Екологічно безпечні cистеми оборотного водопостачання коксохімічних, металургійних і машинобудівних підприємств

де С, С1 - концентрація розчинних солей відповідно в оборотній і додатковій воді, г/м³;

Р1, Р2, Р3 - втрати води в системі водопостачання відповідно на випаровування, краплинне віднесення на водоохлоджувальному обладнанні й випаровування у виробництві, м³/год або в% від витрати води, яка циркулює в системі;

С - приріст компонента сольового складу води, г/м³;

Q - загальна витрата води, м³/год.

Рівняння (1) відрізняється від використовуваного раніше тим, що воно дозволяє врахувати технологічний приріст вмісту того чи іншого хімічного компонента (₎ і може використовуватися для балансових розрахунків систем оборотного водопостачання, у яких вода входить у контакт із охолоджуваним продуктом або продуктом, що очищується. Ця методика дозволяє проводити розрахунки з визначенням постійних концентрацій компонентів сольового складу в оборотній воді в умовах відсутності будь-якої продувки й виключення скидання шламу.

Запропонована автором методика стабілізаційної обробки води для запобігання щільних сольових відкладень і корозійного зношування металу полягає в наступному.

Відтворення водно-хімічного режиму роботи систем оборотного водопостачання проводиться з використанням принципів гідравлічного, хімічного й фізичного моделювання. При проведенні досліджень необхідно забезпечувати гідродинамічну подібність моделі й зразка за рахунок підтримки значень чисел Рейнольдса, що відповідають другій автомодельній області. Хімічне моделювання забезпечується ідентичністю хімічних складів оборотної води й випробовуваних реагентів на моделі й у реальних умовах. Фізичне моделювання забезпечується шляхом підтримання ідентичних температурних режимів, а також за рахунок використання близьких за якостями матеріалів моделі й зразка.

Експериментальні установки для вивчення водно-хімічного режиму замкнутих систем оборотного водопостачання й для розробки нових методів стабілізаційної обробки води являють собою фрагменти замкнутих оборотних циклів водопостачання.

Обробка води з метою стабілізації складу, запобігання відкладення солей тимчасової твердості й зменшення корозійної активності здійснюється фізичними (магнітна, електрична, ультразвукова обробка) і реагентними методами - введенням хімічних речовин (стабілізаторів) різної хімічної природи (неорганічних фосфоровмісних солей, органічних катіоноактивних й аніоноактивних ПАР).

Зміна структури й розмірів кристалів солей у відкладеннях залежно від умов їх утворення вивчалася методом електронної мікроскопії.

Вплив солевмісту і його компонентів на швидкість корозійного й електродного процесів досліджувався шляхом зняття потенціодинамічних поляризаційних кривих на потенціостаті. Дослідження залежності швидкості визначального процесу від потенціалу проводилося на обертовому дисковому електроді моделі ЕВ-1 на циліндричних сталевих зразках.

Статистична обробка результатів досліджень, виведення емпіричних формул, що описують отримані залежності, виконувалися методом найменших квадратів.

Розроблена автором методика нормування показників якості використовуваної води (температура води, концентрація й гранулометричний склад завислих речовин, загальний солевміст) заснована на побудові фізичних і хімічних моделей.

Визначення припустимих розмірів частинок завислих речовин, що містяться в оборотній воді, проводиться шляхом теплофізичних розрахунків для окремої твердої частинки. Визначення критичного розміру частинок, які призводять до заростання отворів, проводиться шляхом рішення задачі про рівновагу кульки, обтічну ламінарним потоком ідеальної рідини на горизонтальній нескінченній пластині. Критичний радіус, при якому відбувається відрив кульки, визначається з умови F₁= F₂, де F₁ - сила, що утримує кульку в пластини, F₂ - підйомна сила. Нормування вмісту розчинних солей і загального солевмісту в оборотній воді здійснюється за методикою корозійних випробувань у нейтральних середовищах.

