Національний технічний університет України

Transkrypt

Proceedings of the IV International Scientific
and Technical Conference
PURE WATER.
FUNDAMENTAL, APPLIED
AND INDUSTRIAL ASPECTS
26-28 October 2016
National Technical University of Ukraine
«Igor Sikorsky Kyiv Polytechnic Institute»
Міністерство освіти і науки України
«Київський політехнічний інститут ім. Ігоря Сікорського », м. Київ, Україна
Представництво Польської академії наук у м. Києві, Україна
Національна академія наук України, м. Київ, Україна
Державний університет «Люблінська політехніка», м. Люблін, Польща
Товариство екологічної хімії та інженерії, м. Ополе, Польща
Кафедра ЮНЕСКО «Вища технічна освіта, прикладний
системний аналіз та інформатика», м. Київ, Україна.
Науковий парк «Київська політехніка», м. Київ, Україна.
Україно-Польський центр НТУУ «КПІ ім. І. Сікорського», м. Київ, Україна.
ТОВ «Технології природи», Україна
ЧИСТА ВОДА.
ФУНДАМЕНТАЛЬНІ, ПРИКЛАДНІ ТА
ПРОМИСЛОВІ АСПЕКТИ
Матеріали IV Міжнародної
науково-практичної конференції
26-28 жовтня 2016 р.,
«Київський політехнічний інститут»
Київ
Видавничій дім «КИЙ»
2016
УДК 628.1 (063)
БКК 38.761я43
Ч68
Укладачі:
Козар М.
Editors:
Kozar M.
Дизайн та верстка:
Козар М., Лахнеко О.
Design and layout:
Kozar M., Lahneko O.
Ч68
Чиста вода. Фундаментальні, прикладні та промислові аспекти (26-28 жовтня
2016 р., м. Київ): матер. IV Міжнар. наук.-практ. конф./ Уклад. М. Козар. –
К.:НТУУ «КПІ ім. Ігоря Сікорського», 2016. – 200 с.
Pure water. Fundamental, applied and industrial aspects (26-28 October 2016,
Kyiv): proceedings of the ІV International Scientific and Technical Conference /
Editors: Kozar M.– K.:NTUU «"Igor Sikorsky Kyiv Polytechnic Institute"», 2016.–
200 p.
ISBN
978-617-7177-08-0
Уміщено матеріали конференції, в яких висвітлено питання технології
підготовки питної та технічної води; технічні аспекти водопостачання; біологічні
та біохімічні аспекти очищення комунально-побутових та промислових стічних
вод; утилізацію осаду та активного мулу; моніторинг та прогнозування стану
природних водойм в умовах інтенсивного водоспоживання.
The collection of proceedings of the conference includes question on
technologies for treatment of drinking and process water; technical aspects of water
supply; biological and biochemical aspects of municipal and industrial wastewater
treatment; disposal of sludge; monitoring and forecasting of natural water in conditions
of intense water use.
УДК 628.1 (063)
БКК 38.761я43
© Усі права авторів застережені, 2016
ISBN
978-617-7177-08-0
© НТУУ «КПІ», 2016
ОРГАНІЗАТОРИ КОНФЕРЕНЦІЇ





















Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут ім. Ігоря Сікорського»;
Представництво Польської академії наук у м. Києві, Україна.
Національна академія наук України;
Державний університет «Люблінська політехніка», Польща.
Товариство екологічної хімії та інженерії, Польща.
Кафедра ЮНЕСКО «Вища технічна освіта, прикладний системний аналіз та інформатика», м. Київ, Україна.
ПАТ АК «Київ-Водоканал» Укренерго.
УкрІНТЕІ МОН України.
Київська міська адміністрація.
Міністерство освіти і науки України.
Міністерство екології і природних ресурсів України.
Федерація роботодавців України.
Державне агенство водних ресурсів України.
Інститут водних проблем і меліорації НАН України.
Центр ресурсоефективного та чистого виробництва в Україні.
Союз хіміків України.
Науковий парк «Київська політехніка», Україна.
Україно-Польський центр НТУУ «КПІ ім. Ігоря Сікорського», Україна.
Міністерство регіонального розвитку, будівництва та житлово-комунального господарства України.
Інститут гідробіології НАН України.
ТОВ «Технології природи», Україна.
ТЕМАТИКА КОНФЕРЕНЦІЇ
Секція 1. Технології очищення природних вод. Технічні аспекти водопостачання.
Секція 2. Вплив стічних вод на навколишнє середовище. Моніторинг та прогнозування
стану природних водойм в умовах інтенсивного водоспоживання.
Секція 3. Технології очищення стічних вод, знешкодження осадів і отримання з них енергії
та енергоносіїв. Біологічні та біохімічні аспекти.
НАУКОВИЙ КОМІТЕТ
Голова:
д.т.н., проф., акад. НАН України Згуровський М.З. – ректор Національного технічного університету
України « Київський політехнічний інститут ім. Ігоря Сікорського».
Співголова:
д.т.н., проф. Собчук Г. – керівник представництва Польської академії наук в м. Києві.
Заступники голови:
Секція 1: д.т.н., проф. Астрелін І.М. – декан хіміко-технологічного факультету НТУУ «КПІ
ім. І. Сікорського»;
Секція 2: д.т.н., проф. Гомеля М.Д. – завідувач кафедри екології та технології рослинних полімерів
ІХФ НТУУ «КПІ ім. І. Сікорського».
Секція 3: д.х.н., проф. Кузьмінський Є.В. – завідувач кафедри екобіотехнології та біоенергетики ФБТ
НТУУ «КПІ ім. І. Сікорського»;
Члени наукового комітету з польської сторони:
д.с-г.н., проф. Степнєвскі В. – декан факультету Iнженерної екології, Державного університету
«Люблінська політехніка»;
д.т.н., проф. Вацлавек М. – начальник відділу фізико-хімічних досліджень кафедри біотехнології та
молекулярної біології Опольского університету;
д.т.н., проф. Вацлавек В. – професор Опольского університету, голова Товариства хімії та інженерної
екології;
д.т.н., проф. Гіроль М. – професор кафедри водопостачання і водовідведення факультету Iнженерної
екології Державного університету «Люблінська політехніка», професор Національного університету
водного господарства та природокористування, Рівне, Українa;
д.т.н., проф. Ковальска Б. – професор кафедри водопостачання і водовідведення факультету
Iнженерної екології Державного університету «Люблінська політехніка»;
д.т.н., проф. Ковальский Д. – професор кафедри водопостачання і водовідведення факультету
Iнженерної екології Державного університету «Люблінська політехніка»;
д.с-г.н., проф. Бегановский А. – начальник відділу біохімії довкілля Інституту агрофізики ім. Богдана
Добжанського Польської академії наук;
д.т.н., проф. Червінський Я. – професор Інституту інженерії охорони довкілля, факультету Iнженерної
екології Державного університету «Люблінська політехніка»;
д.т.н., Райфур М. – доцент кафедри біотехнології і молекулярної біології Інституту фізико-хімічних
досліджень Опольского університету.
к.т.н. Лагуд Г. – доцент кафедри водопостачання і водовідведення факультету Iнженерної екології
Державного університету «Люблінська політехніка»;
Члени наукового комітету з української сторони:
д.б.н., проф. Дуган О.М. – декан факультету біотехнології і біотехніки НТУУ «КПІ ім. І. Сікорського»;
д.т.н., проф. Панов Є.М. – декан інженерно-хімічного факультету НТУУ «КПІ ім. І. Сікорського»;
д.х.н., проф., чл.-кор. НАН України Корнілович Б.Ю. – завідувач відділом Інституту сорбції та
проблем ендоекології НАН України, завідувач кафедри ХТФ НТУУ «КПІ ім. І. Сікорського»;
д.х.н., проф. Мєшкова-Клименко Н.А. – заступник директора Інституту колоїдної хімії та хімії води
ім. А.В. Думанського НАН України, професор ХТФ НТУУ «КПІ ім. І. Сікорського»;
д.т.н., проф., чл.-кор. НАН України Лисиченко Г.В. – директор Інституту геохімії навколишнього
середовища НАН України;
д.х.н., проф., акад. НАН України Картель М.Т. – академік- секретар відділення хімії, директор
Інституту хімії поверхні ім. О.О. Чуйка НАН України;
д.т.н., с.н.с. Мітченко Т.Є. – завідувач НДЛ сорбції та іонного обміну ХТФ НТУУ «КПІ
д.т.н., проф. Саблій Л.А. – професор кафедри екобіотехнології та біоенергетики ФБТ НТУУ «КПІ
к.х.н., доцент Барбаш В.А. – заступник проректора з наукової роботи НТУУ «КПІ ім. І. Сікорського»;
д.т.н., проф. Шукаєв С.М. – вчений секретар кафедри ЮНЕСКО «Вища технічна освіта, прикладний
системний аналіз та інформатика»;
Гнат В.М. – генеральний директор корпорації «Науковий парк «Київська політехніка»;
д.б.н., проф., акад. НАН України Романенко В.Д. –директор Інституту гідробіології НАН України.
Ministry of Education and Science of Ukraine
«Igor Sikorsky Kyiv Polytechnic Institute», Ukraine
Polish Academy of Sciences, Scientific Center in Kyiv, Ukraine
Lublin University of Technology, Poland
Society of Ecological Chemistry and Engineering, Opole, Poland
National Academy of Sciences of Ukraine, Kyiv, Ukraine
UNESCO Chair in Higher Technical Education, Applied System
Analysis and Informatics, Kyiv, Ukraine
Science Park "Kyivska Polytechnica", Kyiv, Ukraine
Ukrainian-Polish Center of NTU " Igor Sikorsky KPI", Kyiv, Ukraine
LLC Technologies of Nature, Ukraine
Proceedings of the ІV International
Scientific and Technical Conference
PURE WATER. FUNDAMENTAL,
APPLIED AND INDUSTRIAL ASPECTS
26-28 October 2016
« Igor Sikorsky Kyiv Polytechnic Institute»
THE CONFERENCE IS ORGANIZED BY:





















National Technical University of Ukraine “Igor Sikorsky Kyiv polytechnic Institute”;
Polish Academy of Sciences, Scientific Centre in Kyiv, Ukraine;
National Academy of Sciences of Ukraine;
Lublin University of Technology, Poland;
Society of Ecological Chemistry and Engineering, Poland;
UNESCO Chair in Higher Technical Education, Applied System Analysis and Informatics at the NTUU “KPI”
and Institute for Applied System Analysis
PJSC "Kyivvodocanal" Ukrenergo;
Ukrainian Institute for Scientific-Technical and Economic Information under MES of Ukraine;
Kiev City State Administration;
Ministry of Education and Science of Ukraine;
Ministry of Ecology and Natural Resources of Ukraine;
Federation of Employers of Ukraine;
State Water Resources Agency of Ukraine;
Institute of Water Problems and Land Reclamation of the National Academy of Agrarian Sciences of Ukraine;
Resource Efficient and Cleaner Production Centre;
Ukrainian Chemists Union;
Science Park “Kyivska Polytechnika”, Ukraine;
Ukrainian-Polish center of NTUU “Igor Sikorsky KPI”;
Ministry of Regional Development, Construction, and Communal Living of Ukraine;
Institute of Hydrobiology of NAS of Ukraine;
LLC Technologies of Nature, Ukraine.
TOPICS OF THE CONFERENCE
Section 1. Technologies of purification of natural waters. Technical aspects of water supply.
Section 2. The impact of wastewater on the environment. Monitoring and forecasting of natural
water bodies' condition under intensive water consumption.
Section 3. Technologies of wastewater treatment, decontamination of sludge and getting out of
them energy and energy resources. Biological and biochemical aspects of wastewater treatment.
SCIENTIFIC COMMITTEE
Head of Scientific Committee:
D.E., Academician NAS of Ukraine, Professor M. Zgurovsky – Rector of National Technical University of
Ukraine “Igor Sikorsky Kyiv polytechnic Institute”
Co-Head of Scientific Committee:
D.E., Professor H. Sobczuk – Head of Polish Academy of sciences scientific center in Kyiv.
Deputy heads:
Section 1. D.E., Professor I. Astrelin – Dean of the Faculty of Chemical Engineering, NTUU “Igor Sikorsky
KPI”;
Section 2. D.E., Professor M. Gomelya – Head of the Department of Ecology and Technology of Plant
Polymers, Chemical Engineering Faculty, NTUU “Igor Sikorsky KPI”;
Section 3. D.Sc, Professor Ye. Kuzminskiy – Head of the Department of Ecobiotechnology and
Bioenergetics of the Faculty of Biotechnology and Biotechnics, NTUU “Igor Sikorsky KPI”.
Members of Scientific Committee from the Polish side:
Professor Doctor hab. agr. W. Stępniewski – Dean of the Faculty of Environmental Engineering, Lublin
University of Technology;
Professor Doctor hab. eng. M. Wacławek – Head of the Subdepartment of Physical-Chemical Research,
Department of Biotechnology and Molecular Biology, Opole University;
Professor Doctor hab. eng. W. Wacławek – Head of Society of Ecological Chemistry and Engineering,
Professor at Opole University;
Professor Doctor hab. eng. M. Hirol – Professor at the Department of Water Supply and Wastewater
Disposal, Faculty of Environmental Engineering of Lublin University of Technology, Poland; Professor at
National University of Water Management and Nature Resources Use, Rivne, Ukraine;
Professor PL Doctor hab. eng. B. Kowalska – Professor at the Department of Water Supply and Wastewater
Disposal, Faculty of Environmental Engineering, Lublin University of Technology;
Professor PL Doctor hab. eng. D. Kowalski – Professor at the Department of Water Supply and Wastewater
Disposal, Faculty of Environmental Engineering, Lublin University of Technology;
Professor IA PAN Doctor hab. A. Bieganowski – Head of the Department of Biogeochemistry of Bohdan
Dobrzański Institute of Agrophysics of the Polish Academy of Sciences, Lublin;
Professor PL Doctor hab. J. Czerwiński – Professor at the Institute of Environmental Protection Engineering,
Faculty of Environmental Engineering, Lublin University of Technology;
Doctor hab. M. Rajfur – Assistant Professor at the Subdepartment of Physical-Chemical Research, Opole
University.
PhD eng., G. Lagod – Assistant Professor at the Department of Water Supply and Wastewater Disposal,
Faculty of Environmental Engineering, Lublin University of Technology;
Members of Scientific Committee from Ukrainian side:
D.Sc, Professor O. Dugan – Dean of the Faculty of Biotechnology and Biotechnics, NTUU “Igor Sikorsky
KPI”;
D.E., Professor Ye. Panov – Dean of the Faculty of Chemical Engineering, NTUU “Igor Sikorsky KPI”;
B. Kornolovych – Head of the Department at the Institute for Sorption and Problems of Endoecology of NAS
of Ukraine, Head of Department FСT NTUU “Igor Sikorsky KPI”;
D.Sc, Professor N. Meshkova-Klymenko – Deputy Director of A.V. Dumansky Institute of Colloid
Chemistry and Water Chemistry of NAS of Ukraine, Professor FСT NTUU “Igor Sikorsky KPI”;
D.E., Professor, Corresponding Member NAS of Ukraine G. Lysychenko – Director of the Institute of
Environmental Geochemistry of NAS of Ukraine;
D.Sc, Professor, Acad. NAS of Ukraine O. Kartel – Director of the O.O. Chuiko Institute of Surface
Chemistry of NAS of Ukraine;
D.E., Senior staff scientist T. Mitchenko – Head of Research Laboratory of Sorption and Ion Exchange of
the Faculty of Chemical Technology, NTUU “Igor Sikorsky KPI”;
D.E., Professor L. Sabliy – Professor at the Department of Ecobiotechnology and Bioenergetics of the Faculty
of Biotechnology and Biotechnics, NTUU “Igor Sikorsky KPI”;
D.Sc, Associate Professor V. Barbash – Deputy Vice-Rector for Research Work of NTUU “Igor Sikorsky
KPI”;
D.E., Professor S. Shukayev – Academic Secretary of the UNESCO Chair in Higher Technical Education,
Applied System Analysis and Informatics of NTUU “Igor Sikorsky KPI”;
V. Hnat – Director General of Science Park “Kyivska Polytechnika”;
D.Sc, Professor, Acad. NAS of Ukraine V. Romanenko – Director of the Institute of Hydrobiology of NAS
of Ukraine.
Ministerstwo Edukacji i Nauki Ukrainy
Narodowy Techniczny Uniwersytet Ukrainy
„Kijowski Politechniczny Instytut im. I. Sikorski ”, Ukraina
Polska Akademia Nauk – Przedstawicielstwo w Kijowie, Ukraina
Narodowa Akademia Nauk Ukrainy, Kijów, Ukraina
Politechnika Lubelska, Polska
Towarzystwo Chemii i Inżynierii Ekologicznej, Opole, Polska
Katedra Wyższego Wykształcenia Technicznego, Stosowanej Analizy Systemowej i Informatyki
UNESCO w NTUU "KPI im. I. Sikorski ", Kijów, Ukraina
Park Nauki " Politechnika Kijowska", Kijów, Ukraina
Centrum Ukraińsko-Polskie z NTU "KPI im. I. Sikorski ", Kijów, Ukraina
LLC Technologie Natury, Ukraina
Proceedings IV Międzynarodowej
Konferencji Naukowo-Technicznej
CZYSTA WODA. ASPEKTY
PODSTAWOWE, STOSOWANE
I PRZEMYSŁOWE
26-28 października 2016 r.
Kijów, Narodowy Techniczny Uniwersytet Ukrainy
„Kijowski Politechniczny Instytut im. I. Sikorski”



















ORGANIZATORAMI KONFERENCJI SĄ:
Narodowy Uniwersytet Techniczny Ukrainy „Kijowski Politechniczny Instytut”;
Polska Akademia Nauk – Przedstawicielstwo PAN w Kijowie, Ukraina;
Narodowa Akademia Nauk Ukrainy;
Politechnika Lubelska, Polska;
Towarzystwo Chemii i Inżynierii Ekologicznej, Polska;
Katedra UNESCO Wyższego Wykształcenia Technicznego, Stosowanej Analizy Systemowej i Informatyki w
NTUU „KPI” oraz Instytut Stosowanej Analizy Systemowej, Ukraina;
"Kyivvodocanal" Ukrenergo;
Ukraiński Instytut Informacji Naukowo-Technicznej i Ekonomicznej MES;
Centralna Administracja Miasta Jijowa;
Ministerstwo Edukacji i Nauki Ukrainy;
Ministerstwo Ekologii i Zasobów Naturalnych Ukrainy;
Instytut Problemów Wodnych i Rekultywacji Gleby, Narodowej Akademii Nauk Rolniczych Ukrainy;
Centrum Efektywnego Wykorzystania zasobów i Czystej produkcji;
Ukraińska Unia Chemiczna;
Park Nauki “Kyivska Polytechnica”, Ukraina;
Centrum Ukraińsko-Polskie w NTUU „KPI”, Ukraina.
Ministerstwo Rozwoju regionalnego, Budownictwa i Gospodarki Komunalnej Ukrainy;
Instytut Hydrobiologii NAN Ukrainy;
LLC Technologie Natury, Ukraina.
TEMATYKA NAUKOWA
Sekcja 1. Technologie obróbki wody. Techniczne aspekty zaopatrzenia w wodę.
Sekcja 2. Wpływ ścieków na środowisko. Monitorowanie i prognozowanie stanu naturalnych
zbiorników wodnych w warunkach intensywnego zużycia wody.
Sekcja 3. Technologia oczyszczania ścieków. Oczyszczanie wód opadowych. Zagospodarowanie
osadów i odpadów oraz pozyskiwanie z nich energii i nośników energii. Biologiczne i biochemiczne
aspekty oczyszczania ścieków.
KOMITET NAUKOWY KONFERENCJI
Przewodniczący komitetu naukowego:
Akademik NAS Ukrainy, profesor, d.t.n., M. Zgurovsky – rektor Narodowego Uniwersytetu Technicznego
Ukrainy „KPI” w Kijowie.
Przewodniczący komitetu naukowego:
Prof. dr hab. H. Sobczuk – dyrektor stacji naukowej PAN w Kijowiе.
Vice-przewodniczący komitetu naukowego:
Sekcja 1. Prof., d.t.n. I. Astrelin – Dziekan Wydziału Technologii Chemicznej NTUU „KPI”;
Sekcja 2. Prof. d.t.n. M. Gomelya – Kierownik Katedry Ekologii Roślin i Technologii Polimerów na
Wydziale Inżynierii Chemicznej NTUU „KPI”;
Sekcja 3. Prof., d.ch.n. Ye. Kuzminskiy – Kierownik Katedry Ecobiotechnology i Bioenergetyki Wydziału
Biotechnologii i Biotechnics NTUU "KPI".
