Stosowanie procesów chemicznych w czasie oczyszczania ściekó.pdf

Stosowanie procesów chemicznych w oczyszczaniu

ścieków

Do najczęściej stosowanych procesów chemicznego oczyszczania ścieków należy

zaliczyć metody strąceniowe , neutralizację oraz utlenianie i redukcję chemiczną.

W przypadku gdy w ściekach znajdują się związki toksyczne lub przeważają

nierozkładalne domieszki biologiczne, metody chemiczne (łączone zwykle z

mechanicznymi) są podstawowym sposobem ich oczyszczania.

Metody chemiczne są stosowane w zakładach odnowy wody, tj. zakładach

produkujących wodę ze ścieków. Odnowę wody prowadzi się na terenach, na których

brakuje źródeł wód naturalnych o zasobach pokrywających potrzeby przemysłu i

ludności. Najczęściej odnowioną wodę wykorzystuje się w przemyśle do chłodzenia lub

procesów technologicznych. W Południowej Afryce i na Hawajach odnowione wody

wprowadzane są do wód podziemnych za pośrednictwem basenów infiltracyjnych lub

studni chłonnych. W warstwie wodonośnej następuje ustabilizowanie składu i

doczyszczenie wód odnowionych w stopniu umożliwiającym powtórne ich zastosowanie

przez ludność.

W wielu krajach w rejonach nadmorskich infiltracja wód odnowionych do warstwy

wodonośnej jest stosowana w celu powstrzymywania intruzji słonych wód morskich do

wód podziemnych.

Metody strąceniowe.

Metody strąceniowe mają ogromne znaczenie w procesach oczyszczania ścieków.

Ogólnie metody te można podzielić na chemiczne i biologiczne. W przypadku

chemicznych metod strąceniowych do ścieków dozuje się reagenty chemiczne w celu

przekształcenia mikrozawiesin, koloidów lub domieszek rozpuszczonych w

makrozawiesiny, które następnie usuwa się metodami mechanicznymi.

Do najważniejszych chemicznych metod strąceniowych stosowanych w oczyszczaniu

ścieków należy zaliczyć:

- koagulację ścieków i osadów ściekowych,

- chemiczne strącanie związków fosforu,

Koagulacja to wytrącanie koloidów w postaci zawiesin kłaczkowatych pod wpływem

czynników fizycznych lub chemicznych. Do czynników fizycznych zalicza się energię

cieplną (podgrzewanie lub wymrażanie), energię fal mechanicznych (ultradźwięki,

wibracje) oraz energię promieniowania b, g i UV. Metody chemiczne polegają na dodaniu

do ścieków soli mineralnych zwiększających stężenie jonów dwu- i trójwartościowych, z

których najczęściej powstają cząstki koloidalne o znaku przeciwnym do zoli obecnych w

ściekach. W technologii oczyszczania ścieków zastosowanie znalazły głównie metody

chemiczne. Substancje dodawane do ścieków w celu wywołania procesu koagulacji

noszą nazwę koagulantów.

Proces koagulacji chemicznej przebiega w dwóch fazach: destabilizacji układów

koloidalnych i flokulacji.

Destabilizacja układów koloidalnych zachodzi bezpośrednio po dodaniu roztworu

koagulantu do ścieków. W fazie tej można rozróżnić dwa etapy. W pierwszym etapie pod

wpływem wielu następujących kolejno reakcji chemicznych (głównie hydrolizy) i zjawisk

fizykochemicznych (adsorpcji jonów) tworzą się koloidalne kompleksy wodorotlenków, z

udziałem kationów koagulantu, lub następuje dysocjacja koagulantu w ściekach. Drugi

etap to właściwa destabilizacja zoli zawartych w ściekach polegająca na zmianie ich

potencjału elektrokinetycznego z do wartości mieszczących się w przedziale od -30 mV

do +30 mV. Cząstki o takim potencjale łatwo łączą się ze sobą, gdyż zmniejszają się siły

odpychania elektrostatycznego. Destabilizacja może odbywać się przez łączenie się

koloidów o odmiennym znaku (występujących w ściekach i sztucznie powstałych z

koagulantu) lub przez wnikanie do warstwy dyfuzyjnej koloidów jonów pochodzących z

dysocjacji koagulantu.

Flokulacja jest drugą fazą procesu koagulacji. Zrównoważenie ładunku

powierzchniowego cząstek koloidalnych powoduje zwiększenie prawdopodobieństwa

łączenia się poszczególnych cząstek ze sobą. Zjawisko łączenia się cząstek koloidalnych

nazywa się flokulacją.

Strącanie chemiczne związków fosforu. Fosfor w ściekach występuje w postaci

ortofosforanów, polifosforanów i fosforu organicznego zawartego głównie w zawiesinach.

