стічних вод від іонів важких металів електрокоагуляцією, зокрема електроосадження кадмію з ціанідна розчину [13]. Ступінь вилучення металу склала 98 - 99%. Недоліками способу електрокоагуляції є велика витрата листового металу (алюмінію і заліза) і електроенергії. Крім того, на практиці поки вдається використовувати не більше 50 - 70% металу електродів внаслідок зашламленія електродних систем гідроксидом заліза і виникнення коротких замикань. Одним з найбільш ефективних методів очищення стічних вод є сорбційний метод.

Відомі способи вилучення іонів важких металів сульфовані бурим вугіллям [14], сорбентом на основі торфу [15], золою ТЕЦ [16], природним мінералом вермікулітом [17]. Застосування активних вугіль і природних матеріалів для очищення стічних вод стримується їх невисокою поглинальною здатністю, високою вартістю регенерації, що становить 50% від вартості вугільного матеріалу, низькою міцністю сорбенту і, отже, високими втратами при фільтрації.

Високу вибірковість по відношенню до іонів кадмію виявляють сорбенти на основі гідроксиду цирконію і фосфату титану [18], однак їх висока вартість і недостатня гідромеханічна стійкість стримують їх застосування в промисловості. Висока вартість комплексоутворюючих органічних смол та їх сприйнятливість до "отруєння" органічними домішками не дає можливість застосувати їх у виробничих масштабах [19].



Додаток

Зразки осадів, вилучених зі стічної води за допомогою адсорбенту

1 2 3 4 5 6 7 8

Рисунок 2.7 - FeZn

1 2 3 4 5 6 7 8

Рисунок 2.8 - FeZn розчинений в 2 рази

1 2 3 4 5 6 7 8

Рисунок 2.9 - Fe

1 2 3 4 5 6 7 8

Рисунок 2.10 - Fe розчинений в 2 рази

1 2 3 4 5 6 7 8

Рисунок 2.7 - Fe розчинений в 2 рази пропечений до 500⁰С

...