Визначення ефективності сорбційного та електрохімічного методів очищення води від амонію

Размещено на http://www.allbest.ru//

Размещено на http://www.allbest.ru//

НАЦІОНАЛЬНИЙ ТЕХНІЧНИЙ УНІВЕРСИТЕТ УКРАЇНИ

«КИЇВСЬКИЙ ПОЛІТЕХНІЧНИЙ ІНСТИТУТ

імені ІГОРЯ СІКОРСЬКОГО»

Інженерно-хімічний факультет

Кафедра екології та технології рослинних полімерів

Магістерська дисертація

на здобуття ступеня магістра

зі спеціальності 101 Екологія

на тему: «Визначення ефективності сорбційного та електрохімічного методів очищення води від амонію»

Київ - 2018 року



Національний технічний університет України

«Київський політехнічний інститут імені Ігоря Сікорського»

Інженерно-хімічний факультет

Кафедра екології та технології рослинних полімерів

Рівень вищої освіти - другий (магістерський) за освітньо-науковою програмою

Спеціальність (спеціалізація) - 101 «Екологія»

Спеціалізація -Екологічна безпека

ЗАТВЕРДЖУЮ

Завідувач кафедри

__________ Гомеля М.Д.

«___»_____________20__ р.

ЗАВДАННЯ

на магістерську дисертацію студенту

Кійченку Олександру Юрійовичу

1. Тема дисертації «Визначення ефективності сорбційного та електрохімічного методів очищення води від амонію», науковий керівник дисертаціїГомеля Микола Дмитрович зв.каф. Е та ТРПд.т.н., професор затверджені наказом по університету від «21» березня 2018 р. № 979-с

2. Термін подання студентом дисертації _____________14.05.2018

3. Об'єкт дослідження:процеси очищення природних та стічних вод від іонів амонію.

4. Предмет дослідження: вилучення катіонів амоніюз модельних розчинів на природних та синтетичних сорбентах та у двукамерному електролізері.

5. Перелік завдань, які потрібно розробити:вивчити процеси вилучення амонію з води на цеолітах та катіонітах в залежності від складу води та форми іонітів; визначити вплив іонів жорсткості на ефективність іонообмінного вилучення з води амонію; дослідити процеси електрохімічного окислення амонію у двокамерному електролізері.

6. Орієнтовний перелік графічного (ілюстративного) матеріалу: 1. Актуальність і мета магістерськаої десертації, завдання предмет та об'єкт дослідження. 2. Іонообмінна установка для очищення стічних вод від амонію. 3. Двокамерний електролізер. 4. Вихідна крива сорбції іонів амонію на катіоніті КУ-2-8 в Na+ формі з розчину в дистильованій воді. 5. Залежність концентрації іонів амонію від пропущеного об'єму розчину NН4Сl в дистильованій воді через катіоніт КУ-2-8 в Н+-формі та в Na+-формі при вихідних концентраціях [NH4+], мг/дм3. 6. Залежність концентрації амонію, та ступеню регенерації катіоніту КУ-2-8 в NH4+ формі від об'єму пропущених регенераційних розчинів 11% HCl, 6% HCl, 10% NaCl). 7. Залежність концентрації іонів амонію та кальцію від пропущеного об'єму модельних розчинів NН4Сl та СаСl2 у співвідношеннях 1:1 та 1:3 через катіоніт КУ-2-8 в Н+-формі та в Na+-формі та катіоніт DowexMac-3 в Н+-формі. 8. Ізотерми адсорбції іонів амонію на цеоліті через 4, 24, 48, 120 годин контакту розчину із сорбентом. 9. Залежність концентрації та ступеню десорбції іонів амонію з цеоліту при обробці розчином NaClв залежності від часу контакту з сорбентом при сорбованих іонах амонію. 10. Залежність концентрації амонію та хлоридів в аноліті двокамерного електролізеру (мембрана МА-41) від часу електролізу. 11. Висновки.

7. Орієнтовний перелік публікацій:1. Гомеля Н.Д. Исследование процессов сорбционной очистки воды от ионов аммония / Н.Д. Гомеля, И.Н. Трус, А.И. Петриченко, А.Ю. Кийченко // Проблеми водопостачання, водовідведення та гідравліки. - 2017. - № 28. - С. 113 - 119.

2. Кійченко О.Ю. Оптимізація умов формування біоплівки при очищенні води від сполук азоту / О.Ю. Кійченко, М.Д. Гомеля, В.В. Вембер, В.С. Камаєв, А.І. Петриченко // «Интегрированные технологи и энергосбережение. - 2017. - г. Харьков. - № 4. - С. 62 - 65.

3.Кийченко А.Ю. Исследование эффективности сорбционной очистки воды от ионов аммония на природных и искусственных сорбентах / А.Ю. Кийченко, И.Н. Макаренко, И.Н. Трус, А.И. Петриченко // Энерготехнологии и ресурсосбережение. - 2017. - № 3. - С. 42-48.

8. Консультанти розділів дисертації

Розділ	Прізвище, ініціали та посада консультанта	Підпис, дата
		завдання видав	завдання прийняв

9. Дата видачі завдання _______01.09.2017

Календарний план

№ з/п	Назва етапів виконання магістерської дисертації	Термін виконання етапів магістерської дисертації	Примітка
1	Огляд літератури по темі магістерської дисертації	01.09.2017 - 30.09.2017
2	Оформлення літературного огляду	01.10.2017 - 10.10.2017
3	Опрацювання методів дослідження і методик	12.10.2017 - 12.11.2017
4	Визначення іонообмінного вилучення амонію на катіонітах КУ-2-8 та DowexMac-3	15.11.2017 - 15.12.2017
5	Визначення ефективності вилучення амонію на цеоліті в статиці.	17.12.2017 - 23.12.2017
6	Оцінка ефективності вилучення іонів амонію на цеолітах	06.02.2018 - 20.02.2018
7	Електрохімічне окислення амонію у двокамерному електролізері	22.02.2018 - 24.04.2018
8	Обробка та обговорення отриманих результатів	24.04.2018 - 01.05.2018
9	Оформлення результатів магістерської дисертації	01.05.2018 - 13.05.2018
10	Підготовка презентації	13.05.2018
11	Представлення роботи до захисту	14.05.2018



РЕФЕРАТ

Магістерська дисертація: 102 с., 19 рис., 50 табл., 31 формула,

71 джерело, 2 додатки.

Мета роботи: вивчення параметрів процесів іонообмінного та електрохімічного вилучення амонію з води.

Об'єкт дослідження: процеси очищення природних та стічних вод від іонів амонію.

Предмет дослідження: вилучення катіонів NH4+з модельних розчинів різних концентрацій на іонообмінних матеріалах та у двокамерному електролізері.

В роботі представлено результати вивчення процесів іонообмінного та електрохімічного вилучення амонію з води.

Дослідження процесів сорбційного вилучення іонів амонію проводились на висококислотному катіоніті КУ-2-8, низькокислотному катіоніті Dowex Mac-3 та на цеоліті марки ЦПС.

