Mechanické (fyzikální) čištění se používá k oddělení nerozpuštěných minerálních a organických nečistot z odpadních vod. Jeho účelem je příprava průmyslových odpadních vod pro biologické (biochemické), fyzikálně-chemické a jiné jemnější čištění. Mechanické čištění zajišťuje uvolnění suspendovaných látek z vody až na 90-95 % a snížení organických polutantů o 20-25 % [11].
Produkt, který se získá odstraněním nerozpuštěných látek z odpadní vody, se nazývá sediment.
Hlavní metody odstraňování nerozpuštěných látek: pasírování, usazování, filtrace, centrifugace. Tyto procesy a zařízení jsou dostatečně podrobně popsány v knihách S. V. Belova [3] a S. V. Jakovleva [11].
3.4.1. Cedení a usazování nečistot
Hlavním zařízením pro pasírování jsou rošty. Mřížky se na čistírnách instalují, když do nich samospádem proudí odpadní voda. Je přípustné nepoužívat mřížky na čistírnách, pokud je voda dodávána čerpadly s mřížkami instalovanými před nimi s mezerami 16 mm nebo méně. Rošty mohou být s ručním nebo mechanizovaným vyprazdňováním sedimentu, podle konstrukčních vlastností mohou být svislé nebo šikmé, stejně jako drtící rošty. Na Obr. Obrázek 3.3 ukazuje schéma síta s mechanizovaným vyprazdňováním sedimentu.
Rýže. 3.3. Mřížový diagram
1 – mřížka z kovových tyčí; 2 – mechanismus pro odstranění osob zadržených mřížkou
znečištění; 3 – dopravník pro podávání zadržených nečistot do drtiče
Je třeba poznamenat, že rošty jsou instalovány k odsávání velkých částic větších než 10 mm z odpadní vody. Stále menší částice se pohybují s odpadní vodou k předběžnému usazování.
metoda bránící se se dělí na 2 skupiny:
zjasnění v poli gravitačních sil;
objasnění v oblasti odstředivých sil.
Pro objasnění v oblasti gravitačních sil se používají lapače písku a usazovací nádrže.
lapače písku obvykle se používá k oddělení minerálních částic větších než 200 mikronů z odpadních vod. Instalují se při průchodnosti čistírny odpadních vod větším než 100 m 3 /den. Lapače písku zadržují 40-50 % nerozpuštěných látek. Účinnost čištění je dána velikostí hydrauliky. Hydraulická velikost je rychlost, jakou se suspendované částice usazují v poli gravitačních sil. Hydraulický rozměr (U) se měří v mm/s a je určeno vzorcem
kde Н – hloubka průtokové části lapače písku nebo usazovací nádrže;
τ – doba usazování částic ve válci s výškou vodního sloupce h = 500 mm při teplotě 20 o C;
n – exponent určený pomocí speciálních tabulek. Říká se mu také gravitační koagulační koeficient. Za normálních podmínek bez přídavku koagulantů se pohybuje od 0,5 do 2. Při použití koagulantů klesá na 0,35-0,75.
Na základě těchto ukazatelů je možné vypočítat pracovní dobu toku odpadních vod
t1 = H(U – w)(3.7)
kde w – vertikální složka turbulentního proudění, mm/s
w = 0,05 v (3.8)
kde v – rychlost proudění, m/s.
Návrhová délka konstrukce je určena vzorcem
L = t v . (3.9)
Mezi hlavní typy lapačů písku patří: horizontální s lineárním nebo kruhovým pohybem vody, vertikální, provzdušňované, tangenciální se šroubovací podložkou písku.
Horizontální lapače písku s kruhovým pohybem odpadní vody jsou určeny k odstraňování písku z průmyslových odpadních vod, které mají neutrální nebo mírně alkalickou reakci. Jsou navrženy pro produktivitu 1400-70000 m 3 /den. Hojně používané jsou horizontální lapače písku s lineárním pohybem vody (obr. 3.4), jejichž součástí je přívodní potrubí 1, výfukové potrubí 4 a pískovna (sběrač kalu) 3.
Rýže. 3.4. Schéma horizontálního lapače písku
1 – přívodní potrubí; 2 – těleso lapače písku; 3 – sběrač kalů (pískovna); 4 – výfukové potrubí
Horizontální lapače písku tohoto typu mají průtočnou kapacitu 70-280 tis. m 3 /den. Rychlost pohybu odpadní vody je 0,15-0,3 m/s, doba pobytu v pracovním prostoru je cca 1 minuta.