Członkowie Komitetu Naukowego ze strony polskiej:
Prof. dr hab. W. Stępniewski – Dziekan Wydziału Inżynierii Środowiska Politechniki Lubelskiej, Kierownik
Katedry Zaopatrzenia w Wodę i Usuwania Ścieków
Prof. dr hab. inż. M. Wacławek – Kierownik Zakładu Badań Fizykochemicznych Samodzielnej Katedry
Biotechnologii i Biologii Molekularnej, Uniwersytet Opolski
Prof. dr hab. inż. W. Wacławek – Profesor Uniwersytetu Opolskiego, Przewodniczący Towarzystwa Chemii
i Inżynierii Ekologicznej
Prof. dr hab. inż. M. Hirol – Profesor Katedry Zaopatrzenia w Wodę i Usuwania Ścieków, Wydziału
Inżynierii Środowiska Politechniki Lubelskiej / Profesor Państwowego Uniwersytetu Gospodarki Wodnej i
Wykorzystania Zasobów Przyrody w Równem, Ukraina
Prof. PL dr hab. inż. B. Kowalska – Profesor PL Katedry Zaopatrzenia w Wodę i Usuwania Ścieków,
Wydziału Inżynierii Środowiska Politechniki Lubelskiej
Prof. PL dr hab. inż. D. Kowalski – Profesor PL Katedry Zaopatrzenia w Wodę i Usuwania Ścieków,
Wydziału Inżynierii Środowiska Politechniki Lubelskiej
Prof. IA PAN dr hab. A. Bieganowski – Kierownik Zakładu Biogeochemii Środowiska Przyrodniczego
Instytutu Agrofizyki im. Bohdana Dobrzańskiego Polskiej Akademii Nauk, Lublin
Prof. PL dr hab. inż. J. Czerwiński – Profesor Instytutu Inżynierii Ochrony Środowiska, Wydziału Inżynierii
Środowiska Politechniki Lubelskiej
Dr hab. M. Rajfur – Adiunkt Zakładu Badań Fizykochemicznych Samodzielnej Katedry Biotechnologii i
Biologii Molekularnej, Uniwersytet Opolski
Dr inż. G. Łagód - Adiunkt Katedry Zaopatrzenia w Wodę i Usuwania Ścieków, Wydziału Inżynierii
Środowiska Politechniki Lubelskiej
Członkowie komitetu naukowego ze strony ukraińskiej:
Prof., d.b.n. O. Dugan – Dziekan Wydziału Biotechnologii i Biotechniki NTUU „KPI”
Prof., d.t.n. Ye. Panov – Dziekan Wydziału Inżynierii Chemicznej NTUU „KPI”
Prof., d.ch.n. B. Kornolovych, Corr. NAS Ukrainy – Kierownik Zakładu w Instytucie Sorpcji i Problemów
Endoekologii NAN Ukrainy
Prof., d.ch.n. N. Meshkovа-Klimenko – Wicedyrektor ds. Nauki Instytutu Chemii Koloidów i Chemii Wody
im. A. Dumańskiego NAN Ukrainy
Prof., d.t.n., Corr. NAS Ukrainy G. Lysychenko – Dyrektor Instytutu Geochemii Środowiska NAN Ukrainy
Prof., d.ch.n., Acad. NAS Ukrainy О. Cartel – Dyrektor O.O. Chuiko Instytut Chemii Powierzchni NAN
Ukrainy
Prof., d.t.n. T. Mitchenko – Kierownik Laboratorium Badawczego Sorpcji i Wymiany Jonowej na Wydziale
Technologii Chemicznej, NTUU „KPI”
Prof., d.t.n. L. Sablyi – Profesor Katedry Ekobiotechnologii i Bioenergetyki NTUU „KPI”
Dr inż, d.ch.n. V. Barbash – Zastępca Prorektora ds. Badań i Pracy NTUU „KPI”
Prof., d.t.n. S. Shukayev – Sekretarz Naukowy w Katedrze UNESCO Wyższego Wykształcenia
Technicznego, Stosowanej Analizy Systemowej i Informatyki w NTUU „KPI”
V. Hnat – Dyrektor Generalny Parku Nauki "Kyivska Polytechnika”.
Prof. Akademii Nauk Ukrainy. V. Romanenko – Dyrektor Instytutu Hydrobiologii NAN Ukrainy.
ЗМІСТ
Babko R., Kuzmina T., Suchorab Z., Widomski M.K., Franus M. Wpływ ścieków z
oczyszczalni miejskiej na strukturę zespołu orzęsek bentosowych w rzece na terenach nizinnych
21
Burdzik E., Kamińska G., Dudziak M. Zastosowanie membran ultrafiltracyjnych
modyfikowanych nanomateriałami w oczyszczaniu odpływów z oczyszczalni ścieków
22
Drewnowski J., Łagód G. Application of the expanded clay aggregate in form of granular
materials for water treatment
23
Kamińska G., Kudlek E., Dudziak M., Bohdziewicz J. Obecność wybranych substancji
aktywnych biologicznie w odpływach z oczyszczalni ścieków komunalnych
24
Guz Ł., Wasąg H., Piotrowicz A., Sobczuk H., Guz E. Zastosowanie elektronicznych zmysłów
do monitoringu jakości wody
25
Golembiovskyi A.O., Golembiovska M.V., Khoruzhenko O.E. Use of organoclays for
groundwater purification
26
Kowalczuk W., Jaromin-Gleń K.M. Problemy oczyszczania i utylizacji ścieków z
nowoczesnych kompleksów hodowli trzody chlewney w Ukrainie
27
Kudlek E., Zawadzki P., Dudziak M. Preparatyka i badania nowych złożonych
fotokatalizatorów tytanowych
30
Kowalska B., KowalskiD., Suchorab P., Bartkiewicz Ł. Wielowariantowa koncepcja poprawy
warunków hydraulicznych pracy gminnej sieci wodociągowej
31
Kutuzova A., Dushko A., Dontsova T. The influence of TiO2 structure on its sorption
properties
33
Łaskawiec E., Dudziak M., Wyczarska-Kokot J. Wrażliwość różnych organizmów
wskaźnikowych w ocenie toksyczności wody basenowej
34
Makarchuk О.V., Dontsova Т.А. Magnetic composite mineral sorbents for anionic surfactants
removal from wastewater
36
Mitryasova O., Pohrebennyk V., Sopilnayk I. Monitoring of natural waters state on the
example of small rivers
39
Mitaszka K., Widomski M.K., Łagód G. Decision-making analysis in concept selection for
football stadium drainage – a case study
42
Sabliy L.A., Zhukova V.S., Kozar M.Yi. New technologies biological wastewater treatment
42
Suchorab P., Iwanek M., Kusiak U. Modelowanie hydrodynamiczne jako narzędzie
wspomagające wybór sposobu modernizacji kolektora kanalizacji ogólnospławnej
46
Świsłowski P., Marciniak M., Rajfur M. Assessment of sorption properties of Hottonia
palustris L
48
Świsłowski P., Marciniak M., Rajfur M. Ocena właściwości sorpcyjnych hottonia palustris L
48
Świsłowski P., Rajfur M., Kłos A. Active biomonitoring of Janow water reservoir
(Swietokrzyskie Province) using marine algae Palmaria palmate
49
Świsłowski P., Rajfur M., Kłos A. Biomonitoring aktywny zbiornika wodnego janów (woj.
świetokrzyskie) z wykorzystaniem glonów morskich Palmaria palmata
49
Vyverets A., Trokhymenko G., Gomelya M. The analysis of using Moringa oleifera seeds and
sludge from alumina production efficiency as coagulants in water purification
50
Андрусишина І.М., Кривомаз Т.І., Голуб І.О. Сучасний фон та закономірності розподілу
важких металів у воному середовищі мегаполісу(на прикладі м. Києва)
53
Болгова О.С., Саприкіна М.М. Спосіб виявлення мікроорганізмів, що перебувають у
життєздатному, однак некультурабельному стані (VBNC) у водопровідній воді
55
Вакуленко В.Ф., Швадчина Ю.О., Сова А.Н., Гончарук В.В. Сравнение эффективности
окислительной деструкции органических примесей природных вод разными способами
57
Василенко С.Л., Паболков В.В. Противокоррозионная защита металлических
сооружений водоснабжения: нормативно-техническое обеспечение
60
Вашкурак У.Ю. Кавітаційне очищення стічних вод пивоварного виробництва
63
Вдовенко С.В. Извлечение свободных нефтяных загрязнителей с уровня грунтовых вод в
районах расположения предприятий нефтепродуктообеспечения
65
Гаращенко В.І., Гаращенко О.В., Лебедь О.О. Фільтраційні властивості намагніченої
перфорованої пластинчастої фільтр-матриці
67
Голуб Н.Б., Козловець О.А. Анаеробно-аеробне очищення стічної води від сполук
Нітрогену
70
Голуб Н.Б., Левтун І.І. Очищення стічної води від сполук Нітрогену за допомогою
мікроводоростей Chlorella vulgaris
72
Гомеля М.Д., Грабітченко В.М. Очищення високомінералізованих вод, що містять
нітрати, хлориди та сульфати
73
Гомеля М.Д., Трус І.М., Шуриберко М.М. Розробка реагентів та технологій
кондиціонування води для ресурсозберігаючих систем охолодження
75
Данченко Ю.М., Андронов В.А, Обіженко Т.М., Качоманова М.П. Квантово-хімічне
моделювання активних центрів адсорбції на поверхні оксидів
78
Дорошенко Д.В., Спасьонова Л.М. Іммобілізація важких металів і структуроутворення в
керамічних матрицях з метою отримання будівельних матеріалів
81
Дупенко О.О., Іванченко А.В., Волошин М.Д. Дослідження процесу очистки стічних вод
коксохімічного виробництва від смол та масел методом коагуляції
84
Жданюк Н.В., Костюк А.В. Синтез і характеристика залізовмісних сорбентів на основі
органомонтморилоніту
86
Жиленко К.А. Аналіз утворення стічних вод при виробництві пива та їх вплив на водні
об'єкти
89
Жукова В.С., Бляшина М.В., Грицина О.О. Високоефективна технологія біологічного
очищення стічних вод з використанням волокнистих носіїв
91
Знак Д.А., Башмаков І.В., Донцова Т.А. Синтез ультрадисперсного оксиду цирконію для
очищення стічних вод
93
Зубченко Л.С. Особливості отримання водню в фотобіоелектрохімічній системі за
використання стічної води молочної промисловості
94
Іванченко А.В., Єлатонцев Д. О. Ефективний метод очистки фенольних стічних вод від
смолистих речовин
97
Квартенко О.М. Технології біологічного знезалізнення підземних вод
100
Кирій С.О., Астрелін І.М., Косогіна І.В. Новий ефективний сорбент для видалення
барвників зі стічних вод
103
Клименко І.В, Бєлянська О.Р, Волошин М.Д. Дослідження седиментаційних
властивостей активного мулу
105
Кононцев С.В., Саблій Л.А. Ефективність видалення сполук Нітрогену у фітореакторі із
рясковими
106
Концевой С.А. Виразкова корозія у системах теплопостачання та умови її запобігання
108
Коренчук М.С. Аналіз біологічних методів видалення зі стічних вод важких металів
110
Кух А.А., Іваненко І.М. Фотокаталізатор-адсорбент на основі ТіО2
112
Кучерук П.П. Вплив додавання ко-субстратів на інтенсивність та стабільність процесу
метанового бродіння
114
Ладановська Д.О., Кукоба В.М. Порівняльний аналіз методів екологічних досліджень
водних екосистем.
117
Макарчук О.В., Квашук В.В. Адсорбційне очищення стічних вод текстильних
підприємств магнітними композитами на основі палигорськіту
120
Малін В.П., Гомеля М.Д., Глушко О.В. Вміст іонів Міді в природних водах та методи її
іонообмінного вилучення
122
Мартинюк Я.П., Гомеля М.Д. Очищення вод від фосфоровмісних речовин за
допомогою аніонітів
125
Марухленко М.О., Мокроусова О.Р. Вплив використання монтморилоніту в
хромощадних технологіях дублення на стан стічних вод
128
Матвєєва Т.В. Вермикомпостування як перспективний напрямок переробки осадів
стічних вод
130
Мітченко Т.Є., Орестов Є.О., Макарова Н.В., Давидок А.О. Технологія ремінералізації
води для побутової системи зворотного осмосу
132
Мітченко Т.Є., Орестов Є.О., Шевчук О.А., Гудим Н.В. Побутова система зворотного
осмосу з високим виходом пермеата
135
Момот М.Р. Очищення стічних вод пивоварного заводу
138
Нижник Т.Ю. Коагуляційне очищення маломутних, висококолірних вод титановмісним
коагулянтом
140
Ніконова А.В., Андреєва О.А., Майстренко Л.А. застосування методу біотестування для
визначення токсичності відпрацьованих розчинів шкіряного виробництва
141
Обушенко Т.І., Толстопалова Н.М., Холмецька Ю.М., Галась М.А. Видалення
барвників зі стічних вод
143
Орел В.І., Завойко Б.В. Випробування дренчерного розпилювача як
розбризкувального пристрою бризкального басейна
145
Панкратенко К.С., Донцова Т.А. Вилучення барвників з водних розчинів мікронними
халькогенідами Молібдену (IV)
147
Петриченко А.І., Вембер В.В., Мартинюк Я.П., Кійченко О.Ю. Очищення стічних та
природних вод від біогенних елементів
148
Прокоф’єва Г.М., Сударушкіна Т.В., Сеннік А.С., Книш Н.В. Шляхи розробки
екологічно безпечних технічних мийних засобів
150
Прокофьева Г.Н., Савичева Е.Ю., Сенник А.С., Кныш Н.В. Обоснование расчета
количества ПАВ, необходимых для осуществления моющего действия
151
Ребрикова П.А., Саблій Л.А. Порівняння методів очищення стічних вод лісопереробної
промисловості від специфічних забруднень
153
Россінський В.М., Саблій Л.А. Математичне моделювання біологічного очищення
стічних вод із врахуванням інгібування детергентами
156
Рудська В.О. Очищення стічних вод підприємств по обробці деревини
159
Сапон Е.Г., Марцуль В.Н., Сиялко О.В., Василевский А.С. Извлечение фосфатов из
возвратных потоков очистных сооружений канализации полуобожженным доломитом
161
Семінська О.О., Балакіна М.М., Кучерук Д.Д. Передмембранна обробка стічних вод
м. Києва
163
Солодовник М.С., Саблій Л.А. Порівняльний аналіз методів очищення стічних вод
деревообробної промисловості.
165
Стрікаленко Т.В., Дюдіна І.А. Удосконалення водопідготовки з використанням
реагенту «Акватон» в технології молочних продуктів
167
Стрікаленко Т.В., Зайцева Л.С. Удосконалення технології фасованих вод і напоїв
170
Твердохліб М.М. Аналіз кінетичних параметрів процесу окиснення іонів феруму в
артезіанській воді
172
Трахтенберг І.М, Верголяс М.Р., Дмитруха Н.М. Оцінка якості питної води в дослідах
на культурі клітин
175
Феденко Ю.М., М’якушко Л.Ю., Горохова Г.К. Закономірності сорбційного вилучення
йонів Pb2+ бентонітовими глинами українського походження
178
Хохотва О.П., Кондратенко О.І. Вплив розчинених солей на ефективність вилучення
іонів Cu2+ композиційним сорбентом цеоліт-гумінові кислоти
179
Чарний Д.В. Вплив слабо проточних заток на якість вихідної води джерел
водопостачання на прикладі дніпровської затоки "Річіще" – джерелі водопостачання
м. Горішні плавні
181
Шахман І.О., Лобода Н.С. Інтегральна оцінка забруднення водного середовища пониззя
річки Інгулець
183
Шинкарчук М.В. Сучасний стан проблеми утилізації відходів виробництва шкіряної
промисловості. перспективи отримання біогазу
187
Шукаєв С.М., Сулема О.К. Проблематика чистої води в програмі ЄС «Горизонт 2020»
189
Щурська К.О., Кузьмінський Є.В. Стан і перспективи вермитехнологій в процесах
утилізації осадів стічних вод
192
Вакулюк П.В., Главацька Н.В., Фуртат І.М. Полімерні мембрани з підвищеною
стійкістю до біозабруднення
195
WPŁYW ŚCIEKÓW Z OCZYSZCZALNI MIEJSKIEJ NA STRUKTURĘ ZESPOŁU
ORZĘSEK BENTOSOWYCH W RZECE NA TERENACH NIZINNYCH
INFLUENCE OF TREATED WASTEWATER DISCHARGE ON THE BENTHOS CILIATE
ASSEMBLY IN THE LOWLAND RIVER
R. Babko *, T. Kuzmina**, Z. Suchorab***, M.K. Widomski***, M. Franus****
*Instytut Zoologii im. I.I. Schmalhausena Narodowej Akademii Nauk Ukrainy, Kijów, Ukraina
**Państwowy Uniwersytet Sumski, Sumy, Ukraina
***Politechnika Lubelska, Wydział Inżynierii Środowiska, Lublin, Polska
****Politechnika Lubelska, Wydział Budownictwa i Architektury, Lublin, Polska
e-mail: [email protected]
Większość zbiorników wodnych znajduje się pod wpływem oddziaływania różnego rodzaju ścieków
odprowadzanych do nich zarówno w sposób punktowy jak i rozproszony. Ilość substancji napływających ze
ściekami rośnie wraz z presją antropogeniczną, co prowadzi do znacznych zmian w ekosystemach wodnych.
Sytuacja w takich ekosystemach jest wypadkową oddziaływania zarówno ilości i różnorodności
zanieczyszczeń, jak i potencjału samooczyszczania zbiorników wodnych. Występowanie negatywnej reakcji
ekosystemów wodnych na różnego rodzaju oddziaływania wynikające z działalności człowieka spowodowało
rozwój systemu kontroli potencjalnych źródeł zanieczyszczenia. W ubiegłym stuleciu sformowane zostały
dwa główne kierunki kontroli – kontrola czynników abiotycznych (analizy hydrochemiczne) oraz kontrola
stanu elementów biologicznych. Należy przy tym zauważyć, że jeżeli kierunek i ogólne tendencje zmian
parametrów abiotycznych w zbiornikach wodnych są raczej przewidywalne, to ocena reakcji systemu
biologicznego nie jest aż tak oczywista, co związane jest z tym, że systemy biologiczne determinowane są
zwykle znaczną różnorodnością organizmów oraz sprzężeń zwrotnych istniejących pomiędzy nimi. W tym
samym czasie, oddziaływanie składników biologicznych jest znaczące przy ocenie wpływu zanieczyszczeń na
efektywność funkcjonowania analizowanego ekosystemu. Biorąc pod uwagę powyższe, w ramach
prezentowanej pracy analizowano wpływ zrzutu ścieków z oczyszczalni komunalnej miasta Sumy (północnowschodnia Ukraina) na strukturę zbiorowisk orzęsków bentosowych rzeki Psel. Analizowane były zmiany w
obrębie zespołów wspomnianych orzęsków znajdujących się pod wpływem ciągłego napływu oczyszczanych
ścieków w porównaniu ze zbiorowiskami tych organizmów w punktach rzeki znajdujących się przed zrzutem
oraz zbiorowiskami osadu czynnego w komorach napowietrzania oczyszczalni.
W stanie naturalnym dno w rzece Psel było w większości piaszczyste. Natomiast odcinki rzeki będące
pod presją antropogeniczną przeważnie pokryte zostały zamulonymi piaskami. Dno w punkcie 1 znajdujące
się przed zrzutem ścieków było również pokryte zamulonym piaskiem. Zamulony piasek znajdował się
również na dnie w punkcie 3 zlokalizowanym 200 m niżej miejsca zrzutu ścieków z oczyszczalni. Natomiast
w punkcie 2 zlokalizowanym 50 m poniżej zrzutu ścieków z oczyszczalni piasek został pokryty grubą
warstwą czarnego mułu, podobnego pod względem struktury do osadu czynnego. Podczas badań w trzech
punktach rzeki w osadach dennych zidentyfikowano 45 gatunków orzęsków, natomiast w osadzie czynnym
oczyszczalni z której odprowadzano ścieki odnotowano 18 gatunków. Z 18 gatunków występujących w
osadzie czynnym 16 było obecnych również i w rzece. W trakcie prowadzonych badan w osadach dennych
znajdujących się pod wpływem ścieków dostrzegano niewielki spadek liczby obecnych gatunków orzęsków.
Jednocześnie pod wpływem zrzucanych ścieków liczebność w obrębie wyróżnionych gatunków orzęsków
dość mocno wzrastała. Tak więc w punkcie 1 zlokalizowanym 200 m powyżej zrzutu ścieków oraz w
punktach 2 i 3 (50 i 200 metrów poniżej zrzutu) w zespole utrzymywało się 19, 16 i 18 gatunków.
Матеріали IV Міжнародної науково-практичної конференції «Чиста вода. Фундаментальні, прикладні та
промислові аспекти» (26-28 жовтня 2016 р., м. Київ, Україна)
21
ZASTOSOWANIE MEMBRAN ULTRAFILTRACYJNYCH MODYFIKOWANYCH
NANOMATERIAŁAMI W OCZYSZCZANIU ODPŁYWÓW Z OCZYSZCZALNI ŚCIEKÓW
E. Burdzik, G. Kamińska, M. Dudziak
Politechnika Śląska, Wydział Inżynierii Środowiska i Energetyki, Instytut Inżynierii Wody i Ścieków,
Gliwice, Polska
W ramach pracy podjęto badania nad oceną oczyszczania rzeczywistych odpływów
z oczyszczalni ścieków zawierających 17β-estradiol, 17α-etynyloestradiol i bisfenol A w ultrafiltracji
prowadzonej z użyciem membrany własnej wykonanej z polieterosulfonu i z dodatkiem nanorurek
węglowych. Wybrane związki różniły się przede wszystkim pochodzeniem jak i właściwościami
fizykochemicznymi. Badania ukierunkowano również na ocenę intensywności zjawiska foulingu
występującego w trakcie filtracji membranowej.
Ultrafiltrację realizowano w stalowej celi (400 cm3) zaopatrzonej w mieszadło, w której
umieszczano membranę o powierzchni aktywnej 0,00385 m2. Siłą napędową procesu było ciśnienie
transmembranowe równe 0,1 MPa. Temperatura procesu wynosiła 20°C. Usuwane związki oznaczano
z użyciem ekstrakcji do fazy stałej SPE oraz analizy chromatograficznej HPLC. W odpływach
oznaczano również ogólny wskaźnik zanieczyszczeń organicznych tj. absorbancję w UV254.
Współczynniki retencji badanych małocząsteczkowych związków organicznych na wytworzonej
membranie ultrafiltacyjnej mieścił się w zakresie do od 68% do 86%. Zaobserwowane różnice w
efektywności usuwania badanych mikrozanieczyszczeń wynikały z ich różnych właściwości
fizykochemicznych, w tym głównie hydrofobowości określanej poprzez wartość logKow. Jednak
uzyskane wyniki usunięcia tych substancji były znacznie wyższe od zwyczajowo uzyskiwanych na
komercyjnych membranach ultrafiltracyjnych.
Z kolei wyznaczona wartość względnego strumienia permeatu czyli tzw. indeks foulingu była
bardzo niska i wynosiła 0,37. Wskazuje to na występowanie intensywnego zjawiska pokrywania
powierzchni membrany warstwą zanieczyszczeń zawartych w odpływie rzeczywistym.
W próbkach permeatu po ultrafiltracji odpływu rzeczywistego stwierdzono także wysokie
obniżenie absorbancji w UV254 do poziomu ok. 85%.
Uzyskane wyniki badań wskazują na duże możliwości wynikające z zastosowania nowej
generacji membran ultrafiltracyjnych modyfikowanych nanorurkami węglowymi. Jednak w tym
zakresie niezbędne są dalsze badania nad ograniczeniem ich podatności na zjawisko foulingu.