Ortofosforany w zależności od odczynu mają formę jonów H2P0-4 , HP0-24 lub P0-34 .

Proces strącania związków fosforu można prowadzić z użyciem soli glinu, żelaza lub

wodorotlenku wapnia.

Przy dodawaniu do ścieków koagulantów mineralnych zawierających jony żelaza i glinu,

równoległe z procesem koagulacji, wytrącają się nierozpuszczalne ortofosforany żelaza i

glinu zgodnie z reakcjami:

Me3++ H2P0-4 ® MeP04 Ż + 2 H+

Me3++ HP0-24 ® MeP04 Ż + H+

Forma występowania ortofosforanów (%) w zależności od odczynu.

Postać Odczyn, pH

5 6 7 8 8,5 9 10 11

H3P04 0,1 0,01 - - - - -

H2P0-4 97,99 83,77 33,90 4,88 1,60 O,51 O,5 -

HP0-24 1,91 16,32 66,10 95,12 98,38 99,45 99,59 96,53

P0-34 - -- - 0,01 0,04 0,36 3,47

Przy oczyszczaniu ścieków bytowo-gospodarczych stosuje się:

- strącanie wstępne,

- symultaniczne,

- końcowe lub mieszane.

Strącanie wstępne (bezpośrednie) stosowane jest głównie w oczyszczalniach

mechanicznych. Prowadzi ono do usunięcia ze ścieków związków organicznych

zawartych w zawiesinach, rozpuszczonych i organicznych związków fosforu. Sprawność

usuwania ze ścieków związków azotowych tą metodą jest natomiast niewielka.

W oczyszczalniach tego typu osiąga się:

- zmniejszenie BZT5 do 75%,

- zawiesin ogólnych do 90%,

- fosforu ogólnego do 90%

- azotu ogólnego do 25%.

W procesie strącania wstępnego następuje przyrost osadu wstępnego w ilości 50-120%

w stosunku do ilości osadów powstających bez stosowania tego procesu. Osad po

strącaniu wstępnym łatwo się zagęszcza grawitacyjnie i dobrze odwadnia w wirówkach

lub prasach filtracyjnych. Stosowane dawki glinu lub żelaza nie wpływają na procesy

stabilizacji osadów pościekowych.

Strącanie symultaniczne jest stosowane w oczyszczalniach z osadem czynnym i polega

na dodawaniu koagulantu przed komorami osadu czynnego. Przy strącaniu

symultanicznym można osiągnąć zmniejszenie stężenia fosforu do 95%, a więc lepsze

wyniki niż przy strącaniu wstępnym.

Efekt technologiczny strącania symultanicznego zależy od sprawności osadników

wtórnych, gdyż wraz ze wzrostem stężenia zawiesin w odpływie rośnie stężenie fosforu

ogólnego w ściekach oczyszczonych.

Strącanie symultaniczne wpływa na parametry technologiczne osadu czynnego. Wpływ

ten zależy od miejsca dozowania koagulantu, wielkości dawki, układu technologicznego

oczyszczalni oraz składu oczyszczanych ścieków. Dodatek koagulantów, szczególnie

żelaza, polepsza właściwości sedymentacyjne osadu czynnego. Wadą procesu strącania

symultanicznego jest obniżenie wieku osadu, co wpływa niekorzystnie na prowadzenie

procesu nitryfikacji. Z doświadczeń wynika, że strącanie symultaniczne fosforu

charakteryzuje się większymi kosztami eksploatacyjnymi niż strącanie wstępne, pomimo

stosowania mniejszych dawek koagulantów. Jest to spowodowane głównie

zwiększeniem zużycia energii na recyrkulację większej masy osadu w celu utrzymania

pożądanego wieku osadu.

Strącanie końcowe wymaga wprowadzenia po osadnikach wtórnych komór szybkiego

mieszania, komór flokulacji i osadników końcowych lub filtrów piaskowych. Ze względu

na duże koszty inwestycyjne sposób ten do tej pory nie jest powszechnie stosowany i

ogranicza się do oczyszczalni, z których odpływ musi charakteryzować się bardzo

małymi stężeniami fosforu ogólnego. Przy strącaniu końcowym istnieje możliwość

zmniejszenia stężenia fosforu ogólnego poniżej 0,2 g P/m3.

Strącanie mieszane (wstępne + symultaniczne) znajduje coraz większe zastosowanie w

oczyszczalniach, w których wymagane jest dokładne usunięcie fosforu ze ścieków.

Metoda ta pozwala zminimalizować dawki koagulantów oraz ograniczyć wpływ koagulacji

na kinetykę biologicznego usuwania ze ścieków związków azotu i fosforu.