У третьому розділі наведені результати досліджень з одночасного попередження утворення щільних сольових відкладень і корозії в системах водопостачання й водовідведення промислових підприємств.

У наукових джерелах описані численні дослідження із запобігання відкладення солей твердості й корозії найрізноманітнішими методами. Більшість цих методів є досить ефективними, однак в той же час мають суттєві недоліки. У зв'язку із цим виникла необхідність проведення порівняльної характеристики й систематизації існуючих методів очищення й доочищення «умовно-чистих» стічних вод.

Аналіз очищених вод виявив, що очищені стічні води в більшості випадків не можуть бути використані як оборотні, тому що містять ряд хімічних сполук (ціаніди, роданіди, феноли, масла й нафтопродукти, завислі речовини й ін.) у неприпустимих за існуючими нормами для оборотних вод концентраціях. Крім того, було встановлено, що практично всі очищені води мають високі солевміст, гідрокарбонатну твердість, лужність, високий вміст іонів Са²⁺ і Мg²⁺, що сприяє утворенню корозії й щільних сольових відкладень в оборотних системах.

Огляд наукових праць за даним питанням дозволив розділити існуючі методи глибокого очищення й доочищення стічних вод на фізичні (обробка електричним струмом, ультразвуком, магнітним полем), реагентні (додавання у воду реагентів різної хімічної природи, наприклад, фосфатів, солей перехідних металів, поверхово-активних й органічних речовин й ін.) і комбіновані.

На першому етапі були виконані дослідження із застосування фізичних і реагентних методів й їхньої комбінації. При дослідженні ефективності фізичних методів розглядався вплив часу обробки, температури оброблюваної води, хімічного складу води, технологічних параметрів (щільності електричного струму, гідравлічного навантаження, напруги магнітного поля, частоти й інтенсивності ультразвуку). Електрична обробка проводилася за умов щільності струму 4 - 10 А/м² і часу обробки 1-5 хв. Ультразвукова - періодично кожні 2 години тривалістю 1-2 хв. при частоті 22 кГц й інтенсивності 5 квт/м².

Для реагентної обробки використовувався інгібітор дифосфонової групи (з радикалами С₁₀-С₁₆), комплексон - цинкова сіль оксіетилендифосфонової кислоти (Z_n ОЕДФ), триполіфосфат натрію (ТПФН) і органічний фосфатовмісний комплексон (ІВМС). Порівняльна характеристика ефективності застосування цих методів наведена в табл. 1.

Таблиця 1. Ефективність запобігання відкладень різними методами

Як видно з табл. 1 ефективність застосування фізичних методів становить 90-99%. При цьому хімічний склад води практично не змінюється, а зниження кількості відкладень, певно, відбувається за рахунок зміни адгезійної здатності новоутворених кристалів нерозчинних солей. Реагентні методи мають високу ефективність (93-98%). Одночасна обробка реагентами й магнітним полем призводить до зниження ефективності. Це можна пояснити різними механізмами зниження інтенсивності відкладень при застосуванні цих методів: при магнітній обробці швидкість відкладень знижується в результаті зміни адгезійних якостей кристалів, а під час реагентної обробки збільшується розчинність слаборозчинних солей, тобто ці два методи за своїми механізмами дії є несумісними.

У кожному конкретному випадку застосування того або іншого методу залежить від специфіки системи водопостачання, від температурного режиму, від водно-хімічного режиму й ін.

Разом з цим слід зазначити, що застосування фізичних методів пов'язане з більшими витратами на придбання й виготовлення спеціального обладнання, додаткових енерго- і трудовитрат. Із цього погляду реагентним методам віддається перевага.

На другому етапі виконані дослідження щодо застосування поверхнево-активних речовин (ПАР) для запобігання карбонатних і гіпсових відкладень і корозійного зношування металів. Відомо, що ПАР мають високу ефективність у запобіганні відкладенню солей і здатністю інгібірування корозійних процесів. Сьогодні застосування ПАР є не популярним через складність в експлуатації, дефіцитність й високу вартість реагентів.