22
APPLICATION OF THE EXPANDED CLAY AGGREGATE IN FORM OF GRANULAR
MATERIALS FOR WATER TREATMENT
J. Drewnowski*, G. Łagód**
* Gdansk University of Technology, Gdansk, Poland,
** Lublin University of Technology, Lublin, Poland
The presence of increased levels of either organic or mineral compounds in surface, ground, as
well as infiltration waters is an issue that concerns not only Poland, but also numerous other countries
around the world. The bulk of attention is drawn to the removal of iron (Fe), manganese (Mn), and the
compounds of anthropogenic origin, especially nitrogen and other organic compounds. Silica sand and
anthracite coal constitute the most common filter media employed in rapid gravity filtration, starting from
the 19th century. The former is usually used in the lower layer, whereas the latter forms the upper layer of
a filter. The popularity of these media stems from a number of advantages: they are widely available,
inexpensive, and perform well in various water treatment applications, as evidenced by decades of
experience. These features led to the popularization of multi-media filters as typical configuration. Yet
another advantage is that numerous natural materials can be utilized to create granular filters. Their
composition, shape and size vary depending on the origin. However, these materials must meet specific
requirements prior to being used in water treatment technologies. The requirements include adequate
density, particle porosity, grain size, grain surface condition, as well as solubility, durability, and settling
rate. Out of all known water sources, groundwater is used in the broadest range of applications, as it
usually does not contain bacteria or viruses. Additionally, it displays superior physicochemical properties
to surface water. The disadvantage is that groundwater usually contains both Fe and Mn, as well as NH4N (ammonium nitrogen) – in combinations of either organic or mineral forms. If the concentration and
the number of these components are high enough to impact the water treatment process, certain problems
may arise. In such situation, the traditional systems of groundwater treatment – filtration preceded by
aeration – may prove to be ineffective. In order to counteract this issue, it is important to choose
appropriate filter beds and ensure correct operation of treatment devices.
The paper aimed to evaluate the efficiency of Filtralite MonoMulti compared to the conventional
dual-media filter beds comprising silica sand layer covered with anthracite coal. Filtralite media are
composed of processed (expanded), highly porous clay products characterized by relatively rough grain
surfaces. In order to compare these different media filters in a reliable way, the pilot filter columns
operated in parallel, under the exactly same conditions and with comparable feed water. The granular bed
filtration applied in the studied columns consists of: Filtralite NC (0.8–1.6 mm) on top of Filtralite HC
(1.5–2.5 mm) vs. anthracite coal (1.4–2.5 mm) on top of sand layer (0.8–1.4 mm). The pilot plant was
built in the Gdańsk Water Treatment Plant (northern Poland). It was used to create an experimental
database for carrying out the comparison of water quality parameters using both conventional and
alternative granular materials employed in dual-media filtration.
The pilot plant was in continuous operation for 15 weeks during spring and summer, only
interrupted by backwash that usually occurred in weekly intervals. The average temperature of feed water
throughout the experiment approximated 8◦C. The study was conducted in thirteen filtration cycles as part
of the groundwater treatment. The rigorous requirements pertaining to the quality of drinking water were
met roughly after three weeks of pilot plant operation, following the acclimatization period enabling the
bacterial film grown on Filtralite, as well as grains of sand and anthracite could adapt. In addition, the
surface microstructure of these filtration materials was analyzed and evaluated as well.
The results of Fe and NH4-N elimination performed by means of alternative Filtralite media were
comparable to the ones of a typical sand/anthracite filter. On the other hand, Mn removal performance
23
was significantly better with Filtralite. This difference was most prominent at the initial stage of the
study. However, later on it was noticed that longer operation of a conventional sand/anthracite filter
media may still yield comparable results. Both columns displayed similar values of hydraulic losses that
corresponded to their mass storage capacities. At the end of a filtration cycle, these losses did not exceed
1m H2O.
By the end of pilot plant operation, the water samples collected from the filter columns were
analyzed in respect to Fe, Mn, and NH4-N reduction, which occurred in the employed filter layers. The
analysis indicated that in regard to the elimination of afore-mentioned compounds, Filtralite exhibits
comparable efficiency to a conventional sand/anthracite filter. The reduction of Fe gradually decreased
along the column, starting with the highest efficiency in the top layer of both filter materials, NH4-N was
reduced uniformly along the entire column.
To conclude, it was observed that Filtralite granular material displays high capacity relative to the
mass of iron, manganese, and ammonium nitrogen, being capable of eliminating these substances from
water. The obtained results proved that Filtralite is an efficient filtration material, especially in the case of
manganese. High efficiency of a dual filter medium mainly stems from the rough surface of Filtralite
granules, covered by numerous crevices further enhancing the capacity of retaining aggregates and microparticles. Moreover, owing to the large surface area of its granules, Filtralite constitutes an excellent
medium for the development of biological film supporting the groundwater treatment.
OBECNOŚĆ WYBRANYCH SUBSTANCJI AKTYWNYCH BIOLOGICZNIE
W ODPŁYWACH Z OCZYSZCZALNI ŚCIEKÓW KOMUNALNYCH
G. Kamińska, E. Kudlek, M. Dudziak, J. Bohdziewicz
Gliwice, Polska
Odpływy z oczyszczalni ścieków często są źródłem niebezpiecznych substancji aktywnych
biologicznie, które nie zostały w usunięte w trakcie konwencjonalnego oczyszczania ścieków.
W grupie tych mikrozanieczyszczeń wymieniamy związki fenoli, niebiodegradowalne związki
chlorowcoorganiczne, pestycydy, wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) oraz środki
powierzchniowo czynne. W pracy przedstawiono wyniki monitoringu wybranych substancji aktywnych
biologicznie (antracen, benzo[a]piren, oktylofenol, pentachlorofenolu, diklofenak) w odpływach
oczyszczalni ścieków. Próbki do badań pobierane były z trzech obiektów oczyszczających ścieki
bytowo-gospodarcze i komunalne. Procedura oznaczenia związków obejmowała wydzielenie badanych
substancji z próbek ścieków za pomocą ekstrakcji do fazy stałej, a następnie analizę chromatograficzną
GC-MS. Zawartość WWA w ściekach oczyszczonych była kilkanaście razy większa niż pozostałych
związków. Stwierdzono również, że w ściekach z oczyszczalni o największej przepustowości
zawartość mikrozanieczyszczeń była około 2 razy wiesza w stosunku do ścieków pobieranych
z mniejszych obiektów.
Praca została sfinansowana ze środków Narodowego Centrum Nauki przyznanych na podstawie decyzji numer DEC2013/11/B/ST8/04391.
24
ZASTOSOWANIE ELEKTRONICZNYCH ZMYSŁÓW DO MONITORINGU
JAKOŚCI WODY
APPLICATION OF ELECTRONIC SENSES FOR MONITORING
THE QUALITY OF WATER
Ł. Guz*, H. Wasąg*, A. Piotrowicz*, H. Sobczuk*, E. Guz**
*Politechnika Lubelska, Wydział Inżynierii Środowiska, Lublin, Polska,
e-mail: [email protected], [email protected], [email protected], [email protected]
**Uniwersytet Medyczny, Wydział Nauk o Zdrowiu, Lublin, Polska
Zanieczyszczona woda, w przypadku spożycia, jest przyczyną powstawania wielu dolegliwości
zdrowotnych, chorób lub nawet śmierci. Problem szczególnie uwidacznia się w krajach rozwijających
się, gdzie infrastruktura sieciowa zaopatrzenia w wodę i usuwania ścieków jest słabo rozwinięta.
Zanieczyszczona woda może ponadto powodować znaczne straty ekonomiczne w różnych gałęziach
przemysłu. Istnieje wiele specjalistycznych technik oceny jakości wody, charakteryzujących się wysoka
dokładnością. Ich powszechne zastosowanie do ciągłego monitoringu jakości wody jest przeważnie
ograniczone wysoką ceną urządzeń, odczynników lub koniecznością posiadania specjalistycznej wiedzy
w zakresie obsługi urządzeń i interpretacji wyników. W związku z tym w dziedzinie tej mogą znaleźć
zastosowanie elektroniczne zmysły.
Termin elektroniczne zmysły odnosi się do technik pomiarowych, które w założeniu mają imitować
ludzkie zmysły. Składają się z wielu niespecyficznych elementów sensorycznych, reagujących w różnym
stopniu na szerokie spektrum zanieczyszczeń. W przypadku elektronicznego nosa EN (Electronic Nose)
elementami sensorycznymi są czujniki gazu umieszczone w fazie nadpowierzchniowej, natomiast dla
elektronicznego języka ET (Electronic Tongue) są to elektrody zanurzone w cieczy. Każda badana
próbka będzie powodowała utworzenie unikalnej macierzy sygnałów, umożliwiającej z wysoką
dokładnością identyfikację danej próbki, wykrycie rodzaju zanieczyszczeń lub oszacowanie stopnia
zanieczyszczenia próbki. Nie jest to jednak klasyczne oznaczanie jakościowe i ilościowe, a raczej
wskazanie podobieństwa do pomiarów, zamieszczonych w bazie danych opracowanej podczas kalibracji.
Za pomocą EN można ocenić jakość wody w sposób pośredni poprzez badanie zanieczyszczeń w fazie
nadpowierzchniowej. Zgodnie z prawem Henry’ego, stężenie związków w fazie gazowej jest
proporcjonalne do stężenia związków w fazie ciekłej stosownie do stałej charakterystycznej dla danego
związku. Dzięki EN możliwe jest wykrywanie śladowych ilości pestycydów, metali ciężkich, zagrożenia
bakteriologicznego (np. Eschericha coli, pałeczki jelitowca, bakterie z rodzaju Pseudomonas),
zarodników pleśni czy mikrobiologicznego zanieczyszczenia jak obecność sinic. Z użyciem ET możliwe
jest wykrycie obecności azotanów, azotynów, rozpuszczonych jonów (metali, NH4+, K+, Na+) oraz
oszacowanie takich parametrów jak pH, rozpuszczony tlen, temperatura, przewodność, mętność,
rozpuszczony węgiel organiczny.
Do analizy wyników pomiarów wykorzystywane są metody statystyczne redukujące liczbę
wymiarów i wyłaniające istotne zależności w zbiorze danych. Są to analiza głównych składowych,
analiza klastrowa losowa, regresja metodą cząstkowych najmniejszych kwadratów, analiza
dyskryminacyjna czynnikowa, analiza dyskryminacyjna kanoniczna, grupowanie hierarchiczne, Bardzo
często wykorzystywane są również sztuczne sieci neuronowe ANN (Artificial Neural Network).
W artykule zaprezentowany jest krytyczny przegląd literatury naukowej dotyczącej zastosowania
elektronicznych zmysłów w ocenia jakości wody. Przedstawiono ich zalety, możliwości wykorzystania
jak również ograniczenia. Wskazane zostały dalsze kierunki rozwoju tych technik.
25
USE OF ORGANOCLAYS FOR GROUNDWATER PURIFICATION
Golembiovskyi A.O., Golembiovska M.V., Khoruzhenko O.E.
National Technical University of Ukraine “Igor Sikorsky
Kyiv Polytechnic Institute”, Ukraine, Kyiv, [email protected]
Industrial development has great impact on ecology in Ukraine and entire world. One of the most
dangerous factors is groundwater pollution by volatile compounds. High mobility of toxic compounds
causes great areas of pollution. Increasing number of pollutants causes increasing chemical
consumption of oxygen value. This factor is one of reasons of life decreasing in flora and fauna.
Therefore, there is a great need for the development of a suitable, inexpensive and rapid groundwater
treatment techniques for preserving life.
For this purposes, high-effective materials, bases on natural components may be used [1]. These
materials, based on clay minerals, don’t have negative impact on ecosystem and can adsorb small
quantities of pollutants, which is a great problem. But, effectiveness of heavy metals extraction in anion
form is needed to be improved. So, task of our research is to modify clay minerals for enhancing its
sorption capacity. Modification methods include: acid activation, chemical bonding of active
substances on the clay surface and many others. For our purposes, most commonly used is treatment
with surfactant solution. Modified clays have specially designed surface [2], which allows to adsorb
anion form of heavy metals.
In this research, we modified clay mineral – montmorillonite from Dashukivske deposit in
Cherkasy region by hexadecyltrimethylammonium bromide (HDTMA). After synthesis, we granulate
clay paste and dry in oven at 105 °C. Granulated product has size 2.5 mm in diameter, which is easy to
operate and use in permeable reactive barriers for high-quality purification of groundwater flow. Also,
this material can be used for preventing highly toxic anionic compounds migration, such as
chromium (VI) and uranium (VI).
After synthesis, sorption experiments were provided. Founded optimal working conditions of this
material are: solid/liquid ratio from 1/250 to 1/1000, ionic strength up to 0.05 M, pH range 4-10,
temperature range 15-40 °C. This values are in good correlation with real working conditions of
supposed environment. Maximum adsorption rates of chromium (VI) in static experiments are from
12,5 to 37,9 mg/g, depending on modification rate and working conditions.
Development of such materials is economically and ecologically advantageous, they can be used
in permeable reactive barriers for enhancing adsorption processes, especially micro quantity removal of
heavy metal ions.
References
1. Gupta V. K. Environmental Water. Advances in Treatment, Remediation and Recycling / V. K.
Gupta, I. Ali. – Amsterdam: Elsevier, 2013. – 216 p.
2. Lagaly G. Clay mineral organic interactions / G. Lagaly, M. Ogawa, I. Dekany // Handbook of
clay science – Amsterdam : Elsevier, 2013. – V. 1. – P. 435–505.
26
PROBLEMY OCZYSZCZANIA I UTYLIZACJI ŚCIEKÓW Z NOWOCZESNYCH
KOMPLEKSÓW HODOWLI TRZODY CHLEWNEY W UKRAINIE
Kowalczuk W.1, Jaromin-Gleń K.M.2
1
Państwowyj Uniwersytet Gospodarki Wodnej i Wykorzystania Zasobów Przyrody,
Równe, Ukraina, e-mail: [email protected]
2
Instytut Agrofizyki Polskiej Akademii Nauk, Lublin, Polska,
Problem utylizacji odpadów zwierzęcych po raz pierwszy uzyskał znaczną ostrość w Ukrainie w
70-80 latach ubiegłego wieku, kiedy zostało przeprowadzone szybkie przejście hodowli zwierząt na
skalę przemysłową. Budownictwo dużych kompleksów hodowli trzody chlewnej, stosowanie wody dla
zmywania i usunięcia gnojowicy prowadziło do powstawania i gromadzenia dużych ilości trudnych
ścieków. Powszechne stosowanie niedostatecznie oczyszczonych ścieków kompleksów hodowli trzody
chlewnej do nawadniania gruntów rolnych spowodowało intensywne zanieczyszczenie: i) wód
powierzchniowych i gruntowych, ii) gleby iii) powietrza; powodując w niektórych przypadkach,
pogorszenie jakości produkcji roślinnej. Stosowane metody biologicznego oczyszczania gnojowicy i
ścieków nie dały zadowalających wyników (Tabela 1). W większości przypadków dostępna
powierzchnia gruntów nie była wystarczająca do utylizacji wszystkich ścieków i osadów, co
doprowadziło do intensywnego zanieczyszczania środowiska naturalnego w rejonie umieszczenia
kompleksów. Szczególnie trudna sytuacja powstała na obszarach o niekorzystnych warunkach
klimatycznych i hydrogeologicznych, w razie bezpośredniego odprowadzania oczyszczonych ścieków
do naturalnych zbiorników wodnych. Istniejące wtedy metody nie mogły zapewnić wymaganego
stopnia usuwania azotu amonowego i organicznych zanieczyszczeń. Na złożoność problemu wskazuje
również fakt, że wskutek pojawienia azotu amonowego w wodach podziemnych w pobliżu kompleksu
hodowli trzody chlewnej „Kalytyansky” powstało realne zagrożenie dla zaopatrzenia w wodę Kijowa.
Tabela 1
Parametry jakościowe oczyszczonych ścieków z kompleksów hodowli trzody chlewnej [1]
Nazwa kompleksu
hodowli trzody
chlewnej
Wskaźniki jakości oczyszczonych ścieków, mg/dm3
Zawiesina
ogólna
75-780
BZT20
ChZT
100-920
„Kuznetsovsky”
69-120
„Ilyinogorsky”
35-105
„Kalytyansky”
300-1000
Azot
ogólny
190-400
Fosfor
ogólny
60-180
65-70
300-330
120-280
160-110
105-170
400-600
230-500
80-120
Zostały ustalone główne przyczyny niezadowalającego oczyszczania gnojowicy i ścieków od niej
pochodzących. Jedną z tych przyczyn jest brak skuteczności mechanicznego oczyszczania ścieków, w
wyniku czego do komory aeracji trafia duża ilość zawiesin. W rezultacie, tylko mała część osadu
czynnego w komorze aeracji jest aktywną biomasą, a znaczną część stanowią cząstki zanieczyszczeń
ścieków. Przy tym znacząco pogarszają się funkcje życiowe osadu czynnego, ogranicza się dostęp do
komórek bakteryjnych rozpuszczonej materii organicznej i tlenu, zwiększa się przyrost osadu
czynnego. Kolejną ważną przyczyną niskiej skuteczności oczyszczania biologicznego jest obecność w
ściekach wysokich stężeń azotu amonowego i niekorzystne dla normalnego funkcjonowania osadu
czynnego, stężenie materii organicznej i składników pokarmowych. Ustalono, że w stężeniach,
przekraczających 150 mg/dm3, azot amonowy niekorzystnie wpływa na proces biologicznego
27
oczyszczania ścieków w komorach aeracji, powodując spadek szybkości utleniania zanieczyszczeń [2].
Zmniejszenie wskaźnika BZT:N podczas biologicznego usuwania zanieczyszczeń utrudnia osiągnięcie
wskaźników pełnego biologicznego oczyszczania ścieków. Ponadto, oczyszczone ścieki mają znaczne
stężenie azotu amonowego.
W wyniku badań przemysłowych, wykonanych w PUGWWZP, została stwierdzona możliwość i
celowość wykorzystania do oczyszczania ścieków z kompleksów hodowli trzody chlewnej sposobu
chemicznego usuwania azotu amonowego, opartego o jego przeniesienie w słabo rozpuszczalny
związek MgNH4PO4·6H2O i następne usunięcie go ze ścieków prostym osadzaniem [3]. Proponowana
technologia łączonego fizyko-chemicznego i biologicznego oczyszczania ścieków z kompleksów
hodowli trzody chlewnej ze wstępnym chemicznym usuwaniem azotu amonowego zapewnia
wymagany stopień usuwania zanieczyszczeń, który odpowiada pełnemu biologicznemu oczyszczaniu
ścieków. Zapewnia: i) całkowite odbarwienie i dezynfekcję, ii) maksymalne wydobycie i
wykorzystanie jako nawozu: związków organicznych, azotu amonowego i fosforanów zawartych w
ściekach, osadu nadmiernego oraz stosowanych reagentów. Technologia ta została włączona do
standardów projektowania urządzeń do obróbki i usuwania gnojowicy [4].
Po dziesięcioleciach spadku, hodowla trzody chlewnej w Ukrainie ożyła na nowych zasadach.
Charakterystycznymi cechami tego procesu są:
1. Preferencyjne rozmieszczenie nowych kompleksów hodowli trzody chlewnej na bazie już
istniejących. W szczególności, „Agrokombinat „Kalita”” znajduje się na terenie byłego kompleksu
„Kalytyansky”, „Bahmutska Unia Agrarna” – na terenie byłego kompleksu „Uglegorsky” i tak dalej.
Przebudowa i wykorzystanie istniejących budynków inwentarskich jest często przyczyną do powstania
istotnych problemów środowiskowych związanych z obecnością w sąsiedztwie zabudowy
mieszkaniowej, brakiem stref sanitarno-buforowych.
2. Rozbudowanie kompleksów hodowli trzody chlewnej wyjątkowo wysokiej wydajności. W byłym
ZSRR (Związek Socjalistycznych Republik Radzieckich) wydajność kompleksów była przywiązana do
surowców i dostępności gruntów nadających się do utulizacji ścieków z gnojowicy (6, 12, 24, 54 i 108
tys. głów świń rocznie). Obecnie, firma „Danosha” planuje uprawiane ponad 300 tys., kompleks
hodowli trzody chlewnej „Globinsky” – 400 tys., a „APK-Invest” – 600 tys. głów świń rocznie.
3. Brak gruntów nadających się do utylizacji ścieków. Proste porównanie wydajności nowoczesnych
kompleksów hodowli trzody chlewnej z danymi przedstawionymi w Tabeli 2, pozwala ocenić
powierzchnie grunty potrzebnego do utylizacji ścieków. Biorąc pod uwagę prywatyzację ziemi,
wielkości stref sanitarno-buforowych, wysokie koszty pompowania ścieków i samej ziemi, możemy
wnioskować o potrzebie wykorzystania metod głębokiego oczyszczania ścieków z kompleksów
hodowli trzody chlewnej bezpośrednio w miejscu ich powstawania.
Tabela 2
Powierzchnia gruntów wymagana do utylizacji gnojowicy z kompleksów hodowli trzody chlewnej [5]
Wydajność,
tys. głów trzody
chlewnej rocznie
12000
24000
54000
108000
Powierzchnia gruntów wymagana do utylizacji gnojowicy, ha
Dla frakcji ciekłej gnojowicy
Dla całej objętości
po oczyszczeniu
po oczyszczeniu
gnojowicy
mechanicznym
biologicznym
500
350
50
1000
700
100
2250
1600
250
4500
3200
500
28
4. Szerokie stosowanie nowej technologij usuwania gnojowicy, która przewiduje jej gromadzenie pod
rusztowaniem podłogi chlewni do dwóch tygodni po czym następuje usuwanie grawitacyjne. Pozwala
to na zminimalizowanie zużycia wody, jednak prowadzi do wytworzenia małych ilości nadmiaru
zatężonej gnojowicy (Tabela 3), której skład i właściwości znacznie różnią się od innych znanych
rodzajów ścieków. Oczywiście, warunki te wymagają stosowania do oczyszczania i utylizacji
gnojowicy specyficznych metod, urządzeń i konstrukcji.
5. Brak krajowych technologii oczyszczania i utylizacji gnojowicy nowoczesnych kompleksów
hodowli trzody chlewnej. Na większości nowoczesnych kompleksów gnojowica zwykle nadaje się do
frakcjonowania, po czym frakcja ciekła poddaje się nagromadzeniu w lagunach wyłożonych szczelną
folią polietylenową dla ochrony gruntu. Jednak to nie rozwiązuje problemu budowy nowych lagun, a
tylko odracza decyzję ważnego problemu oczyszczania i utylizacji gnojowicy.
