OPERACJE (PROCESY) JEDNOSTKOWE W OCHRONIE
Ś
RODOWISKA
W ka
Ŝ
dej technologii zachodzi konieczno
ść
uwzgl
ę
dnienia, obok czynników o
charakterze fizycznym i chemicznym, czynników ekonomicznych.
Wzgl
ę
dy natury prawnej musz
ą
by
ć
tak
Ŝ
e brane pod uwag
ę
przez technologa np.
prawo patentowe.
Nie bez znaczenia s
ą
m. in. i takie zagadnienia jak:
ochrona wód i krajobrazu,
wymogi ustawodawstwa pracy itp.
Te wszystkie elementy uj
ę
te zostały w zasadach technologicznych. Grupuje si
ę
je
wg nast
ę
puj
ą
cych zagadnie
ń
:
•
Najlepszego wykorzystania surowców
•
Najlepszego wykorzystania energii
•
Najlepszego wykorzystania aparatury
•
Umiaru technologicznego.
Przy wytwarzaniu dowolnego produktu (np. technologia chemiczna) zwykle mamy
do czynienia z jednym (cz
ę
sto bardzo skomplikowanym) procesem chemicznym.
Pozostałe czynno
ś
ci to fizyczne operacje przygotowawcze: transport, mielenie,
sortowanie, dozowanie, rozdrabnianie, ekstrakcja, destylacja itp.
Te operacje wymagaj
ą
wi
ę
cej urz
ą
dze
ń
i sprawiaj
ą
w ruchu wi
ę
cej kłopotów ni
Ŝ
sama np.
reakcja chemiczna, chocia
Ŝ
jej prawidłowy przebieg ma istotny wpływ na „produkt finalny”.
Ju
Ŝ
od 1923 roku (w Ameryce) wydzielono dyscyplin
ę
– in
Ŝ
ynieria chemiczna a tak
Ŝ
e
okre
ś
lono wszelkie procesy o charakterze fizycznym i fizykochemicznym jako operacje
jednostkowe.
Z czasem wyró
Ŝ
niono in
Ŝ
ynieri
ę
procesow
ą
(lata 50-te 20 wieku).
In
Ŝ
ynieria procesowa jest nauk
ą
o zjawiskach natury fizycznej i chemicznej,
zachodz
ą
cych w aparaturze o ró
Ŝ
nej wielko
ś
ci, od laboratoryjnej pocz
ą
wszy a
Ŝ
do
przemysłowej wł
ą
cznie.
Zjawiska
te,
przebiegaj
ą
ce
niezale
Ŝ
nie
od
siebie,
tworz
ą
procesy,
charakterystyczne dla przemysłu chemicznego, przemysłów pokrewnych np. spo
Ŝ
ywczego,
w
ę
glowego i inne oraz dla ochrony
ś
rodowiska.
W wyniku tych procesów surowce wprowadzane do aparatury ulegaj
ą
przetworzeniu na produkty o wymaganej czysto
ś
ci.
Metody produkcji wielu zwi
ą
zków chemicznych mo
Ŝ
na przedstawi
ć
w sposób
uproszczony w postaci schematów blokowych, z czego centraln
ą
pozycj
ę
zajmuje blok
reakcji chemicznej, w którym powstaje nowy zwi
ą
zek, b
ę
d
ą
cy zasadniczym produktem
metody.
Z blokiem reakcji chemicznej współpracuj
ą
: blok przygotowania surowców oraz
blok wyka
ń
czania produktów.
W pierwszym z nich stosowane s
ą
przede wszystkim procesy oczyszczania
surowców, a w drugim procesy oddzielania produktu głównego od produktów
ubocznych reakcji.
Procesy jednostkowe zwane równie
Ŝ
operacjami jednostkowymi, maj
ą
głównie
za zadanie:
•
transport ciał na odległo
ść
•
zmiana temperatury i stanu skupienia substancji
•
zmiana kształtu ciała stałego
•
rozdzielenie mieszanin i roztworów ciał stałych, ciekłych i gazowych
•
mieszanie ciał stałych i gazowych.
Podział procesów jednostkowych:
•
Dynamiczne: transport, rozdrabnianie, flotacja, odpylanie, sedymentacja,
filtracja, wirowanie, mieszanie,
•
Cieplne: chłodzenie i grzanie, skraplanie i wrzenie, zat
ęŜ
anie roztworów
•
Dyfuzyjne: destylacja, ekstrakcja, absorpcja, desorpcja, adsorpcja
•
Dyfuzyjno-cieplne: krystalizacja, suszenie, nawil
Ŝ
anie, permeacja, topnienie
strefowe, termodyfuzja
•
Termodynamiczne: chłodzenie, wymra
Ŝ
anie gazów, kompresja.
Procesy technologiczne przedstawia si
ę
graficznie w postaci schematów
technologicznych.
SEDYMENTACJA
Procesy sedymentacji stosuje si
ę
podczas oczyszczania wody i
ś
cieków oraz
powietrza. Ma na celu usuni
ę
cie z fazy ci
ą
głej (cieczy b
ą
d
ź
gazu) cz
ą
steczek o g
ę
sto
ś
ci
wi
ę
kszej od jej g
ę
sto
ś
ci, czyli cz
ą
steczek opadaj
ą
cych.
Sedymentacja jest to rozdzielenie mieszaniny na czyst
ą
ciecz i ziarna fazy stałej
na skutek opadania ziaren na dno zbiornika pod wpływem siły grawitacyjnej lub innego
wymuszonego ruchu ziaren np. siły od
ś
rodkowej.
Procesy sedymentacyjne maj
ą
na celu:
•
zag
ę
szczanie – uzyskiwanie zawiesiny o wi
ę
kszej g
ę
sto
ś
ci przez cz
ęś
ciowe
usuwanie z niej wody
•
klarowanie – usuwanie z cieczy niewielkiej ilo
ś
ci ciał stałych, w celu uzyskania jej
przezroczysto
ś
ci
•
rozwarstwianie – rozdzielenie ciekłego, niejednorodnego układu na dwie lub wi
ę
cej
warstw ró
Ŝ
ni
ą
cych si
ę
jako
ś
ci
ą
fazy rozproszonej.
Zale
Ŝ
nie od rodzaju i zawarto
ś
ci zawiesin wyró
Ŝ
nia si
ę
sedymentacj
ę
:
cz
ą
stek ziarnistych,
cz
ą
stek kłaczkowatych.
Zawiesiny ziarniste s
ą
to takie zawiesiny, w których mo
Ŝ
na zaobserwowa
ć
poszczególne ziarna.
Zawiesiny
kłaczkowate
s
ą
charakterystyczne
dla
układów
koloidalnych.
Sedymentuj
ą
całe agregaty o ró
Ŝ
nej strukturze przestrzennej. Osad jest silnie rozpulchniony i
zawiera znaczne ilo
ś
ci cieczy.
Ze wzgl
ę
du na warunki hydrauliczne wyró
Ŝ
nia si
ę
opadanie:
•
swobodne – zachodzi przy małej liczbie cz
ą
stek, wówczas ka
Ŝ
da cz
ą
stka
opada oddzielnie, nie oddziałuj
ą
c na cz
ą
stki s
ą
siednie i nie zmieniaj
ą
c
wła
ś
ciwo
ś
ci fizycznych.
Ten rodzaj opadania jest charakterystyczny dla zawiesin ziarnistych.
•
skupione – cz
ą
stki oddziałuj
ą
na siebie i zderzaj
ą
c si
ę
tworz
ą
aglomeraty,
zakłócone s
ą
prawa rz
ą
dz
ą
ce opadaniem cz
ą
stki pojedynczej, a cz
ą
stki
mniejsze mog
ą
opada
ć
z wi
ę
ksz
ą
pr
ę
dko
ś
ci
ą
ni
Ŝ
cz
ą
stki wi
ę
ksze.
Dzieje si
ę
tak w czasie opadania zawiesin kłaczkowatych (opadaj
ą
cych w
postaci chmury lub warstwy osadu) lub gdy w badanym układzie jest du
Ŝ
o
zawiesin (opadanie zakłócone).
OPADANIE SWOBODNE
Podlegaj
ą
mu cz
ą
stki ziarniste, które spełniaj
ą
nast
ę
puj
ą
ce warunki:
•
opadaj
ą
ca kulka jest kulista
•
opada pod wpływem siły ci
ęŜ
ko
ś
ci
•
opada w o
ś
rodku spokojnym
•
w czasie opadania nie zwi
ę
ksza swojej masy i obj
ę
to
ś
ci.
Na pojedyncz
ą
cz
ą
stk
ę
ciała stałego w o
ś
rodku ciekłym działaj
ą
siły:
•
ci
ęŜ
ko
ś
ci (G),
•
wyporu oraz oporu o
ś
rodka (W,R),
•
siła wywołana ruchem wirowym płynu (C),
•
siła wywołana istnieniem pola elektrycznego (E).
W wyniku działania tych sił pojawia si
ę
siła wypadkowa.
Wypadkowa tych sił (S) nadaje ruch cz
ą
steczkom stałym.
Je
Ŝ
eli siła wypadkowa (S) zgodna jest z sił
ą
ci
ęŜ
ko
ś
ci (G), cz
ą
stka opada.
Przy zało
Ŝ
eniu:
kulisto
ś
ci cz
ą
stek ziarnistych,
swobodnego charakteru opadania,
braku wzajemnego oddziaływania,
niezmienno
ś
ci wielko
ś
ci i g
ę
sto
ś
ci cz
ą
stek
stałej pr
ę
dko
ś
ci opadania,
pr
ę
dko
ść
opadania zale
Ŝ
y od:
g
ę
sto
ś
ci cz
ą
stki,
g
ę
sto
ś
ci cieczy,
przyspieszenia ziemskiego,
lepko
ś
ci,
ś
rednicy cz
ą
stki
współczynnika oporu, który jest funkcj
ą
Re (liczby Reynoldsa).
Wynik sedymentacji zawiesin ziarnistych nie zale
Ŝ
y od gł
ę
boko
ś
ci osadnika.
Cz
ą
stki kłaczkowate wyst
ę
puj
ą
w
ś
ciekach surowych, po procesach koagulacji i
chemicznego str
ą
cania.
Pr
ę
dko
ść
opadania tych cz
ą
stek wzrasta z gł
ę
boko
ś
ci
ą
osadnika, a tory ruchu
cz
ą
stek s
ą
krzywymi.
Wzory matematyczne opisuj
ą
ce opadanie zawiesin kłaczkowatych s
ą
zło
Ŝ
one.
Wynika to z faktu zmian zale
Ŝ
no
ś
ci w układzie cz
ą
stka – ciecz oraz zmian masy, obj
ę
to
ś
ci i
kształtu opadaj
ą
cych zawiesin kłaczkowatych.
Z powodu tworzenia aglomeratów cz
ą
stek pr
ę
dko
ść
opadania pojedynczej cz
ą
stki
kłaczkowatej jest zwykle wi
ę
ksza od pr
ę
dko
ś
ci sedymentacji zbioru cz
ą
stek.
Opisy teoretyczne opadania zawiesin kłaczkowatych tylko w przybli
Ŝ
eniu obrazuj
ą
omawiane zjawisko.
Bli
Ŝ
sze okre
ś
lenie parametrów sedymentacji zawiesin o nieznanej g
ę
sto
ś
ci, wielko
ś
ci
i charakterze wymaga przeprowadzenia bada
ń
laboratoryjnych, na podstawie których
sporz
ą
dza si
ę
krzyw
ą
opadania zawiesin.
Analiz
ę
sedymentacji zawiesin przykładowo wyst
ę
puj
ą
cych w
ś
ciekach surowych
mo
Ŝ
na przeprowadzi
ć
w warunkach statycznych, posługuj
ą
c si
ę
nieprzepływowym
naczyniem np. cylindrem miarowym z podziałk
ą
.
Na wyniki sedymentacji ma wpływ czas przebiegu procesu.
W chwili pocz
ą
tkowej t
0
w cylindrze znajduje si
ę
zawiesina rozdrobnionej fazy stałej w
cieczy do całkowitej wysoko
ś
ci. St
ęŜ
enie zawiesiny w całej obj
ę
to
ś
ci jest jednakowe.
Zawiesina zaczyna opada
ć
i przy dostatecznie du
Ŝ
ym st
ęŜ
eniu pojawi si
ę
wyra
ź
na
granica mi
ę
dzy czyst
ą
ciecz
ą
w górnej cz
ęś
ci cylindra a opadaj
ą
c
ą
zawiesin
ą
.
