Интенсификация водоочистки полиакриламидными флокулянтами

Размещено на http://www.allbest.ru/

Размещено на http://www.allbest.ru/

Интенсификация водоочистки полиакриламидными флокулянтами

Природная вода является сложной коллоидной системой, содержащей органические и неорганические вещества, а также тонкодиспергированные компоненты. Кроме того, качество природных вод может меняться в зависимости от времени года, химического и дисперсионного состава. Поэтому при производственных испытаниях необходимо учитывать качество исходной воды и индивидуальные особенности водоочистных станций. Влияние этих факторов на водоочистку охарактеризовано в монографиях [1, 3, 4,1 5], а влияние коагулянтов - в монографиях [16, 4] и поэтому эти вопросы в данном обзоре подробно не рассматривались. Одной из основных задач в технологии водообработки является выбор оптимальных видов реагентов для конкретного водоисточника, определение условий их применения и необходимых доз. Для очистки природной воды от взвешенных и коллоидно-дисперсных веществ на отечественных водопроводных станциях до последнего времени применялись в основном коагулянт - сульфат алюминия (СА) и флокулянт - ПАА. С появлением новых реагентов стала оцениваться их эффективность в сравнении с СА и ПАА и проводиться испытания водоочистки в различных городах и регионах России. Отдельные сведения по реагентной обработке воды поверхностных источников с использованием коагулянтов и флокулянтов приведены в работах, опубликованных в последние годы [17-19].

Использованная технология очистки воды р. Дон на водопроводной станции г. Новочеркасска предусматривает применение бинарных реагентов - высокомолекулярного флокулянта Феннопола А-321 с коагулянтами - гидроксохлоридом алюминия (ГОХА) и СА [20]. Влияние коагулянтов на мутность очищенной воды при отстаивании показано на рис. 1. Видно, что в широком интервале концентраций ГОХА обеспечивает более полное осветление воды и его оптимальная доза меньше, чем СА. Добавки Феннопола (доза 0,150,2 мг/л) эффективно осветляли воду при температуре 2⁰С и снижали дозу коагулянта до 24 мг/л. Аэрирование воды на стадии её смешения с реагентами ускоряло процесс десорбции углекислоты, образующейся вследствие гидролиза коагулянта, и увеличивало завершённость гидролиза. Удаление углекислого газа из сферы реакции гидролиза способствовало образованию плотных хлопьев, быстрому их осаждению и осветлению воды. Сопоставление действия СА (Ki) и ГОХА (К2) в отсутствие и присутствии ПАА при очистке воды р. Волги на водопроводной станции КУП «Водоканал» г. Казани показано в работе [21]. Результаты испытаний, проведенных в летний период 1999 г., показаны в табл. 1. Табличные данные свидетельствуют об улучшении нормативных показателей очищенной воды при замене СА на ГОХА. Дополнительное введение после коагулянтов ПАА не эффективно сказывалось на водоочистке, поскольку исходная вода в июле 1999 г. не характеризовалась большой загрязнённостью.

На Рублевской водопроводной станции «Мосводоканала» (москворецкий источник) испытана пилотная установка компании «Дегремон» для очистки воды с применением бинарных реагентов - коагулянтов СА и оксихлорида алюминия (ОХА) с анионным флоку-лянтом ASP 25 [сополимер акриламида (АА) с акрилатом натрия (Na-АК) с содержанием ионогенных звеньев а= 5 мол%] [18]. Испытания проводились в 1997-1998 гг. в течение всех сезонных изменений качества исходной воды. СА оказался более эффективным в период теплой исходной воды, а в зимний период более эффективным являлся ОХА. Совместное использование коагулянтов и флокулянта эффективно снижало основные характеристики загрязненности воды после отстаивания: мутность - на 80-85%, цветность - на 50-60%, перманганатная окисляемость - на 40-50%, содержание железа - на 90%, аммония - до 0,1 мг-л и содержание фитопланктона - на 97-98% (даже в период бурного цветения воды).

Влияние интервала между моментом введения СА и анионного флокулянта Маг-нафлок LT27 на очистку воды рассмотрено в работе [22]. При малой дозе флокулянта (0,02 мг/л) и дозе коагулянта 5 мг/л интервал времени 30-120 с между дозировкой реагентов не влиял на цветность воды, а при большой дозе флокулянта (0,30 мг/л) и той же дозе коагулянта с увеличением интервала времени между дозировками реагентов цветность воды снижалась. Увеличение интервала до момента ввода флокулянта способствовало более полной сорбции гумусовых веществ частицами гидроксида алюминия и последующей сорбции флокулянта.