Tabela 3
Skład i właściwości gnojowicy z nowoczesnych kompleksów hodowli trzody chlewnej
Wskaźnik jakości
Zawiesina ogólna
BZT5
Azot amonowy
Fosforany
Wskaźniki jakości gnojowicy z kompleksów hodowli trzody chlewnej,
mg/dm3
grawitacyjne usuwanie z następnym
mechaniczne usuwanie gnojowicy
rozdzieleniem gnojowicy za pomocą
bez wykorzystania wody
separatorów ślimakowych
185900-247100
10450-15040
17100-19900
3596-6392
4470-4628
3525-11020
1820-2018
6. Brak motywacji ekonomicznej właścicieli kompleksów hodowli trzody chlewnej do budowania
obiektów oczyszczania i utylizacji gnojowicy.
7. Brak głównej organizacji dla koordynacji naukowo-technologicznego rozwoju systemów
oczyszczania i utylizacji gnojowicy.
W oparciu o doświadczenia z systemami oczyszczania ścieków z kompleksów hodowli trzody
chlewnej (biologiczne oczyszczanie ścieków obciążonych wysokimi stężeniami azotu amonowego)
została zaproponowała technologia oczyszczania ścieków z nowoczesnych kompleksów hodowli
trzody chlewnej.
Technologia przewiduje wstępne rozdzielenie gnojowicy na frakcje za pomocą separatorów
ślimakowych, oczyszczanie flotacyjne frakcji ciekłej, następnie biologiczne usuwanie ze ścieków azotu
amonowego symultaniczną nitryfikację i denitryfikację. W razie potrzeby głębokiego oczyszczania
ścieków może zostać wykorzystana wyżej wymieniona chemiczna obróbka oraz bioreaktory
membranowe. Dla usunięcia ze ścieków zawiesin zaproponowano nową strukturę kombinowaną –
osadnik-flotator, podczas stworzenia którego wzięto pod uwagę wady i zalety stosowanych osadników
i flotatorów. Osadnik-flotator jest komorą flotacji o przepływie pionowym, w której ścieki są
początkowo poddane sedymentacji krótkoterminowej, a następnie flotacji ciśnieniowej z recyrkulacją.
Umożliwia to: i) zwiększenie ogólnej wydajności usuwania ze ścieków zawiesin poprzez zatrzymania
cząstek, które są słabo flotowane, ii) zapewnienie najbardziej efektywnego kontaktu fazy stałej i
pęcherzyków powietrza podczas wspólnego ruchu pionowego, iii) uproszczenie procesu usuwania
szlamu i osadu. Dla biologicznego oczyszczania ścieków proponuje się stosowanie komór aeracji
wielkiej wysokości hydraulicznej (8-10 m) z powierzchniowym napowietrzaniem strumieniowym
zespolonych z obwodowymi osadnikami wtórnymi. W dolnej części komory aeracji, z powodu
29
stopniowego spadku stężenia rozpuszczonego tlenu w procesach biologicznych wynika strefa
niedotleniona, która zapewnia możliwość efektywnej symultanicznej nitryfikacji-denitryfikacji.
Bibliografia
1.Jakowlew, S.W. i inni. Problem oczyszczania gnojowicy i ścieków pochodnych // Zaopatrzenie
w wodę i technika sanitarna, 1984, № 5, s. 7-9.
2. Shvetsov, V.N. i inni. Wpływ azotu amonowego na proces utleniania biologicznego w
komorach aeracji // Prace instytutu WODGEO. – Moskwa, 1982, s. 36-43.
3. Kowalczuk W.A. Technologia fizyko-chemiczngo i biologicznego oczyszczania ścieków
kompleksów hodowli trzody chlewnej z wstępnym usuwaniem azotu amonowego: autoreferat pracy
kandydatskiej. – Moskwa, 1989. – 23 s.
4. WNTP-APK-09.06. – Kijów: Mіnagropolіtiki, 2006. – 100 s.
5. Rekomendacje do projektowania, obróbki i wykorzystania ścieków z kompleksów
przemysłowych i gospodarstw drobiarskich. – Moskwa: ОNTI RGNIIS, 1979, – 79 s.
PREPARATYKA I BADANIA NOWYCH ZŁOŻONYCH FOTOKATALIZATORÓW
TYTANOWYCH
E. Kudlek, P. Zawadzki, M. Dudziak
Gliwice, Polska
W pracy przedstawiono różne sposoby preparowania fotokatalizatorów tytanowych pełniących
rolę półprzewodników w procesie fotochemicznego utleniania mikrozanieczyszczeń organicznych.
Komercyjny ditlenek tytanu domieszkowano pylistym węglem aktywnym i poddawano procesowi
kalcynacji w obecności metanolu, etanolu i/lub dekstranu. Skuteczność wytworzonych kompozytów
oceniono przez stopień usunięcia bisfenolu A z roztworów wodnych w procesie heterogenicznej
fotokatalizy. Proces ulatniania fotochemicznego prowadzono w czasie 15 minut w laboratoryjnym
porcjowym reaktorze wyposażonym w lampę UV emitująca promieniowanie o długości fali z zakresu
od 313 do 578 nm.
Wykazano, że otrzymane kompozyty znacznie skuteczniej katalizowały przebieg utleniania
bisfenolu A w porównaniu do procesu prowadzonego w obecności komercyjnego TiO2, który pozwolił
jedynie na 65% obniżenie stężenia mikrozanieczyszczenia w roztworze wodnym. Wzrost efektywności
fotochemicznej degradacji ksenoestrogenu związany był ze wzrostem zdolności sorpcyjnej
półprzewodników. Stopień zaadsorbowania bisfenolu A przed procesem naświetlania promieniami UV
na powierzchni kompozytu sięgał 70%, natomiast dla samego TiO2 nie przekraczał 49%. Najwyższy
stopień usunięcia mikrozanieczyszczenia w procesie fotokatalizy wynoszący 91% uzyskano przy
użyciu kompozytu domieszkowanego metanolem. Impregnacja mieszanin ditlenek tytanu-węgiel
aktywny dekstranem przed procesem kalcynacji wpłynęła na obniżenie zdolności sorpcyjnej
wytwarzanych kompozytów, co skutkowało jedynie 75% obniżeniem stężenia mikrozanieczyszczenia.
30
WIELOWARIANTOWA KONCEPCJA POPRAWY WARUNKÓW HYDRAULICZNYCH
PRACY GMINNEJ SIECI WODOCIĄGOWEJ
MULTI-OPTION CONCEPTION OF HYDRAULIC CONDITIONS IMPROVEMENT OF A
COMMUNAL WATER SUPPLY NETWORK
Beata Kowalska1, Dariusz Kowalski1, Paweł Suchorab1, Łukasz Bartkiewicz1
Katedra Zaopatrzenia w Wodę i Usuwania Ścieków, Wydział Inżynierii Środowiska, Politechnika
Lubelska, Lublin, Poland, e-mail: [email protected]
Poziom sanitacji terenów wiejskich w Polsce ulega systematycznej poprawie z każdym rokiem.
Jednakże, zaopatrywanie w wodę terenów o małym zagęszczeniu ludności i dużym rozproszeniu
zabudowy często powoduje ekonomiczne trudności w realizacji inwestycji oraz późniejsze problemy
eksploatacyjne. W niniejszym artykule przedstawiono wielowariantową koncepcję poprawy warunków
hydraulicznych pracy gminnej sieci wodociągowej, która charakteryzowała się licznymi problemami
eksploatacyjnymi, wynikającymi w dużej mierze z rozproszonego charakteru zabudowy oraz
niewielkiej liczby odbiorców wody.
Powierzchnia analizowanej gminy wynosi ok. 90 km2, zaś liczba mieszkańców ok. 9100 osób.
Źródłem wody są wody podziemne ujmowane przez dwie studnie głębinowe, o maksymalnej
wydajności 80 m3/h każda. Do sieci woda tłoczona jest przez pompownię II-go stopnia zlokalizowaną
w stacji wodociągowej. Przewody sieci wodociągowej, zagłębione średnio na 1,7 m p.p.t., wykonane są
z żeliwa, azbestocementu oraz z tworzyw sztucznych: PVC, PE. Zakres średnic przewodów
rozdzielczych wynosi 65÷400 mm. Liczba odbiorców wody korzystających z wodociągu to ok. 4820
osób, zaś liczba przyłączy wodociągowych: ok. 1700. Do najważniejszych obiektów sieciowych
zalicza się dwie pompownie strefowe oraz zbiornik zapasowo-wyrównawczy o pojemności 50 m3.
Konieczność stosowania pompowni strefowych wynika ze znacznego zróżnicowania wysokościowego
terenu (maksymalna różnica rzędnych: ok. 80 m).
Analizę istniejących warunków hydraulicznych pracy sieci wodociągowej oraz poszczególne
warianty ich poprawy zostały opracowane na podstawie modelu hydraulicznego sieci wykonanego w
programie EPANET 2.0. Zbudowany model miał charakter ogólny (szkieletowy) – układ sieci
odwzorowany został jedynie przez przewody rozdzielcze, bez przyłączy wodociągowych. Model
składał się z 511 węzłów, 509 przewodów, 10 pomp, 2 zbiorników oraz 1 zaworu redukującego
ciśnienie. Do każdego z obiektów zostały przypisane charakterystyczne parametry techniczne: dla
węzłów – opis w postaci adresu punktu poboru wody, rzędna wodociągu, pobór obliczeniowy oraz
wzorzec zmian poboru; dla odcinków – opis w postaci nazwy ulicy lub miejscowości, materiał,
długość, średnica oraz wartość współczynnika chropowatości. Wzorzec zmian poboru wody,
jednakowy dla całego modelu, został opracowany na podstawie rzeczywistego poboru wody
opomiarowanego w okresie od 1.01-31.12.2015 r. Wzorzec charakteryzował się typowym dla obszarów
wiejskich kształtem: wyraźnie zauważalne były poranne i wieczorne szczyty poboru wody, podczas
gdy w godzinach nocnych zapotrzebowanie gwałtownie malało. Zgodnie z opracowanym wzorcem
zmian poboru wody, godzinę minimalnego poboru określono jako godz. 2:00, zaś godzinę
maksymalnego poboru – godz. 9:00. Z uwagi na brak technicznej możliwości model nie został poddany
procesowi kalibracji. Stąd, uzyskane wyniki symulacji należy traktować jako badania wstępne.
Do oceny istniejących warunków hydraulicznych pracy sieci wytypowano 4 węzły
charakterystyczne sieci (A-D) – 2 zlokalizowane w skrajnych częściach sieci, 1 w części centralnej
o najniższej rzędnej wysokościowej oraz 1 w najwyższym punkcie sieci. Podczas analizy istniejących
warunków hydraulicznych badano rozkład ciśnienia w całej sieci wodociągowej w godzinach
charakterystycznych (minimalnego i maksymalnego poboru), jak również wykres dobowych wahań
ciśnienia w punktach referencyjnych (A-D). Kolejnym analizowanym parametrem był rozkład ciśnienia
w sieci w godzinie maksymalnego poboru wody. Dodatkowo, badaną sieć przeanalizowano pod kątem
31
spełnienia wymaganych prawnie parametrów przeciwpożarowych. W ramach uzyskanych wyników
określono, że badana sieć wodociągowa charakteryzuje się zróżnicowanym ciśnieniem panującym w
sieci (20÷62 m H2O), przekraczającym dopuszczalną wartość 60 m H2O. Różnice obserwowane były
przez całą dobę trwania symulacji i wynikały bezpośrednio ze znacznego zróżnicowania
wysokościowego sieci. Dodatkowo, zaobserwowano znaczne wahania ciśnienia w poszczególnych
węzłach referencyjnych (do ok. 10 m H2O). Maksymalna prędkość przepływu wody w przewodach
sieci wodociągowej wynosiła 1,37 m/s i została zaobserwowana w odcinkach zasilających zbiornik
sieciowy podczas jego napełniania. W pozostałych odcinkach sieci nie została osiągnięta zalecana
prędkość przepływu wody. W otoczeniu pompowni stacyjnej i strefowych maksymalne prędkości
wynosiły ok. 0,45 m/s, podczas gdy w końcowych fragmentach sieci prędkość była znacznie niższa od
minimalnej prędkości przepływu (0,3 m/s). Przeprowadzona analiza spełnienia wymaganych
warunków przeciwpożarowych wykazała, że sieć nie gwarantuje odpowiedniej wydajności oraz
ciśnienia w hydrantach w przypadku wystąpienia pożaru.
Z uwagi na niekorzystne istniejące warunki hydrauliczne pracy oraz niespełnienie wymaganych
parametrów przeciwpożarowych, podjęto próbę opracowania koncepcji poprawy tych warunków w
badanej sieci. Koncepcja obejmowała 2 niezależne warianty poprawy. W każdym z wariantów
proponowane zmiany miały charakter kompleksowy, po których wdrożeniu oczekiwanym efektem
miała być znaczna poprawa warunków hydraulicznych pracy sieci oraz zapewnienie bezpieczeństwa
przeciwpożarowego. W wariancie I przewidziano zaprojektowanie dwóch dodatkowych pompowni
strefowych, dodatnie kolejnego zbiornika strefowego, zmianę średnicy przewodów, zaprojektowanie
nowego odcinka o długości 120 m, oraz obniżenie ciśnienia w sieci poprzez zmianę prędkości
obrotowej wirników pomp. Wariant II obejmował zakresem podobne działania lecz dotyczył innych
obszarów: zastosowano zmiany średnic przewodów dla części odcinków, przewidziano dodatkową
pompownię strefową, zaprojektowano 3 nowe zawory redukujące ciśnienie w sieci, zastosowano
obniżenie ciśnienia poprzez zmniejszenie prędkości obrotowej wirników pomp oraz zaproponowano
budowę nowego odcinka.
Wdrożenie zmian zaproponowanych w wariancie I spowodowało znaczą poprawę panujących w
sieci warunków hydraulicznych. Zniwelowano strefę podwyższonego ciśnienia w sieci – zakres
ciśnienia w węzłach wahał się od ok. 20 do 59 m H2O. Uzyskano również zwiększenie prędkości w
centralnej części sieci wodociągowej. Dodatkowo, symulacja proponowanych modernizacji wykazała,
że zostały spełnione wymagane prawem parametry pracy sieci w przypadku pożaru – zapewniono
określone ciśnienie i wydajność w hydrantach. Jednakże, zaprojektowanie nowego zbiornika
sieciowego wywołało znaczne wahania ciśnienia w części sieci w momencie jego napełniania.
Dodatkowo zróżnicowanie wartości ciśnienia w całej sieci nadal było znaczne. Wady te postarano się
zniwelować poprzez wdrożenie wariantu II. W wyniku przeprowadzonej symulacji pracy sieci z
modernizacjami przewidzianymi w wariancie II, uzyskano większą stabilność ciśnienia niż w
poprzednich symulacjach (zakres wahań: 24,5÷56 m H2O). Nie zaobserwowano również znacznych
wahań w poszczególnych węzłach referencyjnych. Sieć wodociągowa, po wprowadzeniu zmian w
wariancie II, również zapewniała wymagane przepisami bezpieczeństwo przeciwpożarowe.
W wyniku przeprowadzonych analiz określono, że w badanej sieci wodociągowej możliwa jest
znaczna poprawa istniejących warunków hydraulicznych. Oba proponowane warianty modernizacji
obejmowały zakresem zmiany struktury sieci oraz zaprojektowanie nowych obiektów sieciowych, co
przekładało się na większą stabilność ciśnienia oraz zwiększenie prędkości przepływu w przewodach.
Dodatkowym atutem proponowanej koncepcji jest zapewnienie wymagań przeciwpożarowych. Z
uwagi na brak kalibracji badanego modelu, wyniki uzyskanych symulacji należy traktować jako
wstępne, zaś przeprowadzone symulacje należy powtórzyć na zweryfikowanym modelu.
32
THE INFLUENCE OF TIO2 STRUCTURE ON ITS SORPTION PROPERTIES
A. Kutuzova, A. Dushko, T. Dontsova
National Technical University of Ukraine “Kyiv Polytechnic Institute”
37, Prospect Peremohy, 03056, Kyiv, Ukraine
[email protected]
Nanocrystalline titanium dioxide (TiO2) has emerged as an attractive multi-purpose material, its
applications include in photovoltaic solar cells, gas sensors, catalytic oxidation of carbon monoxide and
the photocatalytic decomposition of organic environmental contaminants [1].
The chemisorption properties on TiO2 surfaces have been extensively investigated as a method to
adsorb organic pollutants in water and air. Particular interest has been given to the influence of the
structure and defect sites on the chemisorptive behavior of TiO2 [2].
The physical and chemical properties of a material may be quite different for their various phase
structures. TiO2 has mainly four polymorphs in nature, including anatase, rutile, brookite and TiO2 (B).
The sorption properties of these different forms of TiO2 are quite different [3].
In this work, we compared sorption properties of the three samples of synthesized TiO2 using
hydrolysis in aqueous and alcohol solutions, which had different ratio of water and titania precursor.
The first sample was obtained at a ratio 5 to 1, the second one was obtained at a ratio 7,5 to 1 and the
third one was obtained at a ratio 10 to 1 in terms of pure titan. Physical properties of TiO2 nanoparticles
are shown in Table 1. The discoloration rate of methylene blue was used as a measure of TiO2 sorption
properties. We studied the influence of TiO2 structure on its sorption properties.
Table 1 – Physical properties of TiO2 nanoparticles
Sample
1 (5 : 1)
2 (7,5 : 1)
3 (10 : 1)
Phase
anatase
rutile
anatase
rutile
anatase
Crystallite size (nm)
5.7
2.38
–
2.89
3.04
Content (%)
15.9
84.1
17.8
82.2
100
Sorption tests were carried out as follows. Suspensions consisting of 50 mL of 10 mg·L-1 aqueous
solution of methylene blue and 25 mg of TiO2 were magnetically stirred during 60 min. TiO2
nanoparticles were isolated using centrifugal separation for 30 min. After centrifugation and
decantation the percentage discoloration of the solutions was determined with UV/vis
spectrophotometer. The discoloration percentages were calculated by using the equation given below:
− % = × 100,
where A0 and A are the initial and the after treatment dye absorbance.
Fig. 1 shows the discoloration results obtained for the dye solution using three TiO2 powders with
different structure. It was observed that sample 1 afforded 2,8 % dye discoloration, sample 2 afforded
5,7 % dye discoloration and sample 3 afforded 1,9 % dye discoloration.
33
1,6
1,4
1,2
Absorbance
1
Sample 1
Sample 2
Sample 3
Dye
0,8
0,6
0,4
0,2
0
500
550
600
650
700
750
Wavelength (nm)
Fig. 1 – The dye absorption spectrum.
Comparative analysis of the structure of the three TiO2 samples and their sorption properties
shows that TiO2 samples consisting of anatase and rutile have higher photocatalytic activity than the
sample consisting of pure anatase. However, further research is required in order to study the influence
of other factors, for example crystallite size, on sorption properties of TiO2 powders.
References
1. R. K. Wahi, Y. Liu, J. C. Falkner, V. L. Colvin. Solvothermal synthesis and characterization of
anatase TiO2 nanocrystals with ultrahigh surface area [Text] // J. Col. Interf. Sc. – 2006. – Vol. 302. –
P. 530 – 536.
2. A. L. Linsebigler, G. Lu, J. T. Yates. Photocatalysis on TiO2 surfaces: principles, mechanisms,
and selected results [Text] // Chemical Review. – 1995. – Vol. 95. – P. 735 – 758.
3. Y. Ma, X. Wang, Y. Jia, X. Chen, H. Han, C. Li. Titanium Dioxide – based nanomaterials for
photocatalytic fuel generations [Text] // Chemical Review. – 2014.
34
WRAŻLIWOŚĆ RÓŻNYCH ORGANIZMÓW WSKAŹNIKOWYCH W OCENIE
TOKSYCZNOŚCI WODY BASENOWEJ
E. Łaskawiec, M. Dudziak, J. Wyczarska-Kokot
Gliwice, Polska
W pracy przedstawiono użyteczność biotestów we wstępnej ocenie jakości wody pobranej
w wybranych punktach obiegów basenowych. Woda basenowa stanowi wodę uzdatnioną w obiegu
technologicznym zlokalizowanym w obiekcie uzupełnianą w sposób regularny z sieci wodociągowej.
W trakcie kąpieli wprowadzane są do niej zanieczyszczenia w postaci produktów ludzkiego
metabolizmu, które w kontakcie z substancjami dezynfekującymi tworzą liczną grupę związków
zwanych ubocznymi produktami dezynfekcji. Związki te w sposób toksyczny mogą oddziaływać na
ludzki organizm, a u części z nich odnotowano właściwości mutagenne lub kancerogenne.
Przedmiot badań stanowiły próbki wody pobranej z niecek basenowych oraz z ich obiegów
technologicznych, w postaci filtratów i popłuczyn poprocesowych stanowiących strumień odpadowy
z płukania filtrów ciśnieniowych. Do oceny toksykologicznej wybrano organizmy bakteryjne
i zwierzęce o zróżnicowanej wrażliwości na zanieczyszczenia. Analizę wyników przeprowadzono
w oparciu o klasyfikację toksyczności, wielkość efektu w postaci zahamowania procesów
metabolicznych lub/i śmierci organizmów w obecności substancji zawartych w wodach basenowych.
Test bakteryjny Microtox® z udziałem luminescencyjnego szczepu Aliivibrio fischeri wykazywał
najwyższą wrażliwość w stosunku do związków zawartych w badanych próbkach. Uzyskane w tym
teście wyniki były w szerokim zakresie wartości. Próbki pobrane z niecek basenowych klasyfikowano
jako toksyczne (inhibicji bioluminescencji bakterii była w zakresie od 50,1 do 75%) oraz wysoko
toksyczne (75,1-100%). Natomiast zróżnicowane wyniki biotestu otrzymano w przypadku próbek
filtratów oraz popłuczyn poprocesowych, które w zależności od badanego obiegu były nietoksyczne
(inhibicji bioluminescnecji poniżej 25%) lub toksyczne.
Przeprowadzone testy przeżywalności skorupiaków Daphnia magna i Artemia salina oraz larwy
wodnej Chaoborus flavicans wykazały zróżnicowaną odporność tych organizmów na substancje
toksyczne zawarte w próbkach wody basenowej. Najbardziej wrażliwa okazała się Daphnia magna,
w przypadku której badane próbki znajdowały się w zakresie wysokiej toksyczności. Natomiast wyniki
biotestu z Chaoborus flavicans obejmowały zakres klasyfikacji próbek jako nietoksyczne.