W miar
ę
post
ę
powania procesu granica ta przesuwa si
ę
w dół, a na dnie tworzy si
ę
warstwa osadu. Pojawia si
ę
punkt kompresji (K). Grubo
ść
warstwy osadu maleje na skutek
lepszego upakowania. W dowolnej chwili t w układzie mo
Ŝ
na wyró
Ŝ
ni
ć
cztery strefy, ró
Ŝ
ni
ą
ce
si
ę
mi
ę
dzy sob
ą
st
ęŜ
eniem fazy stałej:
strefa cieczy klarownej
strefa zawiesiny
strefa przej
ś
ciowa
strefa osadu
Sedymentacja strefowa wi
ąŜ
e proces sedymentacji i zag
ę
szczania osadu.
Na szybko
ść
opadania ma wpływ st
ęŜ
enie pocz
ą
tkowe zawiesin. Zwi
ę
kszenie
st
ęŜ
enia zawiesin (od C4-C1) powoduje wzrost czasu sedymentacji.
Skrócenie czasu osadzania uzyskuje si
ę
podczas powolnego mieszania
zawiesiny.
Cz
ą
stki o g
ę
sto
ś
ci mniejszej ni
Ŝ
faza rozpraszaj
ą
ca s
ą
wynoszone na
powierzchni
ę
zwierciadła cieczy.
Jest to flotacja samoistna. Przykładem mo
Ŝ
e by
ć
wydzielanie ze
ś
cieków tłuszczów,
olejów, benzyn i rozpuszczalników organicznych.
Je
Ŝ
eli wypadkowa działania sił jest skierowana przeciwnie do siły ci
ęŜ
ko
ś
ci, to
cz
ą
stka jest wynoszona z cieczy.
Proces usuwania cz
ą
stek przez ich wynoszenie jest flotacj
ą
. Dotyczy ona cz
ą
stek
o g
ę
sto
ś
ci mniejszej ni
Ŝ
ciecz.
Gdy faza rozproszona ma g
ę
sto
ść
wi
ę
ksz
ą
ni
Ŝ
faza rozpraszaj
ą
ca, wówczas
rozdzielenie faz i wyniesienie fazy rozproszonej na powierzchni
ę
cieczy wymaga
wprowadzenia do układu fazowego czynnika wspomagaj
ą
cego, który ł
ą
cz
ą
c si
ę
z faz
ą
rozproszon
ą
zmniejsza jego pozorn
ą
g
ę
sto
ść
do warto
ś
ci umo
Ŝ
liwiaj
ą
cej samoistn
ą
flotacj
ę
.
Zdolno
ść
cz
ą
stek do flotacji zale
Ŝ
y od stopnia ich zwil
Ŝ
alno
ś
ci.
Cz
ą
stki o charakterze hydrofobowym s
ą
podatne na flotacj
ę
, cz
ą
stki hydrofilowe
nie s
ą
podatne.
Proces flotacji przebiega tym intensywniej, im wi
ę
ksza jest powierzchnia
kontaktu czynnika wspomagaj
ą
cego z cz
ą
stkami.
Czynnikiem wspomagaj
ą
cym flotacj
ę
s
ą
p
ę
cherzyki gazowe.
W zale
Ŝ
no
ś
ci od sposobu wytwarzania p
ę
cherzyków gazu flotacj
ę
dzieli si
ę
na:
biologiczn
ą
(wykorzystanie gazów z procesu zagniwania osadów
ś
ciekowych),
chemiczn
ą
(wytwarzanie gazów na drodze chemicznej),
powietrzn
ą
(polegaj
ą
c
ą
na wprowadzeniu do osadu powietrza).
Flotacj
ę
powietrzn
ą
mo
Ŝ
na podzieli
ć
na:
mechaniczn
ą
- rozdrobnionym powietrzem,
ci
ś
nieniow
ą
- rozpuszczonym powietrzem.
Procesy sedymentacji i flotacji prowadzi si
ę
jako wydzielone lub zespolone z innymi
procesami: koagulacja, str
ą
canie chemiczne itp.
FILTRACJA
Filtracja jest to proces wykorzystywany nie tylko podczas oczyszczania wody,
ś
cieków i powietrza ale tak
Ŝ
e i gleby.
Filtracja jest procesem zło
Ŝ
onym, składaj
ą
cym si
ę
z kilku procesów jednostkowych,
które wpływaj
ą
na usuwanie podczas filtracji cz
ą
stek o rozmiarach od 0,1 do 50
µ
m.
Cz
ą
stki te s
ą
mniejsze ni
Ŝ
pory złó
Ŝ
filtracyjnych.
W pocz
ą
tkowej fazie procesu filtracji cz
ą
stki fazy stałej osiadaj
ą
na przegrodzie
filtracyjnej, nast
ę
pnie na osadzonej fazie stałej, tworz
ą
c porowat
ą
struktur
ę
osadu
filtracyjnego.
O przebiegu procesu filtracji decyduj
ą
wła
ś
ciwo
ś
ci hydrauliczne warstwy filtracyjnej, a
wi
ę
c:
porowato
ść
uziarnienia,
szorstko
ś
ci cz
ą
stek,
sferyczno
ść
okre
ś
lona kształtem cz
ą
stek i sposobem ich uło
Ŝ
enia.
Podczas filtracji ciecz przepływa w danym kierunku i z okre
ś
lon
ą
pr
ę
dko
ś
ci
ą
przez
materiał porowaty, który jest zło
Ŝ
em filtracyjnym.
Wyznaczenie rzeczywistej warto
ś
ci pr
ę
dko
ś
ci przepływu oraz długo
ś
ci drogi w
przypadku filtracji jest niemo
Ŝ
liwe.
W praktyce przybli
Ŝ
a si
ę
pr
ę
dko
ść
filtracji ilorazem obj
ę
to
ś
ci przepływaj
ą
cej w
okre
ś
lonym czasie do przekroju zło
Ŝ
a filtracyjnego (V
t
/S), za
ś
długo
ść
drogi cieczy
wysoko
ś
ci
ą
zło
Ŝ
a.
Podczas zatrzymywania cz
ą
stek na zło
Ŝ
u filtracyjnym współdziałaj
ą
mechanizmy
transportu i przyci
ą
gania.
Mechanizm zatrzymywania zanieczyszcze
ń
obejmuje wiele zjawisk, m.in.:
cedzenie
sedymentacj
ę
flokulacj
ę
kohezj
ę
(spójno
ść
)
adhezj
ę
(przyleganie cieczy do ciała stałego)
dyfuzj
ę
adsorpcj
ę
oddziaływania elektrostatyczne.
O transporcie zanieczyszcze
ń
decyduj
ą
nast
ę
puj
ą
ce procesy:
cedzenie
wychwytywanie
sedymentacja
dyfuzja
przepływ hydrodynamiczny
flokulacja.
Długo
ść
cyklu filtracji jest limitowana jako
ś
ci
ą
cieczy po filtracji oraz warto
ś
ci
ą
strat ci
ś
nienia. Po osi
ą
gni
ę
ciu kra
ń
cowych warto
ś
ci tych parametrów, filtry nale
Ŝ
y płuka
ć
.
Zjawiskiem przeciwstawnym do przyci
ą
gania jest odrywanie cz
ą
stek.
Je
ś
li podczas przepływu cieczy zatrzymane wcze
ś
niej cz
ą
stki przedostaj
ą
si
ę
do filtratu to oznacza,
Ŝ
e wyzwolił si
ę
mechanizm odrywania.
Odrywanie zachodzi cz
ę
sto podczas płukania filtrów na skutek działania
hydraulicznego lub te
Ŝ
kolizji mi
ę
dzy ziarnami zło
Ŝ
a a oderwanymi cz
ą
stkami.
Filtracj
ę
stosuje si
ę
do usuwania zawiesin po II stopniu oczyszczania
ś
cieków (po
osadnikach wtórnych) lub po procesach chemicznego str
ą
cania lub koagulacji.
Filtracj
ę
mo
Ŝ
na prowadzi
ć
w filtrach jednowarstwowych i wielowarstwowych,
powolnych i pospiesznych.
Proces filtracji nale
Ŝ
y optymalizowa
ć
dobieraj
ą
c warunki:
•
temperatura
•
szybko
ść
przepływu
•
wysoko
ść
i rodzaj warstwy wypełnienia
•
pH
•
impregnacja złó
Ŝ
itp.
Podczas oczyszczania filtra ciecz przepływa z okre
ś
lon
ą
pr
ę
dko
ś
ci
ą
w
odwrotnym kierunku ni
Ŝ
podczas filtracji.
ADSORPCJA
Adsorpcja polega na wydzielaniu i zatrzymywania składników płynu, gazów
odlotowych na powierzchni zewn
ę
trznej i wewn
ę
trznej ciała stałego zwanego adsorbentem
(sorbentem).
Adsorpcja jest zjawiskiem powierzchniowym, które mo
Ŝ
e by
ć
wywołane
oddziaływaniem mi
ę
dzy adsorbentem i adsorbatem:
•
przyci
ą
ganie elektryczne
•
działanie wynikaj
ą
ce z działania sił spójno
ś
ci
•
reakcja chemiczna.
W zwi
ą
zku z tym wyró
Ŝ
nia si
ę
trzy rodzaje adsorpcji:
•
jonowymienna
•
fizyczna
•
chemiczna.
Pierwsze dwie s
ą
procesami odwracalnymi za
ś
ostatnia cz
ę
sto jest procesem
nieodwracalnym b
ą
d
ź
cz
ęś
ciowo odwracalnym.
Prowadz
ą
c badania nad adsorpcj
ą
nale
Ŝ
y uwzgl
ę
dnia
ć
czynniki statyczne i
dynamiczne, temperatur
ę
i bilans materiałowy.
Adsorpcj
ę
statyczn
ą
opisuj
ą
izotermy, czyli równania stanu nasycenia
adsorbenta w stałej temperaturze.
Zasadnicz
ą
funkcj
ą
procesu adsorpcji jest usuni
ę
cie rozpuszczonych resztek
substancji chemicznych o małym st
ęŜ
eniu w cieczy lub w gazie.
Zatrzymywanie cz
ą
stek na powierzchni zachodzi w wyniku działania sił fizycznych i
chemicznych bliskiego zasi
ę
gu.
Proces adsorpcji jest egzotermiczny. Proces odwrotny, usuwanie cz
ą
stek
zaadsorbowanych z powierzchni do przestrzeni otaczaj
ą
cego płynu zwany desorpcj
ą
,
wymaga doprowadzenia energii.
Adsorpcji sprzyja
ć
b
ę
dzie du
Ŝ
a powierzchnia wła
ś
ciwa adsorbentu i niska
temperatura.
Krzywe adsorpcji, zwane izotermami adsorpcji, w procesie chemisorpcji wskazuj
ą
na jednocz
ą
steczkowo
ść
warstwy zaadsorbowanych cz
ą
stek, gdy natomiast podczas
adsorpcji fizycznej warstwy te mog
ą
by
ć
wielocz
ą
steczkowe.
Gdy zaadsorbowana w danych warunkach masa substancji zbli
Ŝ
ona jest do ilo
ś
ci
równowagowej, nast
ę
pnym etapem jest usuni
ę
cie tej substancji z powierzchni adsorbentu
zwane regeneracj
ą
.
Po wykorzystaniu zdolno
ś
ci sorpcyjnych sorbenta stanowi on odpad, który nale
Ŝ
y
zutylizowa
ć
.
Jednym z najstarszych i najpospolitszych adsorbentów jest w
ę
giel znany jako
aktywowany, w
ę
giel aktywny, w
ę
giel aktywny-drzewny.
W
ę
giel aktywny wytwarzany jest poprzez ogrzewanie stałych substancji
organicznych do temp. 1200 K w atmosferze redukuj
ą
cej. W wyniku otrzymuje si
ę
porowate cz
ą
stki, zbudowane z du
Ŝ
ej ilo
ś
ci oboj
ę
tnych atomów w
ę
gla, pomi
ę
dzy którymi
brak jest potencjału elektrycznego i st
ą
d jego powinowactwo do zwi
ą
zków niepolarnych.
Pozostałe sorbenty, stanowi
ą
głównie proste lub zło
Ŝ
one tlenki o budowie
niejednorodnej i niejednorodnym rozkładzie ładunków elektrycznych w sieci przestrzennej, w
wyniku czego s
ą
sorbentami polarnymi.