Vertikální lapače písku (obr. 3.5) se skládají z přívodního potrubí 1, příčky 2 ke změně směru pohybu vyčištěné vody, sběrač kalu 3 a výstupní potrubí 5. Ve sběrači kalu je otvor 4 k odstranění kalu. Vertikální lapače písku mají lineární rychlost 0,03-0,04 m/s, doba proudění v pracovní oblasti je 2-2,5 minuty a hydraulická velikost je až 25 mm/s.
K oddělení mechanických nečistot frakčním složením nebo hustotou se používají provzdušňované lapače písku (obr. 3.6), jejichž součástí je přívodní potrubí 2, vzduchové potrubí, rozdělovače vzduchu 3, výstupní potrubí 4, sběrač kalů 5 s dírou 6 k odstranění kalu. Ukládají se velké frakce jako u horizontálních lapačů písku. Malé částice jsou obaleny vzduchovými bublinami, vyplavou nahoru a jsou odstraněny z povrchu pomocí škrabacích mechanismů. Délka takových lapačů písku je určena vzorcem
Rýže. 3.5. Schéma vertikálního lapače písku
1 – přívodní potrubí; 2 – přepážka; 3 – sběrač kalu; 4 – otvor pro odvod kalu; 5 – výstupní potrubí
Rýže. 3.6. Schéma lapače provzdušněného písku
1 – přívodní potrubí; 2 – vzduchové potrubí; 3 – rozdělovače vzduchu; 4 – výstupní potrubí; 5 – sběrač kalu; 6 – otvor pro odvod kalu
Provzdušňované lapače písku se používají k separaci minerálních částic z odpadních vod o hydraulické velikosti částic 13-18 mm/sec. Rychlost pohybu odpadní vody je 0,08-0,12 m/s.
Averifiers slouží k regulaci složení a průtoku odpadních vod vstupujících do čistíren, což umožňuje zvýšit účinnost a spolehlivost mechanických, biologických a fyzikálně-chemických čistících zařízení. Ekonomického efektu je dosaženo vyrovnáním špičkových koncentrací a průtoků odpadních vod vstupujících do čištění.
Konstrukčně jsou homogenizátory obdélníkové nádrže vyrobené ze železobetonu. V domácí praxi se používají homogenizátory pracující na principu diferenciace proudění a homogenizátory s promícháváním přiváděné odpadní vody.
Okruh průměrovače s diferenciací průtoku odpadních vod je na Obr. 3.7. Princip činnosti tohoto homogenizátoru je následující: odpadní voda po čištění na roštech a lapačích písku vstupuje do rozvodné studny 8, ze kterého je odváděna skluzy do chodeb homogenizátoru 3 a poté shromážděny v diagonálních podnosech 4, ze kterého odtéká odpadní voda do výstupní komory 5. Účinnosti průměrování podle koncentrace je dosaženo díky rozdílné době dojezdu jednotlivých porcí odpadní vody do sběrné vany. Typický průměr se skládá ze 4-6 paralelních chodeb.
Rýže. 3.7. Obvod pravoúhlého průměrovače s derivací
průtok odpadní vody
1 – vstupní potrubí s uzávěrem; 2 – diagonální přepážka; 3 – chodby; 4 – prefabrikované podnosy; 5 – výstupní komora; 6 – výstupní potrubí; 7 – okap pro přívod odpadních vod; 8 – distribuční studna
Dále se při čištění průmyslových odpadních vod používají homogenizátory typu bubbler o celkové kapacitě 600, 900, 1200, 1800 m 3 a také radiální dosazovací nádrže-průměrovače, které kombinují procesy usazování a průměrování. Byly také vypracovány návrhy průměrů pro zajištění dodržení vypočtené hodnoty průměrného průtoku vypouštěné vody.
Usazovací nádrže. V usazovacích nádržích se zpravidla oddělují částice menších velikostí než v lapačích písku, což předurčuje větší rozmanitost usazovacích nádrží před lapáky písku. Některá provedení těchto zařízení jsou znázorněna na Obr. 3.8.
Všechna sedimentační zařízení jsou rozdělena do 2 typů: periodická a kontinuální.