У роботі були досліджені органічні аніоноактивні ПАР різної хімічної природи - натрієва сіль карбоксиметилцелюлози (КМЦ) і вуглелужний реагент (ВЛР), який на 40% складається з гуматов натрію. Ці ПАР відзначаються доступністю, дешевиною й безпекою в застосуванні. На рис. 1. представлено залежність ступеня стабілізації солей твердості (Е) від дози застосовуваного ПАР (D).

Представлені залежності описуються наступними рівняннями:

при 0D4; (2)

при D4, (3)

при D4 (4)

при D4 (5)

при D4 (6)

при D4 (7)

Виконані статистичні розрахунки виявили, що середньоквадратичне відхилення опису графіків на рис. 1 емпіричними формулами не перевищує 7%, що прийнятно для використання в інженерній практиці.

Ефективність КМЦ оцінювали за залишковою кількістю гідрокарбонат-іону в розчині після відкладення солей. Як видно, ступінь стабілізації гідрокарбонат-іонів становить 90-92% у разі підвищення дози КМЦ до 5-6 мг/мг Са²⁺.

Отримані дані дозволяють зробити висновок про доцільність використання КМЦ для запобігання відкладень в охолоджувальних системах водопостачання.

Ефективність ВЛР оцінювали за тією ж методикою, що й для КМЦ.

Зі збільшенням дози ВЛР знижується здатність до адгезії кристалів карбонату й сульфіту кальцію, що утворюються. Наприклад, коли доза ВЛР складає 1 мг/мг Са²⁺, то ефективність способу складає 22%, а при дозі 5 мг/мг Са²⁺ збільшується до 87%. Це дозволяє використати ВЛР для запобігання карбонатних і сульфітних відкладень у різних системах водопостачання.

Проведені дослідження дозволили визначити оптимальні дози поверхнево-активних добавок - 4-5 мг КМЦ й 5-6 мг ВЛР на 1 мг кальцію у воді. Вибір одного з реагентів варто здійснювати з урахуванням особливостей систем водопостачання, їхнє призначення, параметри водно-хімічного режиму, техніко-економічні показники тощо.

Однак рекомендовані дози ПАР необхідно уточнити у зв'язку з тим, що в оборотну воду потрапляють завислі речовини, на поверхні яких можуть адсорбуватися молекули ПАР. Для уточнення доз ВЛР запропонований метод розрахунку ступеня адсорбції ВЛР на поверхні завислих частинок за умов різного вмісту твердої фази й початкової концентрації ПАР у воді.

В основу розрахунку покладені відомі залежності мономолекулярної теорії Лэнгмюра:

, (8)

. (9)

де С₀ - початкова кількість молекул реагенту в одиниці об'єму

(в 1 м³) води (початкова концентрація молекул реагенту у воді), 1/м³;

А - коефіцієнт пропорційності;

^' й '' - частка реагенту, сорбованого на поверхні частинок завислих речовин при їхніх різних концентраціях;

- частка молекул реагенту, сорбованого на суспензії;

1- - частка молекул реагенту в розчині;

Q_пр. - граничне значення насичення поверхні часток суспензії масою 1г адсорбованою речовиною в мг, які прийняті постійними для певного реагенту й типу суспензії.

За рівняннями (8) і (9) і на основі експериментальних даних визначаються значення Q_пр й А, а потім за рівнянням (9) розраховується ступінь адсорбції для різних концентрацій суспензії й реагенту, що дає можливість визначити кількість ВЛР, що видаляється зі шламом із системи водопостачання, й таким чином визначити кількість реагенту, необхідну для систематичної обробки води.

Отримані результати показують, що ефективність реагентної обробки води поверхнево-активними добавками не перевищує 90-92%.