Adsorbenty krzemowe i glinokrzemowe (sylika
Ŝ
el, ziemia Fullera, zeolity
syntetyczne, sita molekularne oraz tlenki glinu) - cz
ę
sto s
ą
aktywowane. Sorbenty
krzemowe maj
ą
wi
ę
ksz
ą
selektywno
ść
sorpcji ni
Ŝ
w
ę
giel oraz du
Ŝą
zdolno
ść
sorpcji
cz
ą
stek polarnych
Do ilo
ś
ciowej oceny procesu adsorpcji konieczna jest znajomo
ść
danych
równowagowych okre
ś
laj
ą
cych zale
Ŝ
no
ść
st
ęŜ
enia substancji zanieczyszczaj
ą
cej w
strumieniu gazu lub roztworze od zawarto
ś
ci tej substancji w masie adsorbentu w
stanie równowagi.
Zale
Ŝ
no
ść
t
ą
mo
Ŝ
na wyrazi
ć
np. jako obj
ę
to
ść
gazu zaadsorbowan
ą
przez 1 g
adsorbentu w warunkach normalnych (273K, 1013 hPa) lub jako mas
ę
gazu
(substancji) zaadsorbowan
ą
przez jednostk
ę
masy adsorbenta.
Do wyznaczenia:
•
niezb
ę
dnego czasu kontaktu gazu i adsorbentu
•
masy adsorbentu
potrzebnych
do
osi
ą
gni
ę
cia
okre
ś
lonego
poziomu
st
ęŜ
enia
usuwanego
zanieczyszczenia wymagana jest znajomo
ść
danych dynamicznych pojemno
ś
ci sorpcyjnej
adsorbentu.
Je
ś
li strumie
ń
zanieczyszczonego gazu przepływa przez nieruchom
ą
warstw
ę
adsorbentu, pozbawion
ą
pocz
ą
tkowo zaadsorbowanej substancji, to adsorpcja w
najwi
ę
kszym stopniu biegnie w pocz
ą
tkowej, wlotowej cz
ęś
ci warstwy.
Je
ś
li warstwa w strefie jest ju
Ŝ
nasycona, to front adsorpcji przesuwa si
ę
ku strefie
odlotowej.
Z czasem st
ęŜ
enie składnika w strumieniu odlotowym zwi
ę
ksza si
ę
i gdy osi
ą
gnie
poziom okre
ś
lony wymaganiami nazywany jest punktem przebicia.
Pocz
ą
wszy od tego punktu st
ęŜ
enie usuwanego składnika szybko wzrasta a
Ŝ
do
osi
ą
gni
ę
cia warto
ś
ci wlotowej.
Niektóre z izoterm np. BET słu
Ŝą
do wyznaczania nie tylko powierzchni wła
ś
ciwej
adsorbentów ale te
Ŝ
i katalizatorów heterogenicznych.
ABSORPCJA
Absorpcja jest to dyfuzyjne przenoszenie cz
ą
stek gazu do cieczy, wywołane
gradientem st
ęŜ
enia w obu fazach.
Zasadnicze etapy absorpcji s
ą
nast
ę
puj
ą
ce:
•
przenoszenie składnika do powierzchni cieczy,
•
rozpuszczenie w warstwie granicznej na powierzchni cieczy,
•
przenoszenie składnika zaabsorbowanego w gł
ą
b cieczy.
Zasadniczym celem absorpcji jest usuwanie zanieczyszcze
ń
gazowych wskutek ich
•
fizycznego rozpuszczenia w cieczy
•
lub w poł
ą
czeniu z reakcj
ą
chemiczn
ą
.
W tym celu konieczne jest spełnienie szeregu warunków przy najni
Ŝ
szym
nakładzie energii.
Zapewni
ć
trzeba odpowiednio długi czas kontaktu oraz du
Ŝą
burzliwo
ść
przepływu gazu przez ciecz.
Je
Ŝ
eli st
ęŜ
enie zanieczyszcze
ń
jest stosunkowo du
Ŝ
e, absorpcja stanowi
ć
mo
Ŝ
e
metod
ę
odzysku warto
ś
ciowych substancji.
Mo
Ŝ
e stanowi
ć
wst
ę
pny etap oczyszczania gazu w procesie kompleksowego
oczyszczania lub ko
ń
cowy, gdy absorpcja jest poł
ą
czona z reakcj
ą
chemiczn
ą
.
W celu przeniesienia okre
ś
lonej masy zanieczyszcze
ń
z gazu do cieczy
konieczne jest przenikni
ę
cie cz
ą
stek przez stref
ę
przyległ
ą
do granicy faz i przez
granic
ę
faz, tj. przez powierzchni
ę
mi
ę
dzyfazow
ą
.
Przenikanie limitowane jest przez opory wnikania masy, które istnie
ć
mog
ą
po
obu stronach wymienionych faz oraz na ich granicy.
Na granicy faz istniej
ą
dwie zasadnicze bariery utrudniaj
ą
ce przenikanie gazu
do cieczy lub z cieczy.
Bariera fizyczna polega na blokowaniu przez cz
ą
steczki powierzchni mi
ę
dzyfazowej
dost
ę
pnej do wnikania cz
ą
stek gazu.
Bariera hydrodynamiczna wynika z napi
ę
cia powierzchniowego i przeciwstawia
si
ę
ruchowi cieczy w warstwie bezpo
ś
rednio przyległej do powierzchni mi
ę
dzyfazowej
i dyfuzja cz
ą
steczkowa decyduje o przenoszeniu cz
ą
stek w tej strefie.
W fazie ciekłej głównie dyfuzja burzliwa decydowa
ć
b
ę
dzie o utrzymaniu stałego
st
ęŜ
enia w cieczy.
Rozpuszczalno
ść
w stanie równowagi w układach rozcie
ń
czonych, z którymi
mamy do czynienia w absorpcji okre
ś
la prawo Henry’ego
p
A
*
= HC
A
gdzie: H - stała Henry’go.
Prawo to nie obowi
ą
zuje, gdy rozpuszczone gazy wchodz
ą
w reakcje
chemiczne, ulegaj
ą
dysocjacji, gdy ich ci
ś
nienia cz
ą
stkowe s
ą
wi
ę
ksze ni
Ŝ
100 kPa lub
temperatura s
ą
bardzo niska.
Zwi
ę
kszenie ci
ś
nienia w układzie absorpcji powoduje wzrost rozpuszczalno
ś
ci,
obni
Ŝ
enie temperatury powoduje równie
Ŝ
wzrost rozpuszczalno
ś
ci.
Je
Ŝ
eli gaz jest dobrze rozpuszczalny w cieczy, to małemu st
ęŜ
eniu składnika w
gazie odpowiada
ć
b
ę
dzie du
Ŝ
e st
ęŜ
enie w cieczy.
W stanie równowagi szybko
ść
absorpcji równa jest szybko
ś
ci desorpcji
składnika z cieczy.
Osi
ą
gni
ę
cie stanu równowagi wymaga jednak bardzo długiego czasu kontaktu
faz, co w praktyce cz
ę
sto nie jest mo
Ŝ
liwe.
Absorpcj
ę
prowadzi si
ę
w skruberach zwanych absorberami jedno- lub
wielostopniowymi (absorbery półkowe).
W absorberze jednostopniowym zachodzi ci
ą
gły proces absorpcji w wyniku
bezpo
ś
redniego kontaktu strumieni gazu i cieczy, które nast
ę
pnie s
ą
rozdzielane.
W zale
Ŝ
no
ś
ci od czasu ich kontaktu i dynamiki procesów mi
ę
dzy fazami układ
absorpcyjny zbli
Ŝ
y
ć
si
ę
mo
Ŝ
e do stanu równowagi i okre
ś
lany jest wówczas
pojedynczym stopniem równowagi.
W przypadku absorpcji gazów o małej rozpuszczalno
ś
ci w celu zbli
Ŝ
enia si
ę
do
stanu równowagi w układzie gaz - ciecz konieczna jest wi
ę
ksza ni
Ŝ
jeden liczba stopni
kontaktu.
Szybko
ść
absorpcji zwi
ę
ksza si
ę
wówczas, gdy zachodzi reakcja chemiczna
mi
ę
dzy ciecz
ą
i gazem, przy czym wzrasta współczynnik wnikania po stronie cieczy.
Absorpcja z reakcj
ą
chemiczn
ą
jest stosowana cz
ę
sto w przemy
ś
le chemicznym
i pokrewnym jako metoda otrzymywania wielu półproduktów i produktów.
Przy oczyszczaniu gazów odlotowych absorpcja z reakcj
ą
chemiczn
ą
jest jedn
ą
z
zasadniczych metod usuwania zanieczyszcze
ń
kwa
ś
nych, takich jak: SO
2
, SO
3
, H
2
S,
NO
x
. HF, Cl
2
, HCl i in.
Podczas absorpcji z reakcj
ą
chemiczn
ą
:
składnik A reaguje z substancj
ą
B zawart
ą
w cieczy, w wyniku czego powstaje produkt
P o wła
ś
ciwo
ś
ciach odmiennych od substancji wyj
ś
ciowej A:
A + bB
⇒
⇒
⇒
⇒
P
gdzie: k
1
i k
2
to szybko
ś
ci wła
ś
ciwe reakcji w okre
ś
lonych kierunkach.
Szybko
ść
reakcji jest proporcjonalna do st
ęŜ
enia reagentów, a ró
Ŝ
nice wynikaj
ą
z rz
ę
dowo
ś
ci reakcji.
Podczas absorpcji z reakcj
ą
chemiczn
ą
opory przy przenikaniu masy
wyst
ę
powa
ć
mog
ą
w warstewce gazowej, ciekłej lub we wn
ę
trzu cieczy.
Reakcja przebiega szybko w stosunkowo w
ą
skiej strefie warstewki ciekłej
natomiast wolno w warstewce granicznej oraz we wn
ę
trzu cieczy.
W procesach oczyszczania gazów odlotowych oprócz wody stosowane s
ą
równie
Ŝ
rozpuszczalniki niewodne, w których absorpcja zwi
ą
zana jest zwykle z odwracaln
ą
reakcj
ą
chemiczn
ą
.
Regeneracja rozpuszczalnika nast
ę
puje poprzez desorpcj
ę
gazu.
W wielu przypadkach oczyszczania gazów metod
ą
absorpcji w cieczy s
ą
obecne cz
ą
stki ciała stałego.
Jest to wynik
•
jednoczesnego prowadzenia odpylania gazu,
•
powstawania cz
ą
stek w układzie absorpcyjnym w wyniku reakcji
chemicznych
•
celowego wprowadzenia ich do cieczy absorpcyjnej.
Celowo wprowadzane do układu absorpcyjnego gaz - ciecz, cz
ą
stki stałe stanowi
ć
mog
ą
:
•
elementy oboj
ę
tne chemicznie, zwi
ę
kszaj
ą
ce burzliwo
ść
układu,
•
katalizatory,
•
substancje reaktywne chemicznie,
•
sorbenty naturalne i syntetyczne
•
substancje biologicznie czynne.
Cz
ą
stki stałe s
ą
formowane w postaci warstw nieruchomych, s
ą
rozpraszane w cieczy
za pomoc
ą
strumieni gazu, gazu i cieczy lub mieszadeł mechanicznych, b
ą
d
ź
stanowi
ą
układ
trójfazowy przepływowy.
Przenoszenie masy z fazy gazowej do powierzchni cz
ą
stki stałej odbywa si
ę
etapami wskutek przenikania przez granic
ę
faz gaz - ciecz i wnikania z gł
ę
bi fazy ciekłej
do powierzchni cz
ą
stki.
Je
Ŝ
eli cz
ą
stki s
ą
porowate i reakcja chemiczna przebiega na ich powierzchni, to
dochodzi dodatkowy etap zwi
ą
zany z dyfuzj
ą
w porach i szybko
ś
ci
ą
reakcji.
Gdy cz
ą
stki stałe s
ą
reaktywne chemicznie, to oprócz funkcji absorbentu spełnia
ć
mog
ą
równie
Ŝ
rol
ę
substratu wyj
ś
ciowego do wytwarzania po
Ŝą
danego produktu.
Reakcja przebiega
ć
mo
Ŝ
e na powierzchni cz
ą
stek słabo rozpuszczalnych, co
jest równoznaczne z adsorpcj
ą
Stabilizacj
ę
du
Ŝ
ej siły nap
ę
dowej i wysok
ą
sprawno
ść
absorpcji uzyska
ć
mo
Ŝ
na
przez umieszczenie w cieczy substancji maj
ą
cej zdolno
ś
ci sorpcyjne w stosunku do
składnika gazowego rozpuszczonego w cieczy.
Ten sposób prowadzenia absorpcji umo
Ŝ
liwia eliminowanie w niektórych
przypadkach kosztownych rozpuszczalników oraz upraszcza utylizacj
ę
odpadów.
Jednym z takich układów jest zawiesina w
ę
gla aktywnego w wodzie. Procesy tego
rodzaju s
ą
prowadzone w reaktorach fluidyzacyjnych, barbota
Ŝ
owych oraz w
zbiornikach z mieszadłem.
WYMIANA JONOWA
Proces wymiany jonowej stosuje si
ę
w celu całkowitego lub cz
ęś
ciowego
usuni
ę
cia z wody substancji rozpuszczonych (głównie jonów).
W Polsce wymiana jonowa nie jest stosowana w zakładach uzdatniania wody
przeznaczonej do zaopatrzenia ludno
ś
ci.
Proces ten wykorzystuje si
ę
do oczyszczania wód dla celów przemysłowych, a
jego celem jest pozyskanie wody o zasoleniu, którego wielko
ść
okre
ś
la odbiorca.
W procesie tym, oprócz czystej wymiany jonowej, zachodz
ą
zjawiska sorpcji,
wywołane
•
elektrycznym charakterem grup jonowymiennych,
•
okre
ś
lonymi wła
ś
ciwo
ś
ciami szkieletu wymieniacza jonowego.
Z oczyszczanej wody usuwane s
ą
kationy i aniony lub oba jony razem, w
nast
ę
pstwie czego stosuje si
ę
kationity lub anionity, lub jedne i drugie ł
ą
cznie.
Proces wymiany jonów obecnych w oczyszczanej wodzie na jony ruchliwe
przył
ą
czone do centrów aktywnych jonitów jest odwracalny i stechiometryczny.
Proces ten jest reakcj
ą
chemiczn
ą
, zachodz
ą
c
ą
w wyniku kontaktu fazy stałej
wymieniacza jonowego z roztworem zawieraj
ą
cym cz
ą
stki jonowe.
Kontakt ten mo
Ŝ
e zachodzi
ć
w warunkach statycznych b
ą
d
ź
dynamicznych.
Odwracalno
ść
reakcji jonowymiennej stwarza mo
Ŝ
liwo
ść
prowadzenia procesu
wymiany jonowej i procesu odwrotnego - regeneracji wymieniacza jonowego.
Dlatego wszystkie procesy z udziałem wymieniaczy jonowych s
ą
równowagowe.
Wymiana kationów
RX
(n-)
+ nAY = R(XA)n + nY
-
Wymiana anionów
RX
(m+)
+ mBZ = R(XZ)m + mB
+
gdzie:
R - szkielet wymieniacza jonowego,
X - trwałe, zwi
ą
zane ze szkieletem grupy kationo- i anionoczynne,
A,B - ruchliwe kationy,
Y,Z - ruchliwe aniony,
n,m - warto
ś
ciowo
ść
kationu lub anionu.
Proces wymiany jonów z roztworów na jony wymieniacza jonowego zachodzi
kolejno w etapach:
•
transport jonu z roztworu do powierzchni ziarna jonitu,
•
transport tego jonu wewn
ą
trz ziarna do miejsca wymiany,
•
reakcja podwójnej wymiany,
•
transport jonu wypartego wewn
ą
trz ziarna od miejsca wymiany do powierzchni
ziarna jonitu, a nast
ę
pnie do roztworu
Transportowi dyfuzyjnemu jonów towarzyszy natychmiast powstawanie potencjału
mi
ę
dzyfazowego.
Sumaryczn
ą
szybko
ść
procesu wymiany jonowej okre
ś
la szybko
ść
najwolniejszego
etapu, którym jest transport dyfuzyjny w fazie jonitu i w warstwie mi
ę
dzyfazowej.
Szybko
ść
reakcji jonowymiennych zale
Ŝ
y od:
•
rodzaju wymienianych jonów
•
cech wymieniaczy jonowych
•
st
ęŜ
enia elektrolitu
•
warunków prowadzenia procesu
•
składu fizyczno-chemicznego oczyszczanych roztworów
•
stopnia uwodnienia jonów bior
ą
cych udział w wymianie.
Wymieniaczami jonowymi (jonitami) s
ą
substancje praktycznie nierozpuszczalne w
wodzie, które wymieniaj
ą
z roztworu elektrolitu dodatnio lub ujemnie naładowane jony na
równowa
Ŝ
ne ilo
ś
ci jonów, wchodz
ą
cych w skład jonitów.
Ze wzgl
ę
du na rodzaj wymienianych jonów, jonity dziel
ą
si
ę
na:
•
kationity
•
anionity.
Kationity maj
ą
charakter kwasów lub ich soli, natomiast anionity - zasad lub ich
soli.
Mog
ą
te
Ŝ
by
ć
bipolarne, które zawieraj
ą
zarówno grupy kwasowe jak i zasadowe,
oraz amfolity posiadaj
ą
ce takie grupy funkcyjne, które w zale
Ŝ
no
ś
ci od pH mog
ą
zachowywa
ć
si
ę
jak grupy kwasowe lub zasadowe.
Wymieniacze jonowe składaj
ą
si
ę
z dwóch cz
ęś
ci:
•
oboj
ę
tnej makrocz
ą
steczki
•
grup jonoczynnych (funkcyjnych) zawieraj
ą
cych jony ruchliwe i zdolne
do dysocjacji elektrolitycznej.
Ze wzgl
ę
du na stopie
ń
dysocjacji grup funkcyjnych dzieli si
ę
je na:
•
mocne,
•
słabe
•
oboj
ę
tne.
•
kompleksotwórcze,
•
redukuj
ą
ce,
•
ze wska
ź
nikiem pH
•
sita jonowe.
Ze wzgl
ę
du na pochodzenie wymieniacze jonowe dzieli si
ę
na:
•
naturalne (glinokrzemiany, krzemiany, fluorofosforany wapniowe, torf, w
ę
giel
brunatny)
•
syntetyczne (wielkocz
ą
steczkowe zwi
ą
zki organiczne zwane
Ŝ
ywicami,
produkty chemicznej przeróbki w
ę
gla), które maj
ą
makrocz
ą
steczki typu
organicznego i nieorganicznego.
Ze wzgl
ę
du na rodzaj makrocz
ą
steczki dzieli si
ę
je na:
•
organiczne
•
nieorganiczne
Do wymieniaczy organicznych nale
Ŝą
:
•
naturalne produkty chemicznej przeróbki w
ę
gla, zwane w
ę
glami
sulfonowanymi
•
wielkocz
ą
steczkowe zwi
ą
zki organiczne otrzymywane syntetycznie,
zwane potocznie
Ŝ
ywicami jonitowymi.
Wymieniacze jonowe ró
Ŝ
ni
ą
si
ę
zarówno
•
budow
ą
podstawowego szkieletu makrocz
ą
steczek,
•
jak te
Ŝ
charakterem grup jonoczynnych.
Szkielet
Ŝ
ywicy stanowi nieregularny, przestrzenny usieciowany ła
ń
cuch
w
ę
glowodorów, zawieraj
ą
cych wbudowane na stałe, tzw. jony stałe, którymi
w przypadku kationitów s
ą
np.:
-SO
3
. –COO
-
, -O
-
, -PO
3
H
-
,
za
ś
anionitów s
ą
np.:
-NH
3
+
, =NH
2
+
, =N
+
=, -NR
3
+
, =S
+
, =P
+
=.
W oczyszczaniu wody istotny jest podział jonitów z uwagi na stopie
ń
dysocjacji
grup funkcyjnych.
Kationity dzieli si
ę
na:
•
oboj
ę
tne lub słabo kwa
ś
ne, zawieraj
ą
ce słabo zdysocjowane grupy
funkcyjne (-OH, -COOH, -SH, -CH
2
SH), dobrze pracuj
ą
w
ś
rodowisku
oboj
ę
tnym lub słabo alkalicznym
•
silnie kwa
ś
ne, zawieraj
ą
ce silnie zdysocjowane grupy funkcyjne (-SO
3
H), -
CH
2
SO
3
H) zdolne do wymiany wszystkich kationów, s
ą
skuteczne w szerokim
zakresie pH.
Anionity dzieli si
ę
na:
•
słabo zasadowe posiadaj
ą
ce słabo zdysocjowane grupy funkcyjne, na ogół
trzeciorz
ę
dowe, wymieniaj
ą
one aniony mocnych kwasów, stosowane s
ą
wył
ą
cznie
po silnie kwa
ś
nych kationitach pracuj
ą
cych w cyklu wodorowym
•
silnie
zasadowe
posiadaj
ą
ce
silnie
zdysocjowane
grupy
funkcyjne
–
czwartorz
ę
dowe, zdolne s
ą
do wymiany anionów nawet bardzo słabych kwasów.
Ze wzgl
ę
du na rodzaj ruchliwego jonu, kationity dzieli si
ę
na pracuj
ą
ce w cyklu
sodowym lub wodorowym, b
ą
d
ź
te
Ŝ
w wapniowym a anionity w cyklu
wodorotlenkowym lub chlorkowym.
Ka
Ŝ
dy jonit charakteryzuj
ą
cechy fizyczne i chemiczne oraz warunki ich
eksploatacji. Parametry te podaje producent.
Do podstawowych cech fizycznych zalicza si
ę
:
•
barw
ę
,
•
kształt,
•
wielko
ść
ziaren,
•
g
ę
sto
ść
nasypow
ą
,
•
odporno
ść
mechaniczn
ą
i termiczn
ą
•
stopie
ń
p
ę
cznienia.
Do głównych czynników opisuj
ą
cych jonity nale
Ŝą
nast
ę
puj
ą
ce parametry:
•
p
ę
cznienie,
•
selektywno
ść
,
•
zdolno
ść
wymienna.
P
ę
cznienie spowodowane jest dyfuzj
ą
wody w gł
ą
b przestrzennej struktury
jonitów. Zwi
ę
kszenie usieciowania szkieletu zmniejsza stopie
ń
p
ę
cznienia, który zale
Ŝ
y
tak
Ŝ
e od temperatury i od odczynu.
Selektywno
ść
polega na tym, i
Ŝ
stosunek ilo
ś
ciowy dwóch rodzajów
wymienianych jonów po osi
ą
gni
ę
ciu stanu równowagi jest inny w wymieniaczu ni
Ŝ
w
roztworze. Dla typowych
Ŝ
ywic okre
ś
lono szeregi selektywno
ś
ci zarówno dla
kationitów jak i anionitów.
Zdolno
ść
wymienna jonitu okre
ś
la ilo
ść
mgR wymienianych przeciwjonów
przypadaj
ą
ca na jednostk
ę
masy lub obj
ę
to
ś
ci wymieniacza jonowego.
Warto
ść
zdolno
ś
ci wymiennej zwi
ę
ksza si
ę
wraz ze wzrostem liczby grup
funkcyjnych, a zmniejsza si
ę
wraz ze wzrostem stopnia usieciowania szkieletu jonitu.
Wyró
Ŝ
nia si
ę
zdolno
ść
jonowymienn
ą
całkowit
ą
oraz zdolno
ść
wymienn
ą
robocz
ą
(u
Ŝ
ytkow
ą
).
Ta ostatnia ma znaczenie praktyczne, gdy
Ŝ
stanowi t
ę
cz
ęść
całkowitej zdolno
ś
ci
wymiennej, która mo
Ŝ
e by
ć
wykorzystana w czasie eksploatacji jonitów i wyra
Ŝ
a liczb
ę
mgR
przeciwjonów, które s
ą
wymieniane przez jednostkow
ą
ilo
ść
jonitu, a
Ŝ
do chwili
przebicia jonowymiennego. Stanowi ona zwykle 60-80% całkowitej zdolno
ś
ci
wymiennej i nie jest warto
ś
ci
ą
stał
ą
. Zale
Ŝ
y od warunków prowadzenia procesu, składu
uzdatnianej wody, dawki i st
ęŜ
enia czynników regeneruj
ą
cych.
Pełny cykl pracy wymieniacza obejmuje:
•
przygotowanie wymieniacza jonowego,
•
wymian
ę
jonow
ą
,
•
regeneracj
ę
zło
Ŝ
a - po stwierdzeniu przebicia zło
Ŝ
a jonitowego (wyczerpania
si
ę
grup jonowymiennych) nale
Ŝ
y wykona
ć
proces jego regeneracji,
obejmuj
ą
cy:
•
spulchnianie zło
Ŝ
a,
•
regeneracja zło
Ŝ
a,
•
przemywanie zło
Ŝ
a.