Встановлено як присутність іонів кальцію у воді впливає на ефективність процесу сорбції амонію на катіонітах та цеоліті. Визначена гранична ємність цеоліту по іонам амонію.

Вивчено процеси регенерації катіоніту КУ-2-8 розчинами хлориду натрію та різних кислот. Досліджено регенерацію цеоліту розчином хлориду натрію. очищення вода амоній сорбційний

Досліджено процеси електрохімічної переробки розчинів хлориду амонію у двокамерному електролізері. Встановлено вплив хлоридів та сульфатів на ефективність окислення амонію. Розраховано питому витрату електроенергії на окислення амонію в процесі електролізу.

АМОНІЙ, КАЛЬЦІЙ, ІОННИЙ ОБМІН, ЦЕОЛІТ, ГРАНИЧНА ЄМНІСТЬ, РЕГЕНЕРАЦІЯ, ЕЛЕКТРОЛІЗ



РЕФЕРАТ

Магистерская диссертация: 102 с., 19 рис., 50 табл., 31 формула,

71 источник, 2 приложения.

Цель работы: изучение параметров процессов ионообменной и электрохимического извлечения аммония из воды.

Объект исследования: процессы очистки природных и сточных вод от ионов аммония.

Предмет исследования: изъятие катионов NH4+из модельных растворов различных концентраций на ионообменных материалах и в двохкамерном электролизере.

В работе представлены результаты изучения процессов ионообменной и электрохимического извлечения аммония из воды.

Исследование процессов сорбционного извлечения ионов аммония проводились на высококислотных Катионит КУ-2-8, низькокислотному катионите Dowex Mac-3 и на цеолите марки ЦПС.

Установлено как присутствие ионов кальция в воде влияет на эффективность процесса сорбции аммония на катиониты и цеолите. Определена предельная емкость цеолита по ионам аммония.

Изучены процессы регенерации катионита КУ-2-8 растворами хлорида натрия и различных кислот. Исследована регенерацию цеолита раствором хлорида натрия.

Исследованы процессы электрохимической переработки растворов хлорида аммония в двухкамерном электролизере. Установлено влияние хлоридов и сульфатов на эффективность окисления аммония. Рассчитан удельный расход электроэнергии на окисление аммония в процессе электролиза.

АММОНЙ, КАЛЬЦЫЙ, ИОННИЙ ОБМЕН, ЦЕОЛИТ, ПРЕДЕЛЬНАЯ ЕМКОСТЬ, РЕГЕНЕРАЦИЯ, ЭЛЕКТРОЛИЗ



ABSTRACT

Master's dissertation: 102 p. 19 Fig. 50 Table. 31 formulas, 71 springs,

2 applications.

Purpose: to study the parameters of processes of ion exchange and electrochemical removal of ammonium from water.

The object of research: the processes of purifying natural and sewage from ammonium ions.

Subject of research: extraction of NH4+cations from model solutions of various concentrations on ion exchange sorbents and in a two-chamber electrolyzer.

The paper presents the results of studying the processes of ion exchange and electrochemical removal of ammonium from water.

Investigation of the processes of sorption extraction of ammonium ions was carried out on high-acid cation exchangers KU-2-8, low-acid cationite Dowex Mac-3 and zeolite of the brand CPS.

Established as the presence of calcium ions in water affects the efficiency of the process of sorption of ammonium in cation exchangers and zeolite. The boundary capacity of zeolite by ammonium ions is determined.

The processes of regeneration of cation exchanger КУ-2-8 with solutions of sodium chloride and various acids were studied. The zeolite regeneration with sodium chloride solution was investigated.

The processes of electrochemical processing of solutions of ammonium chloride in a two-chamber electrolyzer are investigated. The influence of chlorides and sulfates on the efficiency of oxidation of ammonium has been established. The specific power consumption for ammonium oxidation in the electrolysis process is calculated.

AMONIUM, CALCIUM, ION EXCHANGE, CEOLITIS, BOUNDARY CAPACITY, REGENERATION, ELECTROLYSIAN



ПЕРЕЛІК УМОВНИХ ПОЗНАЧЕНЬ

АА - акриламід

АК - акрилова кислота

БСА - бортницька станція аерації

БСК - біологічне споживання кисню

ГК - гумінова кислота

ДДХА - диметиломих діалліл хлорид амонію

ЖКГ - житлово-комунальне господарство

ЛДК - легко-розширений керамзит

МАФ - магній-амоній фофат

МКВА - матеріал з контрольованим вивільненням амонію

НТТ - нанотрубки титану

ОДЄ - обмінна динамічна ємність

ПВС - полівініловий спирт

ПОДЄ - повна обмінна динамічна ємність

СВ - стічні води

ХСК - хімічне споживання кисню

ЦВВК - цеоліт з високим вмісном кальцію

ЦНВК - цеоліт з низьким вмістом кальцію



ВСТУП

Сьогодні на Україні гостро стоїть проблема забруднення природних вод. Забруднення водойм пов'язане зі скидом у них промислових, сільськогосподарських га комунально-побутових стоків, з потраплянням забруднювачів з атмосфери.

Природне виділення аміаку з поверхні Землі становить близько 108 т/рік, втому числі для країн Європи близько 7,5•105 т/рік. Антропогенні викиди аміакузначно перевищують природні. Більш, ніж 95% всіх викидів аміакунадходить з сільськогосподарських джерел, головним чином, з відходівтваринництва. Основними промисловимиджерелами викидів аміаку є заводи по виробництву аміаку, добрив та азотноїкислоти. Після розчинення аміаку у воді, розчин має лужну реакцію внаслідок утворення гідроксиду амонію.

Надлишкові кількості сполук амонію зумовлюють у водоймах збільшення первинної продуктивності синьо-зелених та планктонних водоростей: мікроцистіс, анабена, евглена зелена, хламідомонада, тощо, які є індикатором евтрофікації. Концентрація синьо-зелених водоростей може перевищувати 1 млн. клітин на см3води, тобто на поверхні водойм утворюється плівки товщиною до 2-х см із спор івідмерлих водоростей. При цьому відмічається різке зменшення зоопланктону. Загибель водоростей і подальше їх гниття спричиняє надходження у водойми токсинів, аміаку, сірководню, інших отруйних речовин, що викликає зниження рівню кисню у воді, а гіпоксичні умови призводять до загибелі гідробіонтів.

Сполуки амонію, що містяться в природних водах, в процесі кругообігунітрогену поступово підлягають нітрифікації за участю мікроорганізмів. На завершення кругообігу, нітрит- і нітрат-іони повинні перетворитися піддією бактерій-денітрифікаторів в газоподібні сполуки N2 або N2O. Алевнаслідок зростання масштабів використання добрив та збільшення об'ємівазотовмісних відходів різноманітних виробництв, стабільність природногокругообігу Нітрогену порушується. Наслідком цього є накопичення у водоймахнітритів і нітратів. Іноді їх концентрація може досягати токсичного значення.