Na podstawie przedstawionej oceny toksykologicznej stwierdzono, że biotesty mogą stanowić
narzędzie wspomagające dla klasycznej analizy fizyko-chemicznej wody basenowej, ze względu na
szybkość otrzymywanych wyników oraz szeroki zakres dostępnych organizmów wskaźnikowych.
Należy jednak mieć na uwadze ich zróżnicowaną wrażliwość oraz konieczność dostosowania biotestu
do badanych zanieczyszczeń.
Praca została wykonana w ramach wydziałowego grantu badawczego dla młodych naukowców (BKM-536/RIE-4/15)
"Ocena jakości wody basenowej wspomagana narzędziami z zakresu ekotoksykologii".
35
MAGNETIC COMPOSITE MINERAL SORBENTS FOR
ANIONIC SURFACTANTS REMOVAL FROM WASTEWATER
Makarchuk О. V., Dontsova Т. А.
National Technical University of Ukraine «Kyiv Polytechnic Institute»
03056, Kyiv, Victory Avenue 37, building 4
[email protected], [email protected]
World production of surfactants, which are widely used in industry, agriculture, medicine and
everyday life, is constantly growing. The most important areas of surfactants consumption are
production of detergents for technical and sanitary needs and substances required for the processing of
fabrics, leather and varnish products manufacture [1-2]. As reported by [3], the total world production
of surfactants consisted of 62 % anionic, 10 % cationic, 27 % nonionic and 1 % amphoteric. Anionic
surfactants such as sodium dodecyl benzenesulfonate (SDBS) and sodium lauryl sulfate (SLS) are
produced in the largest amount.
Surfactants and their degradation products are toxic, strong carcinogenic agents and can
accumulate in the body and cause irreversible pathological changes. They also slow down the process
of decomposition of other carcinogens and inhibit biochemical processes of oxidation and nitrification.
Therefore, the need of sewage treatment from surfactants is obvious [4].
Nowadays sorption methods of wastewater treatment are effective and easy to use. In the world
there are many mineral deposits with millions reserves of various effective natural sorbents. It is
primarily clay materials such as saponite, palygorskite, spondyle clay and etc. Clays are much cheaper
than artificial (synthetic) sorbents, thus they are not inferior to them in efficiency of organic pollutants
removing. However, their use is having serious difficulties caused with the complexity of removing of
spent adsorbent particles of colloidal dispersion degree from water solution.
Presently in water purification the idea of combination of adsorption and magnetic separation
processes is quite promising [5]. Magnetic separation is an effective method of separation in a magnetic
field, which is based on the use of nanosized Fe3O4 as immobilized reagent for increasing of efficiency
of spent sorbent removal [6].
The aim of this work is to create magnetic composite sorbents based on clay minerals and
magnetite with high sorption properties in relation to anionic surfactants and magnetic characteristics
for effective removal of spent sorbents from water by magnetic separation.
Magnetic composite mineral sorbents (MCS) were prepared by impregnation method. Clay
minerals such as saponite, palygorskite, spondyle clay were selected for MCS creation. Magnetite in the
form of magnetic fluid was produced by chemical deposition of solids from a solution of iron salts by alkali
according to the Elmore method [7]. Thereby, magnetic composites based on magnetite in an amount of
2-10 % wt. and saponite (MCSp-2, MCSp-4, MCSp-7, MCSp-10), palygorskite (MCР-2, MCР-4,
MCР-7, MCР-10) spondyle clay (MCSd-2, MCSd-4, MCSd-7, MCSd-10) were synthesized.
Comparative analysis of sorption properties of magnetic composites, magnetite and native
saponite, palygorskite, spondyle clay was carried by constructing of adsorption isotherms (Figure 1) of
anionic surfactants SDBS and SLS removal.
Magnetic separation process in an aqueous medium was investigated in magnetic filter equipped
with permanent magnets with an intensity of external magnetic field 66 mT. Testing of magnetic
properties of the MCS was conducted on the example of MCSp-7, MCР-7 and MCSd-4 which were
characterized by the highest sorption capacity relative to anionic surfactants. The efficiency of
magnetic separation was determined by the residual concentration of suspended sorbent particles in
aqueous medium (Table 1).
As can be seen from Figure 1 removal of contaminants from water systems by magnetic sorbents
based clay minerals and magnetite was carried out with much higher efficiency compared to using
36
separate components of composites. The sorption capacities of obtained magnetic composites
containing Fe3O4 4-77 wt.% towards SDBS and SLS were in 4-7
4 7 times higher compared to the native
clays and exceeded the sorption capacity of magnetic fluid in 2-7
2 7 times. Thus, for the created magnetic
nanocomposite sorbents synergistic effect was observed.
a
b
Figure 1 ‒ Adsorption isotherm of SDBS (b) and SLS (c) removal on MCS sorbents samples
The discovered synergistic effect can be explained by the following factors. First of all, the
stabilization of nanosized magnetite on the matrix of clay minerals was occurred. Furthermore, a large
number of adsorption nanoscale centers were accumulated on surface
surface of clay pores. Also, the sorption
of nanosized magnetite in macroporous and mesoporous mineral matrix had formed active against
organic pollutants mesoporous and microporous structure of the composite sorbent.
Separation of magnetic sorbents from the purified solution in a filter equipped with permanent
magnets was held in 36 times faster. After the first 5 min of magnetic separation the purified water was
Матеріали IV Міжнародної науково
науково-практичної конференції «Чиста вода. Фундаментальні
Фундаментальні, прикладні та
промислові аспекти»
аспекти (26-28 жовтня 2016 р., м. Київ, Україна
Україна)
37
suitable for discharge into the centralized sewage. Application of magnetic composites has ensured the
achievement the residual concentration of suspended solids ≤0.02 mg/L for 30 minutes of magnetic
separation.
Table 1 − Characteristics of the magnetic separation process of MCS and native clay minerals
Sorbent
Saponite
MCSp-7
Palygorskite
MCР-7 Spondyle clay MCSd-4
Time of
sedimentation,
Residual concentration of suspended sorbent particles, mg/L
min
0
2000.0
2000.0
2000.0
2000.0
2000.0
2000.0
5
558.8
32.7
662.7
26.56
713.8
56.6
10
460.0
22.7
488.8
18.78
605.4
36.6
30
387.7
1.0
418.2
≤0.02
526.0
28.8
60
327.1
≤0.02
351.6
≤0.02
464.9
14.3
90
310.4
≤0.02
318.8
≤0.02
389.3
3.8
120
301.0
≤0.02
287.1
≤0.02
339.9
≤0.02
150
307.7
≤0.02
318.0
≤0.02
322.1
≤0.02
180
288.8
≤0.02
270.4
≤0.02
316.0
≤0.02
Hence, disposal of SDBS and SLS from water systems by magnetic sorbents based clay minerals
and magnetite (Fe3O4) was carried out with much higher efficiency compared to using separate
components of composites. Removal of spent magnetic sorbents occurred almost in three times faster
compared to native clay and the residual concentration of suspended solids in the water corresponds to
standards for drinking water. Thus, wastewater purification by magnetic composite mineral sorbents is
not only environmentally friendly but also economically beneficial method.
References
1. Mortazavi, S. High adsorption capacity of MWCNTs for removal of anionic surfactant SDBS
from aqueous solutions [Text] / S. Mortazavi, A. Farmany// J. of Water Supply: Research and
Technology – 2016. – Vol. 65. – Р. 160-166.
2. Makarchuk, O. V. Removal of anionic surfactants from wastewater by magnetic mineral
sorbents [Text] / O. V. Makarchuk, T. A. Dontsova // J. of Water Security. ‒ 2016. ‒ Vol. 2. ‒ P. 1-9.
3. Wang L. K. Waste treatment in the Process Industries [Text] / L. K. Wang, Y. Hung, H. Lo. ‒
Taylor & Francis Group, 2006. ‒ 622 p.
4. Ebrahimi, A. Survey on removal efficiency of linear alkylbenzene sulfonate in Yazd
stabilization pond [Text] / A. Ebrahimi, M. Ehrampoosh, M. Samaei// Int J Env Health Eng. – 2015. –
Vol. 4. – Р. 1-5.
5. Makarchuk, O. V. Magnetic clay sorbent for the removal of dyes from aqueous solutions. [Text]
/ O. V. Makarchuk, T. A. Dontsova, I. M. Astrelin // Research bulletin of the National Technical
University of Ukraine “Kyiv Polytechnic Institute”. – 2015. – V. 6. – Р. 109-114.
6. Makarchuk, O. V. Magnetic nanocomposites as efficient sorption materials for removing dyes
from aqueous solutions. [Text] / O. V. Makarchuk, T. A. Dontsova, I. M. Astrelin // Nanoscale
Research Letters. – 2015. – V. 11(161) – Р. 1–7.
7. Thach, C. V., Hai N. H., Chau N. Size controlled magnetite nanoparticles and their drug loading
ability [Text] / C. V. Thach, N. H. Hai, N. Chau // Journal of the Korean Physical Society. – 2008. – V.
5(52). – Р. 1332-1335.
38
MONITORING OF NATURAL WATERS STATE ON THE EXAMPLE OF SMALL
RIVERS
Olena Mitryasova1, Volodymyr Pohrebennyk2, Irina Sopilnayk1
1
Petro Mohyla Black Sea National University, Mykolaiv, Ukraine
2
Lviv Polytechnic National University, Ukraine
[email protected]
Keywords: small rivers, correlation method, monitoring of natural waters.
Basin of small rivers is an indicator of the environment state, due to the level of anthropogenic
load which are landscapes, soils, surface and underground water, flora and fauna, the atmosphere. In
this connection special urgency take the study of anthropogenic transformation in small rivers basins
for installation according to changes in the major catchment basins
The aim of the research was the evaluation of the ecological state of natural waters on the
example of the small rivers land Saarland (Germany).
The hydrochemical monitoring data were obtained from autonomous automated stations that are
located on the rivers Bist and Rossel [2], [3]. The research was carried out on the rivers Bìst and river
Rosselle. We investigated the following correlation dependencies between such combinations of
natural waters quality parameters: total phosphorus and orthophosphates; ammonium and Ph; nitrates
and conductivity; oxygen and total organic carbon.
In this study we used the method of correlative analysis. Monitoring data are processed using
software MS Excel; correlation dependence was defined using the CORREL.
In research we used such scientific methods: theoretical methods: analysis, synthesis, monitoring,
systematization, generalization. For research facility, were held by calculations based on software
Microsoft Excel, Google Maps. The calculations were performed using the formula 1 correlation:
∑ ( x − x )( y − y ) .
r=
(1)
2
2
x
−
x
y
−
y
(
)
(
)
∑
r = −1; +1
Correlation value is changed in the range from −1 to + 1 that demonstrates the indirect and direct
dependence between the selected parameters. If the value is closer to +1, this means the presence of a
strong connection, if closer to 0 – weak. The negative correlation coefficient means the presence of the
opposite connection. The time periods for the calculation of the correlation between the parameters of
natural waters quality is selected: 4, 8, 16 and 24 hours respectively. The following time periods allow
the best to trace and predict changes in the natural aquatic environment.
Using correlation analysis we revealed that the increase of the ortophosphates concentration in
the water due erosion processes from agricultural soils with fallouts. Ortophosphates are major
nutrients for algae and increasing its concentration leads to intensification of the water eutrophication
processes. Excess concentration of nitrates is associated with a high amount of raw sewage. Regularity
was discovered, which proves that the dependence of the electrical conductivity from the nitrates
concentration has a maximum, and then increase the concentration of the ones leads to a decrease of
conductivity. This bond is confirmation of the Onsager equation. We obtained the dependence of total
organic carbon content increase that the concentration exceeds the MPC from the concentration of
oxygen.
The method of correlative analysis gives the opportunity to control the processes that occur in
natural waters, in particular for finding dependencies, laws and their interpretation, explanation of
causation and the respective forecasts. Installed and validated correlations may to be used not only for
the study of small rivers, as well as for any natural water environments.
39
The analysis of samples carried out for the following parameters:
- Oxygen: the dynamics of daily and seasonal. It is one of the main factors for many chemical
and biological processes.
- Water temperature: the dynamics of daily and seasonal. Particular rate is an important factor
for the chemical and biological processes, namely is the leading factor in processes of dissolution of
oxygen in the water; indicator of thermal stress.
- Ph: the dynamics of daily and seasonal. Ph dependents on buffer capacity of environment
geological conditions of a water pool, industrial pollution, chemical and biological composition of
water.
- Electrical conductivity of water is an indicator of geological conditions in the water region,
and also reflects the industrial load on the water.
- Ammonium nitrogen and nitrates are the metrics that explain the causes of the eutrophication
of the reservoir; used as important indicators of diffuse contamination of fertilizers (leaching from the
soil), as well as the characteristics of the sewage works.
- Ortho-and total phosphorus are indicators of the processes of eutrophication, as well as diffuse
and point sources of pollution.
- Total organic carbon Corg (total organic carbon). Using this indicator determining organic
pollution in surface runoff.
- Coefficient of absorption spectrum (SAC) is an alternative to measuring total organic carbon.
[1]
On the fig. 1 graphically shows the correlation dependence between total phosphorus and
orthophosphates per day. Starting from 25 tests, negative correlation was defined, which is not usual
for data parameters and suggests changes in the aquatic environment.
Figure 1. The correlation dependence between total phosphorus and orthophosphates PO43-.
Correlation between two parameters are shifted in the direction of «+ 1», which is characterized
by high dependence, however, there are periods in which the correlation values approaching «−1».
The total phosphorus content gradually decreases, and the contents of orthophosphates increases. This pattern is associated with erosion of different fertilizers types (which are content
orthophosphates) from the fields as a result of rainfall.
Observed increase in the concentration of NH4+ together with a decrease of Ph. The resulting
dependency is explained by the theory of anaerobic sludge pane at the bottom of the river.
Dominant is the positive value of the correlation between the study parameters such as the
electrical conductivity of natural water, which depends on the concentration of dissolved mineral salts
and temperature. The increase in the concentration of nitrate increases the conductivity of the water to a
certain boundaries. Nitrate concentration reaches a level of 6 mg/l (MPC ≤ 5 mg/l), which leads to an
40
increase in the electrical conductivity of the water, which reaches 350 mkSm/cm (MPC 300mkSm/cm).
Dependence of electrical conductivity of concentration has a maximum, and then the increasing of the
concentration of electrolyte aqueous solution leads to a decrease of the conductivity. This pattern is a
confirmation of the Onsager equation, which proves that when increasing the concentration of
relatively large size of nitrate-ions decreases their mobility in water, which is the reason for the
decreasing conductivity. It is an excess concentration of nitrates is associated with erosion of different
types of fertilizers from the fields as a result of rainfall.
Conclusions
The method of correlative analysis is useful for the detection of custom periods between the
parameters of water quality, which further helps to identify sources of pollution, interpret phenomena
and predict the situation related to the change in the quality of the water environment.
For the first time for environmental quality assessment of water resources the method of
correlative analysis was used which is based on the analysis of the interaction between different
parameters of water quality (Ph, oxygen, total organic carbon, conductivity, ammonium, nitrate,
phosphorus, and orthophosphates).
Correlation analysis of the total phosphorus concentrations and orthophosphates showed that the
dependency is shifted in the direction of «+ 1», which is characterized by high interaction between
parameters. However, there are periods where the correlation values approach to «−1», that connect
with the erosion processes of orthophosphates (which is composed of different kinds of fertilizers)
during precipitation. The increase of the orthophosphates concentration, which is a rich environment
for algae, leads to the eutrophication of reservoir.
Correlation analysis of ammonium concentrations and Ph values showed that the interaction
between these settings can have negative and positive values of the correlation that is due to anaerobic
processes area of sludge on the bottom of the river and entering a little purified sewage.
Correlation analysis of the concentration of nitrates and conductivity showed that dominates is
the positive value of the correlation between the study parameters, which proves their strong
interaction. However, at certain concentrations of nitrate-ions observed custom phenomenon of sharp
decrease in correlation to the «-1», which is explained by the Onsager equation, namely an excess
concentration of nitrates is associated with erosion of different types of fertilizers from the fields as a
result of rainfall.
Correlation analysis of the total organic carbon and oxygen concentration showed that the
correlation between the parameters for rivers has a negative character, i.e. the value of shifting to «-1».
The increase of the total organic carbon that value exceeds the boundary permissible concentration
leads to a decrease of oxygen in the water.
Results of the study can be used in quality assessment of water resources in the framework Water
Directive and to develop programs and activities for elimination of hazardous substances, or reducing
their concentrations to the background.
References
1. Mitryasova O. Environmental Natural Water Quality Assessment by Method of Correlation
Analysis / Olena Mitryasova, Volodymyr Pohrebennyk, Mariusz Cygnar, Iryna Sopilnyak //
Conference Proceedings [«16th International Multidisciplinary Scientific Geoconference SGEM
2016»], (Albena, Bulgaria, 30 June – 6 July 2016). – Book 5. – Ecology, Economics, Education and
Legislation. –– Volume II. – Ecology and Environmental Protection. – P. 317–324.
2. River
Bist,
Germany,
Germany,
Access
mode:
http://www.gewaessermonitoring.de/userfiles/downloads/Bericht_Bist_2012-2013.pdf
3. River
Rossel,
Germany,
Access
mode:
http://www.gewaessermonitoring.de/userfiles/downloads/Bericht_Rossel_2012-2013.pdf
41
DECISION-MAKING ANALYSIS IN CONCEPT SELECTION FOR FOOTBALL STADIUM
DRAINAGE – A CASE STUDY
Katarzyna Mitaszka, Marcin K. Widomski*, Grzegorz Łagód
* Faculty of Environmental Engineering, Lublin University of Technology,
Lublin, Poland, e-mail: [email protected]
Successful and efficient drainage of football and entertainment stadiums is required to ensure
possibility of the object operation at variable weather conditions, including heavy rainfall events, snow
melting etc. But, from the investors’ point of view, not only the hydraulic capacity but the cost
efficiency and reliability of the drainage system are also very important. Thus, each decision
concerning the selection of drainage should be carefully taken and based on precise analyses.
This paper presents the variant analysis applied to decision-making process concerning selection
of the most suitable concept of drainage of football stadium of capacity 15 500 people, Lublin Arena,
Poland. Three variants of drainage system were analyzed, one existing utilizing drainage pipes and two
alternate variants of football pitch drainage which were developed for this paper. The new, alternative
variants were based on the plastic drainage pipes with increased diameters and on the drainage
chambers.
The performed decision-making analysis was based on economical and reliability indicators.
Economic multivariate analysis was based on: Payback Period, Dynamic Generation Cost (DGC), Net
Present Value (NPV) and Benefit-Cost Ratio (BCR), while the reliability analysis was based on
determined readiness index for each of the tested variants. The obtained economic and readiness
indicators were the input data for the weighted sum model allowing to select the most appropriate
variant of football stadium drainage.
Key words: drainage systems, economic analyses, reliability, decision making, weighted sum model
NEW TECHNOLOGIES BIOLOGICAL WASTEWATER TREATMENT
Sabliy L.A., Zhukova V.S., Kozar M.Yi.
National Technical University of Ukraine “Kyiv Polytechnic Institute”, Ukraine, Kyiv
[email protected]
The main cause of water pollution is the discharge of insufficiently treated domestic and
industrial wastewater. This leads to anaerobic processes, decay of organic contaminants and,
ultimately, useless water receiver’s wastewater needs for water supply, algal blooming overgrown,
difficulty recreational use of water bodies. Especially dangerous wastewater a number of industries
(leather, food, agricultural, etc.) that contain high concentrations of suspended solids, organic
macromolecular compounds and fats, detergents, ions of heavy metals and other pollutants.
For municipal and many types of industrial wastewater treatment, mainly use traditional
technology of biological treatment in aeration tanks [1-3]. The disadvantages of this technology are the
high costs of electricity in the aeration tanks air supply, high rate filters and the other above-mentioned
treatment plants; the high growth of surplus activated sludge biomass that difficult to dewatering and
needs a process of stabilization. Instability of the work of aeration tanks is caused by the periodic and
seasonal operation of industry [3]. High concentrations of organic matters cause the overload and the
bulking of activated sludge and violate the work of the secondary sedimentation tanks.
The study was conducted on the pilot plant installation. It consists of anaerobic, anoxic and
aerobic sequentially connected bioreactors.
42
The mixing of reacting masses in the anaerobic bioreactors was made by means of the pumps at
the bottom and recirculation pipe with holes for water sprinkling. The degree of recycling air was
supplied with micro compressor to the anoxic sections to maintain dissolved oxygen concentrations
within range of 0,1-0,2 mg/dm3 and aerobic section – 1,6-2,5 mg/dm3. The carriers of loading were
made of artificial fibers of the VIYA (Eyelash) type [4, 5] were installed into bioreactors for the
immobilization of biomass.
Specific surface carriers whenever wastewater treatment of organic matter gradually decreased
from 3800-3700 in anaerobic bioreactors to 380 m2/m3 (ratio area of carrier, m2, to volume of medium
reactor m3) in aerobic.
At the beginning of the work the activated sludge from Kyiv WWTP “Bortnitskaya” was carried
to the bioreactors to increase biomass and added solutions of NaNO3, K2HPO4 to wastewater.
After increasing biofouling on the surface of carrier concentration of biomass dry matter within
45 days of the installation in the inflow reached 20-30 g/dm3 of anaerobic bioreactor and reduced to the
extent of water treatment to 3,2 - in aerobic are found. In the initial period of the unit high
concentrations of contaminants in treated water for ammonia nitrogen, nitrite, nitrate and COD for 20
days of work in flow mode are observed.
Desired of treated water quality was reached after 45 days, mg/dm3: COD after anaerobic
bioreactor second stage - 300; COD and the concentration of ammonia nitrogen, nitrite, nitrate after
aerobic, respectively - 20; 0,9; 0,15; 21 to comply with the (initial, respectively, were 4400, 90, 50, 65).
Fig. 1. The dependence of the
oxidative capacity of bioreactors
(OC) of incoming wastewater
CODi: 1 - anaerobic bioreactor;
2 - anoxic bioreactor;
3 - aerobic bioreactor
The ability to structure biological wastewater treatment removes organic substances by
microorganisms are immobilized on surfaces characterized by indicator of oxidative capacity building.
Oxidative capacity was determined by the concentration of organic matter COD in model solutions at
the inlet and outlet of the bioreactors and expressed in grams of COD per 1 m3 per day. Studies of
oxidative capacity bioreactors depending on the concentration of organic matter input into them (Fig. 1)
show the increase of rate with increasing COD inlet anaerobic, anoхic and aerobic bioreactors.
