В даний час для очищення промислових стічних вод використовуються різні

технології. Найбільш поширеною є реагентная, при якій іони важких

металів (Cr3+, Ni2+, Cu2+, Zn2+,

Cd2+, Fe3+ і ін.) За допомогою лужного реагенту переводяться

в практично нерозчинні гид­роксиди цих металів і виділяються з водного середовища

відстоюванням і фільтруванням. Як лужні реагенти, вво­дімих в

стік, іс­пользуются сода (кальцинована або каустична) або гашене вапно

Са(ВІН) 2 (вапняне молоко).

Реагентная технологія має ряд недоліків. По-перше, концентрація іонів важких

металів і водневий показник (рн) в стічних водах постійно змінюються. Технологія

коректування рн вельми інерційна і не може забезпечити своєчасну зміну

необхідної дози лужного реагенту. Ця обставина приводить до неповного перекладу

іонів важких металів в їх гідроксиди і проскакуванню цих іонів за межі очисних

споруд у складі очищених стічних вод. Причому концентрації важких металів

при їх проскакуваннях у вигляді іонів можуть в десятки разів перевищувати ГДК. По-друге, при

застосуванні реагентів зростає і без того високий солевміст очищених стічних

вод, що може служити додатковою перешкодою при повторному їх використанні

в технологічних операціях.

Переклад іонів важких металів в їх гідроксиди сам по собі хороший технологічний

спосіб, але реалізація його за допомогою додавання лужного реагенту з подальшим

відстоюванням і фільтруванням через звичайні піщані фільтри значно знижує

ефективність і надійність очищення. Як правило, очищені стічні води повторно

використовуватися не можуть із-за низької їх якості.

Проблема забезпечення високоякісного очищення забруднених стічних вод винна

вирішуватися шляхом спрощення технологічної схеми, конструктивного оформлення і експлуатації

водоочисних споруд при одночасному підвищенні ступеня очищення, універсальності,

надійності, а також екологічній безпеці технологічного процесу, можливості

максимальної і навіть повної автоматизації його.

В світлі викладених вимог серед відомих методів очищення стічних вод до заданих

нормативів (іонообмінний, мембранний, сорбційний) наї­болєє перспективним представляється

сорбційний за умови, що вживаний в технологічному процесі очищення адсорбент

здатний тривалий час (місяцями і навіть роками) виконувати свої функції водоочисника,

тобто очищати фільтровану через нього воду від всього комплексу тих, що знаходяться в ній

шкідливих домішок при відновленні сорбційної активності адсорбенту за допомогою

регенерації, здійснюваній безпосередньо у фільтрувальній споруді.

Сорбційний метод очищення природних і стічних вод з використанням активованих

вугілля і цеолітов відомий давно. Проте широкого розповсюдження він не знайшов унаслідок

того, що дані адсорбенти є матеріалами разового використання, що фільтрують.

Регенерація активованого вугілля і цеолітов дорога і трудомістка операція

і в умовах водоочисних споруд, що діють, практично не осуществіма, тому

що потрібні вивантаження матеріалу з фільтру, активація його за межами водоочисної

станції на спеціальній установці, доставка отрегенерірованного матеріалу назад

на водоочисну станцію і завантаження його у фільтрувальну споруду. Якщо піти

по шляху разового використання адсорбентів, то окрім колосальних витрат на заміну

матеріалу виникає вірогідність екологічної небезпеки, оскільки для надійного

поховання відпрацьованого забрудненого адсорбенту у величезній кількості потрібні

великі економічні витрати.

Експлуатаційні і економічні недоліки сорбційного методу очищення природних

і стічних вод традиційними адсорбентами усуваються при використанні в технологічному

процесі водоочистки адсорбенту, що володіє високою поверхневою активністю

зерен, що дозволяє відновлювати сорбційну здатність технологічно

не­сложной, нетривалій за часом регенерації, що проводиться безпосередньо

у фільтрувальній споруді. Найбільш ефективною основою для отримання адсорбентів

з цілеспрямовано ре­гулірованнимі властивостями можуть служити алюмосилікатниє мінерали,

оскільки в їх структуру можна вводити практично будь-які добавки органічного і

мінерального походження, які додаватимуть поверхні зерен необхідні

властивості.

Відмітною і позитивною властивістю цих мінералів є "дефектність"

їх кристалічної решітки і здібність до катіонного заміщення. Шарувата тетраедооктаедрічеськая

структура алюмосилікатов дозволяє приймати катіони не тільки в свою кристалічну

грати, але і в міжшарові і міжплощинні простори, а також на базальні

плоскість частинок мінералу. Як такі обмінних ка­тіонов можуть служити магній

і кальцій, які мають слабкі зв'язки з поверхнею частинок мі­нерала і у водній

середовищу достатньо легко переходять в розчин.

Катіони магнію і кальцію, як показали багаторічні іссле­дованія на кафедрі "Водопостачання

і водовідведення" Пе­тербургського державного університету шляхів сполучення,

виконують основну роль в ході процесу сорбційного витягання забруднень стічних

вод, беручи участь спочатку (за допомогою хімічної дії) в утворенні нових

з'єднань, а потім в створенні колоїдних структур цих з'єднань на по­верхності

зерен адсорбенту і в міжзерновому поровом просторі. Тому при виготовленні

алюмосилікатного адсорбенту в сировині як активуюча добавка вводять з'єднання

магнію і кальцію.