В настоящее время в г. Перми компанией ЗАО «Москва-Штокхаузен-Пермь» по немецкой технологии налажено производство высокоэффективных флокулянтов Праесто-лов, которые имеют высокую молекулярную массу (М), 100%-ное содержание основного вещества, а также широкий спектр марок неионного, анионного и катионного полимеров, адаптированных к различным видам суспензий и процессам их разделения. Рассмотрим результаты применения Праестолов в отсутствие и в сочетании с коагулянтами для обесцвечивания и очистки природной воды.

На основании модельных исследований на суспензии каолина [23,24] проведено сопоставление качества очистки природной воды различными флокулянтами в сочетании с СА [25]. В качестве флокулянтов применяли аммиачный ПАА производства Завода им. Я.М. Свердлова г. Дзержинск, неионный Праестол 2500 (ПАА), анионные Праестолы 2515 TR, 2530 TR и 2540 TR (сополимеры АА с Na-АК) производства компании ЗАО «Москва-Штокхаузен-Пермь». Характеристики флокулянтов приведены в табл. 3. Образцы частично гидролизованного ПАА (ГПАА) - В (Г), Е и гидролизованного Праестола (И) получали в производственных условиях на установке для растворения полимера щелочным гидролизом образцов Б, А и З соответственно. Щелочной гидролиз использовался для частичного замещения амидных групп ПАА на карбоксилатные и проводился в условиях, установленных на основании ранее выполненных исследований [26-28]. На рис. 2 показано влияниеконцентрации флокулянта (С_п) на флокулирующий эффект (D), который рассчитывали по формуле [29]

Опыты, проведенные на одной партии природной воды (мутность 4,2 мг/л, цветность 48,5 градусов, щелочность 1,5 мг/л) при концентрации коагулянта Ск=6-10^-3% показали увеличение D с ростом Сп для всех флокулянтов. Это следствие увеличения концентрации макромолекулярных мостиков, образованных при адсорбции макромолекул на поверхности частиц дисперсной фазы, что формировало крупные агрегаты из частиц дисперсной фазы и макромолекул и снижало устойчивость системы. Сопоставление данных рис. 2 при Cn=COnst, свидетельствует о возрастании значений D при переходе от гомопо-лимеров к сополимерам (кривые 1,2 и 2,2). При одинаковом химическом составе макромолекул (табл. 3) образцы Праестола (кривые 2,2) характеризуются большими величинами D по сравнению с ПАА и ГПАА (кривые 1,1) вследствие более высоких значений М у Праестолов (табл. 3). Известно [30], что с увеличением М увеличиваются среднеквадратичные размеры макромолекулярных клубков в растворе (r). Это способствует охвату полимерными мостиками большего числа частиц дисперсной фазы, увеличивает размеры флокул и флокулирующий эффект. Из рис. 2 также следует, что отвечающий норме D = 0,7 (определен при n= 0,021 и X = 540 нм или при n = 0,172 и X = 364 нм, соответствующей мутности очищенной воды) достигается при меньших значениях Сп для Праестола по сравнению с ПАА и ГПАА [при одинаковом химическом составе образцов (табл. 3)]. Отмечено также увеличение значений D по мере роста Ск (при Сп = const).

На образцах анионного Праестола с близкими значениями М (табл. 3) показано, что зависимость D = f (а), где а - содержание звеньев Na-AK, является экстремальной (рис. 3 а). Это следствие аналогичной зависимости Л|у_д/Сп = f (а) (при Q-|⁼COnst) (рис. 3 б). Симбатно изменениям г|у_Д/Сп изменяются значения [77] и следовательно (r ²)^1/2, что следует из уравнения Флори [31]

Как видно из рис. 3 а, максимальные значения D соответствуют значениям а=15-20 мол%. Очевидно, при этом реализуется оптимальное соотношение между плотностью заряда и гибкостью макромолекул, которое обеспечивает наибольшее значение (r²)^1/2. Это способствует охвату полимерными мостиками большего числа частиц дисперсной фазы, увеличению размера флокул и D. Данные рис. 3 а позволяют также отметить, что с увеличением С_П характер зависимости D=f(a) становится более явным (переход от кривой 1 к кривой 3) вследствие увеличения концентрации полимерных мостиков между частицами дисперсной фазы.

С учетом результатов лабораторных исследований на модельной суспензии каолина [32] были проведены опытно-промышленные испытания бинарных реагентов - ПАА (образец Б), ГПАА (образцы В и Г) и анионного Праестола 2515 (образец З) в сочетании с СА по очистке воды р. Волги на водопроводной станции КУП «Водоканал» г. Казани в осенне-зимний периоды 1998 г. [25, 27]. Согласно приведенным в табл. 4 данным, применение Праестола 2515 в осенний период года (температура воды 13⁰С, цветность 50-52 град, мутность 4,2-5,1 мг/л, общая щелочность 1,84-2,00 мг-экв/л) обеспечивало очистку воды до требуемых норм [33]. В зимний период года (температура воды 0,2⁰С, цветность 52-53 град, мутность 2,0-3,5 мг/л, общая щелочность 1,99-2,10 мг-экв/л) ПАА не обеспечивал требуемого качества водоочистки (табл. 4), а при применении ГПАА и Праестола 2515 образовывались более крупные и хорошо оседающие хлопья, что улучшало процесс фильтрования, снижало мутность воды и содержание в ней алюминия, остальные показатели очищенной воды также отвечали нормативным требованиям. Это достигалось при меньших в 7-13 раз дозах более высокомолекулярного Праестола 2515 по сравнению с ГПАА (табл. 4). Сопоставление качества очистки воды р. Волги неионным Праестолом 2500 (ПР) и его частично гидролизованным производным (ГПР) проведено на водопроводной станции ОАО «Казаньоргсинтез» в летний период 2000 г. [34]. Технологическая схема водоочистки состояла из двух линий с одинаковым составом очистных сооружений (камеры хлопьеоб-разования, горизонтальные отстойники и кварцевые фильтры) с производительностью 1700 м³/ч. В одну из линий подавали ПР, а в другую - ГПР и определяли в каждой линии основные показатели очищенной воды, которые приведены в табл. 5. Как видно, очистка воды с применением ПР и ГПР обеспечивает качество питьевой воды согласно требований нормативов [33]. Остальные показатели очищенной воды также отвечали нормам. При этом качественная водоочистка обеспечивалось малыми дозами Праестола 2500. Табличные данные подтверждают, что при замене ПР на ГПР мутность воды снижалась на 18%, а содержание в ней Al+³ - на 26%. При этом достигнуто улучшение качества водоочистки и снижение эксплуатационных затрат. Применение для водообработки на многих водопроводных станциях СА выявило ряд недостатков, таких как малая эффективность при низкой температуре воды, большие дозировки реагента и опасность превышения в питьевой воде ПДК по алюминию и железу [4]. Поэтому заслуживает внимания поиск для водоочистки новых эффективных реагентов. Установлено увеличение значений D с повышением концентрации флокулянтов А и К (Сп). При близких значениях М и содержания ионогенных звеньев в макромолекулах значения D возрастали при замене флокулянта К на А. Это следствие более эффективной адсорбции отрицательно заряженных макромолекул флокулянта А на частицах дисперсной фазы по сравнению с положительно заряженными макромолекулами флокулянта К. Увеличение концентрации дисперсной фазы в воде (Сд) понижало величину D по причине уменьшения отношения Сп / Сд при Q-|⁼const. При добавлении в воду поверхностно-активного вещества (ОП-10) значения D увеличиваются более существенно для флокулян-та К, чем для флокулянта А. Очевидно, молекулы ОП-10, адсорбируясь на дисперсных частицах, способствуют локальной адсорбции макромолекул флокулянта К. Для флоку-лянта А отмечено уменьшение (в присутствии ОП-10) среднеквадратичных размеров макромолекулярных клубков в растворе (r ²)^1/2, которое уменьшало величину D.

На водоочистной станции г. Кемерово [36] проанализированы причины повышения содержания остаточного алюминия в питьевой воде, и для снижения этого показателя предложена замена реагентов - СА на гидроксосульфат алюминия (ГСА) и аммиачного ПАА на низкомолекулярный катионный флокулянт ВПК-402 (полидиметилдиаллилам-монийхлорид), выпускаемый ПО «Каустик» г. Стерлитамак. Опыты проводили на пилотной установке фирмы Preussag Noell при температуре воды 20⁰С. Были проанализированы два фильтроцикла при тех же дозах реагентов, что и на очистных сооружениях. На рис. 4 приведена зависимость мутности воды и концентрации остаточного алюминия в фильтрованной воде CAI от времени для фильтроциклов по очистке р. Томи при использовании ГСА (2 мг/л AI₂0₃) с ВПК-402 (0,2 мг/л), а также СА с ПАА в тех же дозах. Фильтроцикл на пилотной установке с применением СА и ПАА хорошо моделировал работу очистных сооружений. Мутность воды после отстойника не отличалась от исходной, а после фильтров - сохранялась на уровне 2 мг/л, что свидетельствует о неэффективной работе установки. При применении ГСА и ВПК-402 обеспечивалась лучшая работа отстойника и качество фильтрованной воды соответствовало требованиям нормативов по мутности. Содержание остаточного алюминия не превышало 0,1 мг/л, тогда как при использовании СА с аммиачным ПАА его величина равнялась 0,2 мг/л.

В работе [37] приведены результаты очистки воды р. Дон на водопроводной станции г. Ростова-на-Дону с использованием катионного флокулянта ВПК-402, который применяли как единственный реагент с марта 1994 г. При введении флокулянта в камеры хлопьеобразования осветление воды в отстойниках было слабым, а мутность очищенной воды намного превышала нормы качества питьевой воды. Поэтому флокулянт стали вводить во всасывающие линии насосов на промежуточной насосной станции подкачки, расположенной в 3 км от очистных сооружений. При этом взаимодействие флокулянта с коллоидными загрязнениями в воде проходило уже в трубах и повышало мутность очищаемой воды по сравнению с речной водой, что способствовало последующему эффективному ос-ветдению воды в отстойниках. В табл. 6 приведены результаты осветления воды коагулянтом (1993 г.) и флокулянтом (1995 г.), а в табл. 7 сведены показатели качества водоочистки. Согласно данным таблиц 6 и 7, флокулянт ВПК-402 по сравнению с коагулянтом СА обеспечивал более глубокий и устойчивый в течение всего года эффект осветления воды в отстойниках и фильтрах. Дозирование флокулянта ВПК-402 в воду без разбавления позволило упростить и удешевить конструкцию реагентного хозяйства и его эксплуатацию. По данным табл. 7 замена коагулянта СА на флокулянт ВПК-402 снизила содержание в очищенной воде остаточного алюминия, а остальные показатели очищенной воды изменялись одинаково. По сравнению с СА при использовании флокулянта ВПК-402 требуемый эффект очистки воды обеспечивался меньшими на порядок дозами.

Рис. 4 - Зависимость мутности воды N (1-3) и концентрация остаточного алюминия в фильтрованной воде C_AI (4) от времени t для фильтроциклов по очистке р. Томи на пилотной установке фирмы Preussag Noell

а - для гидроксосульфата алюминия (2 мг/л AI2O3) и ВПК-402 (0,2 мг/л); б - для сульфата алюминия (2 мг/л AI₂0₃) и ПАА (0,2 мг/л). Вода: 1 - исходная; 2 - осветлённая; 3 - фильтрованная

В работе [40] оценено качество очистки воды из поверхностных источников в питьевой водоподготовке при совместном использовании СА и различных флокулян-тов - катионных Праестолов 611 и 650 (сополимеры АА с М-акриламидопропил-М, М, Ы-триметиламмонийхлоридом), анионных Праестолов 2530 и 2540, ПАА производства г. Ленинск-Кузнецкий, неионного ПАА АО «Бератон» (г. Березники), неионного ПАА Н-600 производства Завода им. С.М. Кирова (г. Пермь) и композиционного коагулянта-флокулянта КФ-91 производства КПП г. Волжский. Отмечено наиболее эффективное снижение остаточного алюминия и фитопланктона в воде, а также увеличение скорости седиментации при использовании Праестола 650 в весенний и летний периоды года и Праестола 2515 в зимних условиях (оптимальные дозы флокулянтов составляли 0,05-0,2 мг/дм³). Результаты опытно-промышленных испытаний бинарных реагентов - СА и ОХА с Праестолом 650 и ПАА Н-600 при водоочистке на водопроводной станции г. Екатеринбурга показаны в табл. 10. Обработка воды Праестолом 650 по сравнению с ПАА Н-600 позволила в 2,5-3 раза снизить расход флокулянта и получить очищенную воду, качество которой соответствует нормативным показателям. Сочетание при водоочистке Праестола 650 с СА или ОХА обеспечило более высокую очистку воды по цветности, ХПК, окисляемости, содержанию железа, гуминовых и фульвокислот. Содержание статочного алюминия снижено до минимального предела обнаружения в воде, доза коагулянта снижена на 10-15% и увеличена производительность очистных сооружений за счет более высокой степени очистки воды.

Обесцвечивание природной воды коагулянтами и флокулянтами

Важной и недостаточно изученной проблемой при водоочистке является обесцвечивание цветных вод. Для успешного решения этой проблемы необходимо всестороннее и глубокое изучение природы образования цветности с учётом влияния антропогенных примесей для каждого конкретного водоисточника и выяснение влияния различных факторов на интенсификацию обесцвечивания воды. В средней полосе России обесцвечивание природных вод не вызывает значительных проблем, но они возникают при очистке поверхностных вод Сибири, Дальнего Востока и Крайнего Севера с цветностью до 200-300 град. и мутностью не превышающей 25 мг/л. Именно такие воды наиболее трудно поддаются очистке до нормативных показателей. Из двух главных представителей гумусовых веществ - гуминовых и фульвокислот - наиболее растворимы фульвокислоты. Для них характерны высокая степень окисляемости и существенно меньшая М соединений и их ассоциатов [46]. Благодаря высокой растворимости фульвокислоты составляют основную часть растворённых органических веществ в поверхностных водах [47].

На цветность природных вод влияют различные факторы и поэтому для каждого источника водоснабжения возможно применение различных методов обесцвечивания воды. Среди различных методов обесцвечивания природных вод (реагентная, электро- и электрохимическая коагуляция, мембранное фильтрование, флотация, очистка макропористыми ионитами, применение озонирования и сорбции, очистка в биореакторах, комплексное использование окислителей совместно с УФ-излучением) наиболее распространённым является флокуляция с использованием ПАА, коагулянта СА, хлора и, при необходимости, подщелачивания. Качественная очистка воды до нормативных показателей не достигается без применения флокулянта. При хлорировании воды, обогащённой органическими веществами, образуется значительное количество хлороформа и других хлорорганических соединений. Кроме того, воздействие окислителей (хлора и озона) на соединения гумусовых веществ в комплексах с ионами тяжёлых металлов приводит к полному выделению токсичных веществ из нетоксичных комплексов [48]. Устойчивость дисперсных систем, содержащих гуминовые и фульвокислоты, к низкомолекулярным электролитам затрудняет хлопьеобразование и повышает содержание остаточного алюминия в питьевой воде. Увеличение дозы коагулянта для дестабилизации дисперсной системы приводит к несоответствию качества очищенной воды по содержанию ионов алюминия. Кроме того, взаимодействие продуктов гидролиза СА с фульвокислотами способствует образованию растворимых и трудно удаляемых из воды комплексов [49].

На основании анализа литературных данных выявлено, что одним из эффективных коагулянтов для обесцвечивания воды является ГОХА. С целью интенсификации работы водопроводной станции и повышения качества питьевой воды в работе [50] предложено проводить обесцвечивание природной воды (цветность 98 град, мутность 0,9-1,2 мг/л, щелочность 0,98 мг-экв/л) под действием бинарных реагентов - СА и ГОХА с ПАА. Методом И.В. Тюрина [51] зафиксировано, что в исследуемой воде содержались только фульвокислоты. Показано, что без предварительного хлорирования снижение цветности начинается при использовании ГОХА и СА в дозах 6 и 12 мг/л соответственно (при дозе ПАА 0,5 мг/л), а при дозах соответственно 17 и 20 мг/л и неизменной дозе флокулянта очистка воды достигает нормативных показателей. Резкое снижение цветности при дозах 12-16 мг/л можно объяснить уменьшением степени диссоциации функциональных групп фульвокислоты и увеличением содержания гидрокомплексов за счёт понижения рН воды до 6,5 (рис. 5). Эффективность очистки коагулянтами исходной хлорированной и не хлорированной воды практически одинакова, хотя предварительное хлорирование дозами от 4 до 9 мг/л позволяет снижать цветность на 15-20 град, что не способствует экономии коагулянта, а дополнительно загрязняет воду хлорорганическими соединениями и приводит к перерасходу хлора. При дозах коагулянтов выше 20 мг/л эффективность хлорирования не наблюдается. При применении СА наблюдается резкое снижение рН (рис. 5) и требуется подщелачивание.

В широком интервале концентраций ГОХА (5-35 мг/л) остаточный алюминий в очищенной воде не обнаружен (табл. 11), а при концентрации СА 15 мг/л концентрация остаточного алюминия не превышает нормативного показателя. Отмечено, что ГОХА незначительно снижает рН как исходной воды (рис. 5), так и хлорированной воды. Таким образом, в оптимальной области рН для одинакового извлечения фульвокислот ГОХА требуется меньше, чем СА.

коллоидный вода очищение обесцвечивание

Рис. 5 - Влияние дозы коагулянта Ск на рН очищаемой воды без предварительного хлорирования: 1 - гидроксохлорид алюминия; 2 - сульфат алюминия. Cn = 0,5 мг/л

Результаты лабораторных исследований хорошо согласуются с производственными испытаниями по обесцвечиванию высокоцветной воды р. Ваха (цветность - 154 град, мутность - 10,4 мг/л, щелочность 0,2 мг-экв/л) [50]. ГОХА лучше снижает цветность, чем СА. При дозе ГОХА 10 мг/л цветность снижается до 10 град., а в случае СА эффективного снижения цветности не происходит даже при дозе 20 мг/л (рис. 6). Зафиксировано увеличение значений Э при замене одновременной на последовательную дозировку реагентов и при смене порядка ввода (флокулянт + коагулянт) на порядок (коагулянт + флокулянт). Последнее свидетельствует о различии и необратимости процессов адсорбции макромолекул на частицах гумусовых веществ. Ввод катионного флокулянта [53] после коагулянта способствовал образованию сложных мостиков типа коагулянт - гумусовые вещества - флокулянт, последнее звено которых образовано интерполимерными комплексами [45] за счёт взаимодействия свободных (не связанных с коагулянтом) карбоксильных и гидроксильных групп гуминовых кислот с аминогруппами ка-тионного флокулянта. По мере увеличения концентрации и М у анионного Праестола [52] и катионного Праестола [53] значения Э возрастают по причине увеличения концентрации. полимерных мостиков и увеличения (r²)^1/2 макромолекул флокулянта, которое способствовало охвату полимерными мостиками большого числа молекул гумусовых веществ, увеличивало размеры флокул и ускоряло их осаждение. Отмечены большие значения Э у ка-тионного Праестола по сравнению с анионным Праестолом, несмотря на большие значения М у анионного Праестола [52]. Это следствие более эффективного связывания гуми-новых кислот катионным Праестолом в интерполимерных комплексах [45]. Выявлен экстремальный характер изменения Э и г) у_Д/Сп (при Сп =const) от содержания ионогенных звеньев а у анионного (максимум при а=20 мол%) и катионного Праестолов (максимум при а=27 мол%), а также экстремальный характер изменения величины Э от рН среды (максимум при рН 7). Эти результаты обусловлены зависимостью обесцвечивания и вязкости от значений (r²)^1/2 для макромолекул флокулянтов в растворе. Выявленные закономерности обесцвечивания воды на модельных растворах гумусовых веществ под действием СА с анионными и катионными Праестолами, несомненно, должны проявляться в реальных дисперсных системах.

Очистка сточных вод коагулянтами и флокулянтами

На очистку сточных вод и обезвоживание осадков существенное влияние оказывает природа и концентрация загрязнений, технологические параметры флокуляции и молекулярные характеристики органических флокулянтов [3, 4, 19, 54]. Однако флокулирующие свойства полиакриламидных флокулянтов при очистке сточных вод изучены недостаточно. В работе [55] рассмотрено осветление сточных вод текстильного производства (средний размер частиц дисперсной фазы 6Т0^-5м) анионным (А) и катионным флокулянтами (К). В качестве флокулянта А применяли сополимер АА с Na-АК, а флокулянта К - сополимер АА с ГХ ДМАЭМА. Увеличение дозы флокулянтов А и К повышало флокулирую-щий эффект. Отмечено также усиление флокулирующего эффекта с ростом ММ у флокулянта А в результате увеличения (r²)^1/2, которые повышали способность макромолекул связывать большее число частиц дисперсной фазы посредством мостикообразования. В широкой области содержания ионогенных звеньев в макромолекуле а для флокулянта А (а=7-30% мол) флокулирующий эффект максимален и не зависит от а. В отличие от флокулянта А применение флокулянта К оказалось нецелесообразным для очистки сточных вод текстильного производства.

Эффективность применения анионных и катионных флокулянтов в сочетании совместно с СА при очистке промывных вод, загрязнённых полимерными наполнителями, оценена в работе [56]. Наиболее качественная очистка воды обеспечивалась анионным флокулянтом Флотином (смесь ПАА и полиакриловой кислоты) в сочетании с СА, а использование катионного флокулянта Тимаксола-П (полимер диметилсульфата ДМАЭМА) не позволяло дестабилизировать загрязнения в воде. Однако осаждение взвешенных веществ в контактных осветлителях при очистке промывных вод выявило значительное преимущество катионного флокулянта по сравнению с сульфатным ПАА и Флотином [57]. Эффект очистки промывных вод Тимаксолом-П без коагулянта выше, чем Флотином с СА (наблюдается меньшее содержание взвешенных веществ и ионов алюминия). Как видно из табл. 12, использование анионного флокулянта без коагулянта не даёт заметного эффекта очистки промывных вод. Максимальное осветление воды отмечено при использовании Тимаксола-П и при совместном применении ПАА и СА. При этом оптимальная доза ПАА составляла 2-3 мг/л при применении с СА (дозы 30-60 мг/л), а Тимаксола-П 4-5 мг/л (при концентрации в промывных водах взвешенных веществ 42-172 мг/л, содержании железа. Влияние извести и катионных флокулянтов (ВПК-402, выпускаемых ПО «Каустик» г. Стерлитамак и К100, К131, КНФ, Ф100, Ф200, выпускаемых Волжским филиалом НИИ Химполимер) на процесс обезвоживания осадков на очистных сооружениях канализации г. Харькова рассмотрено в работе [61]. Исследования проводили с сырым осадком из первичных отстойников, смесью осадков из первичных отстойников и избыточного активного ила, уплотнённым активным илом, сброженной смесью сырого осадка и избыточного активного ила, аэробно-стабилизированным активным илом. Дозы флокулянтов составляли 0,05-1%, а коагулянта 0,75-1% от массы сухого вещества в зависимости от вида осадка. Скорость обезвоживания осадков определяли на воронке Бюхнера. Обработка осадков коагулянтом совместно с флокулянтами вызывала нейтрализацию поверхностного заряда и укрупнение частиц осадка, приводила к резкому снижению их удельного сопротивления фильтрации и способствовала интенсификации процесса фильтрации. Так, при небольших дозах флокулянта (0,1-0,2%) скорость фильтрации возрастала в 3-5 раз для сырого осадка, в четыре раза - для сброженной смеси и в 2,5 раза - для активного ила по сравнению с без-реагентным фильтрованием, а также в 1,5 раза для всех осадков по сравнению с обработкой их только флокулянтами. Добавление флокулянтов совместно с коагулянтом изменяло структуру осадков и уменьшало содержание связанной воды. При этом использование коагулянта позволяло значительно сократить дозу флокулянта.

Анионный Праестол 2540 (доза 6 мг/л) в сочетании с СА (доза 60 мг/л) [62] повышал скорость осаждения частиц при очистке отходов флотации в 1,5 раза по сравнению с опытами без коагулянта. Аналогичные результаты достигались и при использовании смеси анионного Праестола 2540 и катионного флокулянта ВПК-402 при их весовом соотношении 3:1. Добавки Праестола без коагулянта способствовали увеличению скорости осаждения частиц в 1,3-1,6 раза и снижению концентрации твёрдой фазы в осветлённом слое на 20-40% по сравнению с аммиачным ПАА и полиэтиленоксидом. Однако в другой работе [63] зафиксирован сильный антагонистический эффект действия смеси анионных и кати-онных флокулянтов, который, по мнению авторов, обусловлен селективными взаимодействиями между противоположно заряженными макромолекулами.

Размещено на Allbest.ru