Through the use of anaerobic conditions in the first stage, placing a highly fibrous media with
surface oxidation capacity for COD reached the highest value in the anaerobic bioreactor and the extent
and reduced the stage to stage.
In anaerobic bioreactors oxidation capacity increases significantly with increasing concentration
of organic matter in the wastewater COD at the inlet of the bioreactor: from 2000 to 7700 g/(m3·day)
an increase in COD of 520 to 4400 mg/dm3, and the second - from 400 to 4000 g/(m3·day) an increase
43
in COD of 100 to 2400 mg/dm3; in anoxic: at I - 200 to 1600 g/(m3·day) in COD of 70 to 900 mg/dm3,
the second - from 100 to 650 g/(m3·day) in COD of 50 to 550 mg/dm3.
Oxidative capacity of aerobic bioreactor increased from 100 to 450 g/(m3·day) with increasing
concentrations of organic matter at the inlet 50 to 400 mg/dm3. The cleaning efficiency for COD
reached an anaerobic
robic bioreactor and the degree of performance in a range of 70-80%
70
in the second
degree anaerobic decreased to 63-74%
63
in anoxic bioreactor degree – 64-71%
71% in the second degree
anoxic bioreactor – 60-69%
69% and the lowest was in aerobic – 56-60%.
60%. The overall treatment effect for
COD in anaerobic, aerobic bioreactors anoxic and reached 98-99%
98 99% at initial COD of wastewater over
4000 mg/dm3.
The following problem is the removal of phosphates. Investigations were carried out on an
experimental operation-performing
performing device using bioreactors with immobilized microorganisms and
activated sludge. It was based on the scheme of biological treatment system with anaerobic-aerobic
anaerobic
bioreactors.
The malt-factory
factory effluent was chosen for the research. Industrial effluent water is hard to be
treated and is characterized by a great number of suspended substances, coarsely dispersed particles
and colorants, dancing of spillover and polluting substances: COD – 1700-3500
3500 mg О2/dm3, РО43- –
3
14-60 mg/dm .
In the experimental manufacturing
manufacturing wastewater plant inflow is pumped into a holding tank from
tray. The tank has pipe with a valve to control the flow of water. The tank is elevated and bioreactors
are recessed into the ground in such a way as to ensure the flow of water by gravity. In addition,
a
the
tank has a system for emergency overflow, triggered by raising the level of water up to 10 cm of the top
through the overflow of excess water received by the integrated line back into the tray to prevent
sewage spill in the territory (Fig.2).
Fig.2. The schema of experimental installation biological malting wastewater treatment for the refining of phosphates:
1 – mechanical treatment unit; 2 – aerobic biocoagulator;
biocoagulator 3 – sediment tank; 4 – anaerobic bioreactor with fibrous media
type "eyelash"; 5 – anaerobic bioreactor with FAO;
FAO 6 – aerobic bioreactor with FAO; 7 – sediment tank;
tank 8 – pump;
9 – bioponds; І – wastewater; ІІ – air supply conduit;
conduit ІІІ – biogas (allocation of storage); ІV - reverse activated sludge;
V – sludge; VІ – sludge (to the press filter); VІІ – purified water
Treatment in a bioreactor with immobilized microorganisms allows reducing COD to the value of
500-800 mg O2/dm3.
The linear dependence of the efficiency of phosphate removal from wastewater by activated
sludge does not mean that improving the efficiency of phosphate removal is unlimited. By increasing
the concentration of biomass for FAO substrate will be sufficient only to maintain life, because it
would increase competition microorganisms
organisms and phosphate accumulation will lack energy. Proof of this
can be found if you explore the dependence of phosphate removal activated sludge biomass (Figure 4,
5). Obviously it was obtains reducing the ability of cells to remove phosphates from wastewater
wa
(in mg
phosphate per gram of dry matter biomass) with increasing concentration of biomass. This can be
explained by the fact that each individual cell is able to remove more phosphate at reducing the number
of competitors on the substrate, in the organic matter.
Україна)
44
E (PO43-),%
90
q, mg/dm3
80
70
60
50
40
30
0
1
2
3
a, g/dm3
Fig. 4 The dependence of the efficiency of removal
of phosphates E (PO43-) concentration of activated
sludge and the dry matter.
3
a, g/dm
Fig. 5 The dependence of the phosphate
specific mass removed from biomass
concentration
In the aerobic reactor in bacterial oxidation occurs earlier stocked organic substances, and
released energy is used by cells to absorb orthophosphate from the water, turning them into
polyphosphates and accumulating in the form of volutin granules in the cells of microorganisms.
Subsequently the mixture of water and sludge flows into a decanter where separation takes place, and
return to the anaerobic bioreactor with PAOs. Excess activated sludge is return to biocoagulators. For
recycling the activated sludge at the bottom of the sump is a pump that provides a degree of recycling
of activated sludge – 0,5. A fence installed in the sump to prevent slippage sludge with wastewater, in
the direction from entrance to exit, given the diameter size of the tank.
The technology of wastewater treatment based on the system of successive anaerobic-aerobic
bioreactors ensures the high quality of the outflow, no slip of suspended substances and accordance
with the effluent standards.
References
1. Henze М. Biological wastewater treatment/ M. Henze, M. Loosdrecht, G. E.-D. Brоdjanovic //
Cambridge University Press, 2008. – 511р.ISBN:9781843391883.
2. Matsnev A. Monitoring and engineering methods of environment / A. Matsnev, S. Protsenko, L.
Sabliy. - Rivnenska drukarnya, Rivne: 2000. - P.504.
3. Vesilind P. Wastewater treatment plant design / P. Vesilind // Water Environment Federation. –
2003. – 512р. ISBN: 978-1572782525.
4. Sabliy L. Physic-chemical and biological treatment of highly concentrated wastewater.
Monograph - Rivne: NUWMNRU, 2013. - 292 p.
5. Patent №81251 IPC C02F 3/00 Method for biological wastewater treatment / Gvozdyak P.,
Kuzminskiy Y., Sabliy L., Zhukova V.
45
MODELOWANIE HYDRODYNAMICZNE JAKO NARZĘDZIE
WSPOMAGAJĄCE WYBÓR SPOSOBU MODERNIZACJI KOLEKTORA
KANALIZACJI OGÓLNOSPŁAWNEJ
HYDRODYNAMIC MODELLING AS THE SUPPORTING TOOL IN A MODERNIZATION
PROCESS SELECTION OF A COMBINED SEWAGE COLLECTOR
1
Paweł Suchorab1, Małgorzata Iwanek1, Urszula Kusiak1
Katedra Zaopatrzenia w Wodę i Usuwania Ścieków, Wydział Inżynierii Środowiska, Politechnika
Lubelska, Lublin, Poland, e-mail: [email protected]
Przewidywany projektowy czas eksploatacji obiektów kanalizacyjnych wynosi min. 50 lat,
w praktyce nierzadko ulegając wydłużeniu, nawet dwukrotnie. Po upływie tego okresu wymagane jest
przeprowadzenie remontu lub renowacji danego obiektu. Sprawne przeprowadzenie koniecznych do
wykonania prac wymaga odpowiedniego planowania, zabezpieczenia funduszy oraz wyboru
optymalnego rozwiązania dla danego przypadku. Nierzadko zdarza się, że parametry, w oparciu o które
projektowany był dany obiekt uległy zdezaktualizowaniu i wymagają weryfikacji. W niniejszym
artykule przedstawiono przykład wykorzystania modelowania hydrodynamicznego jako narzędzia
wspomagającego proces decyzyjny wyboru sposobu modernizacji kolektora kanalizacji
ogólnospławnej.
Grawitacyjny kolektor kanalizacji ogólnospławnej, którego modernizacja jest planowana, jest
głównym kolektorem zbiorczym w wybranej miejskiej jednostce osadniczej w Polsce. Kolektorem
odprowadzane są ścieki sanitarne i deszczowe z miejscowości sąsiadujących oraz miejscowości, w
której kolektor się znajduje. Dodatkowo, do kolektora zrzucane są ścieki z punktu zlewnego ścieków
dowożonych. Całkowita badana długość kolektora wynosi ok. 4100 m. Kolektor w 80% długości
posiada średnicę DN1800, zaś jego początkowe odcinki mają średnice: DN1400 (575 m) oraz DN1800
(280 m). Średni spadek geometryczny kolektora waha się od 1,2 do 1,5‰. Kolektor jest wykonany
głównie z rur żelbetowych typu WIPRO, łączonych kielichowo, o różnych zastosowanych sposobach
zbrojenia (nawojowe, kratownicowe). Fragmentami kolektor zbudowany jest również z odcinka
żelbetowego monolitycznego, o podwyższonej wytrzymałości, z uwagi na posadowienie pod torami
kolejowymi. Podstawowym problemem eksploatacyjnym kolektora jest wysokie zamulenie (osad stały
i ruchomy) oraz rozwinięta korozja betonu, skutkująca znaczącym zmniejszeniem nośności rur na
najbardziej skorodowanych odcinkach. Zalegający osad znacząco pogarsza parametry hydrauliczne
pracy kolektora i ogranicza odpływ ścieków, powodując jednocześnie podtapianie komór
kanalizacyjnych.
Biorąc pod uwagę problemy eksploatacyjne oraz wiek kolektora, został on podzielony na
poszczególne fragmenty względem czterech klas pilności odnowy (klasa I – odnowa natychmiastowa,
klasa IV – odnowa długoterminowa). Wśród rozważanych sposobów renowacji były: bezwykopowe
technologie renowacji z zastosowaniem długich (relining) i krótkich (shortlining) rur, bezwykopowe
renowacja podatnymi wykładzinami (trolining), renowacja rurą utworzoną z użebrowanej taśmy,
bezwykopowa renowacja rurami PE zdeformowanymi fabrycznie, bezwykopowa renowacja wkładami
matrycowymi (swagelining, rolldown, subline), bezwykopowa renowacja natryskiwanymi powłokami
oraz renowacja utwardzanymi powłokami żywicznymi. Oczekiwanymi efektami renowacji były przede
wszystkim: zwiększenie bezpieczeństwa kolektora jako obiektu budowlanego, ochrona przed dalszym
rozwojem korozji betonu, eliminacja infiltracji wód gruntowych i eksfiltracji ścieków oraz poprawa
warunków hydraulicznych pracy kolektora.
Z uwagi na wymóg poprawy warunków hydraulicznych pracy kolektora po przeprowadzeniu
modernizacji, wykonano model badanego grawitacyjnego kolektora ogólnospławnego w programie
46
SWMM 5.1. W modelu odzwierciedlono geometrię kolektora (uwzględniono trasę, średnice, spadki
dna przewodów), uwzględniono punktowe dopływy ścieków sanitarnych z miejscowości w której
kolektor się znajduje, ze stacji zlewnej oraz z miejscowości sąsiadujących, a także określono dopływy
do kanalizacji opadów deszczowych z poszczególnych zlewni cząstkowych. Wartości dopływów
ścieków sanitarnych określono na podstawie danych o średnim dobowym zapotrzebowaniu wody. Z
uwagi na brak danych meteorologicznych o wysokości opadów na rozpatrywanym terenie, do
oszacowania dopływów ścieków opadowych do kolektora wykorzystano dane projektowe z koncepcji
budowy kanalizacji deszczowej dla danego miasta oraz modelowy opad określony w oparciu o wzór
Błaszczyka. Za deszcz miarodajny przyjęto opad o czasie trwania 15 minut i prawdopodobieństwie
wystąpienia P = 20%. Dodatkowo, po wykonaniu wizji lokalnych, w modelu uwzględniono zamulenie
poszczególnych odcinków kolektora. Pierwotną wartość współczynnika szorstkości kolektora przyjęto
zgodnie z danymi literaturowymi na poziomie n = 0,015, z zamiarem późniejszej weryfikacji tej
wartości.
W celu zweryfikowania założeń i parametrów opisujących model, przeprowadzono miesięczną
(marzec-kwiecień) kampanię pomiarową. Zakres przeprowadzonych pomiarów dotyczył pomiaru
chwilowego natężenia przepływu ścieków w kolektorze poprzez bezpośrednie pomiary chwilowych
pomiarów napełnienia kanału (poziomu ścieków w kolektorze) oraz prędkości przepływu ścieków.
Dodatkowo, w wyniku pomiarów oczekiwano określenia współczynników nierównomierności zrzutu
ścieków: dobowej [Nd] oraz godzinowej [Nh], a także określenia ogólnego charakteru pracy obiektu.
W wyniku przeprowadzonych badań, określono średni dobowy przepływ w okresie pomiarowym na
poziomie 12 tys. m3/d ścieków. Zaobserwowano cykliczność zmian przepływów w okresie tygodnia, z
zauważalną tendencją wzrostu wartości natężenia przepływu dla kolejnych dni tygodnia i zmniejszania
wartości natężenia przepływu w niedziele. Obliczony współczynnik nierównomierności dobowej
wyniósł Nd = 1,5, a współczynnik nierównomierności godzinowej Nh=1,71. Wartości te są wyraźnie
większe od wartości literaturowych dla danej jednostki osadniczej. Dobowy monitoring wielkości
przepływów wykazał minimalne wartości w godzinach porannych (6:00-7:00), zaś największe
w godzinach popołudniowych. W trakcie przeprowadzonych pomiarów nie zaobserwowano
znaczących wzrostów natężenia przepływu wskutek wystąpienia opadów bądź w efekcie topnienia
śniegu. Na podstawie uzyskanych wyników pomiarów przeprowadzono kalibrację modelu
hydrodynamicznego badanego kolektora. W skalibrowanym modelu współczynnik szorstkości wyniósł
n = 0,03, co jest wartością dwukrotnie większą w porównaniu do danych literaturowych. Świadczyć to
może o złym stanie kanału.
Wykorzystując skalibrowany model hydrauliczny badanego kolektora, przeprowadzono szereg
badań modelowych celem określenia najbardziej korzystnej metody modernizacji z punktu widzenia
hydraulicznych warunków pracy kolektora. Dla 7 badanych wariantów badano wysokość napełnienia
kolektora oraz prędkość średnią i maksymalną przepływu ścieków. Uzyskane wyniki w
poszczególnych wariantach wykorzystano do oceny możliwości zastosowania danego sposobu
modernizacji. Ocenę przeprowadzono za pomocą metody analizy wielokryterialnej. Warianty oceniano
według następujących kryteriów i ich wag: bezpieczeństwo konstrukcji (10), warunki zastosowania (4),
szczelność kanału (7), poprawa warunków hydraulicznych (8), wskaźnik kosztów (8), czas realizacji
robót (2), dostępność techniki na rynku (1). Najwyższą ocenę uzyskała metoda zastosowania
technologii długiego reliningu.
Podsumowując, przeprowadzona analiza metod modernizacji kolektora kanalizacji
ogólnospławnej, wykazała, że wśród wielu dostępnych na rynku metod, nie wszystkie powinny być
zastosowane w omawianym przypadku. Wykorzystanie modelowania hydrodynamicznego w znaczący
sposób ułatwia przeprowadzenie analizy warunków hydraulicznych po zamodelowaniu każdego
sposobu modernizacji. Takie podejście pozwala na uwzględnienie w procesie modernizacji nie tylko
kwestii ekonomicznych, ale także uzasadnia wybór danej metody ze względu na parametry
hydrauliczne i kwestie eksploatacyjne.
47
ASSESSMENT OF SORPTION PROPERTIES OF HOTTONIA PALUSTRIS L.
Paweł Świsłowski1, Michał Marciniak2, Małgorzata Rajfur2*
Independent Chair of Environmental Engineering, University of Opole,
Dmowskiego 7-9, 45-365 Opole, Poland
2
Independent Chair of Biotechnology and Molecular Biology, University of Opole,
kard. B. Kominka 6, 45-032 Opole, Poland, e-mail: *[email protected]
1
Abstract: The aim of the study was to study in the laboratory conditions the kinetics and sorption
equilibrium of selected heavy metals: Cu and Zn in plant water - colon marsh (Hottonia palustris L.). It
has been shown that the equilibrium state in the metal salt solution - marsh colon system is reached
after about 60 minutes. Under the conditions of the experiment about 36% copper ions and about 49%
zinc ions are sorbed from the initial solutions in the first 10 minutes. To describe the equilibriums was
used the Langmuir isotherm model. It was found that Hottonia palustris L. sorbs heavy metal ions in
proportion to their content in the solution in which it was submerged. Based on the study it can be
assumed that Hottonia palustris L. may be used in the future eg. in phytoremediation of surface waters
and as biomonitor of aquatic ecosystems.
Keywords: heavy metals, Hottonia palustris L., kinetics and sorption equilibrium, Langmuir isotherm
OCENA WŁAŚCIWOŚCI SORPCYJNYCH HOTTONIA PALUSTRIS L.
Paweł Świsłowski1, Michał Marciniak2, Małgorzata Rajfur2*
Samodzielna Katedra Inżynierii Procesowej, Uniwersytet Opolski,
ul. Dmowskiego 7-9, 45-365 Opole, Polska
2
Samodzielna Katedra Biotechnologii i Biologii Molekularnej, Uniwersytet Opolski,
ul. kard. B. Kominka 6, 45-032 Opole, Polska, e-mail: *[email protected]
1
Abstrakt: Celem przeprowadzonych badań było zbadanie w warunkach laboratoryjnych kinetyki i
równowagi procesu sorpcji wybranych metali ciężkich: Cu i Zn w roślinie wodnej - okrężnicy
bagiennej (Hottonia palustris L.). Wykazano, że stan równowagi w układzie roztwór soli metalu –
okrężnica
bagienna
zostaje
osiągnięty
po
około
60
minutach.
W warunkach prowadzenia eksperymentu około 36% jonów miedzi i około 49% jonów cynku
sorbowanych jest z roztworów początkowych w pierwszych 10 minutach. Do opisu równowag
wykorzystano model izotermy Langmuira. Stwierdzono, że Hottonia palustris L. sorbuje jony metali
ciężkich proporcjonalnie do ich zawartości w roztworze, w którym została zanurzona. Na podstawie
przeprowadzonych badań można przypuszczać, że Hottonia palustris L. w przyszłości może być
wykorzystywana np. w fitoremediacji wód powierzchniowych oraz jako biomonitor ekosystemów
wodnych.
Słowa kluczowe: metale ciężkie, Hottonia palustris L., kinetyka i równowaga sorpcji, izoterma
Langmuira
48
ACTIVE BIOMONITORING OF JANOW WATER RESERVOIR (SWIETOKRZYSKIE
PROVINCE) USING MARINE ALGAE PALMARIA PALMATA
Paweł Świsłowski1, Małgorzata Rajfur2*, Andrzej Kłos2
1
Independent Chair of Environmental Engineering, University of Opole,
Dmowskiego 7-9, 45-365 Opole, Poland
2
Independent Chair of Biotechnology and Molecular Biology, University of Opole,
kard. B. Kominka 6, 45-032 Opole, Poland, e-mail: *[email protected]
Abstract: The aim of the study was an active biomonitoring of Janow water reservoir in
Swietokrzyskie Province. The study of water contamination was carried out by monitoring using
marine algae Palmaria palmata. Following the exposure period, the concentrations of heavy metals
(Mn, Fe, Cu, Zn, Cd, Ni and Pb) were determined in algae samples using AAS method. Designated
relative accumulation factors (RAF) indicate a heterogeneous contamination of waters of the water
reservoir with analysed metals. The results also indicate a good accumulation properties of marine
algae Palmaria palmata.
Keywords: Palmaria palmata marine algae, heavy metals, Janow water reservoir, biomonitoring,
relative accumulation factor RAF
BIOMONITORING AKTYWNY ZBIORNIKA WODNEGO JANÓW (WOJ.
ŚWIETOKRZYSKIE) Z WYKORZYSTANIEM GLONÓW MORSKICH PALMARIA
PALMATA
Paweł Świsłowski1, Małgorzata Rajfur2*, Andrzej Kłos2
1
Samodzielna Katedra Inżynierii Procesowej, Uniwersytet Opolski,
ul. Dmowskiego 7-9, 45-365 Opole, Polska
2
Samodzielna Katedra Biotechnologii i Biologii Molekularnej, Uniwersytet Opolski,
ul. kard. B. Kominka 6, 45-032 Opole, Polska, e-mail: *[email protected]
Abstrakt: Celem przeprowadzonych badań był aktywny biomonitoring zbiornika Janów
w woj. świętokrzyskim. Badania monitoringowe wody prowadzono wykorzystując glony morskie
Palmaria palmata. Po okresie ekspozycji, w glonach metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej
(AAS)
oznaczono
stężenia
metali
ciężkich:
Mn,
Fe,
Cu,
Zn,
Cd,
Ni
i Pb. Wyznaczone współczynniki akumulacji względnej (RAF) dla eksponowanych próbek glonów
wskazują na niejednorodne zanieczyszczenie wód zbiornika badanymi metalami. Wyniki wskazują
również na dobre właściwości akumulacyjne glonów morskich Palmaria palmata.
Słowa kluczowe: glony morskie Palmaria palmata, metale ciężkie, zbiornik Janów, biomonitoring,
współczynnik akumulacji względnej RAF
49
THE ANALYSIS OF USING MORINGA OLEIFERA SEEDS AND SLUDGE FROM ALUMINA
PRODUCTION EFFICIENCY AS COAGULANTS IN WATER PURIFICATION
Anna Vyverets
Ganna Trokhymenko, Mykola Gomelya
Admiral Makarov National University of Shipbuilding, Ukraine, Mykolaiv,
[email protected]
Synthetic coagulants are the most common used in water and wastewater treatment all over the
world such like alum and ferric salts. However, recent studies by several workers have raised doubts
about the advisability of introducing aluminum and ferric salts into the environment. Synthetic
coagulants have been used as alternatives but with limited success due to the fact that their impact on
environment is not fully investigated. Besides, many developing countries can hardly afford the costs
of imported chemicals for water and wastewater treatment.
The samples of water for our research were taken from the river South Bug. Water was analyzed
on bacteriological parameters, pH, water chromaticity, turbidity, chlorides, carbonates and
hydrocarbons concentrations. To treat water we used Moringa oleifera seeds powder, aluminum
sulfate, sludge from alumina production and aquatone.
Seeds of Moringa oleifera were used as a natural coagulant. Now, Moringa oleifera is grown
widely throughout the tropics. The Moringa oleifera prefers hot, semiarid regions. The tree grows
rapidly. Ranging in height from 5 to 12 m. Preliminary studies on the active ingredients of Moringa
oleifera as a coagulant have suggested that the active components are cationic peptides of molecular
weight ranging from 6 to 16 kDa and isoelectric pH value of 10.