Typy zařízení průběžných usazovacích nádrží: vertikální, horizontální, radiální.
Rýže. 3.8. Septické nádrže
a – horizontální: 1 – vstupní zásobník; 2 – usazovací komora; 3 – výstupní zásobník;
b – vertikální: 1 – válcová část; 2 – centrální potrubí; 3 – okap,
4 – kuželová část;
c – radiální: 1 – rám; 2 – okap; 3 – Spínací zařízení; 4 – uklidňující komora; 5 – škrabací mechanismus;
d – se šikmými deskami: 1 – rám; 2 – desky; 3 – kalový přijímač
Horizontální usazovací nádrže (obr. 3.8, a) jsou podlouhlé a obdélníkové nádrže o hloubce 1,5-4,0 m s jímkou pro sběr sedimentu. Délka takových usazovacích nádrží je 8-12 m a šířka chodby je 3-6 m. Horizontální lapače písku diskutované výše mají stejný design. Sediment se do jámy přesouvá pomocí škrabkového mechanismu. Horizontální rychlost pohybu vody v usazovací nádrži není vyšší než 0,01 m/s. Tím je zajištěno dosažení stanoveného stupně sedání za 1-3 hodiny.
Vertikální usazovací nádrž (obr. 3.8, b) je válcová nebo čtvercová nádrž s kuželovým dnem. Odpadní voda je přiváděna centrálním potrubím. Po vložení se pohybuje nahoru směrem ke skluzu. Pro zajištění rovnoměrného rozvodu vody je konec přívodního potrubí opatřen hrdlem a rozvodnou deskou. K usazování částic tedy dochází ve vzestupném proudění, jehož rychlost je 0,4-0,6 m/s. Výška depoziční zóny je 4-5m.
Radiální usazovací nádrže jsou kruhové nádrže (obr. 3.8, c), ve kterých se voda pohybuje od středu k okraji. Hloubka průtokové části takové usazovací nádrže je 1,5-5 m a poměr průměru k hloubce je od 6 do 30. Obvykle se používají usazovací nádrže o průměru 9-60 m. Takové usazovací nádrže se používají při průtoku odpadních vod nad 2000 m 3 /den.
Zvýšit účinnost usazovacích nádrží je možné zvětšením nejen plochy, ale i hloubky usazení. To se používá u trubkových (obr. 3.8, d) a deskových (obr. 3.8, e) zařízení.
V trubkových usazovacích nádržích jsou hlavním pracovním prvkem svazky trubek čtvercového, kruhového nebo šestihranného průřezu. Trubky jsou instalovány v určitém úhlu k horizontále. Trubkové sedimentační nádrže s mírným úhlem sklonu pracují periodicky.
Deskové sedimentační nádrže mají v tělese instalováno několik paralelních desek se vzdáleností mezi nimi 25-100 mm. Desky jsou instalovány pod určitým úhlem k horizontále, dostatečným pro samovolné sesouvání sedimentu. Úhel se nastavuje experimentálně.
Mezi gravitačními usazovacími nádržemi používanými v průmyslu lze rozlišit skupinu nejjednodušších zařízení – periodická zařízení. Zpravidla se jedná o válcové nádrže velkého průměru (obr. 3.9).
Rýže. 3.9. Schéma gravitační usazovací nádrže s periodickým působením
1 – rám; 2 – potrubí pro odvod kalu; 3 – potrubí pro vypouštění sedimentu
Přístroje 1 objem V periodicky naplněné suspenzí, která se časem usadí τо. Nejprve se potrubím vypustí čistá kapalina 2a poté se výsledný koncentrovaný sediment odstraní potrubím 3. Toto je dávková usazovací nádrž. Může pracovat i v nepřetržitém režimu.
Výkon takové usazovací nádrže nezávisí na její výšce, ale závisí na rychlosti usazování částic (hydraulická velikost – U), dobu trvání suspenze v usazovací nádrži (τ) a oblast usazovací nádrže (S).
Požadovaná plocha usazovací nádrže se vypočítá pomocí vzorce
kde Qc – denní kapacita usazovací nádrže,
t – denní provozní doba usazovací nádrže,
U – hydraulická velikost částic,
k – koeficient objemového využití plochy usazovací nádrže, rovný poměru průměrné skutečné doby zdržení vody v usazovací nádrži k vypočtené. Pro vertikální usazovací nádrže je tento koeficient 0,4-0,5 a pro radiální a horizontální usazovací nádrže – 0,71-0,8.