Jonitowe uzdatnianie wody znajduje głównie zastosowanie do:
•
zmi
ę
kczania
•
demineralizacji i odsalania
•
usuwania fosforanów i azotanów
•
usuwania azotu amonowego, metali i radionuklidów
•
usuwania zanieczyszcze
ń
organicznych.
EKSTRAKCJA
T
ą
metod
ę
rozdziału, stosuje si
ę
najcz
ęś
ciej w przypadkach, gdy zale
Ŝ
y nam na
wydzieleniu z mieszaniny pojedynczego składnika i otrzymaniu go w czystej postaci.
Ekstrakcj
ę
w układzie ciecz - ciecz prowadzi si
ę
przede wszystkim w
ś
rodowisku wodnym, gdy
Ŝ
woda jest doskonałym rozpuszczalnikiem ogromnej liczby
substancji nieorganicznych, w przeciwie
ń
stwie do substancji organicznych.
Rozpuszczalno
ść
w wodzie substancje nieorganiczne zawdzi
ę
czaj
ą
wysokiej
stałej dielektrycznej wody (
εεεε
=80), która znacznie obni
Ŝ
a energi
ę
jonizacji i dysocjacji.
Odwrotnie jest z rozpuszczalnikami organicznymi, które to bardzo dobrze
rozpuszczaj
ą
zwi
ą
zki w
ę
gla o charakterze nieelektrolitów, podczas gdy jonowe zwi
ą
zki
s
ą
w nich praktycznie nierozpuszczalne.
Je
Ŝ
eli prowadzamy ekstrakcj
ę
substancji nieorganicznych z roztworów wodnych
za pomoc
ą
rozpuszczalników organicznych, nale
Ŝ
y jony pozbawi
ć
ładunku
elektrycznego, oraz usun
ąć
całkowicie lub cz
ęś
ciowo, cz
ą
stki wody hydratacyjnej.
Do tego celu stosuje si
ę
ró
Ŝ
nego rodzaju substancje kompleksuj
ą
ce.
Znacznie trudniej przeprowadza si
ę
ekstrakcj
ę
dwóch lub wi
ę
kszej liczby substancji
organicznych w roztworze wodnym.
Cz
ę
sto ze wzgl
ę
du na małe ró
Ŝ
nice w budowie ekstrahowanych zwi
ą
zków, a przez to
nieznaczne ró
Ŝ
nice ich współczynników ekstrakcji, wymagane jest wielokrotne powtórzenie
procesu ekstrakcji z odpowiednio dobranym układem rozpuszczalników lub dodatków.
Mimo tych trudno
ś
ci ekstrakcja jest metod
ą
powszechnie stosowan
ą
tak
Ŝ
e do
analitycznego jak i preparatywnego rozdziału szeregu substancji.
Proces ten przebiega w bardzo łagodnych warunkach, nie jest wymagana
wysoka temperatura, a u
Ŝ
yty rozpuszczalnik mo
Ŝ
e by
ć
zawracany do procesu.
Dzi
ę
ki zastosowaniu tej metody rozdzielono wiele mieszanin na skale techniczn
ą
:
tłuszczów,
olejów,
wosków,
ró
Ŝ
nych preparatów biochemicznych,
antybiotyków,
witamin,
hormonów,
barwników oraz wielu innych substancji.
Podstawy technologiczne ekstrakcji
Roztwór surowy, zwany surówk
ą
ekstrakcyjn
ą
, a wi
ę
c pierwotn
ą
mieszanin
ą
składników
podlegaj
ą
cych
rozdzieleniu,
kontaktujemy
z
odpowiednio
dobranym
rozpuszczalnikiem, zwanym ekstrahentem.
Wybór rozpuszczalnika zale
Ŝ
y przede wszystkim od:
•
rozpuszczalno
ś
ci substancji ekstrahowanej
•
rodzaju substancji rozpuszczonej
•
łatwo
ś
ci usuni
ę
cia jej z roztworu.
Po dodaniu rozpuszczalnika tworzy si
ę
zatem układ dwufazowy np. ciecz - ciecz lub
ciało stałe - ciecz.
Składnik, który ekstrahujemy przechodzi w znacznej mierze z surówki do ekstrahenta,
daj
ą
c w ten sposób ekstrakt. Pozostało
ść
poekstrakcyjna nazywana jest rafinatem.
Poprzez intensywne mieszanie roztworu nast
ę
puje przenoszenie ekstrahowanych
składników z surówki do rozpuszczalnika. Proces ten odbywa si
ę
na zasadzie ró
Ŝ
nicy
st
ęŜ
e
ń
, a wi
ę
c jest on zaliczany do grupy zjawisk dyfuzyjnych.
Przenoszenie cz
ą
stek trwa do momentu, gdy st
ęŜ
enia osi
ą
gn
ą
graniczne
warto
ś
ci i ustali si
ę
równowaga.
Mechanizm tego procesu charakteryzuje wielko
ść
zwana współczynnikiem podziału
K.
Współczynnik podziału w danym układzie zale
Ŝ
y jedynie od temperatury, nie zale
Ŝ
y
natomiast od sumarycznego st
ęŜ
enia substancji rozpuszczonej:
K
Y
X
=
gdzie :
K - współczynnik podziału,
X - st
ęŜ
enie składnika ekstahowanego w rafinacie,
Y - st
ęŜ
enie składnika ekstrahowanego w ekstrakcie.
Ekstrakcji składników roztworu wodnego rozpuszczalnikami organicznymi
mo
Ŝ
e towarzyszy
ć
powstawanie emulsji, co uniemo
Ŝ
liwia dokładne rozdzielenie warstw.
Emulsja tworzy si
ę
szczególnie łatwo w przypadku, gdy roztwór wodny ma odczyn
alkaliczny, a ekstrahentem jest benzen czy chloroform.
Emulsj
ę
mo
Ŝ
na zlikwidowa
ć
nast
ę
puj
ą
cymi metodami:
•
poprzez mieszanie pałeczk
ą
szklan
ą
(w laboratorium),
•
poprzez dodanie np. chlorku sodu, siarczanu sodu lub w
ę
glanu potasu,
co powoduje zwi
ę
kszenie st
ęŜ
enia zwi
ą
zków jonowych (wysolenie),
•
poprzez zmian
ę
pH roztworu
•
poprzez dodanie alkoholu lub innego rozpuszczalnika.
Stan równowagi mi
ę
dzyfazowej procesu ekstrakcji charakteryzuj
ą
nast
ę
puj
ą
ce
wielko
ś
ci:
•
stopie
ń
wyekstrahowania
Ψ
Ψ
Ψ
Ψ
zwany wydajno
ś
ci
ą
ekstrakcji, jest to stosunek
ilo
ś
ci substancji wyekstrahowanej do całkowitej ilo
ś
ci tego składnika w
surówce,
•
stopie
ń
niewyekstrahowania
ϕϕϕϕ
- jest to ilo
ść
substancji ekstrahowanej,
pozostaj
ą
cej w rafinacie po procesie ekstrakcji, do całkowitej ilo
ś
ci zawartej w
surówce.
Stopie
ń
niewyekstrahowania
ϕϕϕϕ
mo
Ŝ
na opisa
ć
nast
ę
puj
ą
cym wzorem:
ϕ
= 1 -
Ψ
współczynnik ekstrakcji D okre
ś
lony stosunkiem ilo
ś
ci substancji zawartej w ekstrahencie
do ilo
ś
ci substancji w rafinacie w stanie równowagi:
D
KV
Q
Kb
=
=
gdzie:
K - współczynnik podziału,
V - ilo
ść
rozpuszczalnika [m3],
Q - ilo
ść
surówki [ m3],
b =V/Q.
NATLENIANIE WODY I
Ś
CIEKÓW
Rozpuszczalno
ść
molarna gazu w wodzie przy stałej temperaturze jest
proporcjonalna do ci
ś
nienia cz
ą
stkowego nad ciecz
ą
.
Prawo Henry’ego-Daltona mo
Ŝ
na wyrazi
ć
równaniem
C = k • p
gdzie: c – rozpuszczalno
ść
gazów w cieczy, [mg/l]; p – ci
ś
nienie cz
ą
stkowe gazu nad
roztworem [atm]; k – współczynnik proporcjonalno
ś
ci wyra
Ŝ
aj
ą
cy rozpuszczalno
ść
gazu przy
ci
ś
nieniu cz
ą
stkowym 1 atm (101325Pa)..
Tlen rozpuszczony
W przypadku rozpuszczania mieszaniny gazów w cieczy (np. powietrza w wodzie)
prawo to stosuje si
ę
oddzielnie dla ka
Ŝ
dego składnika mieszaniny.
Ilo
ś
ci rozpuszczonych gazów s
ą
tu proporcjonalne do ich ci
ś
nie
ń
cz
ą
stkowych.
Stosunek ilo
ś
ci poszczególnych gazów w roztworze jest ró
Ŝ
ny od stosunku w
fazie gazowej, gdy
Ŝ
ró
Ŝ
ne s
ą
współczynniki k poszczególnych gazów.
Na podstawie prawa Henry’ego-Daltona zrozumiałe staje si
ę
,
Ŝ
e woda stykaj
ą
c si
ę
z
powietrzem zawiera wi
ę
cej azotu ni
Ŝ
tlenu, pomimo
Ŝ
e rozpuszczalno
ść
azotu w wodzie jest
mniejsza ni
Ŝ
tlenu (np. w 273K i przy p=1013,25hPa rozpuszczalno
ść
tlenu w wodzie wynosi
69,45 mg/l a azotu 29,42 mg/l). Wynika to z czterokrotnie wy
Ŝ
szej zawarto
ś
ci azotu
wzgl
ę
dem tlenu w powietrzu.
W rezultacie zawarto
ść
tych gazów w wodzie destylowanej w stanie całkowitego
nasycenia w 273K wynosi:
dla azotu = k(N
2
) • p(N
2
) = 29,42 • 0,78 = 22,95 mgN
2
/ll
dla tlenu = k(O
2
) • p(O
2
) = 69,45 • 0,21 = 14,60 mgO
2
/l
Rozpuszczony tlen w wodach naturalnych ma podstawowe znaczenie dla
wszelkich procesów chemicznych biochemicznych. Jest niezb
ę
dny do
Ŝ
ycia ryb i innych
organizmów wodnych.
Zawarto
ść
tlenu rozpuszczonego w wodzie jest wynikiem równowagi miedzy
zu
Ŝ
ywaniem tlenu a jego dostarczaniem.
Procesy zachodz
ą
ce w obecno
ś
ci tlenu nazywaj
ą
si
ę
aerobowymi i prowadz
ą
do
zmniejszenia zawarto
ś
ci zanieczyszcze
ń
w wodzie.
W przypadku braku tlenu w wodzie ustalaj
ą
si
ę
warunki anaerobowe (beztlenowe)
i zachodz
ą
procesy, w których powstaj
ą
substancje toksyczne, cz
ę
sto o nieprzyjemnym,
odra
Ŝ
aj
ą
cym zapachu.
Zu
Ŝ
ywany tlen rozpuszczony jest uzupełniany tlenem doprowadzanym z atmosfery.
Poza natlenieniem powierzchniowym
ź
ródłem tlenu w wodzie mo
Ŝ
e by
ć
fotosynteza. Im
deficyt tlenu rozpuszczonego jest wi
ę
kszy tym szybko
ść
przenikania tlenu do wody jest
wi
ę
ksza.
Natlenianie zbiorników wodnych zale
Ŝ
y od stosunku powierzchni zbiornika do całej
masy wody, a tak
Ŝ
e od turbulencji warstw powierzchniowych.
Skuteczno
ść
natleniania wody podczas przepływu przez kaskady, stopnie wodne,
komory zapór i inne budowle hydrotechniczne jest znacznie wi
ę
ksza ni
Ŝ
pobieranie tlenu
przez statyczne lustro wody. Rozpuszczalno
ść
tlenu w wodzie zale
Ŝ
y od temperatury i z jej
wzrostem maleje.
Zjawisko niedotlenienia wody mo
Ŝ
e wyst
ą
pi
ć
przy obecno
ś
ci pokrywy lodowej, jak te
Ŝ
przy pokryciu wody warstw
ą
olejów. W przypadku znacznego dopływu zanieczyszcze
ń
organicznych do wody mo
Ŝ
e łatwo doj
ść
do nadmiernego zu
Ŝ
ycia tlenu i przej
ś
cia w warunki
beztlenowe.