The second innovative coagulant that was used is sludge from alumina production. To get this
coagulant we analyzed the percentage content of the precipitate of aluminum and iron. After that the
solution 50% of sulfuric acid was added and mixed. After 16 hours of mixing this solution was filtered
through Schotte filter. Filtrate was analyzed on Al and Fe content. After the calculation of Al2O3 and
Fe2O3 in the solution we used this as a coagulant. All the results of researches were compared with
control parameters of untreated water.
For the bacteriological analysis 5 samples of water were selected for the research: the first sample
was without seed powder was selected at once, the next 4 samples with different time intervals (2,5
hours each sample) and with adding of powder. The main parameters were: total bacterial count at
room temperature and at 37 ºС and quantity pathogenic enterobacteria in 1 dm3. The result showed
that after the adding of Moringa oleifera seed powder in solution the initial value of total bacterial
count was 20 and 50 CFU/cm3 at room temperature and 37 ºC accordingly, decreased to 10 CFU/cm3.
There were no pathogenic bacteria in the samples.
There are the results of water treatment efficiency using different types of coagulants before and
after filtration. Coagulant with different concentration was used to find the most essential dose for
purification. Table 1 shows a concentration of coagulants that we used.
Table 1. Doses of coagulants that were used in the research
Name of coagulant
Seeds powder
Aluminum sulfate
Sludge (Al,Fe+H2SO4)
Aquatone
10
+
+
+
Coagulant concentration, mg/l
20
30
+
+
+
+
+
-
50
+
+
+
+
50
As you see from the fig. 1 below that seeds powder doesn’t have significant affect on pH value
compared with alum and the sludge with concentration 50 mg/l. In conclusion we can use such
coagulants to correct pH value when it necessary.
Fig.1 The relation of pH value and concentration coagulant
Fig. 2 (before filtration) and Fig. 3 (after filtration) show the water chromaticity changing with
adding different coagulants with dose dependence. All coagulants decrease a chromaticity value. The
lower value at the alum concentration 10 mg/l and 50 mg/l. Coagulant from alum sludge is also
effective to decrease chromaticity value.
Fig.2 and Fig.3 (before and after filtration) The dependence of water chromaticity on dose of
coagulants
Fig. 4 and Fig.5 (before and after filtration) show the changing of water turbidity with adding
coagulants with different dose. Seeds powder increases this value before filtration as like a sludge from
alumina production at dose 10 mg/l, 20 mg/l, 50 mg/l.
Fig. 4 and Fig. 5 (before and after filtration) The dependence of water turbidity on dose of coagulants
51
Water was tested on the COD parameter. The control value was 8 mg/l. The sample of water was
analyzed with adding coagulants with concentration only 50 mg/l. COD value was increased by seeds
powder (COD=16,5 mg/l), Al2SO4 (COD=12,5 mg/l), aquatone (COD=27,5 mg/l).
The control parameter of chlorides was 1780 mg/l. Seeds powder with dose 50 mg/l and Al2SO4
with the same dose have significant effect in decreasing this value (710 mg/l after adding these
coagulants).
Fig. 6 and Fig. 7 show the dependence of carbonates and hydrocarbons on adding coagulants with
different doses respectively.
Fig. 6 and Fig. 7. Carbonates and hydrocarbons concentrations dependence on coagulants doses
As we see, seeds powder at 50 mg/l concentration, alum sulfate at the all concentrations, sludge
at 30 mg/l and 50 mg/l concentrations are the most effective to decrease the carbonates concentration.
Seeds powder increases this concentration at 20 mg/l concentration, the same situation with
hydrocarbons concentration. Moringa oleifera seeds powder is the most effective among all used
coagulant in our research in decreasing hydrocarbons concentration.
52
СУЧАСНИЙ ФОН ТА ЗАКОНОМІРНОСТІ РОЗПОДІЛУ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ У
ВОНОМУ СЕРЕДОВИЩІ МЕГАПОЛІСУ
(на прикладі м. Києва)
Андрусишина І.М. 1, Кривомаз Т.І. 2, Голуб І.О. 1
ДУ «Інститут медицини праці НАМН України», м. Київ
2
Київський національний університет будівництва та архітектури,
МОН України, Київ
Антропогенне навантаження урбанізованих та сільських територій сьогодні
характеризується багатокомпонентним хімічним забрудненням довкілля. Особливо це
стосується мегаполісів і міських агломерацій (Ревич Б.А.1982, Даукаев Р, 2008, Смирнова С.Н.,
2011), до яких, в повній мірі, відноситься м.Київ. Вивченню глобальної емісії важких металів
(ВМ) з основних антропогенних джерел в водне середовище присвячено
ряд робіт
(Темиргалиев Ш.М., 1991, Безель В.С.,1994, Sakai H. 1998, Daskakova A., Gabrashanska M., 2006,
Jason J., Rauch, Pacyna J., 2009, Смирнова С.Н., 2011, Долин В.В., 2011). Високим вмістом ВМ
характеризуються природні водойми внаслідок впливу викидів заводів, виробництва
акумуляторів, теплоелектростанцій та інші. Значний вклад у зростання забрудненості водойм
вносить дощ у літній період та сніг у зимовий період року та міграція ВМ з грунтів.
Таким чином важливим було провести моніторинг антропогенного забруднення ВМ
водойм та оцінити вміст в його складових (дощу та снігу та вимивання з грунтів) на прикладі
мегаполісу - м. Києва.
Матеріали та методи. Використані гігієнічні підходи до оцінки забруднення ВМ
природних вод та його складових - снігу та дощу. Дослідження по визначенню вмісту ВМ
проводились у 242 пробах природних вод (межі міста та околиці), 22 пробах дощової води, 93
пробах талого снігу м. Києва (данні моніторингу 2009 - 2016 рр.). Для визначення вмісту 10
ВМ у пробах був застосований спектральний багатоелементний метод аналізу (ОЕС-ІЗП на
приладі OPTIMA 2100 DV). Отримані результати досліджень опрацьовані статистично з
використанням пакету програм Microsoft Excel.
Результати дослідження та їх обговорення. Аналіз вмісту хімічних елементів у
поверхневих водах різних джерел (озера та річки) показав зростаюче з роками забруднення ВМ.
Так, вищим за норматив ГДК для України був вміст Al ( у 68,5 разів), Cr ( у 1,8 разів), Cu (у 2,4
рази), Fe ( у 1,5 рази), Mn (у 6,0 разів), Mo (у 3,33 рази), Ni (у 4,7 рази), Se (у 16,25 рази), V (у
2,0 рази). В той же час встановлено низький вміст у природній воді Ba (у 270,3 рази), Ca (у 1,48
рази), Mg (у 2,22 рази), Sr ( у 2,09 разів) порівняно з нормативом ГДК.
Виявлено високий вміст хімічних елементів у колодязній воді. Так, вищим за норматив
ГДК для України був вміст As (у 7,6 разів), Ва (у 2,6) разів, Cd (у 20 разів), Pb (у 6,3 рази), Ni (у
1,6 разів), Se (у 2,6 разів). Вміст Са у колодязній воді був у 1,48 разів вищим за норматив ЕРА.
Було встановлено низький вміст хімічних елементів у колодязній воді: Cr (у 1,47 разів), Cu (у
27,8 разів), Fe (у 1,58 разів), Mo (у 5 разів), Zn (у 16 разів) відповідно до діючого в Україні
нормативу ГДК.
Згідно еколого-гігієнічним уявленням, при оцінці рівня забруднення снігового покриву
враховували фактичний вміст токсикантів за існуючими регламентами. Так як ГДК металів для
снігового покриву не існує, оцінку проводили за затвердженими нормативами вмісту металів у
воді рибно-господарського призначення. Даний підхід виправданий тим фактом, що талі води р.
Дніпро та р. Десна у паводковий період значно забруднені свинцем, марганцем та залізом.
Методом АЕС-ІЗП було встановлено, що у 2013 р найбільший вклад з урахуванням ГДК води
рибно-господарського призначення вносять алюміній, кадмій, мідь, ванадій нікель, селен та
стронцій. При цьому на рівні ГДК виявився вміст марганцю та заліза. У 2015 та 2016 роках
спостерігали підвищення концентрації міді, заліза, ванадію селену та цинку у талому снігові
1
53
порівняно з прийнятим ГДК для води. При цьому слід зазначити, що виявлені концентрації для
Mn, Fe, Cu, Cd співпадали з даними літератури.
Відомо, що концентрація хімічних елементів у талому снігові характеризує чистоту снігу,
але не дозволяє у повній мірі охарактеризувати динаміку забруднення міського ландшафту та
оцінити ступінь її небезпеки для екосистем. Тому оцінку рівня хімічного забруднення
природних об’єктів проводили по показникам, розробленим при сполученні геохімічних та
геологічних досліджень оточуючого середовища міст. Такими показниками є коефіцієнт
концентрації хімічної сполуки (Кс), який характеризує кратність перевищення вмісту хімічних
елементів у місті опробування (С) над його середнім вмістом на фоновій ділянці (Сф): Kc =
C/Сф та сумарний показник Zc (СПЗ), який дорівнює сумі коефіцієнтів концентрацій хімічних
елементів : Zc = ΣK – (n-1), де n- кількість елементів, що сумуються. Оцінку небезпеки
забруднення снігу комплексом металів по СПЗ проводили по оціночній шкалі. Згідно ній при
величині СПЗ менше 16 рівень забруднення характеризується як допустимий, при СПЗ 16-32 –
помірно небезпечний, при СПЗ 32-128 – небезпечний, при СПЗ більше 128 – надзвичайно
небезпечний.
Обстежена територія міста умовно була поділена на 3 ділянки: південну, центральну,
північну. Забрудненість снігового покриву у 2009 та 2013 рр. (за розрахованим показником Кс)
вносять Mg, AI, Mn, Zn, Fe, Cu, K, Ca. Більш інтенсивне забруднення снігового покриву
відмічалось у центральній та північній частині міста у 2009 р. У 2013 р. відмічалось більш
інтенсивне навантаження снігового покриву алюмінієм та залізом особливо південної частини
міста.
В той же час, за коефіцієнтами сумарного забруднення (СПЗ) інтенсивність забруднення
північної частини міста у 2009 р. характеризувалась як небезпечна (Zc = 32,64), центральної
частини як помірно небезпечна (Zc = 25,53), а південної частини як допустима (Zc = 4,97).
Отримані данні свідчать про більш інтенсивне накопичення важких металів на півночі та центрі
міста у 2009 р. порівняно з 2013 р.
Порівняльний аналіз вмісту ВМ у талому снігові районів м. Києва у 2013 та 2016 рр.
показав поступове накопичення ВМ: Pb, Zn, Fe та Cu. Важливим етапом даного дослідження
було вивчення і дощової складової у забруднення водного середовища. Дослідження було
проведено у 2015 та 2016 рр. Отримані результати вищій вміст ВМ у дощовій воді в 2015 р. (Cd,
Cu, Fe, Mn, Ni, Sr, Si, Zn). Проведений порівняльний аналіз хімічного складу дощової води м.
Києва та гірських регіонів Карпат та Альп показав значне накопичення ВМ у дощовій воді
міста. Накопичення хімічних елементів у дощовій воді м. Києва свідчить про необхідність
урахування вкладу цього середовища у загальну картину розподілу хімічних речовин у довкіллі.
Проведений аналіз забруднення снігового покриву хімічними елементами, у тому числі, і
важкими металами різних міських територій дозволив виявити суттєві відмінності, які
підтверджують різноманітність джерел атмосферних викидів на території м. Києва.
Таким чином, на території м. Києва та області вміст хімічних елементів у підземних та
поверхневих водах варіював у широких межах, що пояснюється геохімічними особливостями
території розташування вододжерела, їх участі у геофізичних та у біохімічних процесах,
антропогенним впливом на довкілля.
За результатами дослідження виявлено нерівномірність розподілу забруднення ВМ
водойм міста. Накопичення ВМ у талій та дощовій воді м. Києва свідчить про необхідність
урахування вкладу цих середовищ у загальну картину розподілу хімічних речовин у довкіллі та
водному середовищі зокрема. Підвищений вміст ВМ у пробах талого снігу можна пов’язати з
інтенсивним рухом на автомагістралях та промисловими підприємствами північної ділянки
міста. Пріоритетними металами, забруднюючими опади (дощ та сніг) м. Києва, є Pb, Mn, Zn,
Fe. Матеріали спостережень за забрудненням довкілля ВМ дозволяють оцінити якість водних
об’єктів оточуючого середовища та можуть бути рекомендовані для включення в систему
екологічного та гігієнічного моніторингу.
54
СПОСІБ ВИЯВЛЕННЯ МІКРООРГАНІЗМІВ, ЩО ПЕРЕБУВАЮТЬ У
ЖИТТЄЗДАТНОМУ, ОДНАК НЕКУЛЬТУРАБЕЛЬНОМУ СТАНІ (VBNC) У
ВОДОПРОВІДНІЙ ВОДІ
Болгова О.С., Саприкіна М.М.
Науковий керівник - Гончарук В.В.
Інститут колоїдної хімії тахімії води ім. А.В. Думанського, Україна, м. Київ,
[email protected]
Питання якості та безпеки водопровідної води завжди мало велике значення як в Україні,
так і за її межами. Вода може брати участь у розповсюдженні ряду інфекційних захворювань
таких як: черевний тиф, паратиф А і В, холера, дизентерія, сальмонельоз, ешеріхіоз та інші.
Вже протягом багатьох десятиліть для знезараження води у світі широко використовують
сполуки хлору, що здатні пригнічувати ферментні системи мікроорганізмів виступаючи у ролі
стрес-фактору. Однак, останніми дослідженнями встановлено, що ряд мікроорганізмів при дії на
них різних стрес-факторів здатні переходити в життєздатний, однак некультурабельний стан
(ЖНС), в результаті чого вони втрачають здатність розмножуватися на стандартних поживних
середовищах, але проявляють дихальну і метаболічну активність. У разі усунення фактору
стресу, а також при наявності сприятливих умов для росту і розвитку, клітини, що перебувають
у ЖНС, переходять в нормальний культурабельний стан при цьому відновлюючи свої патогенні
властивості і таким чином можуть стати джерелом інфекції та викликати епідемію. Наявність
культури в ЖНС збільшує ймовірність отримати помилково негативні результати лабораторних
досліджень стандартизованими методами, що вже мало місце в Новосибірську, коли вода, що
відповідала ГОСТу 2874-82, призвела до появи захворювання у населення міста.
Сьогодні мікробіологічний контроль якості води здійснюють орієнтуючись на виявлення
певних бактерій, вірусів та найпростіших. Однак, останніми дослідженнями встановлено
наявність мікроскопічних грибів як у джерелах водопостачання, так і водопровідній воді. Так,
при аналізі води джерел водопостачання кількість мікроміцетів коливається від сотень до сотень
тисяч КУО у 100 см3 аналізованої води, тоді як у водопровідній воді м. Києва їх виявлено у
кількості від одиниць до десятків у 100 см3. Серед цих мікроорганізмів виявлено гриби, що
належать до родів Aspergillus, Penicillium, Cladosporium, Fusarium, Alternaria та Сandida, які
здатні викликати важкі захворювання у людей, що тривалий час вживають таку воду, оскільки
вони можуть виділяти токсичні речовини – мікотоксини. Слід зазначити, що як у випадку води
джерел водопостачання, так і водопровідної води найчастіше виявляли гриби роду Сandida.
Таким чином, приймаючи до уваги з одного боку здатність ряду мікроорганізмів
переходити в життєздатний некультивований стан в результаті тривалого контакту з
дезінфектантом, що використовується в процесі водопідготовки, а з іншого наявність у воді
небезпечних мікроскопічних грибів, метою даної роботи є встановлення можливості
перебування клітин санітарно-показового мікроорганізму E. coli та C. albicans, що є
представником мікроміцетів, у ЖНС під впливом гіпохлорит натрію (NaOCl) та розробка
простого та доступного методу їх виявлення.
Встановлено, що повна інактивація культур Escherichia coli 1257 та Candida albicans
10231 відбувається при дії NaOCl в концентраціях, відповідно, 2 та 5 мг/дм3 протягом 60 хв
контакту. Отже, при застосуванні класичних методів оцінки якості води, показано, що вода не
становить загрози для здоров’я людей, оскільки не містить шкідливих мікроорганізмів. Однак,
використання нового підходу, що включає додатковий етап культивування зразків води у
рідкому живильному середовищі перед його висівом на класичне середовище, дає можливість
виявити клітини, що перебувають у ЖНС. Вибір оптимального рідкого живильного середовища
здійснювали шляхом порівняння результатів реактивації інактивованих клітин, отриманих при
55
внесенні зразків води у живильний бульйон (ЖБ) для E. сoli, Сабуро бульйон (СБ) для C.
albicans та мінімальне поживне середовище М-9. Внесення знезараженої води, що містить лише
інактивовані клітини культури E. сoli, за класичним методом виявлення, в середовище М-9 та
утримування в термостаті протягом доби з наступним висівом цієї проби на стандартне
живильне середовище сприяє виявленню від одиниць до десятків клітин культури, а через 48 год
контакту проби води з М-9, кількість клітин зростає до сотень КУО/см3. Тоді як, при
культивуванні інактивованої культури в ЖБ не проявляється її відновлення і ріст. Повернення
клітин C. albicans у культурабельний стан спостерігається на другу добу перебування у
середовищі М-9. В той час як утримування водної суспензії інактивованих мікроорганізмів у
класичному бульйоні Сабуро не дозволяє виявити клітини у ЖНС. Таким чином, показано, що
реактивація обох культур відбувається краще у М-9 у порівнянні з класичними середовищами,
що використовуються для культивування мікроорганізмів. Таку залежність можна пояснити
присутністю іонів Ca2+ і Mg2+ в середовищі М9. Відомо, що ці іони життєвонеобхідні клітинам
для нормального функціонування, оскільки є кофакторами багатьох ферментів, їх наявність
впливає на швидкість росту клітин. Крім того, відомо, що кальцій знижує мембранну
проникливість клітини для шкідливих речовин, ймовірно, саме тому клітина ослаблена дією
стрес-фактора краще відновлюється за наявності саме цих іонів в розчині. Також відомо, що на
ріст мікроорганізмів впливає окисно-відновний потенціал (ОВП): чим вище позитивне значення
ОВП розчину тим коротша тривалість життя клітини. Живильні середовища у ряду зростання
ОВП можна розмістити наступним чином: М-9<СБ<ЖБ. Отже, уражені дезінфектантом клітини,
краще відновлюються саме у середовищі М-9.
Також, проведено мікроскопічні дослідження аналізованої проби води, що містить
інактивовані гіпохлоритом натрію клітини Candida albicans шляхом їх фарбування трипановим
синім.
Отримані результаті свідчать, що незважаючи на повну інактивацію культури Candida
albicans, встановлену за класичним способом оцінки якості знезараження води, у досліджуваній
суспензії знаходяться як мертві (пофарбовані) так і живі (незабарвлені) клітини культури. Такі
дані узгоджуються з результатами, отриманими при репарації інактивованої культури, та
свідчать про те, що культура мікроорганізму після впливу NaOCl переходять в життєздатний
некультурабельний стан. Також, встановлено, що клітини Candida albicans в ЖНС мають деякі
зміни в їх морфології, а саме: клітини стають дрібнішими з візуально більш тонкими
оболонками, овальна форма стає більш округлою.
В процесі роботи проведено систематичні мікологічні дослідження водопровідної води м.
Києва, щодо виявлення клітин у життєздатному некультурабельному стані з використанням
стандартного підходу, а саме висівом проб на класичне агаризоване середовище Сабуро, а також
шляхом застосування нового підходу з використанням середовища М-9.
Виявлено, що використання стандартного мікробіологічного методу, що базується на
застосуванні класичних живильних середовищ з метою оцінки якості водопровідної води не
виявляє мікроорганізми, що знаходяться у життєздатному некультурабельному стані. Однак,
застосування мінімального поживного середовища М-9 як додаткового етапу виявлення сприяє
реактивації бактерій та мікроміцетів, що перебували у ЖНС. У процесі мікологічного аналізу
води з використанням стандартного середовища Сабуро із води виявляються поодинокі клітини
мікроміцетів, тоді як введення додаткового етапу культивування у середовищі М-9 дозволяє
виявляти ширший спектр мікроміцетів, а саме виділено: Aspergillus niger, Penicillium spp,
Rhodotorula glutinis, Alternaria alternate, Candida albicans та Cladosporium spp. Отже,
запропонований підхід щодо оцінки якості води дозволяє отримати більш достовірні результати
лабораторних досліджень, а це в свою чергу дає можливість запобігти багатьом інфекційним
захворюванням які передаються водним шляхом.
56
СРАВНЕНИЕ ЭФФЕКТИВНОСТИ ОКИСЛИТЕЛЬНОЙ ДЕСТРУКЦИИ
ОРГАНИЧЕСКИХ ПРИМЕСЕЙ ПРИРОДНЫХ ВОД РАЗНЫМИ СПОСОБАМИ
Вакуленко В.Ф., Швадчина Ю.О., Сова А.Н., Гончарук В.В.
Институт коллоидной химии и химии воды им. А.В. Думанского НАН Украины, г. Киев
[email protected]
Введение. Вода поверхностных источников Украины характеризуется высоким
содержанием органических примесей [1]. Основную их часть (50 – 90 %) составляют гуминовые
кислоты (ГК) и фульвокислоты (ФК), причем, концентрация ФК в воде р. Днепра на порядок
выше, чем ГК [2]. Эти природные органические вещества (ПОВ) оказывают существенное
влияние на процессы водоочистки и снижают качество очищенной воды, поскольку образуют
токсичные побочные продукты при обеззараживании воды хлором, вызывают вторичное
микробиологическое загрязнение и биообрастание распределительных сетей и др.
Традиционные технологии централизованного водоснабжения обеспечивают удаление
органических примесей из поверхностных вод менее чем на 50 % [1]. Поэтому разработка
способов максимального удаления ПОВ является актуальной задачей подготовки воды для
питьевых и технологических целей.
Фотокаталитические методы способны окислять органические соединения в водной
среде до CO2 и H2O, особенно при использовании сильных окислителей. Максимальная
скорость и степень полной деструкции (минерализации) примесей достигается при
одновременном использовании озона (О3), УФ-излучения (УФ) и фотокатализатора (ТiO2) [3].
Однако эффективность фотокаталитического озонирования типичных органических примесей
природных вод изучена недостаточно.
Цель работы – сравнение степени окислительной деструкции разными способами ГК и
ФК в модельных растворах, а также органических примесей речных вод (Днепра, Десны) для
определения наиболее эффективного способа минерализации ПОВ.