Тому метою даної роботи було вивчення параметрів сорбції та десорбції іонів амонію на природних та штучних іонообмінних матеріалах, та електрохімічного окислення амонію. Для досягнення даної мети необхідно вирішити такі наукові завдання:

Вивчення процесів вилучення амонію з води на цеолітах;

Вивчення процесів сорбції та десорбції амонію з води на катіонітах в залежності від складу води та форми іонітів;

Визначити вплив іонів жорсткості на ефективність сорбційного вилучення з води амонію;

Дослідити процеси електрохімічного окислення амонію у двокамерному електролізері.



РОЗДІЛ 1.СУЧАСНІ МЕТОДИ ВИЛУЧЕННЯ АМОНІЮ ІЗ СТІЧНИХ ВОД

Амоній належить до біогенних елементів, надлишок яких спричинює евтрофікацію. Природні евтрофні системи добре збалансовані, і штучне внесення біогенних елементів у результаті людської діяльності призводить до антропогенної евтрофікації - збільшення надходження у воду поживних речовин внаслідок діяльності людини і спричинене цим підвищення продуктивності водоростей і вищих водних рослин.

Розрізняють три основні категорії стічних вод в залежності від їх походження: господарсько-побутові, виробничі та атмосферні. Найбільший вплив на розвиток процесів евтрофікації спричинюють скиди стоків житлово-комунального господарства (ЖКГ) (табл. 1.1) [1].

Таблиця 1.1 - Скид забруднюючих речовин, які вносять вплив на розвиток процесів евтрофікації із сектору ЖКГ

	Скид за рік із сектору ЖКГ, Тис.тон	Частка скиду забруднення від сектору ЖКГ порівняно із загальним скидом, %	Скид стічних вод із сектору ЖКГ, млн. м3	Середня концентрація у зворотних водах, мг/дм3
БСК повний	41,54	84,5	2458	16,9
Завислі речовини	42,03	64,9		17,1
Фосфор загальний	0,646	92,0		0,263
Азот амонійний	9,98	81,7		4,06
Нітрати	50,68	80,5		20,62
Нітрити	2,193	84,4		0,89

Господарсько-побутові стічні води надходять в водовідвідну мережу від житлових будинків, побутових приміщень промислових підприємств, комбінатів громадського харчування і лікувальних установ. У складі таких вод розрізняють фекальні стічні води і господарські, забруднені різними господарськими покидьками, миючими засобами. Господарсько-побутові стічні води завжди містять велику кількість мікроорганізмів, які є продуктами життєдіяльності людини, серед яких можуть бути і патогенні. Особливістю господарсько-побутових стічних вод є відносна сталість їх складу. Основна частина органічних забруднень таких вод представлена білками, жирами, вуглеводами та продуктами їх розкладу.

Неорганічні домішки представлені частинками кварцового піску, глини, солі, що утворюються в процесі життєдіяльності людини. До останніх відносять фосфати, гідрокарбонати, амонійні солі. Із загальної маси забруднень побутових стічних вод на частку органічних речовин припадає 45-58 % [2].

1.1Умови приймання стічних вод у міську систему водовідведення

Потрібний ступінь очищення стічних вод визначається умовами приймання їх у міську систему водовідведення. В міську каналізацію дозволяється скидати (приймати) стічні води, які не призведуть до порушення каналізаційної мережі. Є безпечними для обслуговуючого персоналу.

Згідно з [3] ГДК амонію у питній воді становить не більше 1,5 мг/дм3. Згідно з [4] допустимі концентрації амонію у стічних водах, які скидаються до міської каналізації, 30 мг/дм3. Нормативом скиду амонію зі зворотними водами БСА є 6 мг/дм3.

1.2 Умови скидання стічних вод у водойми

Українське законодавство у сфері охорони водного середовища використовує підхід, згідно з яким гранично допустима концентрація забруднюючої речовини у зворотніх водах розраховується таким чином, щоб після змішування зворотної води з водами водного об'єкту концентрація речовини не перевищувала нормативів якості води відповідно до виду водокористування водойми [5].

Для розрахунку гранично допустимих скидів (ГДС) основними параметрами є фонові концентрації забруднювачів, їх концентрації в очищеній стічній воді та кратність розбавлення. У разі, коли фонові концентрації речовин перевищують нормативні значення, гранично допустима концентрація їх у зворотних водах встановлюється на рівні нормативної. Існує три види водокористування - господарсько-питне, комунально-побутове та рибогосподарське (першої та другої категорій) - для яких нормативи якості, і, відповідно, граничні концентрації сполук азоту та фосфору, є різними. Стосовно азоту та фосфору нормативи господарсько-питного та комунально-побутового водокористування не відрізняються між собою. Також однаковими є нормативи для першої та другої категорії рибогосподарського водокористування. Згадані вище нормативи наведені у табл. 1.2.

Таблиця 1.2 - Граничні концентрації сполук азоту відповідно до виду водокористування

Назва забруднюючої речовини	Господарсько-питне та комунально-побутове [6]	Рибогосподарське [7]
Азот амонійний мг/дм3	2,0	0,39
Азот нітритний мг/дм3	1,0	0,024
Азот нітратний мг/дм3	10,16	9,03

1.3 Методи вилучення амонію зі стічних вод

Основними задачами сучасних вимог до якості води, яку очищують, є вилучення біогенних елементів та глибока очистка води по БСК та завислим речовинам.

Потрапляння азоту у водойми, особливо разом з іншими біогенними елементами, виводить до евтрофікації водойм.

Аналіз досліджень, проведених С. В. Яковлевим, Т. А. Кирюхіною [8] та іншими, свідчить, що ефективність очищення стічних вод від сполук азоту та фосфору залежить як від складу стічних вод, так і від прийнятої технологічної схеми вилучення фосфору у процесі очищення стічних вод.

Для очищення стічних вод від сполук амонію використовуються реагентні та біологічні методи, метод іонного обміну на штучних та природних сорбентах та комбіновані методи характеристика яких наведена нижче.

1.3.1 Реагентні методи

До реагентний метод видалення амонію базується на хімічному осадженні, який є доступним і легко здійсненним для очищення великих обсягів стічних вод на діючих очисних спорудах, і передбачає використання реагентів на різних стадіях очищення.

Хімічне осадження з утворенням магній-амоній фосфату є ефективною технологією для вилучення амонійного азоту. У роботі [9] досліджували термодинамічне моделювання програми PHREEQC для вилучення амонійного азоту, щоб оцінити вплив факторів реакції на осадження магній-амоній фосфату (МАФ). Індекс насичення магній-амоній фосфату логарифмічно зростав разом з молярним співвідношенням Mg2+/NH4+ і початковою концентрацією амонійного азоту, в той час як він зменшується зі збільшенням молярних співвідношень Ca2+/NH4+ та CO32-/NH4+.Встановлено, що оптимальними умовами для хімічного осадження амонію є молярне співвідношення Мg/N/Р - 1:1:1, рН=10 та час контакту 30 хв [10].