На третьому етапі з метою підвищення ефективності стабілізаційної обробки проводилися дослідження із застосування дрібнокристалічних затравок, активованих ПАР. Відомо, що за наявністю дрібнокристалічних затравок відкладення на металевій поверхні не утворюються, тому що кристалізація відбувається переважно в об'ємі на гранях кристалів затравки.

Первинна затравка готувалася шляхом пом'якшення води кальцинованою содою в присутності ВЛР до постійної кальцієвої твердості 40 г.-екв/м³. Доза ВЛР становила 1 мг/мг Са²⁺ (це мінімальна доза, при якій спостерігається зниження здатності кристалів затравки до адгезії).

Вторинна (активована) затравка готувалася шляхом пом'якшення води кальцинованою содою в присутності первинної затравки. Вагова кількість первинної затравки при цьому становила 50% від маси свіжеосаджених кристалів карбонату кальцію. Активована затравка може бути використана для обробки води протягом 2-х годин з моменту її виготовлення, тому що за цей час закінчується процес кристалізації, а кристали затравки втрачають здатність до адгезії.

Як бачимо, у якості ефективної дози активованої затравки можна прийняти 10 мг/мг Са²⁺ затравки від кількості зв'язаного кальцію. При цьому досягається максимальний ступінь стабілізації, який складає 97%.

При подальшому збільшенні кількості затравки інтенсивність відкладень знижується незначно.

Для опису отриманої залежності запропонований наступний математичний вираз:

, (10)

де D - доза активованої затравки, мг/мг Са²⁺;

J - ступінь інтенсивності відкладень карбонату кальцію, %.

Обробка результатів виконана методом найменших квадратів. Погрішність обробки не перевищує 7%.

Механізм впливу активованої затравки на процеси кристалізації досліджувався шляхом електронної мікроскопії. Було встановлено, що включення ВЛР призводять до локального порушення поля кристалічної решітки і до змін у структурі кристала. Спотворення форми кристалів, поява великої кількості округлених областей відбувається внаслідок сорбції молекул ВЛР на гранях і кутах кристалів.

Використання активованої затравки призводить до того, що солі твердості кристалізуються не на стінках трубопроводу, а на поверхні кристалів затравки й виносяться зі шламом. При цьому утворюються кристали, які згодом саморуйнуються. Ефективність активованої затравки пояснюється тим, що її кристали за хімічним складом найбільш близькі до солей відкладень і тому наростання кристалів в об'ємі води відбувається інтенсивніше. Таким чином, застосування активованих дрібнокристалічних затравок для стабілізаційної обробки води більше ефективне, ніж застосування поверхнево-активних речовин.

На наступному етапі проводилися дослідження спрямовані на запобігання корозійному зношуванню металу.

Відомо, що руйнування металів в електролітах є результатом дії двох взаємно зв'язаних електрохімічних процесів - анодного, що представляє собою перехід іонів металу в розчин зі звільненням електронів, і катодного, пов'язаного з розрядом іонів водню або асиміляцією електронів киснем або іншим деполяризатором.

У зв'язку з цим для запобігання корозії металу у воду додають інгібітори - хімічні речовини, які змінюють швидкість корозії, гальмуючи або один із цих процесів, або обидва одночасно.

Сьогодні науковцям відома велика кількість інгібіторів корозії різної хімічної природи, зокрема, поверхнево-активні речовини, гідроксиди перехідних металів, фосфатні інгібітори й ін.

Для досліджень нами були обрані інгібітори, які характеризуються доступністю, безпекою в експлуатації, нетоксичністю, достатньою ефективністю, доброю розчинністю у воді - інгібітори фосфатного типу, свіжеосаджений гідроксид заліза (II) і алкілметиламоній хлорид.