Účinnost usazování v tenkovrstvých sedimentačních nádržích se výrazně zvyšuje, když se při nízkých koncentracích nerozpuštěných látek ztrácí rozdíl mezi zónami III a 1U (obr. 1.10). V tomto případě se nevytváří zóna omezené sedimentace a výška usazování se snižuje. Tento indikátor (Нots) se vypočítá pomocí vzorce
kde Qч – hodinová kapacita usazovací nádrže.
Usazovací výška je 0,5 – 1 m. Tato výška je akceptována pro výpočty v tenkovrstvých deskových nebo trubkových usazovacích nádržích. V ostatních usazovacích nádržích by to mělo být zpravidla 3-4krát více.
Mezi fyzikálně-chemické metody čištění odpadních vod patří koagulace, flotace, adsorpce, iontová výměna, extrakce, rektifikace, odpařování, destilace, reverzní osmóza a ultrafiltrace, krystalizace, desorpce atd. Tyto metody se používají k odstranění jemných suspendovaných částic (pevných látek) z odpadních vod a kapalné), rozpustné plyny, minerální a organické látky.
Využití fyzikálně-chemických metod čištění odpadních vod oproti biochemickým má řadu výhod: 1) schopnost odstraňovat z odpadních vod toxické biochemicky neoxidovatelné organické kontaminanty; 2) dosažení hlubšího a stabilnějšího stupně čištění; 3) menší velikost konstrukce; 4) menší citlivost na změny zatížení; 5) možnost plné automatizace; 6) hlubší znalost kinetiky některých procesů a také problematiky modelování, matematického popisu a optimalizace, což je důležité pro správný výběr a výpočet zařízení; 7) metody nesouvisejí s monitorováním činností živých organismů; možnost regenerace různých látek.
Volba jedné nebo druhé metody čištění (nebo několika metod) se provádí s přihlédnutím k hygienickým a technologickým požadavkům na vyčištěné průmyslové odpadní vody za účelem jejich dalšího využití, jakož i s přihlédnutím k množství odpadních vod a koncentraci kontaminantů. v něm dostupnost potřebných materiálových a energetických zdrojů a efektivita procesu.
8.1. Koagulace a flokulace
Koagulace. Jedná se o proces zvětšování dispergovaných částic v důsledku jejich interakce a asociace do agregátů. Při čištění odpadních vod se používá k urychlení procesu sedimentace jemně rozptýlených nečistot a emulgovaných látek. Koagulace je nejúčinnější pro odstranění koloidních dispergovaných částic z vody, tj. částic o velikosti 3-100 mikronů. Koagulace může nastat spontánně nebo pod vlivem chemických a fyzikálních procesů. V procesech čištění odpadních vod dochází ke srážení pod vlivem speciálních látek přidávaných do nich – koagulantů. Koagulanty ve vodě tvoří vločky hydroxidů kovů, které se vlivem gravitace rychle usazují. Vločky mají schopnost zachytit koloidní a suspendované částice a agregovat je. Protože koloidní částice mají slabý záporný náboj a koagulační vločky mají slabý kladný náboj, vzniká mezi nimi vzájemná přitažlivost.
Koloidní částice se vyznačují tvorbou dvojité elektrické vrstvy na povrchu částic. Jedna část dvojvrstvy je fixována na rozhraní a druhá vytváří oblak iontů, tj. jedna část dvojvrstvy je stacionární a druhá pohyblivá (difuzní vrstva). Potenciální rozdíl, který vzniká mezi stacionární a pohyblivou částí vrstvy (v objemu kapaliny), se nazývá zeta potenciál ξ nebo elektrokinetický potenciál, který se liší od termodynamického potenciálu E, což je rozdíl potenciálů mezi povrchem částice a kapalina. Zeta potenciál závisí jak na E, tak na tloušťce dvojité vrstvy. Jeho hodnota určuje velikost elektrostatických odpudivých sil mezi částicemi, které brání částicím, aby se k sobě přilepily. Malá velikost koloidních částic kontaminantů a negativní náboj distribuovaný na povrchu těchto částic určuje vysokou stabilitu koloidního systému.