Важливими технологічними особливостями активованого алюмосилікатного адсорбенту

є:

здібність до іонного обміну лужноземельних і лужних металів (Mg2+,

Ca2+, Na+) завдяки "дефектності" кристалічної решітки

катіоніту, з якого виготовляється адсорбент;

збільшення водневого показника до 9 в профільтрованій через адсорбент воді;

виникнення позитивного -потенциала на межі розділу "зерно

адсорбенту - рідина" при фільтруванні води через шар адсорбенту;

відновлення сорбційної активності активованого алюмосилікатного адсорбенту

по відношенню до іонів важких металів шляхом регенерації, що проводиться безпосередньо

у фільтрувальній споруді.

При виготовленні активованого алюмосилікатного адсорбенту завдяки природній

іонообмінної здатності алю­мосилікатной основи відбувається заміщення частини тривалентного

алюмінію катіонами магнію і кальцію, що входять до складу активатора, а також заповнення

"вакансій" у вузлах кристалічної решітки і в міжшаровому просторі више­указаннимі

катіонами. В результаті такого цілеспрямованого модифікування і активування

алюмосилікатного сировини виходить гранульований матеріал, який при фільтруванні

води через зернистий шар утворює слаболужне середовище і позитивний електрокінетичний

потенціал. Передумовою для створення лужного середовища є оксиди магнію і кальцію,

що утворюються в структурі адсорбенту в процесі його виготовлення. Оксиди магнію

і кальцію утворюють у воді гідроксиди, підвищуючи таким чином рн за рахунок надлишку

аніонів ОН-. Катіони важких металів, потрапляючи в лужне середовище, вступають

в реакцію і утворюють труднорастворімиє гідроксиди по схемі:

Ме2+ + 2он-® Ме(ВІН) 2

Ме3+ + 3он- ® Ме(ВІН) 3.

Твір розчинності гідроксидів важких металів значно менший (у

десятки і в сотні разів) твори розчинності гідроксидів магнію і кальцію,

тому рівновага хімічної взаємодії зміщується у бік утворення

труднорастворімих гідроксидів важких металів. Крім того з адсорбенту

у воду дифундують обмінні катіони Mg2+ і Ca2+, також

сприяючі підвищенню рн середовища за рахунок надмірних аніонів ОН-, зв'язуваних

надалі в гідроксиди важких металів. Дифузія катіонів Mg2+

і Ca2+ можлива завдяки неміцності зв'язків з кристалічною решіткою

катіоніту. Таким чином, формуються міцели гідроксидів важких металів з подальшим

укрупненням їх в агрегати, освітою і зростанням колоїдної структури за рахунок

сил електростатичної взаємодії між позитивно зарядженою поверхнею

зерен адсорбенту і негативно зарядженими міцелами гідроксидів важких металів.

В процесі фільтраційного витягання з води іонів важких металів активна

частина адсорбенту, що складається з катіонів магнію і кальцію, продукуючи у водну

середовище, поступово несеться разом з фільтратом. Наступає момент, коли очисні

(захисні) функції адсорбенту стають недостатніми, і концентрація

з фільтратом іонів важких металів перевищує встановлені ГДК. Потрібна активація

адсорбенту, тобто заповнення обмінних катіонів, що пішли разом з водою. При виборі

активатора для відновлення сорбційних властивостей адсорбенту враховувалися три найбільш

важливих чинника: по-перше, активатор повинен розчинятися у воді, щоб активацію

проводити розчином безпосередньо у фільтрувальній споруді; по-друге, іонообмінний

катіон у ряді активності катіонів має бути розташований вище, ніж кальцій і магній;

по-третє, цей катіон повинен володіти лужними властивостями і бути легко доступним

для практичного використання. Всім цим умовам найбільшою мірою відповідає

катіон натрію Na+ у складі кальцинованої соди.

Показник

Концентрація забруднень, мг/дм3

в початковій воді

Після очищення адсорбентом "Глінт"

Нікель

94

00035

Свинець

585

0007

Кадмій

811

0004

Залізо

100

0,05

Марганець

81

00047

Цинк

663

00024

Мідь

601

0002

Хром+3

180

0006

Примітка. Метод дослідження грунтувався

на ПНДФ 14.1:2:4.140-98.

Як показала практика експлуатації, обробка активованого алюмосилікатного

адсорбенту 34-процентним розчином кальцинованої соди в циркуляційному

режимі протягом 30-35 мін відновлює захисні властивості адсорбенту незалежно

від кількості проведених циклів регенерації, тобто протягом тривалого терміну

експлуатації. Відновлення сорбційної активності завантаження, що фільтрує, здійснюється обробкою 34-процент­ним розчином

кальцинованої соди в режимі циркуляції з інтенсивністю 3 л с/м2.

Регенераційний розчин використовується багато разів. Перед відновленням необхідне

промити завантаження водою, що фільтрує, з інтенсивністю 14 л с/м2.

В 2004 р. в ГУ "Міський ла­бораторний центр государствен­ного санітарно-епідеміологиче­ського

нагляду" (З.-Петербург) були проведені дослідження активованого алюмосилікат­ного

адсорбенту виробництва ТОВ "Мінерал" (торгова марка "Глінт"). Для дослідження

ефективності роботи адсорбенту "Глінт" як початкова проба використовувалася

вода, що дистилює, приготована з додаванням реактивів, що містять метали:

сульфати ні