В якості недорогого джерела магнію для видалення амонію із стічних вод у вигляді струвіту може використовуватись магнезит [11]. Оскільки розчинність магнезиту є низькою, тому спочатку необхідно розкласти його до оксиду магнію, який має більш високу швидкість реакції. Оптимальною температурою розкладання магнезиту є 700°С протягом 1,5 год. Результати дослідження показали, що при контакті магнезиту зі стоками протягом 6 год концентрація фосфору різко впала з початкової 9105 мг/дм3 до 198,8ч29,8 мг/дм3, а концентрація амонію від вихідної 5287 мг/дм3до 540-520 мг/дм3.

У роботі [12] було досліджено видалення амонію з рідкоземельних стічних вод шляхом висадження струвіту за допомогою природного мінералу (бруситу) в якості джерела магнію. Експериментальні результати показали, що значення рН в діапазоні від 8,5 до 9,5 було оптимальним для видалення амонію з використанням розчинної форми бруситу. Стічна вода була оброблена співвідношеннями твердий брусит/стічна вода в межах від 31,2 до 63,2 г/дм3. Після реакції протягом 12 год концентрація амонію в стічних водах зменшилася з 4535 мг/дм3 до 239-317 мг/дм3. Крім того, так як деяка частина бруситу не прореагувала й все ще залишалася в осадах, отриманих в кінці реакції, то осади були піддані повторному використанню. Отримані результати показали, що повторне використання осадів, отриманих при співвідношенні твердий брусит /стічна вода 63,2 г/дм3, є можливим, і майже половину дози брусита можливо бути заощадити.

Авторами статті [13] була досліджена технологія повторного використання МАФ піролізата (продукт піролізу) з Mg(OH)2 -опосередкованим піролізом. Результати показали, що видалення амонію було стабільним на рівні близько 75%, і може бути збільшено до 79% після додаткового ацидолізу. Концентрація фосфату в надосадовій рідині була 2 мг/л. Оптимальні умови для видалення аміаку були при молярному співвідношенні 1:1 по Mg(OH)2:NH4+, температурі нагріву 110°С та тривалості підігрівання води 3 год. Фосфат магнію (Mg3(PO4)2) було запропоновано в якості можливого похідного для видалення аміаку. Однак, при піролізі, що опосередкований Mg(ОН)2, зростання і зародження МАФ інгібувалось під час повторного використання МАФ піролізату.

У дослідженні [14] було проведено експеримент з метою вивчити можливість селективного осадження NH4+-N у фільтраті, на місцевому смітнику в Сураті у вигляді МАФ. В дослідженні були використані три комбінації хімічних речовин (MgCl2·6H2O+Na2HPO4·12H2O; MgO+85% Н3РО4; та MgO+Na5P3O10) з різними стехіометричними співвідношеннями для ефективного осадження.Результати показали, що концентрація NH4+-N може бути швидко знижена протягом короткого періоду часу, коли було застосовано MgCl2·6H2O + Na2HPO4·12H2O при молярному співвідношення Mg2+:NH4+:PO43- - 1: 1: 1 [14, 15]. Діапазон рН для мінімальної розчинності МАФ склав 8,5ч9,0. Слід звернути увагу на високу мінералізацію, що виникає в оброблюваному MgCl2·6H2O+Na2HPO4·12H2O фільтраті, що може вплинути на активність мікроорганізмів в наступних процесах біологічного очищення.Дві інших комбінації хімічних речовин [MgO+85% Н3РО4 та MgO+Na5P3O10] можуть звести до мінімуму мінералізацію після осадження, але вони були менш ефективні для вилучення амонійного азоту.

Вивчення параметрів підвищення потенціалу росту зерна струвіту для видалення амонію із стічних вод проводилось авторами статті [16]. Дослідження показали, що збільшення дози і розміру зерна попередньо сформованого струвіту, який додається в якості посівного матеріалу в реакції осадження, може збільшити видалення амонію. Ефективність видалення збільшилася на 7,6%, коли доза попередньо сформованого струвіту з кристалами розміром від 0,098ч0,150 мм збільшилась від 0 г/дм3до 60 г/дм3. Утворені осади були протестовані з поступовим додаванням магнію, для подальшого використання їх в якості посівного матеріалу для подальшої реакції. Результати показали, що поступове додавання магнію покращує видалення амонію приблизно на 8%, що було еквівалентно використанню попередньо сформованого струвіту в якості посівного матеріалу. Хімічний склад струвіту дає можливість використовувати його як добриво.

1.3.2 Біологічні методи

Біологічні методи видалення біогенних елементів із стічних вод порівняно з фізико-хімічними методами є екологічно чистими і більш дешевими, так як виключають застосування реагентів.

Біологічний метод очищення стічних вод від сполук азоту заснований на процесах нітрифікації і денітрифікації [17]. Процес нітрифікації являє собою сукупність реакцій біологічного окислення амонійного азоту до нітритів і далі до нітратів. В ході денітрифікації відбувається окислення органічних речовин при відновленні азоту нітратів до вільного азоту.

В більшості випадків стічні води очищають від азоту за допомогою біологічного процесу перетворення різних форм азоту в азот у молекулярній формі. Це багатостадійний процес, який відбувається внаслідок декількох біологічних процесів.

Першим кроком є процес нітрифікації. Нітрифікація - це біологічний процес перетворення амонійної форми азоту у нітритну та нітратну. Цей процес відбувається за рахунок бактерій двох родів.

Нітрифікація відбувається у два етапи. Бактерії роду Nitrosomonas, Nitrosospira, Nitrosolobus, Nitrosovibrio переводять іони амонію в іони нітриту і цей процес має назву нітритація:

2NH4+ + 3O2>2NO2- + 4H+ + H2O (1.1)

NH3+ 1,5O2>NO2- + H2O +H+ (1.2)

За рахунок організмів Nitrobacter, Nitrospira, Nitrococcus відбувається процес нітратації, в якому нітрити переводять до нітратів:

2NO2- +O2>2NO3-(1.3)

2NO2- +0,5O2>2NO3-(1.4)

Як видно із рівнянь, обидва процеси для перетворення потребують кисень і тому протікають в аеробній зоні СОСВ.

Наступним кроком є проходження денітрифікації - процесу біологічного видалення іонів нітрату до газоподібного азоту в анаеробних умовах. Цей процес відбувається завдяки гетеротрофним бактеріям, які в основному належать грам негативних альфа а бета класів Protobacteria. Процес протікає у безкисневих умовах, де нітрит та нітрат замінюють кисень у ролі акцепторів електронів.

Оскільки в процесі перетворення використовуються хемоорганогетеротрофні бактерії, вони потребують джерела вуглецю як енергії та для будівництва нових клітин.

5CH3OH + 6HNO3 5CO2 + 3N2 + 13H2О (1.5)

Поцес протікає по стадійно:

NO3->NO2->NO>N2O>N2 (1.6)

Згідно з літературними даними [18] для відновлення 1 мг нітрату до газоподібного азоту необхідно 2,47 мг метанолу.