Przy strącaniu wstępnym dawki koagulantów są znacznie większe od dawek

teoretycznych. Jest to wynik występowania - obok strącania - koagulacji ścieków. Przy

strącaniu końcowym dawki są mniejsze od dawek teoretycznych, gdyż fosfor w ściekach

odpływających z części biologicznej oczyszczalni jest w znacznej części zawarty w

zawiesinach wynoszonych z osadników wtórnych Zawiesiny te ulegają flokulacji przy

względnie małych dawkach koagulantu.

Neutralizacja ścieków

Neutralizacja jest to proces doprowadzania odczynu ścieków z silnie kwaśnego lub silnie

zasadowego do bliskiego obojętnemu.

W celu zneutralizowania ścieków kwaśnych najczęściej stosuje się wapno, rzadziej ług

sodowy, marmur, dolomit, węglan sodu. Ilość reagentów chemicznych ustala się na

podstawie obliczeń stechiometrycznych. Przy dużych ładunkach kwasów proces

najczęściej prowadzi się w reaktorach porcjowych. W przypadku małych ilości ścieków

kwaśnych neutralizacja odbywa się na drodze filtracji przez złoża węglanu wapnia,

dolomitu lub prażonego dolomitu. Metody tej nie stosuje się, jeżeli kwasowość ścieków

jest wywołana kwasem siarkowym, gdyż tworzący się na powierzchni złoża gips

dezaktywuje masę neutralizującą.

Ścieki alkaliczne neutralizuje się najczęściej za pomocą kwasu solnego lub siarkowego,

względnie metodą rekarbonizacji polegającą na wiązaniu wolnych jonów

hydroksytlenowych dwutlenkiem węgla, co powoduje wzrost zawartości węglanów w

ściekach. Do procesu rekarbonizacji używa się najczęściej gazów spalinowych z

lokalnych kotłowni przemysłowych. W przypadku prowadzonej neutralizacji ścieków

alkalicznych w znacznym stopniu ogranicza się emisję zanieczyszczeń gazowych do

atmosfery, gdyż oprócz dwutlenku węgla wiązane są także tlenki azotu i siarki.

Utlenianie i redukcja

Do niedawna najważniejszym reagentem chemicznym o właściwościach utleniających

stosowanym w procesach oczyszczania ścieków był chlor i jego pochodne - podchloryn

sodu i wapno chlorowe. Z licznych badań prowadzonych w ostatnich latach wynika, że

chlorowanie ścieków zawierających związki organiczne powoduje powstawanie

chloropochodnych organicznych o działaniu kancero- i mutagennym. Większość tych

związków tworzy się bezpośrednio po dodaniu do ścieków chloru, ale ich ilość wzrasta w

miarę wydłużania się kontaktu ścieków z chlorem.

Dawkę chloru dla danego typu ścieków ustala się doświadczalnie. Chlor reaguje ze

związkami organicznymi i zredukowanymi związkami nieorganicznymi. Z azotem

amonowym tworzy chloraminy wykazujące, podobnie jak chlor wolny i jon podchlorawy,

właściwości utleniające, choć ich potencjał utleniający jest znacznie niższy. Chloraminy

noszą nazwę użytecznego chloru związanego. Podczas chlorowania ścieków po

określonym czasie kontaktu (najczęściej 30 min) oznacza się stężenie chloru

pozostałego, będącego sumą chloru wolnego, jonu podchlorawego i chloramin.

Przy stosunku masowym chloru do azotu amonowego mniejszym od 5 powstaje głównie

monochloroamina (rys. 2.21). Zwiększenie dawki chloru prowadzi do tworzenia di- i

trichloroamin oraz rozkładu utworzonych związków organicznych chloru i chloroamin do

tlenków azotu i azotu gazowego. Stężenie chloru pozostałego zaczyna maleć i osiąga

minimum przy stosunku chloru do azotu amonowego wynoszącym 8-10.

Punkt ten nosi nazwę punktu przełamania. Za nim przy wzroście dawki chloru obserwuje

się liniowy wzrost chloru pozostałego głównie w postaci chloru wolnego i jonu

podchlorawego. Dynamika tworzenia się chloramin i ich przemian zależy przede

wszystkim od odczynu ścieków.

Gdy azot amonowy jest obecny w ściekach w dużych stężeniach, proces chlorowania

ścieków do punktu przełamania wymaga dużych dawek chloru i z tego względu jest

bardzo kosztowny. Chlorowanie jest stosowane do ścieków nie zawierających

podwyższonych ilości azotu amonowego, głównie ścieków przemysłowych, a także do

Plik z chomika:

Inne pliki z tego folderu:

Inne foldery tego chomika: