Méthode de sorption dans la purification de l’eau. Sorption (traitement des eaux usées). En quels types de purification de l'eau par sorption sont divisés ?

Sélection de absorbants. La gamme de absorbants pour l'épuration préliminaire de l'eau produits par l'industrie est très diversifiée. Pour purifier l'eau des substances organiques, on utilise des charbons actifs, des échangeurs d'anions gel et macroporeux... Les charbons actifs ont une cinétique de sorption lente à partir des solutions, ce qui nécessite de grandes surfaces de filtration, une mauvaise régénérabilité à l'aide de réactifs (la capacité résiduelle après la première régénération est significativement moins de la moitié de l'original), fragilité mécanique, teneur élevée en cendres.

Les échangeurs d'anions, en particulier les échangeurs macroporeux, sont exempts de bon nombre des inconvénients énumérés. La sélection initiale des meilleurs d'entre eux est effectuée dans des conditions statiques lorsque les absorbants entrent en contact avec des solutions modèles ou avec de l'eau donnée pendant une heure.

Après avoir sélectionné les meilleurs échantillons (dans ce cas, il s'agissait d'absorbants domestiques de type polymérisation AB-171 et de type condensation IA-1), des études cinétiques sont réalisées. Leur objectif est de déterminer la nature de l'étape limitant le processus, de trouver les coefficients de diffusion et le temps nécessaire pour établir l'équilibre. L'étape limitant le processus est déterminée par le critère suivant : si l'agitation de la solution accélère la sorption, cela indique l'influence prédominante de la diffusion externe ; une preuve directe du mécanisme d’intradiffusion est fournie par l’expérience « d’interruption ». Si, après une interruption, le processus de sorption reprend et que l'activité de sorption de la phase solide augmente, nous pouvons parler avec confiance de la nature intradiffusion du processus.

Absorption de substances humiques. Selon les données, la cinétique d'intra-diffusion limite la sorption des substances humiques, c'est-à-dire la purification préalable de l'eau par sorption.

L'analyse de cette équation montre que la perte d'effet protecteur, exprimée en unités linéaires ou volumétriques du sorbant, est d'autant plus grande (et la durée de fonctionnement de la colonne d'autant plus courte) que le débit, le rayon des grains de sorbant et la valeur donnée sont importants. profondeur d'épuration.

À partir d'expériences cinétiques, les coefficients de diffusion et le temps nécessaire pour établir l'équilibre dans les systèmes échangeur d'ions-solution sont déterminés et des isothermes de sorption sont construits. Les isothermes de sorption des acides humiques et fulviques par les échangeurs d'anions IA-1 et AB-171 sont décrites par l'équation de Langmuir.

Les travaux comparent les résultats de la détermination expérimentale de la capacité de sorption avant la percée des substances humiques avec la capacité de sorption calculée à l'aide des équations ; les écarts ne dépassent pas 10 à 15 %. En modifiant le débit, la profondeur de purification, le rayon du grain du sorbant et le sorbant lui-même, il est possible de déterminer la perte de temps de l'action protectrice de la colonne pour chaque option. Dans le même temps, il convient de rappeler que cela confère une très grande responsabilité à la précision de la détermination des coefficients de diffusion et d'équilibre dans les systèmes à solution absorbante, qui fournissent les données initiales pour le calcul de la dynamique de sorption.

Ainsi, le meilleur sorbant pour la purification préliminaire de l'eau s'est avéré être l'échangeur d'anions macroporeux IA-1, fonctionnant sous forme de chlore, à un pH de la solution purifiée égal à 3,0-3,5. Quant à la granulométrie, son choix est limité par la nature du système de drainage et le débit d'eau souhaité.

Les eaux naturelles contiennent des acides humiques et fulviques. Les premiers sont moins bien absorbés et leur « percée » limite pratiquement le processus de nettoyage. Par conséquent, la valeur doit être calculée en fonction de la teneur en acides humiques de l’eau purifiée. S'ils sont absents après purification par coagulation, la durée de travail de la colonne de sorption est calculée en fonction de la teneur en acides fulviques de l'eau.

Le fait que la sorption des acides humiques et fulviques faiblement dissociés soit meilleure dans un environnement acide et sur un échangeur d'anions sous forme de sel indique un mécanisme d'échange non ionique pour l'absorption de ces substances et suggère un schéma économiquement et technologiquement avantageux pour l'eau préliminaire. purification. Une colonne de sorption avec un échangeur d'ions IA-1 doit être installée après l'échangeur de cations de forme H et le décarbonateur suivant. Cela élimine le besoin d’acidifier l’eau, puisqu’elle s’acidifie spontanément lors de la cationisation. Ainsi, la colonne de sorption devient partie intégrante de l'installation de dessalage. En combinant la purification par coagulation et la sorption, l'eau est débarrassée de 80 à 85 % des impuretés organiques. De plus, une purification plus profonde de l'eau des impuretés organiques est effectuée sur les échangeurs d'ions dans la partie dessalage de l'installation.

Extraction d'autres substances organiques. Les eaux de surface et artésiennes contiennent des substances organiques appartenant à diverses classes de composés. Il a été établi que des substances telles que les sucres, les substances de type protéine et les acides aminés traversent le système de colonnes échangeuses d'ions et pénètrent dans l'eau profondément déminéralisée. De plus, leur quantité dépend de la composition de l'eau de source et dépasse largement la teneur en impuretés minérales. Une extraction maximale de ces substances de l'eau lors de sa purification préalable par la méthode de sorption est nécessaire.

Les travaux comparent la capacité de certains charbons actifs et échangeurs d'anions macroporeux à absorber divers composés organiques déterminés analytiquement et dissous dans les eaux naturelles. Pour ce faire, 100 volumes d'eau de rivière ont été passés à travers une couche absorbante de 60 cm de hauteur à une vitesse de 7 m/h après leur H-cationisation, ce qui a créé les conditions les plus favorables à la sorption.

Les acides fulviques sont mieux extraits par les résines que par les charbons, et les capacités des échangeurs d'ions pour les acides fulviques sont presque les mêmes. Mais même dans ce cas, l'utilisation de l'échangeur d'ions IA-1 est plus appropriée, car il est régénéré plus facilement et avec une consommation moindre de réactif.

Le deuxième groupe très important de composés qui, lorsqu'ils pénètrent dans de l'eau profondément dessalée, peuvent affecter sa résistivité électrique, sont les acides carboxyliques. Le charbon SKT-VTU-2 et l'échangeur d'anions AV-171 sont les plus adaptés à leur sorption. Parmi ces deux absorbants, il faut bien entendu privilégier l'échangeur d'ions, puisque sa capacité peut être restaurée à l'aide de réactifs chimiques. Pour éliminer les acides aminés simples et complexes, l’échangeur d’anions AB-171 doit également être utilisé.

Les sucres simples et complexes qui n'affectent pas la résistivité électrique de l'eau déminéralisée sont en grande partie absorbés uniquement par le carbone BAU. Par conséquent, lors du choix des absorbants pour la purification de l'eau, il convient de se concentrer non seulement sur la taille de leur capacité et la possibilité de sa récupération, mais également sur la nécessité d'éliminer un composé particulier de l'eau.

Pour une évaluation approximative de la répartition des substances organiques dans les couches de ces absorbants, les courbes de rendement correspondantes ont été enregistrées. Le chargement des échangeurs d'ions sous forme de chlore était de 1 litre pour une hauteur de couche de 60 cm ; le débit de solution est de 10 m/h.

Le filtrat à analyser a été collecté en continu en fractions de 10 L chacune. La durée de travail de la colonne est choisie égale à 200 volumes réduits ; Le pH de l’eau transmise a été créé par cationisation préliminaire de l’eau de source. En utilisant divers absorbants et leurs combinaisons, il est possible d'éliminer une partie importante des substances organiques dissoutes dans l'eau. Cependant, il est difficilement possible d'obtenir de l'eau complètement débarrassée des substances organiques en utilisant l'ensemble des moyens répertoriés.

La teneur et la proportion des non-électrolytes organiques tels que les sucres, les protéines, les esters, etc. varient non seulement d'une zone géographique à l'autre, mais également au sein d'une même région. Par conséquent, on ne peut pas s'attendre à ce qu'avec les mêmes schémas technologiques et modes de déminéralisation, les eaux déminéralisées soient les mêmes en termes de teneur quantitative et qualitative en substances organiques. A cet égard, il faut se méfier des tentatives de standardisation des résidus secs d'eau à haute résistivité sans tenir compte de la composition de la source.

Élimination du fer (déferrisation). Les eaux ferreuses sont des eaux contenant plus de 1 mg/l de fer. L'échangeur de cations absorbe les ions fer divalents à peu près de la même manière que les ions calcium, et les ions ferriques encore plus efficacement. On pourrait s’attendre à ce que lors du dessalage par échange d’ions, l’eau soit simultanément « déironisée ». Ce processus est toutefois entravé par certaines caractéristiques physico-chimiques des composés de fer présents dans les eaux naturelles.

Dans les réservoirs ouverts et bien aérés, une partie importante du fer se trouve sous forme de composés de Fe plus ou moins hydrolysés.

Lors de la coagulation et du nettoyage par sorption ultérieur, l'eau est débarrassée non seulement des composés colorés (principalement de l'humus), mais également des formes colloïdales et complexes du fer. Ainsi, l'épuration des substances organiques est en même temps un acte de déferrisation de l'eau.

Il est recommandé aux entreprises qui consomment de l'eau déminéralisée particulièrement pure de l'obtenir autant que possible à partir d'eaux souterraines, généralement exemptes de contaminants organiques. On sait que plus de 25 % de tous les systèmes d’approvisionnement en eau reçoivent des eaux souterraines contenant entre 1 et 5 mg/l de fer.

Dans les eaux souterraines privées d’oxygène, le fer se trouve principalement sous la forme d’une solution de bicarbonate partiellement hydrolysée. Si cette substance était introduite dans la résine échangeuse de cations sous une forme non oxydée et non hydrolysée ou n'était pas oxydée dans le filtre en résine échangeuse de cations lui-même, on pourrait s'attendre à un échange presque complet des ions fer contre des ions hydrogène. Cependant, parallèlement à la réaction d'échange d'ions, dont la vitesse est déterminée par des processus de diffusion, il existe des réactions d'hydrolyse des sels de fer, d'oxydation et de transition vers des composés faiblement dissociés et pratiquement insolubles capables de former des colloïdes. La combinaison de tels procédés conduit au fait qu'une eau contenant, par exemple, à l'état d'équilibre 0,16 mg/l de fer sous forme ionique, peut être caractérisée par une teneur totale en fer de 2 mg/l. L'échangeur de cations n'absorbera que la forme ionique du fer et dissoudra avec absorption certains des produits d'hydrolyse les moins persistants.

La libération d'ions hydrogène lors du fonctionnement de l'échangeur de cations pourrait freiner la réaction et même la déplacer vers la gauche, d'autant plus que le nombre d'ions hydrogène dans l'eau cationisée H est déterminé par la teneur totale en sel, qui est de près de deux ordres de grandeur. magnitude supérieure au nombre d’ions fer dans l’eau.

Lorsque les couches supérieures de l'échangeur de cations sont activées, deux circonstances vont contribuer à un déplacement de la réaction vers la droite : la présence d'ions Fe(II) dans la couche, accélérant catalytiquement leur conversion en ions Fe(III), et la absorption partielle des ions hydrogène par l'échangeur de cations, échangeant contre les ions sodium et calcium dont il est rempli.couche de résine usée. L'hydroxyde de Fe(III) et les autres produits d'hydrolyse formés dans ces conditions ne participeront plus à l'échange d'ions et transiteront dans l'eau cationisée H, tout comme la partie de ces composés de fer qui était présente dans l'eau d'origine.

Une description quantitative de ces processus est encore difficile. Dans le même temps, la présence de fer sous forme non ionique dans les eaux H-cationisées et dessalées est expliquée de manière satisfaisante par le concept proposé et indique la nécessité d'éliminer le fer des eaux souterraines ferrugineuses avant de les alimenter dans une installation d'échange d'ions de dessalage. L'équation ci-dessus suggère les principaux moyens d'éliminer le fer de l'eau. Il s'agit de l'aération (saturation en oxygène) et de l'alcalinisation (liaison des ions hydrogène). Dans les eaux bicarbonatées, cette dernière se produit spontanément avec dégagement d'une quantité stoechiométrique de dioxyde de carbone. L'aération peut être réalisée en soufflant de l'air, en pulvérisant de l'eau dans l'air ou en appliquant de l'ozone ; Le chlore actif et le permanganate de potassium peuvent être utilisés comme autres agents oxydants. Sous l'influence d'agents oxydants, les échangeurs d'ions « vieillissent », il est donc conseillé d'effectuer l'élimination du fer par une méthode sans réactif.

Une monographie est consacrée à l'élimination du fer des eaux souterraines, qui résume les aspects théoriques et technologiques du problème. Compte tenu des spécificités de l'obtention de volumes relativement faibles d'eau déminéralisée de haute pureté à des fins industrielles et des spécificités des industries elles-mêmes qui consomment cette eau, il convient de se concentrer sur la méthode d'aération simplifiée suivie d'une filtration.

Au-dessus du filtre ouvert, l'eau pulvérise à travers les trous des tuyaux d'alimentation. L'épaisseur de la couche de sable dans le filtre est généralement d'au moins 1,2 m et la granulométrie est de 0,8 à 1,6 mm. Les filtres avec une charge à deux couches d'une épaisseur totale de 1,2 à 1,5 m et une épaisseur de la couche supérieure de 0,5 m se distinguent par une plus grande capacité de rétention des impuretés. Pour la couche inférieure, du sable de quartz avec une granulométrie de 0,8 à 1,2 mm. est utilisé, et pour le dessus - des copeaux d'anthracite de 0,9 à 2,4 mm. La vitesse de filtration en filtres ouverts atteint 10 m/h. En règle générale, avec une diminution de la vitesse de transmission de l'eau, la capacité de rétention des impuretés des filtres augmente, c'est pourquoi les filtres ouverts doivent être conçus pour une vitesse ne dépassant pas 5 à 7 m/h.

En fonction de la vitesse de filtration adoptée, de la teneur initiale en fer de l'eau et d'autres facteurs, la durée des filtres varie naturellement. Avec une vitesse de filtration de 5 à 7 m/h et une teneur initiale en fer dans l'eau de 3 à 4 mg/l, le cycle de fonctionnement de l'installation est de 60 à 100 heures, après quoi les filtres sont lavés avec une intensité à contre-courant de 15-18 l/(s-m2) pendant 10-15 min.

Le volume d'eau de lavage des filtres dans la section de déferrisation de l'eau atteint 4 % du volume d'eau purifiée. Lorsque le fonctionnement d'une installation de déferrisation de ce type est bien réglé, la teneur en fer dans le filtrat est de 0,05 à 0,1 mg/l.

Contrairement au distillat, qui contient jusqu'à 5 µg/l de fer, les condensats techniques peuvent être enrichis en produits de corrosion. Lors de l'obtention d'eau déminéralisée particulièrement pure à partir d'un tel condensat, une déferrisation préalable est nécessaire. A cet effet, on utilise des filtres à charbon sulfonique, fonctionnant avec une efficacité de 25 à 50 %, ou des filtres à magnétite plus efficaces, des filtres à cellulose alluviale, des filtres à ionite alluviale (appelés powdex à l'étranger). Des filtres échangeurs d'anions ont été proposés, dans lesquels l'élimination du fer est basée sur l'effet coagulant de l'échangeur d'anions sous forme OH. Les filtres échangeurs d'ions alluviaux fonctionnent avec une efficacité proche de 100 % en raison de la cinétique quasi instantanée du processus. Ici, parallèlement à la sorption des ions de la phase liquide, la rétention mécanique des particules de la phase solide, la coagulation et la formation de complexes avec un échangeur d'anions se produisent si un mélange de cations et d'échangeurs d'anions est utilisé pour la couche alluviale.

Des expériences ont montré l’utilité des filtres échangeurs d’ions alluviaux pour extraire les substances humiques qui complexent le fer et d’autres métaux de l’eau.

La gravité du problème de l'élimination du fer en tant qu'étape de purification préliminaire de l'eau a été particulièrement révélée en relation avec la nécessité d'utiliser de l'eau ultrapure pour la production de microélectronique. Pour la purification finale de l'eau avant de la fournir au lavage des pièces des instruments, un microfiltre avec des pores de 0,2 microns est utilisé, qui retient les corps microbiens. Si le fer n’est pas suffisamment éliminé de l’eau déminéralisée lors des étapes précédentes, les microfiltres se bouchent rapidement.

Adoucissement de l'eau. Lors du dessalement partiel de l'eau par électrodialyse ou par osmose inverse, il est dans certains cas nécessaire d'abord d'adoucir l'eau, c'est-à-dire de la débarrasser des cations calcium et magnésium qui, avec la composition anionique appropriée de l'eau, peuvent former des sédiments sur les membranes échangeuses d'ions ou sur les membranes (fibres) utilisées dans les unités d'osmose inverse.

Il est conseillé d'effectuer un adoucissement comme étape de purification préliminaire lors du dessalage de masses d'eau relativement petites par la méthode d'échange d'ions. La régénération de l'échangeur de cations, c'est-à-dire sa conversion sous forme de sodium, est réalisée en faisant passer une solution de chlorure de sodium à 6-10 % à travers la couche de sorbant usé et en lavant ensuite à l'eau.

Pour des raisons qui seront discutées ci-dessous, la consommation de sel de table pour la régénération dépasse de 2,5 à 5 fois la consommation stoechiométrique. Lorsque l'on travaille avec de l'eau à forte teneur en sel, il est conseillé d'utiliser un échangeur de cations à acide fort de type KU-2 pour l'adoucissement. Dans le même temps, par rapport à des échangeurs de cations tels que le charbon sulfoné ou le KU-1, la consommation de sel pour la régénération est considérablement réduite.

Parmi les méthodes de traitement de l'eau existantes, la méthode de sorption est l'une des plus courantes. Qu'est-ce que la purification de l'eau par sorption et pourquoi est-elle nécessaire ? Cette procédure fait référence à des méthodes efficaces de nettoyage en profondeur des liquides, permettant d'éliminer les impuretés nocives et les composés chimiques en liant les particules au niveau moléculaire. La particularité d’une telle filtration réside dans sa capacité à éliminer les matières organiques de l’eau qui ne peuvent être séparées autrement.

La méthode de purification de l'eau par sorption utilisant des absorbants hautement actifs permet d'obtenir un liquide dans lequel il n'y a quasiment pas de concentré résiduel. La forte activité des absorbants permet d'interagir avec les substances, quelle que soit leur concentration : même avec de petites doses d'impuretés nocives, cette méthode fonctionnera.

Le concept d'adsorption et son efficacité

Le terme « adsorption » fait référence au processus d'absorption des contaminants présents dans l'eau par la surface des solides. Il repose sur le principe du passage des molécules de ces impuretés à travers un film spécial entourant l'adsorbant et de les attirer à sa surface. Le processus ci-dessus se produit lorsque le liquide de nettoyage est agité.

Cette méthode peut obtenir le plus grand effet avec de faibles concentrations de substances nocives, ce qui est observé dans le cas d'un nettoyage intensif. Tout ce qui ne s'est pas déposé sur les filtres précédents est éliminé par sorption et le résultat est de l'eau propre.

La rapidité du processus et son efficacité dépendent de plusieurs facteurs :

Structures absorbantes.
Températures.
Concentration du polluant et sa composition.
Activité de réaction environnementale.

Dans les installations modernes, la meilleure option absorbante qui purifie efficacement l'eau est le charbon actif de différents types. Plus une substance donnée possède de micropores, plus la qualité de la purification de l'eau par sorption de carbone est élevée.

Les spécialistes de Ruswater vous aideront à choisir la meilleure option pour les unités de filtration fonctionnant sur le principe de sorption, ce qui permettra d'organiser un traitement efficace de l'eau et de purifier l'eau de diverses impuretés, quelle que soit sa destination.

La filtration de l'eau à travers du charbon actif doit empêcher les liquides contenant des suspensions dissoutes et des particules colloïdales de pénétrer dans le sorbant, car ils altèrent la surface du charbon, protégeant ses pores. Le absorbant, devenu inutilisable en raison d'une telle exposition, est restauré ou remplacé.

Pour déchlorer l'eau, on utilise des filtres à sorption à base de charbon actif, qui améliorent l'eau et permettent également de la purifier des inclusions azotées. L'utilisation combinée de la sorption et de l'ozonation améliore considérablement l'efficacité du nettoyage tout en augmentant simultanément les capacités du charbon actif. Lorsque des minéraux naturels contenant du Ca et du Mg, ainsi que des oxydes d'aluminium, sont utilisés comme absorbant, les composés du phosphore sont éliminés de l'eau.

Pourquoi la sorption est-elle nécessaire et où est-elle utilisée ?

La filtration de l'eau avec du charbon à l'aide d'unités de sorption de différents types est utilisée pour la purification en profondeur des liquides dans des systèmes fermés, y compris la purification des eaux usées de la matière organique.

Parmi les méthodes existantes d'épuration fine, la sorption est reconnue comme l'une des méthodes les plus efficaces pour éliminer les substances organiques de l'eau sans coûts importants. La technologie est populaire dans les cas où il est nécessaire de nettoyer les eaux usées des colorants, ainsi que d'éliminer d'autres composés hydrophobes.

Cette méthode ne convient pas si les eaux usées contiennent uniquement des polluants inorganiques ou si la matière organique qui y est dissoute a une faible structure moléculaire. La sorption peut être utilisée en combinaison avec un traitement biologique ou agir comme un moyen indépendant.

La purification de l'eau par sorption vous permet de libérer le liquide du goût de sulfure d'hydrogène et de chlore et d'éliminer les odeurs désagréables. L'efficacité de l'utilisation du charbon actif comme sorbant s'explique par sa structure : la filtration est réalisée par les micropores existants. Le charbon actif est obtenu à partir de bois, de tourbe, de produits d'origine animale ou de coquilles de noix. L'application de particules d'ions d'argent sur la surface du charbon actif protège le matériau des dommages causés par divers micro-organismes.

Dans la plupart des cas, le charbon actif est utilisé pour purifier l’eau des matières organiques et pour effectuer le processus de traitement de l’eau avant l’osmose inverse. La sorption vous permet d'éliminer efficacement le chlore de l'eau, améliorant ainsi sa qualité. Dans le même temps, le chlore est également éliminé grâce à cette méthode pour préparer l'eau de traitement utilisée à des fins hygiéniques.

Nos systèmes de nettoyage du carbone

Les filtres à sorption ne sont pas moins demandés dans le système global d'élimination du fer. Une purification par absorption de l'eau du fer est nécessaire pour éliminer ses particules solides après oxydation en oxydes insolubles.

Les systèmes de purification par sorption peuvent être différents. Le choix d'une option spécifique se fait après analyse de l'eau et identification des impuretés qu'elle contient. De tels travaux doivent être effectués par des professionnels, nos spécialistes sont donc toujours prêts à vous aider.

Méthodes de sorption

Les méthodes de sorption sont basées sur l'absorption de radionucléides en phase solide à travers les mécanismes d'échange d'ions, d'adsorption, de cristallisation et autres.

La sorption est réalisée dans des conditions dynamiques et statistiques. Avec la sorption dynamique, les déchets liquides initiaux sont filtrés en continu à travers le sorbant, et avec la sorption statique, un contact temporaire des deux phases est effectué sous agitation avec séparation supplémentaire.

La sorption dynamique est réalisée dans des filtres alluviaux ou en vrac. La différence est que les filtres en vrac utilisent des absorbants sous forme de matériau granulaire durable ; dans les filtres à précouche, des matériaux inorganiques et organiques d'origine artificielle et organique sont utilisés comme sorbant.

Pour purifier les déchets radioactifs liquides des radionucléides, des sorbants (échangeurs d'ions) de types tels que KB-51-7, KU-2-8 (échangeur de cations à acide fort), AV-17-8 (échangeur d'anions à base forte), AN-31 et AN-2FN (échangeurs d'anions faiblement basiques), vermiculite. Les absorbants sont produits sous forme de granulés, qui sont trempés dans une solution spéciale pour activation avant utilisation. Tous les absorbants répertoriés ont des coefficients de purification élevés et de bonnes propriétés filtrantes.

Les réactions hétérogènes d'échange d'ions sont réversibles, ce qui permet la régénération du sorbant, mais crée des conditions pour la lixiviation des radionucléides lors du stockage du sorbant usé. La quasi-totalité de la capacité d'échange du sorbant est utilisée pour la sorption des macrocomposants - les sels, en raison de leur similitude avec les propriétés des microcomposants. Ensuite, pour que la sorption des microcomposants (radionucléides) se produise, il est nécessaire de procéder à un dessalage préalable. Sinon, cela entraînera des régénérations fréquentes du absorbant et, par conséquent, une augmentation des coûts de nettoyage.

Les déchets radioactifs liquides à haute salinité ne sont pas rentables à purifier avec des absorbants organiques en raison du fait que lors de la régénération du sorbant, un excès de 2 à 2,5 fois d'alcali et d'acide est nécessaire (le coût de purification augmente).

La situation est inverse pour les radionucléides, dont les propriétés sont différentes de celles de leurs macrocomposants. Les radionucléides multivalents sont bien adsorbés sur l'échangeur de cations en présence d'ions sodium. Par conséquent, les ions sodium présents dans les déchets radioactifs liquides ne sont pas sorbés, ce qui entraîne une réduction notable du volume du régénérateur, des déchets secondaires et de la fréquence de régénération.

L'utilisation d'absorbants organiques synthétiques permet d'éliminer tous les radionucléides sous forme ionique des déchets radioactifs liquides. Mais ces absorbants ont certaines restrictions d'utilisation, qui se transforment en de sérieux inconvénients. Lors de l'utilisation de tels absorbants, les radionucléides sous forme moléculaire et colloïdale ne sont pas éliminés des déchets radioactifs liquides. De plus, si les déchets radioactifs liquides contiennent des colloïdes ou des substances organiques comportant de grosses molécules, le sorbant perd ses propriétés et échoue en raison du colmatage des pores.

En pratique, avant de procéder à un échange d'ions, une filtration sur filtres précouches est utilisée pour éliminer les particules colloïdales. L'utilisation de la méthode de coagulation au lieu de la filtration conduit à la formation de gros volumes de déchets. Les composés organiques des déchets radioactifs liquides sont éliminés par ultrafiltration. L'un des principaux inconvénients de l'utilisation de l'échange d'ions pour la purification des déchets radioactifs liquides est la nécessité d'une préparation préalable de ces déchets.

Les absorbants organiques synthétiques ne sont pas utilisés pour l'épuration des déchets liquides hautement actifs en raison de leur instabilité aux effets des rayonnements hautement actifs. Une telle exposition conduit à la destruction du sorbant.

Pour garantir un haut degré de purification, le processus de purification par échange d'ions est réalisé en deux étapes. Lors de la première étape, les sels et de petites quantités de radionucléides sont éliminés des déchets liquides, et lors de la deuxième étape, les nucléides sont directement éliminés des déchets liquides dessalés. La régénération du sorbant s'effectue à contre-courant. Pour augmenter les performances des filtres, la vitesse au début du cycle est réglée à (90h100) m/h, et à la fin du cycle elle est réduite à des valeurs de (10h20) m/h.

L'épuration des déchets dessalés permet d'utiliser des filtres à action mixte efficaces (leur régénération est difficile) et des filtres à précouche car lors du nettoyage de ces déchets, le besoin de régénération est minime. Grâce au chargement mixte d'échangeurs d'anions et d'échangeurs de cations sous les formes H + et OH-, l'effet contre-ionique est éliminé, ce qui conduit à une augmentation du degré de purification et à la possibilité d'augmenter la vitesse de filtration jusqu'à 100 m/h. .

Tous les déchets radioactifs liquides contiennent une certaine quantité de suspension, qui a tendance à être sorbée par des molécules et par échange d'ions. De plus, les produits de corrosion contenant des oxydes de fer, de manganèse, de cobalt et de nickel hydratés peuvent absorber des microcomposants. À cet égard, il est proposé de séparer les matières en suspension pour améliorer considérablement le degré de purification des déchets liquides.

Pour éliminer des déchets des composants tels que 137 Cs, 99 Sr, 60 Co, ils utilisent l'ajout d'absorbants sélectifs, en l'occurrence des nanoargiles (montmorillonite), qui assurent une purification à 98 % de ces composants. La sorption sur des composants sélectifs est réalisée en combinaison avec la coagulation.

La précipitation chimique est l’une des options efficaces pour la sorption statique. Les avantages des méthodes chimiques comprennent le faible coût, la disponibilité des réactifs, la possibilité d'éliminer les microcomposants radioactifs sous formes ioniques et colloïdales, ainsi que le traitement des déchets liquides salins.

La principale caractéristique du dépôt chimique est la sélectivité envers divers microcomposants, notamment en 137 Cs, 106 Ru, 60 Co, 131 I, 90 Sr. La coagulation et le ramollissement sont des méthodes de précipitation chimique ; Lors de l'utilisation de ces méthodes, les radionucléides sont éliminés des formes colloïdales, ioniques et moléculaires.

Lors de l'utilisation de l'adoucissement sodocalcique, CaCO 3 et MgOH 2 précipitent et servent de collecteurs au 90 Sr, qui est éliminé par cristallisation avec CaCO 3. Aussi, l'utilisation de cette méthode permet de supprimer 95 Zr et 95 Nb.

Le césium (137 Cs) est éliminé par précipitation de ferrocyanures de fer, de nickel (le plus efficace), de cuivre et de zinc, avec un facteur de purification de 100.

Le ruthénium (106 Ru) et le cobalt (60 Co) sont peu concentrés dans les sédiments en raison du grand nombre de leurs formes chimiques. Le ruthénium est éliminé à l'aide d'absorbants tels que le sulfure de cadmium, le sulfure de fer et le sulfure de plomb. L'élimination du cobalt est efficace sur les oxyhydrates de chrome et de manganèse. L'iode radioactif 131I est produit par coprécipitation avec de l'iodure de cuivre ou d'argent.

Le dépôt chimique est complété par des procédures de séparation de phases. Lorsque les phases sont séparées, la plupart des déchets liquides sont clarifiés et les boues sont concentrées. La séparation des phases est réalisée par filtration ou en exposant le système à un champ de force, qui peut être gravitationnelle (décanteurs et clarificateurs) et inertielle (centrifugeuses). En raison de la formation de grands volumes de pulpes avec une humidité très élevée, les décanteurs sont extrêmement rarement utilisés, utilisant des clarificateurs à cet effet. La clarification dans de tels dispositifs se produit à des vitesses élevées et offre un degré élevé de purification.

Pour clarifier davantage le liquide, une filtration est effectuée. L'utilisation de filtres en vrac permet une filtration plus fine, ces filtres ont une plus grande productivité et lors de leur régénération, une petite quantité de déchets est générée. Les filtres en vrac sont devenus plus répandus en raison de leur simplicité et de leur fiabilité, malgré la formation d'une grande quantité de déchets secondaires lors de la régénération.

Les filtres à sorption sont des produits très populaires pour éliminer diverses impuretés mécaniques et organochlorées en absorbant le polluant sur la surface interne du grain chargé.

La sélection et l'installation de filtres à sorption seront abordées dans cet article.

Qu'est-ce que l'adsorption

Le terme « adsorption » fait référence au processus d’absorption d’une contamination liquide par la couche superficielle d’un solide. Il repose sur la diffusion de molécules polluantes à travers un film liquide spécial qui entoure les particules adsorbantes jusqu'à la surface de ces dernières, ce qui se produit lors du mélange du liquide à purifier.

La diffusion se poursuit ensuite à un rythme déterminé par la structure de l'adsorbant utilisé et la taille des molécules des substances collectées.

Ce procédé est plus efficace dans les cas où le liquide présente une faible concentration de contaminants (lors de l'étape de nettoyage en profondeur). Dans de tels cas, l’efficacité du procédé permet d’obtenir une concentration de polluants pratiquement nulle en sortie.

L'efficacité et la vitesse d'adsorption dépendent directement de :

structures absorbantes;
les concentrations de polluants et leur nature chimique ;
réaction active de l'environnement;
température.

Aujourd'hui, les meilleurs absorbants destinés à la purification de l'eau sont les charbons actifs de différentes marques. L'efficacité de ce dernier est déterminée par la présence de micropores. Leur volume total est la caractéristique principale et est indiqué pour chaque marque.

Pendant le processus de sorption, il faut éviter que le charbon entre en contact avec de l'eau dans laquelle sont dissoutes des substances colloïdales et en suspension, car ils filtrent les pores du charbon actif. Le charbon qui a perdu sa capacité de sorption est remplacé ou régénéré.

L'ajout d'ozone ou de chlore (un agent oxydant) avant que l'eau n'entre dans le filtre augmente la durée de vie du charbon actif avant son remplacement, améliore la qualité de l'eau de sortie et la purifie des composés azotés existants.

La mise en œuvre combinée de l'ozonation et de la sorption permet d'obtenir un effet synergique, qui augmente de près de 3 fois les capacités du charbon actif.

Si la sorption se produit après la préchloration, l'azote ammoniacal est éliminé du liquide à purifier.

Si des minéraux contenant du Mg et du Ca d'origine naturelle ou des oxydes d'aluminium sont utilisés comme absorbants, les composés du phosphore sont éliminés très efficacement de l'eau.

Objectif et portée

Les filtres à sorption de différentes marques sont utilisés pour la purification de l'eau en profondeur dans les systèmes d'approvisionnement en eau fermés, ainsi que pour la purification des polluants organiques (y compris les polluants biologiquement durs) des eaux usées.

La purification par processus de sorption est considérée comme l'une des méthodes les plus efficaces pour purifier finement ces eaux des contaminants d'origine organique.

La technologie est la plus efficace pour nettoyer les eaux usées des colorants, des composés hydrophobes et aromatiques du groupe aliphatique, des électrolytes faibles, etc.

La méthode de sorption n'est pas utilisée pour l'épuration des eaux usées contaminées exclusivement par des substances d'origine inorganique ou des substances organiques de faible poids moléculaire (aldéhydes, alcools).

Les technologies de purification par sorption sont utilisées à la fois indépendamment et en bloc avec purification biologique au stade de purification préliminaire en profondeur.

Classification des usines de traitement par sorption

Par type de processus :

périodique;

continu.

Selon le régime hydrodynamique :

installations de déplacement;

installations de mélange;

installations de type intermédiaire.

Selon l'état des couches absorbantes :

en mouvement;

fixé.

Par sens de filtration :

contre-courant;

flux direct;

trafic mixte.

Par contact de phases en interaction :

fait un pas;

continu.

Selon la conception du filtre :

colonne;

capacitif

Conception du filtre à absorption

Le filtre à sorption se compose de :

corps, qui est un cylindre en fibre de verre des dimensions requises ;
une couche fixe de charbon actif avec un support en gravier ;
vanne de régulation de différents types (option - vanne mécanique);
canalisation par laquelle les eaux usées sont fournies;
pipeline à travers lequel l'eau purifiée est évacuée;
canalisation par laquelle l'eau de relâchement est fournie;
système de drainage et de distribution.

La vitesse linéaire de filtration dépend en grande partie du degré de contamination de l'eau fournie pour le traitement. Sa valeur peut être de 1 à 10 m3/heure. Les granulométries du sorbant vont de 1 à 5 mm.

L'option de nettoyage la plus optimale est considérée comme la filtration, au cours de laquelle le liquide est fourni de bas en haut. Dans ce cas, toute la section transversale du filtre est uniformément remplie et les bulles d'air qui entrent avec l'eau sont déplacées assez facilement.

Les filtres avec une couche fixe de absorbants sont utilisés pour le traitement régénératif des eaux usées tout en résolvant simultanément les problèmes de recyclage des composants précieux qu'ils contiennent. La désorption est réalisée à l'aide de solvants chimiques ou de vapeur d'eau.

Principe d'opération

Considérons le principe de fonctionnement d'un filtre à sorption à l'aide de l'exemple d'un modèle de la série FSB, utilisé dans les schémas technologiques des égouts pluviaux. Un récupérateur de sable et un récupérateur d'huile sont installés directement à son entrée, ce qui permet de réduire les indicateurs de ces types de pollution aux concentrations autorisées.

L'eau, après avoir traversé le préfiltre décrit ci-dessus, pénètre dans le bloc de sorption par le tuyau d'alimentation. De là, à travers le tuyau de distribution et d'évacuation, l'eau se déplace vers la zone de distribution inférieure.

Ici, il est réparti uniformément sur toute la surface du absorbant incorporé, dont la marque et les volumes dépendent de la concentration initiale et finale des polluants et de la productivité requise. P.

Après cela, l'eau est dirigée selon un flux ascendant vers un bac collecteur circulaire, et de là, elle est évacuée par un tuyau.

Installation d'un filtre à sorption

Processus d'installation:

une fosse aux dimensions requises est creusée ;
le fond est renversé de sable dont une couche atteint une épaisseur de 300 mm, puis soigneusement compacté ;
sur ce coussin est coulée une dalle en béton armé (300 mm ou plus) dont les dimensions géométriques sont déterminées par la valeur « diamètre du boîtier du filtre + 1000 mm » ;
le boîtier de l'unité de sorption pour post-traitement est monté strictement verticalement sur la plaque ;
pour plus de stabilité, de l'eau est pré-remplie dans le boîtier approximativement jusqu'au niveau du fond perforé ;
pour éviter le déplacement du corps lors du remblayage, celui-ci est pré-fixé avec des ancrages ;
La fosse est remplie de couches de 300 mm de sable sans cailloux, chaque couche étant soigneusement compactée. Le remblayage est terminé après avoir atteint le niveau des canalisations de sortie et d'entrée ;
les canalisations sont connectées (trop-plein, sortie, entrée). Ensuite, le processus de remplissage se poursuit jusqu'au sommet du boîtier du filtre. Il est nécessaire de contrôler le fonctionnement du vibrateur aux points de raccordement des canalisations mentionnés ci-dessus, afin de ne pas les endommager ;
la charge est introduite à l'intérieur du boîtier dans des sacs. De plus, le suivant est servi après que le contenu du précédent soit uniformément réparti sur toute la surface du fond perforé ;
Avant la mise en service, la charge chargée doit être soigneusement lavée.

Le boîtier doit être rempli de chargement et d'eau propre.

Pour que le filtre à sorption que vous choisissez élimine le maximum possible de types de polluants, diverses substances échangeuses d'ions doivent être ajoutées au filtre à charbon dont la liste est déterminée en tenant compte des polluants prioritaires de votre entreprise (site).

En général, la sorption fait référence aux processus d'absorption superficielle (adsorption) et volumétrique (absorption) d'une substance à l'interface entre deux phases : solide et liquide, solide et gazeux, liquide et gazeux. Les processus de sorption jouent un rôle important dans la technologie moderne des semi-conducteurs et des diélectriques, car ils permettent la séparation de substances aux propriétés physico-chimiques très similaires (éléments des terres rares, métaux comme le zirconium et l'hafnium, etc.).

Le système d'adsorption est constitué de adsorbant- la substance à la surface de laquelle se produit l'absorption, et adsorber - une substance dont les molécules sont absorbées. En fonction de la nature des processus, on distingue l'adsorption physique et chimique. À adsorption physique les molécules d'adsorbat n'entrent pas en interaction chimique avec l'adsorbant et conservent ainsi leur individualité à la surface de l'absorbeur ; L'adsorption est dans ce cas due à l'action des forces de Van der Waals. À adsorption chimique, ou chimisorption, les molécules adsorbées entrent dans une réaction chimique avec l'adsorbant pour former des composés chimiques à la surface. Le processus inverse - le processus d'élimination des molécules de la surface de l'adsorbant est appelé désorption. L'adsorption physique, contrairement à la chimisorption, est réversible. Le processus de désorption peut également être utilisé comme méthode de purification. L'adsorption est un processus sélectif, c'est-à-dire À la surface de l'adsorbant, seules les substances qui réduisent l'énergie libre de la couche superficielle sont adsorbées ou, en d'autres termes, réduisent la tension superficielle par rapport à l'environnement. Ainsi, grâce aux différentes capacités d'adsorption de substances présentes par exemple en solution, il est possible de les séparer et de les purifier en absorbant l'une avec un adsorbant et en laissant l'autre en solution. Une caractéristique quantitative d’un système d’adsorption est isotherme d'adsorption. Il exprime la relation entre la concentration d'une substance AVEC en solution et sa quantité Cs, adsorbé par une unité de surface adsorbante à une température constante dans des conditions d'équilibre d'adsorption. 1. La surface de l'adsorbant possède un nombre limité de sites d'adsorption indépendants, et chaque site ne peut adsorber qu'une seule molécule.

2. . Epitaxie hydrure MOS de semi-conducteurs.

La plupart des composés semi-conducteurs A 3 B 5 , A 2 B 6 et A 4 B 6 peuvent être cultivés en utilisant la technologie MOC. Dans le cas de la croissance des composés A 3 B 5, à la place des composés organométalliques des éléments du cinquième groupe, des hydrures des éléments correspondants peuvent être utilisés. Dans ce cas, il est d'usage d'utiliser le terme technologie MOC-hydrure. Certains composés organométalliques : Ga(CH 3) 3 - triméthylgallium (TMG), Ga(C 2 H 5) 3 - triéthylgallium (TEG), In(CH 3) 3 - triméthylindium (TMI), In(C 2 H 5) 3 – triéthylindium (TEI), Al(CH 3) 3 – triméthylaluminium (TMA) (en général – MR3, où M est un métal, R 3 – (CH 3) ou (C 2 H 5) – alkyle). Hydrures : AsH 3 – arsine, PH 3 – phosphine.

Une description schématique des processus au cours de l'épitaxie d'hydrure MOS est présentée sur la Fig. 2. La réaction se produit dans un flux gazeux à pression atmosphérique ou réduite dans un réacteur à parois froides. Le gaz vecteur est généralement l’hydrogène. Certaines étapes de la réaction complète se déroulent déjà en phase gazeuse. Les étapes finales et l'incorporation dans le réseau se produisent à la surface du semi-conducteur. Les réacteurs typiques permettent la connexion de plusieurs sources organométalliques et d'hydrures, de sorte que des couches alternées de différents matériaux peuvent être cultivées séquentiellement au cours d'un seul cycle de croissance. Ceci permet d'obtenir des structures épitaxiales multicouches multicomposants.

Le processus technologique d'épitaxie organométallique n'implique pas d'agents de gravure et le processus de croissance n'est pas le résultat d'une compétition entre le dépôt et la gravure, comme dans certaines autres méthodes d'épitaxie en phase vapeur-gazeuse. En conséquence, des limites nettes entre les couches et l'uniformité des couches croissantes en termes d'épaisseur et de composition sont assurées.

L'épitaxie hydrure MOS est la plus simple de toutes les technologies permettant de produire des couches épitaxiales de composés A III B V à partir de la phase gazeuse. La réaction globale de formation de composés est une réaction du type

Ga(CH 3) 3 +AsH 3 →GaAs (solide) +3CH 4,