St
ęŜ
enie tlenu w wodzie naturalnej mo
Ŝ
e podlega
ć
znacznym wahaniom – od
warto
ś
ci bliskich zera do stanu przesycenia.
Zawarto
ść
rozpuszczonego tlenu w wodach naturalnych wynosi od 0 do 14,62mgO
2
.
W wodach rzek st
ęŜ
enie tlenu jest zwykle równomierne w całym przekroju na całej
gł
ę
boko
ś
ci. Jedynie przy samym dnie gł
ę
bokich rzek mo
Ŝ
na zaobserwowa
ć
zmniejszenie
st
ęŜ
enia tlenu wskutek zu
Ŝ
ywania go przez osady denne.
W wodach stoj
ą
cych (jeziorach i gł
ę
bokich zbiornikach zaporowych) wyst
ę
puj
ą
istotne
zmiany st
ęŜ
enia w zale
Ŝ
no
ś
ci od gł
ę
boko
ś
ci. Wi
ąŜ
e si
ę
to ze stratyfikacj
ą
termiczn
ą
jezior.
St
ęŜ
enie tlenu w wodach powierzchniowych jest zwykle mniejsze latem, a wi
ę
ksze
zim
ą
, z wyj
ą
tkiem okresów istnienia pokrywy lodowej, gdy cz
ę
sto dochodzi do powstawania
deficytów tlenowych.
Deficyt tlenowy jest definiowany jako ró
Ŝ
nica mi
ę
dzy st
ęŜ
eniem tlenu w stanie
nasycenia w danych warunkach a jego rzeczywist
ą
zawarto
ś
ci
ą
w wodzie. Wynika to st
ą
d,
Ŝ
e w wy
Ŝ
szej temperaturze rozpuszczalno
ść
tlenu jest mniejsza, a jednocze
ś
nie wi
ę
ksza jest
szybko
ść
procesów biochemicznych zu
Ŝ
ywaj
ą
cych tlen.
W okresach gwałtownego rozwoju glonów i wytwarzania tlenu wskutek fotosyntezy
latem obserwuje si
ę
du
Ŝ
e st
ęŜ
enie tlenu. Nat
ęŜ
enie fotosyntezy jest uzale
Ŝ
nione od
zawarto
ś
ci ditlenku w
ę
gla, intensywno
ś
ci
ś
wiatła i temperatury wody. W sprzyjaj
ą
cych
warunkach st
ęŜ
enie tlenu rozpuszczonego w wodzie mo
Ŝ
e wzrosn
ąć
o około 1gO
2
/m
3
jako
wynik procesu fotosyntezy.
St
ęŜ
enie tlenu jest znacznie ni
Ŝ
sze poni
Ŝ
ej miejsc dopływu
ś
cieków zawieraj
ą
cych
łatwo rozkładalne substancje organiczne np. zawarte w
ś
ciekach mleczarskich i
ś
ciekach
socjalno-bytowych.
Zawarto
ść
tlenu wpływa na korozyjne wła
ś
ciwo
ś
ci wody, a w obecno
ś
ci agresywnego
CO
2
zjawisko to nasila si
ę
. Proces ten przebiega zgodnie z poni
Ŝ
szymi równaniami:
2H
+
+ Fe = Fe
2+
+ 2H
2H + ½ O
2
= H
2
O
Na ogół nie okre
ś
la si
ę
ilo
ś
ci tlenu rozpuszczonego w wodzie do picia, chocia
Ŝ
zaleca
si
ę
, aby zawarto
ść
tlenu była bliska nasyceniu
Rozpuszczalno
ść
tlenu w wodzie maleje ze spadkiem ci
ś
nienia. Rozpuszczalno
ść
tlenu c
’
s
przy ci
ś
nieniu atmosferycznym innym ni
Ŝ
1013 hPa (1 atm) mo
Ŝ
na obliczy
ć
ze wzoru
C
’
s
= C
s
(p-p
w
)/101,3 - p
w
gdzie: p – ci
ś
nienie atmosferyczne, hPa, p
w
– ci
ś
nienie pary wodnej w kontakcie z
powietrzem w danej temperaturze, hPa.
Rozpuszczalno
ść
tlenu zmniejsza si
ę
ze wzrostem zasolenia. Zale
Ŝ
no
ść
ta jest
praktycznie liniowa do st
ęŜ
enia soli 35g/l.
Powierzchniowa woda morska jest na ogół dobrze natleniona, a st
ęŜ
enie tlenu mie
ś
ci
si
ę
w granicach 7-9 cm
3
/l.
W styczniu st
ęŜ
enie tlenu jest wy
Ŝ
sze ni
Ŝ
we wrze
ś
niu, co ma bezpo
ś
redni zwi
ą
zek z
wielko
ś
ci
ą
produkcji materii organicznej podczas letnich miesi
ę
cy.
Obumieraj
ą
ce wodorosty i plankton s
ą
konsumowane przez bakterie, zachodzi
proces mineralizacji substancji organicznej. Proces ten przebiega w obecno
ś
ci tlenu.
Przy braku tlenu zachodz
ą
procesy beztlenowe, którym towarzyszy m. in. wydzielanie
siarkowodoru. Ta sytuacja np. w wodzie Morza Bałtyckiego skutkuje zmniejszeniem populacji
dorsza.
Rozpuszczalno
ść
tlenu w wodzie zasolonej (Z) oblicza si
ę
z zale
Ŝ
no
ś
ci:
Z= C
s
- n
∆
C
s
gdzie: C
s
– ilo
ść
tlenu rozpuszczonego w czystej wodzie w kontakcie z powietrzem
nasyconym par
ą
wodn
ą
zawieraj
ą
cym 20,94% obj. tlenu przy ci
ś
nieniu 1013hPa,
∆
C
s
–
poprawka, n – zawarto
ść
soli w wodzie.
Nasycenie wody tlenem
Zawarto
ść
tlenu w wodach naturalnych podaje si
ę
równie
Ŝ
w procentach nasycenia
wody tlenem w danej temperaturze.
Stopie
ń
nasycenia wody tlenem jest to stosunek zawarto
ś
ci tlenu rozpuszczonego w
badanej wodzie do maksymalnej zawarto
ś
ci tlenu w wodzie destylowanej w danej
temperaturze przy ci
ś
nieniu 760 mmHg (1013,25 hPa) - warto
ś
ci te znajdujemy w tablicach.
Warto
ść
ta mo
Ŝ
emy przedstawi
ć
jako procent nasycenia (X) (równanie poni
Ŝ
ej).
X = a • 760 •100 / b• B
gdzie: X – procent nasycenia, %; a – maksymalna zawarto
ść
tlenu rozpuszczonego w
badanej wodzie, mg O
2
/l; b – maksymalna ilo
ść
tlenu (w mg) zawarta w 1 litrze wody
destylowanej o temperaturze badanej wody, potrzebna do nasycenia wody tlenem po
zetkni
ę
ciu si
ę
z wolnym powietrzem przy ci
ś
nieniu 760 mmHg, warto
ść
t
ą
odczytuje si
ę
z
tablic; B – ci
ś
nienie barometryczne w czasie pobierania próbki wody, mmHg.
Je
Ŝ
eli tlen rozpuszczony w wodzie znajduje si
ę
w równowadze z tlenem
wyst
ę
puj
ą
cym w atmosferze, mówimy wtedy o stuprocentowym nasyceniu wody tlenem, je
ś
li
za
ś
przekracza t
ą
warto
ść
(przy danej temperaturze i ci
ś
nieniu) wyst
ę
puje zjawisko
przesycenia wody tlenem (i innymi gazami zawartymi w powietrzu).
Mo
Ŝ
e by
ć
to spowodowane gwałtownym wzrostem temperatury lub spadkiem
ci
ś
nienia.
Ź
ródłem przesycenia wody tlenem mo
Ŝ
e by
ć
tak
Ŝ
e fotosynteza.
W wodzie przesyconej tlenem (gazami) ryby zapadaj
ą
na „chorob
ę
b
ą
belkow
ą
”. Przy
zawarto
ś
ci tlenu w wodzie poni
Ŝ
ej 30% nasycenia (poni
Ŝ
ej 2-3 mg/l) nast
ę
puje
ś
ni
ę
cie ryb i
zaburzenia rozwoju wielu innych organizmów wodnych. W takiej wodzie zachodz
ą
procesy
anaerobowe czemu towarzyszy wydzielanie nieprzyjemnych zapachów.
Samooczyszczanie si
ę
wód powierzchniowych
Samooczyszczanie si
ę
powierzchniowych wód płyn
ą
cych i stoj
ą
cych jest
procesem naturalnym, przebiegaj
ą
cym samorzutnie. Ma ono miejsce wówczas, gdy do
wody zostan
ą
wprowadzone zanieczyszczenia organiczne ulegaj
ą
ce biodegradacji.
W samooczyszczaniu bior
ą
udział zarówno jednostkowe procesy fizyczne,
chemiczne i biologiczne.
Najwa
Ŝ
niejsze to:
•
rozcie
ń
czenie i wymieszanie zanieczyszcze
ń
z wod
ą
odbiornika,
•
sedymentacja zawiesin,
•
adsorpcja zanieczyszcze
ń
,
•
biodegradacja substancji organicznych,
•
reperacja (pobieranie tlenu z powietrza) wód.
Oczyszczanie
ś
cieków
Tlenowy proces osadu czynnego jest najcz
ęś
ciej stosowanym procesem
oczyszczania
ś
cieków i ma za zadanie zmniejszenie st
ęŜ
enia nieopadaj
ą
cych,
rozpuszczonych i koloidalnych zwi
ą
zków organicznych.
Mikroorganizmy, głównie bakterie, przetwarzaj
ą
zwi
ą
zki organiczne do ko
ń
cowych
produktów gazowych i wody. W wyniku tego procesu nast
ę
puje przyrost masy
mikroorganizmów w ilo
ś
ci 10-80% w stosunku do dopływaj
ą
cego ładunku BZT
5
.
Aby proces biologicznego rozkładu zwi
ą
zków organicznych nast
ą
pił, trzeba do
układu dostarczy
ć
tlen, który jest niezb
ę
dny mikroorganizmom do
Ŝ
ycia.
Wprowadzanie tlenu do wody i
ś
cieków
Napowietrzanie wody lub
ś
cieków spełnia wielorakie funkcje np.:
•
zapewnia ci
ą
głe dostarczanie tlenu do zbiornika/komory i utrzymanie w
niej warunków tlenowych
•
mieszanie zawarto
ś
ci np. komory napowietrzania i utrzymanie kłaczków
osadu czynnego w stanie zawieszonym
•
usuwanie
Ŝ
elaza i manganu z wody.
Napowietrzanie powinno by
ć
odpowiednio intensywne, a koszt napowietrzania
stanowi główn
ą
pozycj
ę
w kosztach np. eksploatacji oczyszczalni
ś
cieków i z tego wzgl
ę
du
poszukuje si
ę
sposobów napowietrzania o du
Ŝ
ej skuteczno
ś
ci i jednocze
ś
nie najta
ń
szych.
Do porównania i oceny ró
Ŝ
nych typów i konstrukcji urz
ą
dze
ń
, słu
Ŝą
cych do
wprowadzenia powietrza (i tym samym tlenu) do zbiorników/komór stosuje si
ę
m. in.
pomiar „zdolno
ś
ci wprowadzania tlenu do cieczy”. Poniewa
Ŝ
polska nazwa jest długa i
niezr
ę
czna, najcz
ęś
ciej parametr ten okre
ś
la si
ę
skrótem OC (z ang. oxygenation capacity).
Wyra
Ŝ
a si
ę
go w kilogramach tlenu na godzin
ę
[kg O
2
/h].
Poza warto
ś
ci
ą
OC istotny jest koszt energetyczny wprowadzenia do cieczy
jednego kilograma tlenu (wska
ź
nik ekonomicznej efektywno
ś
ci natleniania). Zasada
pracy urz
ą
dzenia natleniaj
ą
cego sprowadza si
ę
m. in. do stworzenia mo
Ŝ
liwo
ś
ci rozwini
ę
cia
powierzchni granicznej faz.
Mo
Ŝ
na to uzyska
ć
dwoma drogami:
•
przepuszczaj
ą
c powietrze rozdrobnione na mo
Ŝ
liwie małe p
ę
cherzyki przez
wod
ę
, która w tym przypadku jest faz
ą
ci
ą
gł
ą
•
rozdrabniaj
ą
c wod
ę
na małe kropelki i przepuszczaj
ą
c je przez warstw
ę
powietrza, stanowi
ą
c
ą
faz
ę
ci
ą
gł
ą
.
Techniczne sposoby napowietrzania sprowadzaj
ą
si
ę
do:
•
wtłaczania p
ę
cherzyków powietrza w przydenn
ą
stref
ę
zbiornika/komory
poprzez: rury perforowane, rury zanurzone otwartym ko
ń
cem w cieczy
•
intensywnego mieszania powierzchni cieczy z wyrzucaniem kropelek
ponad powierzchni
ę
np. szczotki Kessenera, aeratory turbinowe.
Wraz ze wzrostem wymiarów p
ę
cherzyków powietrza ilo
ść
dostarczanego tlenu
maleje i gorsze jest jego wykorzystanie.
Urz
ą
dzenia wprowadzaj
ą
ce tlen do cieczy na ogół umieszcza si
ę
przy dnie komory,
aby droga p
ę
cherzyków powietrza w cieczy była jak najdłu
Ŝ
sza.
Powoduje to jednak potrzeb
ę
wtłaczania powietrza pod znacznym ci
ś
nieniem.
STR
Ą
CANIE CHEMICZNE
Str
ą
canie polega na usuni
ę
ciu z wody (
ś
cieków) zwi
ą
zków w postaci osadów trudno
rozpuszczalnych.
Wytr
ą
cone osady usuwa si
ę
z wody w procesach sedymentacji i filtracji.
W przypadku osadów trudno rozpuszczalnych du
Ŝ
e znaczenie praktyczne ma stała
równowagi rozpuszczania osadów, opisywana te
Ŝ
iloczynem rozpuszczalno
ś
ci.
Iloczyn rozpuszczalno
ś
ci okre
ś
la si
ę
jako iloczyn st
ęŜ
e
ń
jonów tej substancji w
roztworze pozostaj
ą
cym w równowadze z osadem.
Osady powstaj
ą
ce podczas str
ą
cania mo
Ŝ
na podzieli
ć
na dwie grupy:
osady krystaliczne, charakteryzuj
ą
ce si
ę
uporz
ą
dkowan
ą
budow
ą
krystaliczn
ą
,
np. Ba SO
4
osady koloidalne, w
ś
ród nich wyró
Ŝ
niamy serowate, np. AgCl i galaretowate,
np. Fe(OH)
3
Osady krystaliczne po wytraceniu wzrastaja do rozmiarów wła
ś
ciwych kryształów.
Mog
ą
by
ć
zanieczyszczone znajduj
ą
cymi si
ę
w roztworze obcymi jonami w wyniku
adsorpcji, okluzji lub tworzenia kryształów mieszanych.
Osady koloidalne charakteryzuje tworzenie aglomeratów cz
ą
steczek substancji
trudno rozpuszczalnej, które s
ą
obdarzone jednoimiennymi ładunkami elektrycznymi.
Odpychaj
ą
si
ę
one wzajemnie, tworz
ą
c zol.
Po dodaniu odpowiedniego elektrolitu ładunki te zostaj
ą
zoboj
ę
tnione i nast
ę
puje
przemiana zolu w
Ŝ
el (koagulacja).
Osady koloidalne maj
ą
bardzo rozbudowan
ą
powierzchni
ę
i wykazuj
ą
du
Ŝą
zdolno
ść
adsorbowania na swej powierzchni innych jonów obecnych w roztworze.
Powoduje to ich znacznie wi
ę
ksze zanieczyszczenie ni
Ŝ
w przypadku osadów krystalicznych.
Starzenie si
ę
osadu polega na przechodzeniu drobnokrystalicznego osadu w osad o
wi
ę
kszych kryształach podczas dłu
Ŝ
szego pozostawania osadu w styczno
ś
ci z roztworem
macierzystym.
Powstaj
ą
ce
du
Ŝ
e
kryształy
s
ą
znacznie
mniej
zanieczyszczone,
gdy
Ŝ
prawdopodobie
ń
stwo wbudowania obcego jonu do sieci krystalicznej jest mniejsze ni
Ŝ
dla
małych kryształków.
Postr
ą
canie polega na powolnym str
ą
caniu si
ę
na otrzymanym osadzie osadu
innego jonu, który w zasadzie powinien pozosta
ć
w roztworze.
Współstr
ą
cenie to sytuacja maj
ą
ca miejsce, gdy osad podczas str
ą
cania zatrzymuje
jony, które powinny pozosta
ć
w roztworze. Jest to wynik ró
Ŝ
nych procesów: adsorpcji
powierzchniowej i i tworzenia kryształów mieszanych.
KOAGULACJA I FLOKULACJA
Koagulacja w in
Ŝ
ynierii
ś
rodowiska jest to proces wykorzystywany do usuwania
koloidów oraz zawiesin trudno opadaj
ą
cych z:
uzdatnianej wody,
oczyszczanych
ś
cieków
aerozoli ze strumienia gazów odlotowych.
Istot
ą
procesu jest zmniejszenie stopnia dyspersji układu koloidalnego w
wyniku ł
ą
czenia si
ę
pojedynczych cz
ą
stek fazy rozproszonej w wi
ę
ksze skupiska
(aglomeraty),
które
nast
ę
pnie
mog
ą
by
ć
skutecznie
usuwane
w
procesach
sedymentacji/flotacji i filtracji.
W wyniku koagulacji z wody usuwane s
ą
cz
ą
stki trudno opadaj
ą
ce oraz
koloidalne decyduj
ą
ce o m
ę
tno
ś
ci wody lub intensywno
ś
ci jej barwy.
Usuwane s
ą
te
Ŝ
zasocjowane z nimi inne zanieczyszczenia w tym te
Ŝ
mikrozanieczyszczenia.
Obserwuje si
ę
wi
ę
c te
Ŝ
usuwanie:
wska
ź
ników zanienieczyszczenia organicznego,
prekursorów ubocznych produktów dezynfekcji i utleniania chemicznego.
W
ś
ród koloidów powoduj
ą
cych m
ę
tno
ść
dominuj
ą
:
koloidy hydrofobowe (cz
ą
stki zawiesin nieorganicznych i bezwodne tlenki metali),
za
ś
w
ś
ród decyduj
ą
cych o intensywno
ś
ci barwy
koloidy hydrofilowe (cz
ą
stki organiczne zawieszone,
Ŝ
ywe i martwe mikroorganizmy
oraz uwodnione tlenki metali).
Coraz cz
ęś
ciej z wód usuwane s
ą
koloidy pochodzenia antropogenicznego –
wprowadzane wraz ze
ś
ciekami (skrobia, białka, celuloza, barwniki organiczne itp.).
Koagulacja polega na przej
ś
ciu pseudo-roztworu koloidowego zwanego zolem w
Ŝ
el.
Faz
ę
rozproszon
ą
stanowi
ą
cz
ą
stki o wymiarach 10
7-
do 2*10
5-
cm.
Siłami stabilizuj
ą
cymi s
ą
przede wszystkim siły elektrostatyczne odpychania
si
ę
cz
ą
stek jedno-imiennie naładowanych.
Cz
ą
stki koloidowe maj
ą
jednoimienne ładunki pochodz
ą
ce b
ą
d
ź
z adsorpcji jonów
elektrolitów znajduj
ą
cych si
ę
w
ś
rodowisku dyspersyjnym, b
ą
d
ź
te
Ŝ
s
ą
wynikiem własnej
dysocjacji elektrolitycznej.
Cz
ą
stka koloidowa jest tym bardziej stabilna, im ma mniejsze rozmiary i
wi
ę
kszy ładunek.
Cz
ą
stki koloidowe w zale
Ŝ
no
ś
ci od zdolno
ś
ci adsorbowania na sobie cz
ą
stek
rozpuszczalnika dzielimy na
liofilowe (ulegaj
ą
one solwatacji)
liofobowe.
Ładunek elektryczny koloidów jest m.in. wynikiem selektywnej adsorpcji jonów z
otaczaj
ą
cego roztworu na powierzchni cz
ą
stki.
Najlepiej adsorbuj
ą
si
ę
jony wchodz
ą
ce w skład struktury cz
ą
stki koloidowej.
Dzi
ę
ki selektywnej adsorpcji cz
ą
stka uzyskuje ładunek dodatni lub ujemny.
Koagulacji zolu sprzyjaj
ą
:
zwi
ę
kszenie st
ęŜ
enia elektrolitów w roztworze
dodatek koloidu o przeciwnym znaku.
Koagulacja pod wpływem dodanego elektrolitu polega na zwi
ę
kszeniu liczby
jonów o znaku przeciwnym ni
Ŝ
ładunek cz
ą
stki koloidowej.
Zewn
ę
trzna warstwa tej cz
ą
stki posiada podwójn
ą
warstw
ę
elektryczn
ą
:
I – sz
ą
stanowi warstewka jonów zaadsorbowanych,
II -g
ą
stanowi warstwa jonów przeciwnego znaku znajduj
ą
ca si
ę
w pewnej odległo
ś
ci
wraz z odpowiedni
ą
ilo
ś
ci
ą
cz
ą
stek wody.
Zdolno
ść
koagulacyjna jonów zale
Ŝ
y od wielko
ś
ci ładunku.
W procesie koagulacji stosowanej do oczyszczania wód naturalnych mamy do
czynienia z układem, w którym woda jako czynnik dysperguj
ą
cy oraz dwa rodzaje
koloidów:
nadaj
ą
ce wodzie m
ę
tno
ść
i zabarwienie (maj
ą
ładunek ujemny)
powstaj
ą
ce podczas dodawania koagulanta (wodorotlenki Fe i Al, powstaj
ą
ce po
dodaniu soli tych metali maj
ą
ładunek dodatni).
Ujemnie
naładowane
koloidy
mog
ą
by
ć
destabilizowane
dodatnio
naładowanymi wodorotlenkami koagulantów i wytr
ą
caj
ą
si
ę
w postaci kłaczków.
Do najcz
ęś
ciej stosowanych koagulantów nale
Ŝą
: Al
2
(SO
4
)
3
*18 H
2
O, polimeryczny
AlCl
3
- PAC, FeSO
4
*7 H2O, FeCl
3
*6 H
2
O - PIX, Na
2
Al
2
O
4
Koagulacja siarczanem glinowym
I. hydroliza: Al
2
(SO
4
)
3
+ 6 H
2
O
⇒
2 Al(OH)
3
+ 3 H
2
SO
4
II. reakcja wtórna: 3 H
2
SO
4
+ 3 Ca(Mg) (HCO
3
)
2
⇒
3 (Mg)CaSO
4
+ 6 CO
2
+ 6 H
2
O
W
ś
rodowisku o okre
ś
lonym pH wodorotlenek glinowy ma ładunek dodatni,
przy czym powstaj
ą
cy koloidowy wodorotlenek wypada z roztworu w postaci kłaczkowatego
osadu uwodnionego tlenku.
Osad ten dzi
ę
ki du
Ŝ
ej powierzchni adsorpcyjnej sorbuje naturalne zawiesiny
koloidów, które nast
ę
pnie usuni
ę
te b
ę
d
ą
z wody w osadnikach, a potem na filtrach.
Wyniki koagulacji zale
Ŝą
od:
st
ęŜ
enia koagulantu (20-100 mg/l wody),
temperatury (około 100C),
pH (optymalne pH dla substancji humusowych 4,0-6,0 a nawet do 7,5, za
ś
dla
nieorganicznych 5,0-7,0 zale
Ŝ
nie od twardo
ś
ci wody),
dobrego wymieszania koagulantu z wod
ą
,
rodzaju zawiesiny.
Warto
ś
ci pH = 8 i wy
Ŝ
sze s
ą
mniej korzystne poniewa
Ŝ
w tych warunkach tworz
ą
si
ę
gliniany.
Wad
ą
tej metody jest zmiana twardo
ś
ci w
ę
glanowej na stał
ą
, a jednocze
ś
nie
zwi
ę
ksza si
ę
w wodzie zawarto
ść
agresywnego CO
2
.
Najmniejsz
ą
rozpuszczalno
ść
wodorotlenek glinowy ma przy pH w zakresie 6,5 - 7,5.
Koagulacja za pomoc
ą
glinianu sodowego
Daje on osad wodorotlenku w wyniku hydrolizy w roztworach wodnych oraz w
reakcjach z solami wapnia, magnezu i wolnym dwutlenkiem w
ę
gla.
Na
2
Al
2
O
4
+ 4 H
2
O
⇒
2 Al(OH)
3
+ 2 NaOH
Na
2
Al
2
O
4
+ Ca(HCO
3
)
2
+ 2 H
2
O
⇒
CaCO
3
+ Na
2
CO
3
+ 2 Al(OH)
3
Na
2
Al
2
O
4
+ MgSO
4
+ 4H
2
O
⇒
Mg(OH)
2
+ 2 Al(OH)
3
+ Na
2
SO
4
Na
2
Al
2
O
4
+ CO
2
+ 3 H
2
O
⇒
2 Al(OH)
3
+ Na
2
CO
3
Mo
Ŝ
e by
ć
u
Ŝ
yty w ni
Ŝ
szej temperaturze, wi
ąŜ
e krzemionk
ę
oraz sole magnezu, lecz
jest do
ść
drogi.
Na
2
Al
2
O
4
+ 4SiO
2
⇒
2 NaAl(SiO
3
)
2
2 NaAl(SiO
3
)
2
+ MgSO
4
⇒
MgAl
2
(SiO
3
)
4
+ Na
2
SO
4
Koagulacja siarczanem
Ŝ
elazawym
FeSO
4
+ 2H
2
O
⇒
Fe(OH)
2
+ H
2
SO
4
Tworz
ą
cy si
ę
kwas reaguje z wodorow
ę
glanami wapnia i magnezu. Powstaj
ą
cy
Fe(OH)
2
ma do
ść
du
Ŝą
rozpuszczalno
ść
, lecz pod wpływem tlenu rozpuszczonego w
uzdatnianej wodzie utlenia si
ę
do Fe(OH)
3
, który wypada w postaci kłaczków:
2 Fe(OH)
2
+ 0,5 O
2
+ H
2
O
⇒
2 Fe(OH)
3
; (2Fe(OH)
3
⇒
Fe
2
O
3
*3H
2
O)
Zwi
ą
zki
Ŝ
elaza(III) ulegaj
ą
hydrolizie, z tym
Ŝ
e koaguluj
ą
w szerszym zakresie pH: 4,5
do 9,0 (optymalne = 6,5), a siarczan
Ŝ
elaza(II) przy pH ok. 8,2. Konieczna jest korekta
wapnem dla usprawnienia przebiegu koagulacji.
FeSO
4
+ Ca(HCO
3
)
2
⇒
Fe(HCO
3
)
2
+ CaSO
4
Fe(HCO
3
)
2
+ 2 Ca(OH)
2
⇒
Fe(OH)
2
+ 2 CaCO
3
+ 2 H
2
O
FeSO
4
+ Ca(OH)
2
⇒
Fe(OH)
2
+ CaSO
4
Dodatek wapna przy
ś
piesza samoistny rozkład wodorow
ę
glanu
Ŝ
elaza(II):
Fe(HCO
3
)
2
⇒
Fe(OH)
2
+ 2 CO
2
Wapno nadaje po
Ŝą
dan
ą
zasadowo
ść
(pH). Najlepsze wyniki daje koagulacja z
udziałem chloru, który utlenia
Ŝ
elazo.
Koagulacja solami Fe ma t
ę
wy
Ŝ
szo
ść
nad koagulacj
ą
siarczanem glinu,
Ŝ
e osad
Fe(OH)
3
jest 1,5 razy ci
ęŜ
szy od Al(OH)
3
i szybciej opada, jest mniej wra
Ŝ
liwy na wy
Ŝ
sz
ą
zasadowo
ść
(nie tworz
ą
si
ę
Ŝ
elaziany).
Ma natomiast pewne wady:
wi
ę
ksza zawarto
ść
Fe w wodzie,
u
Ŝ
ywaj
ą
c FeCl
3
nast
ę
puje znaczny spadek pH (10% roztwór w wodzie ma
kwasowo
ść
zbli
Ŝ
on
ą
do 0,1 N HCl).
Czasem stosuje si
ę
mieszane koagulanty (siarczan glinowy i chlorek
Ŝ
elazowy).
Celem przy
ś
pieszenia koagulacji oraz zwi
ę
kszenia kłaczków stosuje si
ę
polielektrolity.
S
ą
to naturalne lub syntetyczne wielkocz
ą
steczkowe substancje organiczne lub
nieorganiczne, które aktywuj
ą
koagulacj
ę
oraz flokulacj
ę
, czyli narastanie kłaczków.
Nale
Ŝ
y do nich m.in. aktywowana krzemionka.
Mechanizm ich działania nie jest dobrze poznany, natomiast efekty s
ą
du
Ŝ
e:
przy
ś
pieszaj
ą
powstawanie g
ę
stych i du
Ŝ
ych kłaczków,
skracaj
ą
proces flokulacji,
umo
Ŝ
liwiaj
ą
przebieg procesu w niskich temp.,
zmniejszaj
ą
zu
Ŝ
ycie flokulantu,
ułatwiaj
ą
opadanie osadu.
Stosowane dawki polielektrolitów s
ą
bardzo małe - rz
ę
du 0,5 do 10 mg/l.
Przebieg procesu koagulacji i stosowane urz
ą
dzenia
Rodzaj urz
ą
dze
ń
do prowadzenia koagulacji zale
Ŝ
y od warunków, w jakich ona
przebiega, oraz od rodzaju wody.
Proces koagulacji i flokulacji obejmuje:
przygotowanie roztworu koagulantu i jego dawkowanie
szybkie wymieszanie roztworu koagulantu z uzdatnian
ą
wod
ą
reakcja koagulantu ze składnikami wody
tworzenie si
ę
i wzrost kłaczków oraz ich opadanie.
Proces ten przebiega w dwóch etapach:
wymieszanie roztworu koagulantu z wod
ą
w ci
ą
gu kilku minut i zaj
ś
cie reakcji
chemicznej
powolne mieszanie trwaj
ą
ce 15 do 30 minut, wtedy zachodzi proces flokulacji, a
na powstaj
ą
cych kłaczkach nast
ę
puje adsorpcja zanieczyszcze
ń
i opadanie osadu.
Dawkowanie roztworu koagulantu mo
Ŝ
e nast
ę
powa
ć
bezpo
ś
rednio do
przewodów wlotowych doprowadzaj
ą
cych wod
ę
surow
ą
do filtrów
Ŝ
wirowych.
Koagulacja ma wtedy charakter kontaktowy. Ustalona uprzednio dawka koagulantu
nie ulega zmianie w razie waha
ń
temperatury i jest na ogół ni
Ŝ
sza (1,5 - 3-krotnie) ni
Ŝ
w
metodach klasycznych (stosowana do wód surowych zawieraj
ą
cych mało koloidów).
Zwykła, powolna koagulacja jest stosowana do wód zanieczyszczonych du
Ŝ
ymi
ilo
ś
ciami koloidów, nosi ona nazw
ę
obj
ę
to
ś
ciowej i wymaga specjalnych urz
ą
dze
ń
:
do przygotowania i dawkowania koagulantów,
do mieszania koagulantu z uzdatnian
ą
wod
ą
,
dla procesu flokulacji,
osadzania osadu,
filtru po
ś
piesznego.
Koagulanty w roztworze przygotowuje si
ę
w zbiorniku zarobowym a dalej w
zbiorniku roboczym. Najcz
ęś
ciej przygotowuje si
ę
roztwór o st
ęŜ
eniu 5 do 10%.
Roztwór ten przepływa nast
ę
pnie do dawkownika.
Jony u
Ŝ
ywanych koagulantów ulegaj
ą
w wodzie reakcji protolitycznej, prowadz
ą
cej do
obni
Ŝ
enia pH a warunki koagulacji wymagaj
ą
podwy
Ŝ
szonego pH - konieczne jest wi
ę
c
wprowadzanie wapna.
Urz
ą
dzenia do przygotowania wody wapiennej lub mleka wapiennego i ich
dawkowania to dawkowniki stałe. S
ą
to zbiorniki, do których doprowadza si
ę
koagulanty z
których wypływaj
ą
odpowiednio wyregulowanym zaworem.
Dawkowniki proporcjonalne maj
ą
automatyczne urz
ą
dzenia do zmiany dawkowania
w zale
Ŝ
no
ś
ci od zmiennego przepływu wody.
Do dawkowania substancji sypkich stosuje si
ę
: dawkowniki g
ą
siennicowe,
tarczowe i inne.
Stałe koagulanty:
nie mog
ą
powodowa
ć
korozji urz
ą
dze
ń
,
nie mog
ą
zbryla
ć
si
ę
,
musz
ą
mie
ć
jednolity skład chemiczny w całej masie i
musz
ą
mie
ć
jednorodne uziarnienie,
musz
ą
by
ć
odporne na zmiany temperatury (np. siarczan glinu).
Mieszanie wody z koagulantem musi by
ć
intensywne i krótkotrwałe.
Mieszalniki dziel
ą
si
ę
na:
z burzliwym przepływem tzw. mijakowe
z mechanicznym mieszaniem.
Wła
ś
ciwy proces koagulacji obejmuje:
tworzenie si
ę
kłaczków
ich wzrost
ich sedymentacj
ę
.
Proces flokulacji trwa 15 - 30 minut i zale
Ŝ
y od:
optymalnej dawki koagulantu,
temperatury,
intensywno
ś
ci mieszania - jego tempo musi by
ć
tak dobrane, aby nie rozbija
ć
powstaj
ą
cych aglomeratów i zapobiega
ć
ich szybkiemu opadaniu.
Zale
Ŝ
nie od sposobu mieszania rozró
Ŝ
nia si
ę
:
komory reakcji z przegrodami,
komory reakcji z mieszadłami mechanicznymi.
Szybko
ść
przepływu wody 0,2 do 0,3 m/s, czas przebywania wody poddawanej
flokulacji wynosi od 15 do 30 minut.
Po koagulacji i flokulacji wod
ę
odprowadza si
ę
do osadników.
Koagulacja kontaktowa w odró
Ŝ
nieniu od obj
ę
to
ś
ciowej, jest procesem
powierzchniowym, zachodz
ą
cym na powierzchni zło
Ŝ
a filtrów kontaktowych.
Filtr kontaktowy podobny jest do filtru po
ś
piesznego otwartego. Woda wraz z
koagulantem dodanym bezpo
ś
rednio przed filtrem wpływa od dołu z pr
ę
dko
ś
ci
ą
5-6m/h,
str
ą
canie i wzrost kłaczków nast
ę
puje wewn
ą
trz zło
Ŝ
a na powierzchni ziaren piasku.
Koagulacja kontaktowa góruje nad obj
ę
to
ś
ciow
ą
dzi
ę
ki:
wi
ę
kszej szybko
ś
ci procesu,
mniejszym ilo
ś
ciom zu
Ŝ
ytego koagulantu,
niewra
Ŝ
liwo
ś
ci na zmiany temperatury
prostocie urz
ą
dze
ń
,
za
ś
wad
ą
jest niska wydajno
ść
procesu.
Koagulacja elektrolityczna polega na wykorzystaniu procesów elektrolitycznych,
które zachodz
ą
mi
ę
dzy elektrodami z
Ŝ
elaza lub glinu.
Z płyt podł
ą
czonych do bieguna dodatniego przechodz
ą
do roztworu kationy Fe
3+
lub
Al
3+
, które w przestrzeni anodowej tworz
ą
wodorotlenki tych metali, b
ę
d
ą
ce koagulantami.
Metoda ta wymaga znacznych ilo
ś
ci energii elektrycznej.
Zalet
ą
tej metody jest
szybkie powstawanie i osadzanie si
ę
kłaczków
mała zale
Ŝ
no
ść
procesu od waha
ń
pH wody
prostota urz
ą
dze
ń
.
Sprawno
ść
procesu zale
Ŝ
y od wielko
ś
ci powierzchni elektrod.
Akcelatory, precypitatory i pulsatory s
ą
to urz
ą
dzenia, w których mo
Ŝ
e zachodzi
ć
proces koagulacji ł
ą
cznie z klarowaniem.
W procesie tym usuwane s
ą
:
zanieczyszczenia organiczne i nieorganiczne o rozdrobnieniu koloidalnym
zawiesiny,
tak
Ŝ
e cz
ęś
ciowo substancje rozpuszczone.
Efektem skutecznej koagulacji jest:
zmniejszenie m
ę
tno
ś
ci,
zmniejszenie intensywno
ś
ci barwy,
obni
Ŝ
enie wska
ź
ników zanieczyszczenia organicznego, w tym prekursorów ubocznych
produktów dezynfekcji i utleniania chemicznego.
Koagulacj
ę
w odnowie wody stosuje si
ę
w celu zmniejszenia:
m
ę
tno
ś
ci
zawarto
ś
ci zwi
ą
zków fosforowych,
zwi
ą
zków organicznych mierzonych wska
ź
nikami: ChZT, BZT, OWO.