Експерименти проводилися в умовах високого солевмісту водного розчину (9000 г./м³) і при цьому через нього пропускався газоподібний двоокис вуглецю. Концентрація фосфатного інгібітору в перерахунку на Р₂О₅ у всіх випадках склала 40 г./м³ - найменша концентрація, при якій спостерігався помітний вплив найменш активних інгібіторів на швидкість корозії. Концентрації гідроксиду заліза (II) і алкілметиламонію хлориду становили 5 г/м³ у перерахунку на Fe й 100% активна речовина відповідно. Тривалість експерименту становила 160 годин.

Отримані результати показують, що середні й кислі фосфорні солі практично не впливають на корозійну стійкість зразків. Кращі результати отримані при застосуванні триполіфосфату й гексаметофосфату натрію. Це пов'язане з тим, що разом з гальмуючим впливом цих солей на катодний процес, їх аніони, які вважаються великими з хімічної точки зору, адсорбуються на осередках корозії й обмежують молекулам кисню й іонів Н⁺ доступ до них.

Ця дія аналогічна дії ПАР, зокрема, алкілметиламоній хлориду, ефективність якого порівняно не висока (близько 40%). Гідроксид заліза (II) має відновні властивості й може зменшувати концентрацію кисню в розчині електролітів; ефективність його при цьому також не висока (близько 33%).

Результати проведених досліджень представлені в табл. 2.

Таблиця 2. Порівняльна ефективність інгібіторів фосфатного типу

У зв'язку з тим, що триполіфосфат натрію (ТПФН) має найбільшу ефективність, було вивчено його дію щодо інгібірування корозії зварених швів виготовлених зі Ст. 3 при температурі 60⁰С и при солевмісті у воді, що відповідає складу оборотної води для охолодження процесу газоочищення доменної печі №9 заводу «Криворіжсталь» - 9,6 кг/м³. Електрокінетичні дослідження проводилися в атмосфері повітря. Результати досліджень наведені в табл. 3.

Таблиця 3. Вплив концентрації триполіфосфату натрію на швидкість корозії

Аналіз представлених у таблиці даних дозволяє зробити висновок, що оптимальною дозою ТПФН є 8 г/м³, при якій швидкість корозії через 8 годин зменшується вдвічі, а через 100 годин - в 10 разів. Подальше збільшення дози ТПФН не приводить до зниження швидкості корозії.

Таким чином, у результаті проведених досліджень установлено, що найбільшу антикорозійну дію в розчинах з високим солевмістом викликає інгібітор триполіфосфат натрію при його концентрації не більше 8 г/м³ (у перерахуванні на Р₂О₅), і що інгібіруюча здатність ТПФН зберігається як при підвищених температурах, так і із часом.

Четвертий розділ було присвячено вивченню ряду специфічних властивостей стічних вод, а саме кислотно-основній рівновазі води, що дозволило встановити деякі закономірності зміни складу вод під час глибокого очищення й доочищення.

Відомо, що на коксохімічних, металургійних і машинобудівних підприємствах для очищення найбільш забруднених стічних вод використовується метод біологічного очищення, у яких спостерігається нестабільність показників кислотності й основності води, що істотно впливає на якість очищеної води. Вода, яка пройшла процес біологічного очищення, може бути використана в замкнутих системах оборотного водопостачання, що дозволить, з одного боку, виключити скидання очищених вод у водні об'єкти, а з іншого забезпечити економію свіжої води.

Кислоти й основи, наявні у водах, створюють специфічні буферні системи, які беруть участь у регулюванні рН.

Як об'єкт для вивчення буферної ємності водних середовищ була обрана система біологічного очищення, тому що основні процеси, які відбуваються у цій системі, можуть бути описані на основі виміру буферної ємності, як показника рН, при введенні до системи кислоти або луги. Завдання спрощується, оскільки відомі механізми взаємодії між кислотними й основними продуктами системи, а також завдяки можливості визначення буферних зон, які утворюються в результаті подібних процесів і, відповідно, можуть бути використані для аналізу кислотно-основної рівноваги.

Використовуючи рН, концентрацію летючих кислот і лужність як індикатори (рис. 3), можна встановити взаємозв'язок між загальною кислотно-основною рівновагою й рН під час тривалої біологічної обробки стічних вод як у мезофільних (36°С), так й у термофільних (52°С) умовах.

Як бачимо з рис. 3, при підвищенні температури з 36°С до 52°С у системі генеруються й акумулюються летючі кислоти, які зумовлюють зміну нормальної буферної системи через зниження рН. При достатній буферній ємності, яка визначається лужністю середовища, різкої зміни не відбувається, як це спостерігається при температурі 36°С (рис. 3 (а)).

Однак при накопиченні летючих кислот у великій кількості, що має місце при термофільних умовах (рис. 3 (б)), спостерігається істотна зміна рН до значення нижче критичного для бікарбонатної буферної системи (рК=6,35). Значення рН визначали, виходячи із залежності кислотно-основної рівноваги, що виводиться нижче.

Період, протягом якого накопичуються вільні кислоти, виявляли за лужністю, зумовленою наявністю солей летючих кислот, перерахованої на еквіваленти бікарбонатної лужності.

Як показано на рис. 3, збільшення концентрації високолетючих кислот в умовах гальмування процесу стабілізації викликає зниження лужності бікарбонатної буферної системи, і рН зменшується в напрямку до буферної зони, утвореної летючими кислотами (рК4,75). Аналогічно цьому, можна припустити, що при високих концентраціях іонів амонію рН збільшується до показників, що призводять бікарбонатну буферну систему до нового стану рівноваги (рК9,25).

Використовуючи вже відомі кислі й основні продукти разом з фосфором, необхідним для живлення бактерій, можна описати основні можливі буферні системи, враховуючи розчинність СО₂ і дисоціації СН₃СООН (НАс), H₂S, NH₄ОН та Н₃РО₄. При виведенні формули для розрахунку лужності використовувалися рівняння хімічних рівноваг між різними формами компонентів у системі.

В умовах рівноваги всі параметри рівняння (11) відомі (константи дисоціації (К_і), концентрації окремих компонентів (С_i), парціальний тиск двоокису вуглецю (pCO₂)). Розраховане за допомогою ЕОМ значення [Н⁺] може бути отримано, якщо спочатку використати грубу сітку пошуку з інтервалами в одиницю рН, а потім техніку багаторазового пошуку за Ньютоном-Рафсоном. Об'єднання цих двох наближених методів приводить до швидкого рішення.

Такий розрахунок може бути зроблений як для закритої системи, так і для системи, що перебуває в рівновазі з диоксидом вуглецю в газовій фазі.

На рис. 4 наведені залежності показника загальної лужності води від виміряного й розрахованого значень рН, що характеризують стабілізацію стічних вод у різних умовах біологічного очищення. Після того, як значення рН отримане, можна визначити кількість кислоти або луги, необхідної для досягнення будь-якого значення рН.

Як бачимо, запропоноване рівняння (11) дозволяє розрахувати значення рН, які забезпечують задовільну кореляцію з експериментальними даними.

П'ятий розділ присвячений обґрунтуванню й розробці нормативів якості води в замкнутих екологічно безпечних системах водопостачання окремих виробництв.

На основі теоретичних узагальнень, які враховують специфіку металургійних і машинобудівних технологій, а також аналізу наявного досвіду експлуатації обладнання, розроблені й науково обґрунтовані нормативи якості води, яка подається на газоочищення металургійних агрегатів і на стани гарячої прокатки. При цьому здійснено нормування наступних показників: температури, концентрації й гранулометричного вмісту завислих речовин, загального солевмісту і його компонентів.

Теплотехнічні розрахунки показали, що температура охолоджувальної води, яка подається на стани гарячої прокатки, може не лімітуватися традиційно прийнятою величиною, яка не перевищує 30°С, тому що температура контакту систем «прокатний валок - лист» й «лист - вода» практично не залежить від температури охолоджувальної води. Це дозволило зробити висновок, що температура води може бути збільшена до 60°С. Однак, через високий рівень пароутворення, від якого залежать умови праці й ефективна робота системи автоматики, температуру охолоджувальної води, що подається на стани гарячої прокатки, варто нормувати на рівні 40°С.

Нормоване значення концентрації завислих речовин у воді, яка подається на установки газоочищення металургійних агрегатів, визначається ефективністю вловлювання пилу в апаратах мокрого очищення газів.

Розгляд принципової схеми мокрого очищення газів і результати досліджень у промислових умовах дозволили рекомендувати як припустиму концентрацію завислих речовин в оборотній воді газоочищень металургійних агрегатів - 300 г./м³ на відміну від концентрації, нормованої інститутом «Гипрогазоочистка» - 150 г./м³.

Відомо, що завислі речовини в оборотній воді, яка подається на стани гарячої прокатки, можуть призвести до заростання отворів у колекторах і форсунках охолоджувальних систем. Основними факторами, що впливають на швидкість заростання, виступають концентрація й розмір частинок суспензії. Значення припустимої концентрації завислих речовин були нами встановлені в результаті теоретичного узагальнення, побудови математичних і фізичних моделей, лабораторних досліджень і тривалих натурних спостережень і склали 50-100 г./м³.

Для нормування гранулометричного складу завислих речовин виконане комп'ютерне моделювання гідродинамічних процесів у системі охолодження гарячої прокатки. У результаті виконаних розрахунків доведено, що суспензії, частинки яких не перевищують 30 мкм, не впливають на зношування валків й якість поверхні листа. Це пояснюється тим, що такі частинки нагріваючись до 1123 К, втрачають свої абразивні якості й служать змазкою у зоні деформації. У зв'язку із цим, представляє суттєвий практичний інтерес визначення умов відриву від поверхні проводки й виносу в зону деформації частинок розміром до 30 мкм.

Отже, необхідно визначити величину підйомної сили, що діє на частинку діаметром 30 мкм, і її відношення до сили ваги при різних лінійних швидкостях потоку води, який набігає, в проводці. Можна припустити, що при рівності цих значень частинки окалини будуть потрапляти з проводки на поверхню листа й засмічення отворів у трубопроводах і форсунках систем охолодження прокатного обладнання відбуватися не буде.

Це явище було вивчено з використанням методів комп'ютерного моделювання. В основу покладена фізична модель, у якій внутрішня поверхня проводки представлена у вигляді пластини, а на частинки окалини діють сили, що відривають їх від пластини (гідродинамічна сила , що виникає внаслідок обтікання частинки водним потоком, і яка рухається зі швидкістю й сила ваги ).

Беручи до уваги, що розрахункова швидкість руху води V=1 м/с і число Рейнольдса менше критичного (Re < 1000), можна вважати, що режим течії води - ламінарний. Рівняння Навье-Стокса руху рідини має вигляд:

, (12)

де - проекція компонента швидкості на осі координат x, y й z відповідно;

- вектор питомих масових сил;

, - щільність і кінематична в'язкість рідини;

- статичний тиск;

- оператор Гамильтона;

Д =² - оператор Лапласа.

У систему рівнянь математичної моделі необхідно також включити рівняння нерозривності

. (13)

Система рівнянь (12), (13) вирішувалася методом кінцевих елементів.

Математична модель вирішується за наступних граничних умов:

на поверхні пластини (нижня границя розрахункової області на рис. 6, 8) - нульові граничні умови I роду, що описують умови прилипання й непроникності поверхні:

V_x=0; V_y=V; V_z=0 за t=0,

де й - проекції компонентів швидкості на осі координат x, y й z відповідно;

на інших границях розрахункової області - граничні умови II роду у вигляді

де V_n - компонента швидкості, нормальна до розглядуваної границі;

n - зовнішня нормаль до розглядуваної границі.

Гідродинамічну силу впливу водного потоку на частинку F_гд розраховували за формулою

, (14)

де - одиничний вектор зовнішньої до поверхні частинки нормалі;

- площа поверхні частинки.

Залежно від довжини початкової ділянки формування ламінарної течії (10, 20 й 70 діаметрів частки) будували лінії розподілу абсолютної величини швидкості й ліній руху.

Моделювання часу заростання отворів показало, що для установок, у яких отвори в трубопроводах мають розмір d = 6 мм, розрахункова швидкість руху води V= 1 м/с, n 10^-3 й = 80%, час заростання отворів дорівнює приблизно 30 діб, що вдвічі більше часу, який існує між профілактичними ремонтами.

На наступному етапі нормування якості води проводилося нормування величини загального солевмісту й концентрації окремих компонентів на основі електрохімічних досліджень. Установлено, що ріст солевмісту до 30 кг/м³ у системах оборотного водопостачання газоочищень металургійних агрегатів призводить до зниження на 15% швидкості корозійного зношування трубопроводів й обладнання, що дозволяє не нормувати величину загального солевмісту і його компонентів (наприклад, хлоридів і сульфатів) з погляду корозійного зношування. Зазначені нормативи ввійшли в норми проектування водного господарства на підприємствах чорної металургії (на прикладі виробництва метизних виробів), затверджені Міністерством промислової політики України (табл. 4).

Таблиця 4. Нормативи якості води, використовуваної в системах оборотного водопостачання метизних виробництв, залежно від призначення й ролі води

У шостому розділі викладені основні принципи створення екологічно безпечних замкнутих систем оборотного водопостачання підприємств, що виключають скидання хімічно забруднених стічних вод у водні об'єкти. Ці принципи базуються на наступних положеннях:

- виконання теоретичного й експериментального обґрунтування нормативів якості води, використовуваної в системі оборотного водопостачання підприємства;

- забезпечення задовільного ступеня очищення (за нормованими показниками) найбільш забруднених стічних вод підприємства з метою подальшого їхнього використання в системах оборотного водопостачання;

- проведення попередньої стабілізаційної обробки води для запобігання утворення щільних сольових відкладень і корозії в системах оборотного водопостачання;

- створення технологічної схеми оборотного циклу водопостачання, що виключає скидання стічних вод у водні об'єкти;

- забезпечення економічної й екологічної ефективності роботи систем оборотного водопостачання, зниження енергетичних витрат, витрат на утримання устаткування, трудовитрат.

Аналіз і узагальнення досвіду експлуатації різних схем водопостачання на підприємствах коксохімічної, металургійної і машинобудівної галузей, а також результати власних досліджень дозволили розробити і впровадити схему оборотного водопостачання підприємств на основі локальних систем окремих виробництв, що дозволяє виключити або істотно скоротити скидання стічних вод у водні об'єкти.

Автором запропонована модель, що характеризує водно-хімічний режим роботи систем оборотного водопостачання різних виробництв.

Прогнозування концентрації розчинних солей (хлоридів, сульфатів кальцію і магнію й ін.) у замкнутих системах оборотного водопостачання здійснювалося з використанням удосконаленого рівняння водно-сольового балансу (1). Цей підхід був застосований при прогнозуванні значень солевмісту і його компонентів в оборотній воді замкнутої системи оборотного водопостачання газоочищень доменних печей Краматорського металургійного заводу.

Аналіз даних, отриманих з Краматорського заводу, дозволили прийняти наступні величини технологічних приростів С концентрацій основних компонентів сольового складу в порівнянні з початковими концентраціями: хлориди - 3,89 г./м³, сульфати - 21,4 г/м³, кальцій - 1,5 г - екв/м³, магній - 1,0 г - екв/м³, лужність - 2,0 г - екв/м³.