Порівняно нещодавно був відкритий новий біологічний процес видалення азоту [19]. У цьому процесі автотрофні бактерії окислюють амоній, використовуючи нітрит як акцептор електронів:

NH4+ + NO2-> N2 + 2H2О (1.7)

Процес є повністю анаеробним, і розчинний кисень є оборотним інгібітором. Необхіність аерації у системі очищення із використанням процесу Anammox є меншою, оскільки лише 57% іонів амонію потрібно перевести у форму нітриту. Тому енергія, яка необхідна для очищення стічних вод, багатих на аомній, може бути зменшена удвічі, коли використовується процес Anammox [20]. Недоліком процесу Anammox є досить повільний ріст бактерій. Час подвоєння Canddidatus B. Anammoxidans, що є одним із видів бактерій, які здатні анаеробно окислювати амоній, дорівнює 11 дням [21].

1.3.3 Штучно синтезовані сорбенти

Видалення амонію із стічних вод є обов'язковим з урахуванням накладених обмежень на скиди і вимог до утилізації/повторного використання стічної води.Іонний обмін являє собою прийнятну альтернативу біологічним процесам видалення амонію, хоча паралельні процеси роблять очистку комплексною.

В дослідженні [22]вивчається ефективність комерційної катіонообмінної смоли Purolite C150Hщодо видалення амонію з модельних водних розчинів. При вихідних концентраціях амонію 25-150 мг/дм3ефективність видалення становила 80-90%.

У роботі [23] описаний керамічний адсорбент, що був розроблений для вилучення амонію з висококонцентрованих стічних вод. Максимальна ємність керамічного адсорбенту по амонію в статиці була 75,5 мг/г при початковій концентрації амонійного азоту 10000 мг/дм3, дозуванні 20 г/дм3і часу контакту 480 хв. Результати показали, що дешевий керамічний адсорбент можевикористовуватись в якості азотного добрива через високий вміст амонію у ньому, відсутність токсичного впливу на навколишнє середовище.

Авторами статті [24] був досліджений потенціал адсорбційного видалення амонію за допомогою нанотрубок титанату (НТТ). НТТ були отримані за допомогою гідротермічної обробки порошків TiO2 в 10М розчиніNaOH при температурі 150°С протягом 24 год., а потім промивають водним розчином соляної кислоти різної концентрації. Встановлено, що, якщо кількість Na+ в НТТ не буде дуже низькою, то НТТ можуть бути хорошими адсорбентами для видалення амонію з водного розчину з адсорбційної здатністю 29 мг/г.

Наночастинки Fe3O4 були використані у роботі [25] в якості сорбенту для швидкого видалення іона амонію з розчину. Розроблений адсорбент синтезували за допомогою хімічного співосадження сумішей FeCl2·4H2O та FeCl3·6H2O. Встановлено, що оптимальне значення часу контакту розчину з сорбентом 40 хв, рН=10, температура 298 К при початковій концентраціії іонів амонію 140 мг/дм3.

Нерозчинні суміші PLA/P(3HB-co-4HB)можуть бути застосовані в якості джерела повільного вивільнення вуглецю, що сприяє видаленню поживних речовин і полегшенню контролю евтрофікації у озерній воді[26]. Різні вагові співвідношення суміші PLA/P(3HB-co-4HB) були отримані методами електроформування і змішування у розплаві, та були додані у аеровану воду озера. Результати показали, що видалення поживних речовин було збільшено деградацією сумішей PLA/P(3HB-co-4HB), а споживання продуктів розкладання додатково спириняє деградації сумішей. Концентрації ортофосфатів в пробах води з електросформованими і змішаними у розплаві сумішами знижується на 59,3-86,4% і 77,8-92,6%, відповідно, протягом 12 годин і з часом падала приблизно до нуля. Повне видалення амонію забезпечувалось протягом 1,5-6,5 днів і 2,5-5,5 днів у зразках води з електросформованими і змішаними у розплаві сумішами, відповідно. Спостерігалося пригнічення накопичення нітритів, а загальний вміст неорганічного азоту знизився на 9,1-49,5% і 19,8-52,9% протягом 8 днів у пробах води з електросформованими і змішаними у розплаві сумішами, відповідно.

У роботі [27] досліджувалась сорбційна ємністю гідрогелю по амонію. Гідрогель складається з полівінілового спирту (ПВС), акрилової кислоти (AК) і Результати показали, що гідрогель володіє великою швидкістю адсорбції і високою адсорбційною ємністю по NH4+ в діапазоні рН від 3,0 до 8,0. Було показано, що даний гідрогель є стабільним і регенерується сильною кислотою (HCl) або лугом (NaOH).

Також ефективність гелевих кульок полівінілового спирту (ПВС) в очищенні побутових стічних вод біла вивчена у роботі [28]. Реактор з рухомим шаром біоплівки, конфігурацією киснево-безкисневий і кисневий, з 10% заповненням фракцією-носієм біомаси працював в безперервному режимі при температурах 25, 20, 15 і 6 °C з гідравлічним часом утримування 32, 18, 12 і 9 год відповідно. Швидкість видалення амонію коливалася в діапазоні від 0,13 до 0,75 кг/дм3 протягом усього дослідження.

Неорганічні та органічні гібридні матеріали відіграють важливу роль у видаленні забруднюючих речовин із стічних вод. В даному випадку автори статті [29] використовували природні матеріали галлуазіту і хітозану дляотримання методом гідротермального синтезу нового сорбенту -- пористих гібриднихгранулцеоліт/хітозану. Пористі гібридні гранули складаються з кубічних частинок цеоліту розміром 6-8 мкм, що поєднані з хітозаном. Досягнута максимальна адсорбційна здатність по амонію в 47,62 мг/г при 298 К відповідно до моделі Ленгмюра.

У роботі [30]модифікований бентоніт синтезований шляхом обміну катіонів цетилтриметиламоніюна неорганічні іони бентоніту, був досліджений на можливість видалення амонію. Результати показали, що бентоніт складається з монтмориллоніту і <5% кварцу, й є більш ефективним, ніж природний бентоніт для видалення амонію.

Стаття [31]описує дослідження сорбції амонію і фосфат-іонів з водного розчину з використанням матеріалу з контрольованим вивільненням агенту (МКВА), який отримують шляхом привитої сополімеризації з пшеничної соломи, акрилової кислоти (АК), акриламіду (AА) і диметилового діалліл хлориду амонію (ДДХА). Результати показали, що адсорбція може досягти рівноваги через 4 год контакту, і кращий ступінь адсорбції був досягнутий при значеннях рН від 4 до 8. Ступінь адсорбції зростає зі збільшенням початкової концентрації адсорбату. Ступінь адсорбції NH4+ зменшується зі збільшенням дозування адсорбенту, в той час як адсорбція PO43- показала зворотну тенденцію. Експерименти також показали, що значення рН має великий вплив на десорбцію NH4+ і PO43- з МКВА.

У роботі [32] перевіряли магнітний цеоліт NaA з різним навантаженням Fe3O4, який отримували шляхом гідротермального синтезу на основі метакаоліну та Fe3O4. Результати дослідження показують, що ніякий значний вплив на адсорбцію іона амонію за допомогою цеоліту не виявлено після додавання Fe3O4.

У роботі [33]проводиться порівняння поглинання амонію на двох синтезованих цеолітах. Цеоліти були синтезовані із летючої золи з низьким вмістом кальцію (ЦНВК) і з високим вмістом кальцію (ЦВВК). Основними кристалами цеолітів є фоязит і жісмондін, відповідно. Максимальний потенціал поглинання по амонію з модельного розчину становить 23,8 мг/г для ЦНВК, і 3,17 мг/г для цеоліту з ЦВВК. Цеоліт з низьким вмістом кальцію також демонструє набагато вищу продуктивність в поглинанні амонію зі стоків водоочисної станції. Більш низька сорбційна ємність ЦВВК пояснюється вимиванням кальцію і більш низьким вмістом цеоліту. Ці результати вказують на те, що ЦНВК, є перспективним матеріалом для видалення амонію.

1.3.4 Природні сорбенти

Вивільнення надлишкових азотовмісних сполук в грунтових водах є серйозною проблемою в водоносних горизонтах в процесі грунтово-водоносного очищення. Амоній (NH4+) є одним з найпоширеніших і шкідливих сполук азоту в стічних водах. Для того, щоб оцінити ризик використання стічних вод для підживлення водоносних горизонтів, у роботах [34-35] досліджували сорбцію NH4+ на грунті. Експерименти були проведені з використанням модельних розчинів при різних концентраціях амонію і швидкості потоку. Зменшення швидкості потоку від 45 до 15 см3/хв викликало збільшення адсорбційної здатності амонію на 49%. Справді, чим менше швидкість потоку, тим довше час перебування і тим вище обмін між водним розчином і грунтовою матрицею. Ізотермічні досліди проводилися з концентраціями по NH4+0ч150 мг/дм3 в присутності 0,01 Н розчину CaCl2. Середня кількість адсорбованого NH4+ в досліджених грунтах коливалися від 8,95 до 35,23%.

Результати досліду [36]показали, що оптимальний час контакту з піском для адсорбірбціі амонію 150 хв. У міру збільшення початкової концентрації амонію, ємність піску збільшується, але ефективність сорбції знижується. Сорбція амонію збільшилася при зменшенні розміру часток піску.

Для одночасного видалення зважених твердих частинок і амонію в у роботах [37-40] пропонують використовувати клиноптилоліт в якості фільтруючого матеріалу. Ємність кліноптілоліта була визначена як 9,5ч10,4 мг/г при початковій концентрації амонію 20 мг/дм3. Результати показали, що швидкість видалення амонію на фільтрі, який був заповнений піском тільки на 20%, була збільшена до 100% шляхом заміни 50% піску на клиноптилоліт.

У роботах [41, 42] досліджували видалення аміаку з водних розчинів з використанням цеоліту NaY, отриманого з місцевих сільськогосподарських відходів. В якості порівняння використовувалицеоліт морденіт в порошкоподібних і гранульованих формах. Була знайдена адсорбційної ємність моношару для цеоліту Г (42,37 мг/г), що вище, ніж у порошкоподібного морденіту (15,13 мг/г) і гранульованого морденіту (14,56 мг/г).

В роботах [43-45]вивчається ефективність видалення іона амонію за допомогою природного цеолітуз міліметровим і нанометровим розміром частинок. Результати показали, що цеоліт має продуктивність до 97% по видаленню амонію в залежності від часу контакту, навантаження цеоліту, початкової концентрації амонію і рН. Було показано, що початкові концентрації NH4+ і Na+ мали значний вплив на кількість поглинутого амонію. При зменшенні концентрації натрію в розчині зростає кількість поглинутого амонію, що призводить до більшої ефективності його видалення. Крім того, дослідження десорбції-регенерації показало, що десорбція амонію на цеолітах досить висока при використанні розчинів NaCl.

У дослідженні[46] порошок цеоліту був застосований для доочищення коксівних стічних вод.При дозі порошку цеолітуу 50,0 г/дм3та часі контакту 24 год, швидкість видалення амонію становила 75%.

У роботі[47] була досліджена сорбція амонійного азоту матеріалами підкладки водно-болотних угідь, таких як шлак доменної печі, цеоліт, керамзит, вермикуліт, гравій, пружний ґрунт, червоний ґрунт і дерен. Максимальна адсорбційна ємність по амонійному азоту була оцінена за ізотермою Ленгмюра, й має такі значення: цеоліт (33 333,33 мг/кг)> дерн (29 274,01 мг/кг)> доменний шлак (5 000 мг/кг)> вермикуліт (3 333,33 мг/кг)> гравій (769,23 мг/кг)> пружний ґрунт (588,24 мг/кг)> червоний ґрунт (555,56 мг/кг)> керамзит (107,53 мг/кг).

Метою роботи [48], було дослідження видалення іонів амонію із стічних вод з використанням природного цеоліту Західного Азербайджану. Було виявлено, що ємність природного цеоліту становить 1,79 мг-екв/г.

У статті[49]досліджується використання Єменського природного цеоліту на ефективність видалення іона амонію (NH4+).Характеристики модифікованого цеоліту і його механізму видалення амонію досліджували і порівнювали з природним цеолітом. Отримані результати свідчать про те, що модифікований цеоліт має високу селективність до NH4+ і має максимальну ефективність видалення, що досягає 99%.

У роботі [50]природні і модифіковані цеоліти морденіт були використані для видалення іонів амонію з водного розчину. Проводили модифікації цеоліту з використанням розчинів гідроксиду натрію різної сили при 75°С протягом 24 год. Ефективність видалення амонію на обробленому цеоліті зменшилася з 81% до 66,9%.

Робота [51] зосереджена на ефективному видаленні амонію як природними, так і модифікованими MgO цеолітами. Результати показали, що цеоліт, синтезований інтегрованим прокалюванням MgO при 400°C, має адсорбційну ємність по амонію 24,9 мг/г. Це на 97,6 і 68,2% більше в порівнянні із звичайним природним цеолітом, та прожареним протягом 4 год при температурі 400°С природним цеолітом (адсорбційна ємність - 12,6 і 14,8 мг/г, відповідно). Початкова доза концентрація амонію становила 27 г/дм3, рН розчину 8,3 і швидкість перемішування 280 об/хв при температурі розчину 25°C.

В роботі [52] основна увага приділяється аналізу і вибору точки дозування порошкоподібного цеоліту в процесі покращеної коагуляції-седиментації для видалення мікровмісту аміаку, що міститься у сирій воді. Дозування порошкоподібного цеоліту може викликати додаткову каламутність, що може заважати видаленню амонію до певної міри. Тому, для видалення амоніюоптимальним моментом внесення порошкоподібного цеоліту є рання стадія коагуляції. У роботі [53]пропонується дозувати цеоліт та активоване вугілля на ранній стадії флокуляції, щоб максимізувати універсальну ефективність видалення мутності, амонію і органічних домішок.

Вермикуліт і палигорськіт є поширеними мінералами глини, що мають велику площу поверхні і кат іонообмінний потенціал. Вони володіють різною. спорідненістю до амонію і гумінових кислот (ГК), і тому були об'єднані, щоб видалити NH4+ і ГК одночасно[54]. Три колони були зібрані шляхом заповнення стовпців вермикулітом і палигорскітом, але в різних комбінаціях. Ефективність видалення NH4+ значно відрізнялися у трьох колонках. Для колонки, заповненої окремо вермикулітовим і палигорськітовим шарами, амоній, в основному, адсорбувався на шарі вермикуліту. На противагу цьому, коли суміші вермикуліту і палигорскіту були загруженіу співвідношенні 1:1, амоній, в основному, накопичується в нижній частині колонки.

У роботі [55] досліджувався гібридний реактор поршневого потоку з комбінацією з піску і активованого вугілля для видалення NH4+ зі стічних вод очисних споруд. Дані, отримані з періодичного дослідження були проаналізовані з використанням рівнянь Ленгмюра і Фрейндліха; застосування рівняння Ленгмюра з адсорбції NH4+ виявилось більш підходящим. Кінетика адсорбції виявилась кращою з псевдо першого порядку.

У дослідженні [56]був використаний природно багатий кальцій аттапульгит (NCAP-NM) для розробки універсального адсорбенту, який би одночасно видаляв амоній і фосфати із забруднених вод. Цей універсальний адсорбент показує дуже високу швидкість адсорбції поживних речовин і може, через 1 год адсорбції, знизити кількість біогенних речовин з20 мг/дм3 до <0,01 мг/дм3 по фосфору та до 0,354 мг/дм3 по амонію при дозі 30 г/дм3. Фіксовані дослідження адсорбції колонки показали, що сорбція фосфату переважно залежить від HCO3-, в той час як сорбція амонію переважно залежить від Са2+.

У роботі [57]була досліджена можливість видалення іонів амонію з водного розчину за домогою легко-розширеного керамзиту (ЛРК). Були вивчені вплив деяких параметрів на процес адсорбції іонів амонію, такі як: початкове значення рН (3-9), початкові концентрації іонів амонію (10-100 мг/дм3), температура (15-45 °С) і час контакту (0-180 хв). Максимальна адсорбційна ємність моношару оцінювалась по ізотермі Ленгмюра, і мала значення у діапазоні від 0,229 до 0,254 (мг/г). Потрібний час контакту для досягнення рівноважного стану становить 150 хв. Регулювання швидкості процесу адсорбції амонію за допомогою моделі Уеббера-Морріс була доведена шляхом дифузії плівки і дифузійними моделями всередині часток.

Дослідження [58]було проведено з метою вивчення адсорбції іонів амонію на пемзі, в якості природного і не дорогого абсорбент. Моделювання та оптимізація сорбційного процесу NH4+виконувалось шляхом змін чотирьох незалежних параметрів (дозування пемзи, початкова концентрація іонів амонію, швидкості перемішування і час контакту) з використанням центральної композитної конструкції відповідно до методики поверхні реагування. Встановлені оптимальні умови для максимального видалення NH4+ (70,3%) - дозування пемзи до 100 г, при початковій концентрації іонів амонію 20 мг/дм3, швидкості перемішування 300 об/хв і часі контакту 180 хв. Було виявлено, що адсорбція NH4+на гранульованій пемзі залежала від дози адсорбенту і початкової концентрації іонів амонію.

Висновки до розділу 1

Амоній є одним із основнихбіогених забруднювачів водних об'єктів і несе загрозу здоров'ю людей і тварин. З кожним роком забруднення сполуками амонію підвищується з розвитком промисловості. Але існуючі методи не можуть забезпечити повного та швидкого вилучення амонію з води. Це призводить до поступового накопичення амонію у поверхневих водоймах, що призводить до ефтрофікації. Щоб уникнути катастрофи необхідна розробка та удосконалення методів і апаратів для видалення іонів амонію з водних джерел.

Аналіз літератури показав, що існує багато методів для очистки вод від амонію, необхідно лише ретельно вивчити проблем, її джерело надходження, зробити та оцінити прогнози по очистці та практично втілювати, задля вирішення екологічних проблем.

Основними методами на сьогодні залишаються біологічні методи розкладу амонію, а також сорбція на природних та синтетичних сорбентах.



РОЗДІЛ 2.ОБ'ЄКТИ ТА МЕТОДИ ДОСЛІДЖЕННЯ

2.1 Об'єкти дослідження

Іонообмінні матеріали:

КУ-2-8. ГОСТ 20298-74

Катіоніт КУ-2-8- монофункціональна сильнокислотна іонообмінна смола з гелевою структурою.Представляє собою гранули від світло-жовтого до темно-коричневого кольору.Виготовлений на основі сополимеру стиролу і дивінілбензола.Містить один вид фіксованих іонів - сульфогрупу. Основною характеристикою катіонітів є присутність у складі кислотних груп, водень яких може обмінюватися на іони металів, що є у розчині.

Відрізняється механічною міцністю, осмотичною стабільністю та високою хімічною стійкістю до дії лугів, кислот, окислювачів, високих температур (110-120° С). Обмінна ємність катіоніту мало залежить від рН середовища.

Таблиця 2.1 - Фізико-хімічні показники катіоніту КУ-2-8

Характеристика смоли	Значення
Розмір зерен, мм	0,315 - 1,250
Об'ємна частка робочої фракції,%,	не менше 96
Ефективний розмір зерен, мм	не менше 0,4-0,55
Коефіцієнт однорідності	не більше 1,7
Масова частка вологи,%	48 - 58
Питома обсяг в Н-формі, см3/г	2,8
Повна статична обмінна ємність, мг-моль/см3	1,8
Динамічна обмінна ємність, г-моль/м3	526
Осмотична стабільність,%,	не менше 94,5

Це один з найбільш перспективних катіонітів у вирішенні завдань охорони водойм від забруднення.Його застосовують при водопідготовці для зм'якшування та демінералізації (знесолення) води. Часто КУ-2-8 застосовують у поєднанні з аніонітами, для досягнення комплексного ефекту у водопідготовці. Катіоніт знаходить застосування у гідрометалургії для виборчого вилучення полівалентних металів, для вилучення з розчинів неорганічних та органічних речовин основного характеру та для селективного виділення цінних, біологічно активних речовин з біосировини.

Так само застосовується при очищенні зворотних та стічних вод, для регенерації відходів гальванотехніки та металообробки, для розділення та очищення різних речовин у хімічній промисловості та в якості каталізатора для органічного синтезу.

2)DOWEX МАС-3являєсобоюслабокислотнийкатіоніт для промислового використання. Матриця - поліакрілат, макропористий. Має карбоксильні функціональні групи.