Aby došlo ke koagulaci koloidních částic, je nutné snížit jejich zeta potenciál na kritickou hodnotu přidáním iontů s kladným nábojem. Při koagulaci tedy dochází k destabilizaci koloidních částic v důsledku neutralizace jejich elektrického náboje. Koagulační účinek závisí na mocenství koagulačního iontu, který nese náboj opačný než je znaménko náboje částice. Čím vyšší je valence, tím účinnější je koagulační účinek.
K zahájení koagulace se částice musí k sobě přiblížit na vzdálenost, na kterou mezi nimi působí přitažlivé síly a chemická afinita. K přiblížení částic dochází v důsledku Brownova pohybu, stejně jako při laminárním nebo turbulentním pohybu vodního toku. Koagulační účinek solí je výsledkem hydrolýzy, ke které dochází po rozpuštění.
Proces hydrolýzy koagulantů a tvorby vloček probíhá v následujících fázích:
Ve skutečnosti je proces hydrolýzy mnohem složitější. Kovový iont tvoří řadu meziproduktů prostřednictvím reakcí s hydroxidovými ionty a polymerací. Výsledné sloučeniny mají kladný náboj a jsou snadno adsorbovány záporně nabitými koloidními částicemi.
Jako koagulanty se obvykle používají soli hliníku a železa nebo jejich směsi. Výběr koagulantu závisí na jeho složení, fyzikálně-chemických vlastnostech a ceně, koncentraci nečistot ve vodě, pH a složení solí vody.
Jako koagulanty se používá síran hlinitý A12(TAK4)318H2Ó; hlinitan sodný NaA1O2; hydroxychlorid hlinitý A12(ON)5Cl; hliník-draslík a hliník-amoniumtetraoxosulfáty [kamenec-hliník draselný KA1(SO4)2 12H2O a amoniak NH4A1(SO4)212H2Ó]. Z nich je nejčastější síran hlinitý, který je účinný v rozmezí pH 5-7,5. Je vysoce rozpustný ve vodě a má relativně nízkou cenu. Používá se suchý nebo jako 50% roztok. Při koagulaci síranu hlinitého interaguje s hydrogenuhličitany přítomnými ve vodě:
Hlinitan sodný se používá v suché formě nebo ve formě 45% roztoku. Je to alkalické činidlo, při pH = 9,3-9,8 tvoří rychle se usazující vločky. K neutralizaci přebytečné alkality lze použít kyseliny nebo spaliny obsahující CO.2:
Ve většině případů se používá směs NaA1O2+Al(SO4)3 v poměru (10:1) – (20:1):
Kombinované použití těchto solí umožňuje zvýšit čiřící účinek, zvýšit hustotu a rychlost sedimentace vloček a rozšířit optimální rozsah pH prostředí.
Oxychlorid hlinitý je méně kyselý, a proto je vhodný pro úpravu mírně alkalických vod; díky vysokému obsahu ve vodě rozpustného hliníku v něm se flokulace a sedimentace koagulované suspenze urychlí například reakcí:
Ze solí železa se jako koagulanty používají sírany železa.2(TAK4)3* 2H2O, Fe2(TAK4)3* 3H2O a FeSO4* 7H2O, stejně jako chlorid železitý FeCl3. K největšímu zesvětlení dochází při použití železitých solí. Chlorid železitý se používá v suché formě nebo ve formě 10-15% roztoků. Sulfáty se používají ve formě prášku. Dávka koagulantu závisí na pH odpadní vody. Pro Fe 3+ je pH 6-9 a pro Fe 2+ je pH 9,5 a vyšší. NaOH a Ca(OH) se používají k alkalizaci odpadních vod.2. K tvorbě vloček dochází prostřednictvím následujících reakcí:
Soli železa jako koagulanty mají oproti solím hliníku řadu výhod: lepší působení při nízkých teplotách vody; širší rozsah optimálních hodnot pH; větší pevnost a hydraulická jemnost vloček; možnost použití pro vody s širším rozsahem složení soli; schopnost eliminovat škodlivé pachy a chutě způsobené přítomností sirovodíku. Existují však i nevýhody: tvorba silně barvících rozpustných komplexů při reakci kationtů železa s některými organickými sloučeninami; silné kyselé vlastnosti, které zvyšují korozi zařízení; méně vyvinutý povrch vloček.
Při použití směsí A12(TAK4)3 a FeCl3 v poměrech od 1:1 do 1:2 se dosáhne lepšího výsledku koagulace než při použití samostatných činidel. Sedimentace vloček se urychluje. Kromě výše uvedených koagulantů lze k čištění odpadních vod použít různé jíly, odpady z výroby s obsahem hliníku, leptací roztoky, pasty, směsi a strusky s obsahem oxidu křemičitého.
Optimální dávka činidla se stanoví na základě zkušební koagulace.
Rychlost koagulace závisí na koncentraci elektrolytu. Obecně je tato závislost znázorněna na Obr. II-16. Při nízkých koncentracích elektrolytu se účinnost srážek částic, tj. poměr počtu srážek končících adhezí k celkovému počtu srážek, blíží nule (ψ = 0). Se zvyšující se koncentrací se zvyšuje rychlost koagulace, ale ne všechny srážky jsou účinné – taková koagulace se nazývá pomalá. Při ψ = 1 dochází k rychlé koagulaci, při které všechny srážky částic končí tvorbou agregátů.
Rychlost rychlé koagulace pro stacionární prostředí s Brownovým pohybem částic podle Smoluchowského teorie je rovna:
Počet částic na jednotku objemu vody během času τ pro rychlou a pomalou koagulaci je určen vzorcem:
Pro laminární a turbulentní pohyb vodního toku je počet interakcí částic za jednotku času v jednotkovém objemu kapaliny nл a nт. vypočítá se pomocí vzorců:
kde nх — počet shluků částic; K je koagulační konstanta K ≈ 4pR ≈ 8pDr; D je difúzní koeficient jednotlivých částic; r je poloměr částice; R je vzdálenost, na kterou se částice musí přiblížit, aby došlo k jejich sjednocení (R ≈ 2r); n— počáteční koncentrace částic; T1/2 — doba koagulace, během níž se počet částic na jednotku objemu sníží na polovinu; ψ – koeficient účinnosti srážky částic; nл a nT— počet interakcí částic za jednotku času na jednotku objemu pro laminární a turbulentní pohyb vodního toku; n a n2— počet částic o velikosti d1 ad2 respektive; (G – gradient rychlosti (G=dv/dz); u1 a vy2jsou střední kvadratické rychlosti dvou koagulačních částic.
Rýže. II-16. Závislost relativní rychlosti koagulace na koncentraci elektrolytu
V polydisperzních systémech dochází ke koagulaci rychleji než v monodisperzních systémech, protože velké částice při usazování s sebou nesou menší. Tvar částic také ovlivňuje rychlost koagulace. Například podlouhlé částice koagulují rychleji než kulovité.
Velikost vloček (v rozmezí 0,5-3 mm) je určena vztahem mezi molekulárními silami držícími částice pohromadě a hydrodynamickými separačními silami, které mají tendenci ničit agregáty. Pro charakterizaci vloček se používá koncept ekvivalentního průměru:
kde v je kinematická viskozita vody; ρх— hustota vloček; woc — rychlost volné depozice; NAф — koeficient tvaru vloček.
Hustota vloček je určena s ohledem na hustoty vody pв a ustálená fráze ρт a objem pevných látek na jednotku objemu vloček δт:
Síla vloček závisí na granulometrickém složení výsledných částic a plasticitě. Aglomeráty částic, které mají heterogenní velikost, jsou pevnější než ty, které jsou homogenní. Vlivem uvolňování plynů z vody a také v důsledku provzdušňování a flotace dochází k plynovému nasycení vloček, které je doprovázeno poklesem hustoty vloček a snížením rychlosti sedimentace.
Flokulace. Jedná se o proces agregace suspendovaných částic, kdy se do odpadních vod přidávají vysokomolekulární sloučeniny zvané flokulanty. Na rozdíl od koagulace dochází při flokulaci k agregaci nejen přímým kontaktem částic, ale také jako výsledek interakce molekul flokulantu adsorbovaného na částicích.
Flokulace se provádí za účelem zintenzivnění procesu tvorby vloček hydroxidu hliníku a železa, aby se zvýšila rychlost jejich ukládání. Použití flokulantů umožňuje snížit dávku koagulantů, zkrátit dobu koagulačního procesu a zvýšit rychlost sedimentace vzniklých vloček.
Pro čištění odpadních vod se používají přírodní a syntetické flokulanty. Mezi přírodní flokulanty patří škrob, dextrin, ethery celulózy atd. Aktivní oxid křemičitý (xSiO2 *yH2O) je nejběžnějším anorganickým flokulantem. Ze syntetických organických flokulantů je u nás nejpoužívanější polyakrylamid [-CH2 -CH-CONH2]n , technický (PAA) n hydrolyzovaný (HPPA). Technický PAA se získává reakcí akrylonitrilu s kyselinou sírovou s následnou polymerací akrylamidu. Hydrolyzovaný polyakrylamid se získává zmýdelněním technického PAA alkálií.
Při volbě složení a dávky flokulantu se berou v úvahu vlastnosti jeho makromolekul a charakter dispergovaných částic. Optimální dávka PAA pro čištění průmyslových odpadních vod se pohybuje v rozmezí 0,4-1 g/m 3 . PPA působí v širokém rozmezí pH. Rychlost sedimentace vyvločkovaných vloček však při pH>9 klesá.
Mechanismus účinku flokulantů je založen na následujících jevech: adsorpce molekul flokulantu na povrchu koloidních částic; síťování (tvorba síťové struktury) molekul flokulantu; adheze koloidních částic v důsledku van der Waalsových sil. Působením flokulantů se mezi koloidními částicemi vytvářejí trojrozměrné struktury schopné rychlejšího a úplnějšího oddělení od kapalné fáze. Důvodem pro vznik takových struktur je adsorpce flokulantních makromolekul na několika částicích s tvorbou polymerních můstků mezi nimi. Koloidní částice jsou negativně nabité, což podporuje proces vzájemné koagulace s hydroxidem hliníku nebo železa. Při přidání aktivovaného křemičitanu se rychlost nanášení zvýší 2-3krát a zvýší se čiřící účinek. Polyakrylamid se vyrábí ve formě 7-9% gelu, který tvrdne při teplotách pod 273°K. Když se PAA přidá do vody, jeho viskozita prudce vzroste.
Účinnost jakéhokoli flokulantu se vypočítá pomocí vzorce:
kde wsf a w jsou usazovací rychlost flokulovaného a neflokulovaného kalu, v tomto pořadí, mm/s; q—spotřeba flokulantu na 1 tunu pevné hmoty, g.
Proces čištění odpadních vod koagulací a flokulací se skládá z následujících fází: dávkování a smíchání činidel s odpadní vodou; flokulace a sedimentace vloček (obr. II-17).
K míchání koagulantů s vodou se používají hydraulické a mechanické míchačky. U hydraulických mísičů dochází k míchání vlivem změn směru pohybu a rychlosti proudění vody. Schéma jednoho z mixérů je na Obr. II-18, . V mechanických mísičích – zařízeních s míchadlem – musí být proces míchání rovnoměrný a pomalý, aby částice, když se spojí, vytvořily vločky, které se při otáčení míchadla nezničí.
Po smíchání odpadní vody s činidly je voda odeslána do flokulačních komor. Používají se komory s přepážkou, vírem a mechanickými míchadly. K tvorbě vloček v komorách dochází pomalu – během 10-30 minut. Schéma přepážkové komory je na Obr. II-18, b.
Rýže. II-17. Schéma zařízení pro čištění vody koagulací: 1 – nádoba; 2 – dávkovač; 3 – mixér; 4 – flokulační komora; 5 – jímka
Jedná se o nádrž rozdělenou přepážkami na řadu chodeb, kterými postupně prochází voda. Rychlost vody v chodbách se předpokládá 0,2-0,3 m/s.
Sedimentace vloček probíhá v usazovacích nádržích a usazovacích nádržích, jejichž konstrukce je popsána v sedmé kapitole. Stupně míšení, koagulace a srážení se často provádějí v jednom zařízení. Jedno z takových zařízení je znázorněno na obr. II-18, v.
Odpadní voda smíchaná s koagulantem proudí potrubím do odlučovače vzduchu. Voda se poté pohybuje centrálním potrubím do distribučních potrubí, které končí tryskami pro distribuci a rotaci vody v prstencové zóně, kam se zavádí flokulant. V prstencové zóně se tvoří koagulační vločky. Suspendované částice s vločkami se usazují na dně a jsou odstraněny z přístroje. Vyčištěná voda vstupuje otvorem do okapu, odkud je směrována k použití.