Таблиця 2.2 - Основні характеристики DowexMaс-3

Характеристика смоли	Значення
Обмінна ємність, min, г-екв/дм3	3,8
Розмір зерен, мкм	300-1200
Вологість, %	44-50
Коефіцієнт однорідності	1,1
Механічна міцність, min, %	95-100
Насипна масса, г/дм3	750
Загальне набухання (Na+> H+), %	70

Катіонообмінна смола DOWEX MAC-3 ефективна для усунення тимчасової жорсткості (жорсткості, пов'язаної зі лужністю) та для зниження лужності. Вона також використовується для вилучення металів. Катіоніт DOWEX MAC-3 допущений до використання для підготовки питної води а також в харчовій промисловості відповідно до висновків провідних європейських контролюючих організацій (за змістом загального органічного вуглецю).

3) Цеоліти - гідратовані алюмосилікати лужних елементів. Бувають природні та штучні, мають селективні, адсорбційніта іонообмінні властивості.Цеоліти мають відкриту каркасно-порожнинну структуру типу [(Si, Al)O4], що має негативний заряд, який компенсується позитивно зарядженими катіонами (Na, K, Mg, Ca, Sr, Ba, Са), що містяться в цеолітах. Природний цеоліт є досить ефективним дешевшим замінником штучного і деяких природних мінеральних сполук типу крейди, каоліну, діатоміту.

Таблиця 2.3 - Основні характеристики цеолітів марки ЦПС

Характеристика цеоліту	Значення
Зовнішній вигляд	щільна дрібно-зерниста крихта
Колір	зелений або світло-сірий
Розмір фракції, мм	0,0-0,5; 0,5-1,0; 1,0-2,5; 2,5-5,0; 5-15
Фазовий склад, %: Кліноптіллоніт Монтморіллоніт Калієвий польовий шпат	60-65 12 3-3,5
Вміст цеоліту, %	60-80
Обмінна ємність, min, г-екв/дм3	2,5
Загальна катіонна ємність, мг-екв/100 г	87
Істинна щільність, г/см3	1,7-2,1
Насипна щільгість, г/см3	1,9-1,2
Розмір пор, А	4-6
Твердість за шкалою Мосса, бал	4-5
Термостійкість, єС	950
Хімічний склад, %: SiO TiO Al2O3 Fe2O3 MnO CaO MgO K2O Na2O H2O	69,0-74,0 0,08-0,16 11,4-14,0 0,60-1,8 0,02-0,05 1,7-3,3 0,4-1,7 4,0-5,5 0,4-0,9 до 10

Цеоліт відноситься до першої групи природних матеріалів по термо- і кислотостійкості (тобто високостійкі). Цеоліти визнані не токсичними, мутагенних дій не виявлено, можуть застосовуватися без обмежень у всіх областях народного господарства.Відмічена адсорбційна здатність по воді, метанолу, вуглекислому газу, кисню,сірчистому газу, сірководню, аміаку, азоту та по великим органічним молекулам.

Цеоліти використовуютьуочистці питних вод, осушенні і очищенні газів, сорбції радіонуклідів, проміжних і кінцевих продуктів органічного синтезу в системах каталізу, для сорбції токсичних речовин з рідких і газових середовищ.Також цеоліти використовують як добавки при виробництві цементу, паперу, як компоненти удобрюючих сумішей, для дезодорування тваринницьких приміщень й таке інше.

Іонообмінна мембрана МА-41

Таблиця 2.4 - Основні характеристики іонообмінної мембрани МА-41

Показник	МА-41 АВ-17
Функціональна група	-N+(CH3)3
Вміст іоніту, %	65
Міцність при розриві в набряклому стані, Па, не менше	1300
Відносне видовження при розриві, %, не менше	20
Зміна розмірів при набряканні, %: По довжині По товщині	8 ± 2 30 ± 5
Вміст вологи, %, не більше	40 ± 5
Повна обмінна ємність, мг-екв/г по 0,1Н НСl (чи NaOH)	2,0 ± 0,3
Електричний опір в 0,6Н NaCl, не більше: Поверхневий, Ом Питомий, ОмЧсм	20 350
Число переносу в 0,01 ? 0,2Н NaCl, частки, не менше	0,96
Іонна форма	Cl-
Електропровідність в 0,1Н розчині NaCl (105 См/м)	2,3
Армована тканина	Капрон

Водні середовища:

В роботі було використано очищену стічну воду з Бортницької станції аерації за наступними характеристика,наведеними в табл.2.5.



Таблиця 2.5 - Стан Бортинцької аерації .

№ п/п	Показник якості очищених стічних вод	Середня концентрація в очищеній воді, мг/дм3	Затверджений норматив скиду,мг/дм3
1	Завислі речовини	14,1	20
2	БСК5	6,1	10
3	Хлориди	74	90
4	Сульфати	54,9	80
5	ХСК	70,6	70
6	Фосфати	3,10	7,5
7	Азот амонійний	6,69	7
8	Нітрити	2,01	3
9	Нітрати	24,8	25
10	Мідь	0,015	0,05
11	Цинк	-	0,05
12	Хром загальний	0,006	0,1
13	Залізо загальне	0,31	1
14	СПАР	0,07	0,5
15	Нафтопродукти	0,04	0,8
16	БСКповн.	12,1	13,3
17	Мінералізація	544	-

Крім того, були використані модельні розчини NH4Clз концентрацією по NH4+? 110ч1825 мг/дм3, розчинихлориду натрію та соляної кислоти з концентраціями 6ч10%.

III. Використані прилади: іономір, фотоколориметр.

2.2 Методи дослідження

2.2.1 Іонообмінне вилучення амонію на аніонітах КУ-2-8 та DowexMас-3

Установка для іонообмінного очищення води від амонію представлена на рис.2.1.

Рисунок 2.1 - Іонообмінна установка для очищення стічних вод від амонію

Розчин, що містить амоній в концентрації110ч1825 мг/дм3пропускали через іонообмінну смолу, розміщену в колонці діаметром 1,9 см. Об'єм іоніту становить 20 см3.Витрата розчину становить 10-15 см3/хв. Відбирали проби об'ємом 100 см3. В пробах визначали залишковий вміст амонію, нітратів, фосфатів, хлоридів (при необхідності сульфатів), рН середовища [68].

Повну обмінну динамічну ємність (ПОДЄ) та обмінну динамічну ємність до проскоку (ОДЄ) по амонію розраховували за формулами :

ПОДЄ=, мг-екв/дм3, (2.1)

ОДЄ=, мг-екв/см3 (2.2)

де Cn - початкова концентрація аніонів у воді,

Сі - залишкова концентрація аніонів у пробі,

Vnр - об'єм розчину, пропущений через іоніт до проскоку, дм3

Vі - об'єм іоніту, см3

В статичних умовах обмінна ємність іоніту (Еі) по амонію розраховували за формулою:

Еі=, мг-екв/дм3, (2.3)

де Cn - початкова концентрація аніонів у воді,

Сі - залишкова концентрація аніонів у пробі,

Vр - об'єм ...