Методика эксперимента. В качестве объектов исследования использовали гуминовую
кислоту фирмы “Fluka”, образец фульвокислот, выделенных из воды р. Днепра, и образцы вод
рек Десны и Днепра, отобранные зимой. ГК фирмы “Fluka” состоит преимущественно из
высокомолекулярных фракций. Исследуемый образец ФК содержит соединения с молекулярной
массой до 3 кДа [4]. Характеристика рабочих растворов ГК (С0 = 10 мг/дм3), ФК (С0 = 50 мг/дм3)
в дистиллированной воде, раствора ФК в модельной воде, имитирующей неорганический состав
речной, и речных вод приведена в табл. 1.
В качестве фотокатализатора применяли коммерческий TiO2 Degussa Р-25 (81 % анатаза,19
% рутила; SБЭТ – 56 м2/г, размер частиц ~ 30 нм) при концентрации 0,5 г/дм3. Окисление
разными способами (О3, УФ, О3/УФ, О3/ТіО2/УФ и О2/ТіО2/УФ) модельных растворов ГК и ФК,
а также речных вод, проводили на лабораторной установке, оснащенной компьютерной
системой регистрации технологических параметров процесса озонирования, в стеклянных и
кварцевых реакторах с погружными или внешними источниками УФ-излучения разной
мощности (λмакс = 254 нм) для варьирования плотности мощности УФ-излучения (IУФ), при
непрерывной подаче озоно-воздушной смеси (ОВС) или воздуха через диспергатор в нижней
части реакторов и циркуляции суспензии снизу вверх с помощью перистальтического насоса.
Скорость подачи озона в реактор (vоз) изменяли путем изменения концентрации озона в ОВС
или скорости подачи ОВС. После отделения катализатора от исследуемых вод
центрифугированием (8000 об/мин) степень деструкции ГК, ФК и ПОВ речных вод оценивали
по снижению их цветности (А364) и концентрации общего органического углерода (ООУ),
которую определяли с помощью анализатора Shimadzu TOC-VCSN.
57
Таблица 1 – Характеристика исходных растворов ГК, ФК и природных вод
Объект
Цветность,
A254,
ООУ,
рН
Концентраисследования
град
см–1
мг/дм3
ция HCO3–,
мг-экв/дм3
Раствор ГК в
68
0,35
3,8
7,2
0
дистиллированной воде
Раствор ФК в
58
0,54
15,8
6,0
0
дистиллированной воде
Раствор ФК в
72
0,60
16,4
8,2
2
модельной воде
Вода р. Десны
18
0,22
7,6
8,0
3,7
Вода р. Днепра
38
0,38
12,4
7,9
3,1
Результаты и их обсуждение. Выбор параметров окисления (vоз, IУФ) и его
продолжительности осуществляли с учетов содержания ООУ в модельных растворах ГК или ФК
и речных водах.
Фотокаталитическое озонирование обеспечивало наиболее высокую среди исследованных
способов окисления степень минерализации ГК или ФК в модельных растворах (60 – 85 % по
ООУ за 20 – 30 мин) (табл. 2). Существенная степень деструкции ГК при низкой концентрации в
дистиллированной воде (68 % по ООУ за 20 мин) достигалась также при фотокаталитическом
окислении кислородом. Однако при более высоком содержании ООУ в растворах ФК степень их
минерализации в фотокаталитической системе О2/TiO2/УФ снижалась в 1,5 – 2 раза по
сравнению с системой О3/TiO2/УФ. При О3/УФ-обработке и озонировании растворов ГК и ФК
степень их минерализации была соответственно в 1,6 – 1,7 и 4 – 14 раз ниже, чем при
фотокаталитическом озонировании. Удельный расход озона (доза поглощенного озона (Доз),
необходимая для снижения концентрации ООУ на 1 мг/дм3) при фотокаталитическом
озонировании снижался в 1,5 – 1,6 и 1,8 – 3,6 раза по сравнению с соответственно О3/УФобработкой и озонированием (табл. 2). Однако в присутствии 2 мг-экв/дм3 гидрокарбонат-ионов
(ловушек ОН-радикалов) степень минерализации ФК тремя способами (О3/УФ, О3/TiO2/УФ,
О2/TiO2/УФ) снижалась в 1,4 – 1,8 раза, а удельный расход озона повышался в 1,4 – 1,5 раза.
Таблица 2. Сравнение степени деструкции ГК и ФК при окислении их модельных
растворов разными способами
IУФ,
∆Ц, ∆ООУ, Доз/∆ООУ,
Состав
Способ
vоз, мг/
3
2
модельного раствора
окисления
(дм ·мин) мВт/см
%
%
мг/мг
ГК
О3
0,8
–
65
16
14,5
3
С0 = 10 мг/дм , рН 7,2
О3/УФ
5,2
69
47
6,1
ООУ0 = 3,8 мг/дм3,
О3/TiO2/УФ
78
74
4,0
0 мг-экв/дм3 HCO3–
О2/TiO2/УФ
–
74
68
–
ФК
О3
3,1 –3,2
–
76
6
14,3
С0 = 50 мг/дм3, рН 6,
О3/УФ
8,0
86
51
7,3
3
ООУ0 = 15,8 мг/дм ,
О3/TiO2/УФ
94
85
4,6
0 мг-экв/дм3 HCO3–
О2/TiO2/УФ
–
95
53
–
ФК
О3
3,1 – 3,4
–
85
14
11,8
С0 = 50 мг/дм3, рН 8,
О3/УФ
8,0
94
35
10,1
ООУ0 = 16,4 мг/дм3,
О3/TiO2/УФ
98
60
6,7
3
–
2 мг-экв/дм HCO3
О2/TiO2/УФ
–
92
30
–
Примечание. Продолжительность окисления – 20 мин (ГК), 30 мин (ФК), T 18 ± 1 0С.
58
Окисление деснянской и днепровской вод разными способами позволило оценить влияние
матрицы природных вод в целом на эффективность деструкции ПОВ. При выбранных
параметрах все способы окисления, кроме УФ-облучения, обеспечивали удовлетворительную
степень обесцвечивания речных вод (табл. 3). Степень минерализации ПОВ речных вод, из-за
присутствия > 3 мг-экв/дм3 HCO3–, была значительно меньшей, чем при окислении растворов ГК
и ФК в дистиллированной воде. Однако максимальное снижение содержания ООУ при
наименьшем удельном расходе озона достигалось при фотокаталитическом озонировании
речных вод. Впрочем, повышение скорости подачи озона и плотности мощности УФ-излучения
позволило существенно (в ~ 1,5 раза) повысить степень фотокаталитической минерализации
ПОВ днепровской воды (до 70 % по ООУ за 30 мин).
Таблица 3. Сравнение степени деструкции органических примесей природных вод при
окислении разными способами
Способ
vоз,
IУФ,
∆Ц,
∆ООУ, Доз/∆ООУ,
окисления
мг/(дм3·мин) мВт/см2
%
%
мг/мг
р. Десна
О3/УФ
0,9
5,2
87
28
6,1
О3/TiO2/УФ
93
33
4,9
О2/TiO2/УФ
–
50
5
–
р. Днепр
О3
2,0
–
75
14
12,8
О3/УФ
5,2
87
40
7,5
О3/TiO2/УФ
91
47
6,0
О2/TiO2/УФ
–
68
17
–
УФ
–
114
4
–
р. Днепр
О3/TiO2/УФ
3,7
8,0
97
70
7,9
О2/TiO2/УФ
–
74
27
–
Примечание. Продолжительность окисления – 20 мин (Десна), 30 мин (Днепр).
Источник
Выводы. Показано, что в ряду изученных способов окисления (О3, УФ, О3/УФ,
О3/TiO2/УФ, О2/TiO2/УФ) фотокаталитическое озонирование (О3/TiO2/УФ) обеспечивало
наиболее высокую степень деструкции ГК и ФК в модельных растворах и ПОВ речных вод при
наименьшем удельном расходе озона по сравнению с другими способами окисления. Замена
кислорода воздуха озоном при фотокаталитическом окислении речных вод повышала степень
минерализации ПОВ в 2,6 – 6,6 раза.
Литература
1. Клименко Н.А., Самсони-Тодорова Е.А., Савчина Л.А. и др. Сезонные колебания
содержания различных форм органического углерода в днепровской воде и их изменение в
процессах водоподготовки // Химия и технология воды. – 2012. – Т. 34, № 2. – С. 195–205.
2. Линник П.Н., Васильчук Т.А. Роль гумусових веществ в процессах
комплексообразования и детоксикации (на примере водоемов Днепра) // Гидробиол. журн. –
2001. – Т. 37, № 5. – С. 98–112.
3. Agustina T.E., Ang H.M., Vareek V.K. A review of synergistic effect of photocatalysis and
ozonation on wastewater treatment // J. Photochem. and Photobiol. C: Photochem. Rev. – 2005. – V. 6.
– P. 264–273.
4. Kozyatnyk I., Swietlic J., Raczyk-Stanislawiak U. et al. Oxidized fulvic acid adsorption on
activated carbon // Water Science and Technology: Water Supply. – 2014. – V. 14, N 2. – P. 238–245.
59
ПРОТИВОКОРРОЗИОННАЯ ЗАЩИТА МЕТАЛЛИЧЕСКИХ СООРУЖЕНИЙ
ВОДОСНАБЖЕНИЯ: НОРМАТИВНО-ТЕХНИЧЕСКОЕ ОБЕСПЕЧЕНИЕ
Василенко С.Л., Паболков В.В.
Коммунальное предприятие «Харьковводоканал», Украина, г. Харьков
Магистральные, распределительные и внутриквартальные водоводы и водопроводные сети
(в терминологии ДБН В.2.5-74: 2013) – самая сложная составляющая и одновременно «слабое
звено» систем питьевого водоснабжения.
По данным Национальных докладов «О качестве питьевой воды и состоянии питьевого
водоснабжения в Украине» [1] их техническое состояние во многих регионах продолжает
ухудшаться.
В
большой
степени
это
вызвано
Распределение водопроводных сетей распространенным использованием стальных труб [2]
по материалам труб, %
(см. табл.).
Продолжительность их надежной работы
Материал
Украина Харьков
недостаточна вследствие коррозии, что отрицательно
Сталь
52,9
38,2
влияет на эффективность работы систем и качество
Чугун
40,5
59,2
питьевой воды у потребителей.
Асбестоцемент
2,7
0,1
Неудовлетворительное состояние металлофонда
Полимер
2,0
2,0
систем водоснабжения по уровню коррозионной
Железобетон
1,6
0,5
защищенности, долговечности и надежности создает
Другие
0,3
0,0
опасные риски в системах жизнеобеспечения и
представляет угрозу национальной безопасности в
экономической и экологической сфере [3].
По экспертным оценкам ущерб от коррозии составляет 5-6 % ВВП.
В то же время финансово-материальные ресурсы на антикоррозионные мероприятия
крайне ограничены, что вызвано несовершенством технико-экономического регулирования
условий безопасной эксплуатации производственных фондов [4].
К сожалению, расходы на противокоррозионную защиту всё ещё рассматриваются не как
элемент инвестиционной деятельности-привлекательности предприятий, а как расходы,
снижающие размер прибыли.
Вследствие коррозионно-механического разрушения состояние водопроводной отрасли
приближается к критическому уровню.
За последние 25 лет аварийные водопроводные сети, требующие замены, увеличились в 15
раз и составляют 36 %.
Это приводит к росту числа аварий и значительным потерям воды.
В отдельных регионах утечки достигают 60 % с огромными непроизводительными
расходами-затратами материально-энергетических ресурсов.
Действующая нормативно-техническая база в сфере противодействия коррозии является
несовершенной, но постепенно начинает развиваться, включая комплекс стандартов «Единой
системы защиты от коррозии, старения и биоповреждений (ЕСЗКС)".
Например:
• СОУ ЖКХ 41.00-35077234.010: 2008 «Системы централизованного хозяйственнопитьевого водоснабжения и коммунального теплоснабжения. Защита противокоррозионная.
Общие требования и методы контроля». – Устанавливает требования к коррозионной
агрессивности питьевой воды по показателям скорости коррозии, методы измерения скорости
внутренней коррозии, порядок проведения антикоррозионных мероприятий, предупреждения и
контроля коррозии в системах водоснабжения. Основными мерами защиты труб определены:
60
использование ингибиторов коррозии, электрохимическая защита и создание защитного
покрытия по условиям не ухудшения качества воды.
• ДСТУ 3830-98 «Коррозия металлов и сплавов. Термины и определения основных
понятий».
• ДСТУ 3291-95 ЕСЗКС «Методы оценки биокоррозийной активности почв и выявление
наличия микробной коррозии на поверхности подземных металлических сооружений».
• ДСТУ 4219-2003 «Трубопроводы стальные магистральные. Общие требования к защите
от коррозии».
• ДСТУ 4612: 2006 «Магистральные трубопроводы. Защита противокоррозионная.
Термины и определения».
• ДСТУ Б.2.5-30: 2006 «Инженерное оборудование зданий и сооружений. Внешние сети и
сооружения. Трубопроводы стальные подземные систем холодного и горячего водоснабжения.
Общие требования к защите от коррозии» внешней и внутренней поверхности подземных
трубопроводов из стали углеродистой конструкционной качественной (марки до 60). Стандарт
устанавливает также требования по ограничению блуждающих токов от электрифицированного
рельсового транспорта, линий передач энергии постоянного тока по системе "провод-земля" и
другие.
• ДСТУ Б.2.5-30: 2010 «Защита бетонных и железобетонных конструкций от коррозии».
• ГОСТ 31384:2008, NEQ "Защита бетонных и железобетонных конструкций от коррозии.
Общие технические требования".
• ГОСТ 9.502-82. Ингибиторы коррозии металлов для водных систем.
Основные виды коррозии водопроводных сетей представлены на рис. 1.
Наружная коррозия
Внутренняя
Почвенная
Электрохимическая
Атмосферная
Химическая
Электрическая
Индукционная
Микробиологическая
Рис. 1. Основные виды коррозии металлических сооружений
Соответствующие требования к проектированию новых и реконструкции-переоснащению
существующих сетей заложены в ДБН В.2.5-74: 2013 «Водоснабжение. Внешние сети и
сооружения. Основные положения проектирования».
В частности, предусмотрена обязательная защита внешней и внутренней поверхности
стальных труб от коррозии согласно ДСТУ Б.2.5-30 по данным натурных инженернотехнических изысканий относительно коррозионных свойств грунтов и блуждающих токов.
Для защиты стальных труб с условным диаметром более 300 мм от внутренней коррозии и
предупреждения их зарастания предполагается цементно-песчаное, или иное покрытие их
внутренней поверхности, допустимое с точки зрения санитарных норм.
Защита железобетонных труб со стальной сердцевиной от коррозии, вызванной
блуждающими токами, выполняется согласно требованиям ДСТУ Б.2.6-145.
Использование стальных и железобетонных труб всех видов сопровождается выполнением
мероприятий, обеспечивающих непрерывную электрическую проводимость этих труб для
возможности устройства электрохимической защиты от коррозии.
При электрохимической защите труб со стальным сердечником с помощью протекторов
величина поляризационного потенциала определяется по отношению к медно-сульфатному
электроду сравнения, установленному на поверхности трубы, а при защите с помощью катодных
61
станций – относительно аналогичного электрода в грунте.
Но это только начало…
Необходима национальная стратегия развития водного сектора Украины с повышением
качества противокоррозионной защиты на основе создания инновационных инвестиционных
механизмов. Со стороны государства нужны жесткие требования к состоянию металлических
конструкций и соответствующая финансовая поддержка.
Защита от коррозии водопроводных сетей составляет приоритетное общегосударственное
значение и требует реализации соответствующей научно-технической программы на ближайшие
годы, как составляющей ресурсосбережения.
Научно-техническая программа, в частности, предполагает:
– создание единой межведомственной системы защиты подземных инженерных
коммуникаций;
– содействие в организации сервисных и обслуживающих центров-компаний,
специализирующихся в области противокоррозионной защиты технологического оборудования,
трубопроводов и металлоконструкций;
– внедрение мониторинга трубопроводных сетей;
– контроль прямых и косвенных потерь, вызванных коррозией;
– усиление надзора согласно правилам эксплуатации в коррозионных средах;
– проведение комплексных коррозийных обследований;
– обеспечение регламентных требований качества и исполнения работ по обеспечению
надежной противокоррозионной защиты объектов водопроводных систем;
– профессиональная подготовка и сертификация инженеров – специалистов в области
коррозии, способных осуществлять комплексные мероприятия и др.
Ставя перспективную задачу повышения качества питьевой воды в масштабах крупных и
малых городов, мы ещё больше входим в противоречие с хозяйственно-экономической
целесообразностью и ограниченными финансовыми средствами Водоканалов и бюджетов
разных уровней.
Исходя из этого, в координатах устойчивого и надежного водоснабжения уже нельзя
ограничиваться существующим уровнем и отношениями к технической эксплуатации
водопроводных сооружений.
Общая модель совершенствования и обеспечения экологически безопасного
водоснабжения городов в будущем – это оптимальное, экономически выверенное сочетание
различных подходов к модернизации систем водоснабжения.
Одним из перспективных и жизненно важных направлений в сложившихся условиях
является повышение надежности и долговечности работы водоводов и распределительных сетей
водоснабжения, в том числе за счет их адресной реновации (замены, санации) с использованием
современных материалов, технологий и внедрением комплексных мер по антикоррозионной
защите.
1. Національна доповідь про якість питної води та стан питного водопостачання в Україні
у 2012 році. – К.: Мінрегіон України, 2013. – 450 с.
2. Проблеми якості води в водопровідних мережах / М.М. Гіроль, Д. Ковальський та ін. //
Водопостачання та водовідведення. – 2008. – № 2. –. С. 1-21.
3. Похмурський В.І. Про стан захисту металофонду України від корозії // Зб. наук. пр. Укр.
ін-ту сталевих конструкцій. – 2011. – Вип. 7. – С. 64-69.
4. Волошин В.С. Технологічна безпека та забезпечення якості протикорозійного захисту
промислових об’єктів / В.С. Волошин, В.П. Корольов, Ю.В. Філатов // Вісник Приазовського
держ. техн. ун-ту: зб. наук. пр. – 2013. – Вип. 26. – С. 235-240.
62
КАВІТАЦІЙНЕ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД ПИВОВАРНОГО ВИРОБНИЦТВА
Вашкурак У.Ю.
Науковий керівник – д.т.н., доцент Шевчук Л.І.
Національний університет «Львівська політехніка»,
Україна, Львів, [email protected]
Стічні води пивоварного виробництва містять як органічні, так і мікробіологічні
забруднення. Неякісне очищення даних стічних вод і потрапляння їх в каналізаційні мережі
впливає на флору та фауну природних водойм. Різноманітність забруднювальних хімічних
сполук та високий вміст дріжджів роду Saccharomyces обумовлює необхідність пошуку нових
безреагентних методів очищення стічних вод. Основною тенденцією останніх десятиліть при
розробці новітніх методів очищення стічних вод є застосування технологій, що не призводять до
утворення в процесі очищення токсичних домішок, не обумовлені високими капітальними
витратами на спорудження очисних систем та не потребують суворого дотримання режиму
очищення. До таких технологій відносяться кавітаційні технології очищення води.
Використання кавітації як фізичного чинника, спричинює потужні енергетичні впливи на
оброблювальне середовище, стрімке підвищення швидкості хімічної реакції та виявлення
згубної дії на різні мікроорганізми. Суттєвою мірою покращити ступінь знезараження та
очищення стічних вод є барботування в реакційне середовище газів, які є джерелом додаткових
зародків кавітації. Власне дослідження впливу природи кисню, азоту та спільної дії обох
вищезгаданих газів на процес кавітаційного знезараження стічних вод пивоварного виробництва
і було метою даної роботи.
Об’єктом дослідження була стічна вода із «Пивоварні «Кумпель». Стоки пивоварної
промисловості з підвищеним вмістом дріжджів роду Saccharomyces та бактерій (Micrococcus,
Bacterium, Pseudomonas та Sarcina), досліджувались в атмосфері газів різної природи (аргон,
кисень та суміш аргону і кисню у співвідношенні 1:1) в умовах кавітації та без них. Для даного
досліджуваного об’єкту вихідні значення мікробного числа (МЧ) знаходилися в діапазоні
1,5*104 КУО/см3 – 2*104 КУО/см3.
Визначення загальної кількості мікроорганізмів (МО) у воді з метою здійснення
бактеріологічного її дослідження використовували універсальне поживне середовище – м’ясопептонний агар. Культивування досліджуваних МО проводили глибинним методом. МО
вирощували в термостаті при постійній температурі (37°С) тривалістю 48 год.
Для дослідження впливу природи газу на ефективність кавітаційної обробки води
експерименти здійснювали в ультразвуковому (УЗ) полі при атмосферному тиску, температурі
298К, частоті УЗ - 22кГц. Час оброблення 1-120 хв. УЗ коливання частотою 22 кГц від
низькочастотного генератора УЗДН – 2Т (потужність 90 Вт) передавали за допомогою
магнітострикційного випромінювача, зануреного в об’єм досліджуваної води з відомим
початковим значенням МЧ.
Проводячи порівняльну характеристику дії досліджуваних газів на процес зназараження
стічної води «Пивоварні «Кумпель», було встановлено, що найбільшого ефекту досягається при
барботуванні в реакційне середовище кисню. Хоча порівнюючи дію окремо взятих газів кисню
та азоту, то впродовж першої години барботування домінуюча перевага була у азоту. Щодо
спільної дії азоту та кисню, то в перші тридцять хвилин обробки їх вплив був ідентичним
впливу самого кисню, а на кінцевій стадії процесу очищення вихідне значення МЧ зменшилось
у 1,65 рази, порівняно із дією самого кисню, де зменшення МЧ становило в 1,72 рази.
При дослідженні кавітаційного впливу природи азоту на процес знезараження стічної води
«Пивоварні «Кумпель» досягнуто зниження МЧ протягом усього процесу. Через дві години
63
обробки досліджуваної води кількість МО зменшилася до 92 КУО/см3, що у 200 раз менше
відносно початкового значення.
При озвученні в середовищі кисню та самого азоту спостерігається часткове накладання
точок 30-ї і 60-ї хв., хоча в кінцевому результаті барботування азоту в УЗ полі дає кращий ефект
загибелі МО МЧкін. = 92 КУО/см3, порівняно з МЧкін. = 133 КУО/см3 при дії кисню в
кавітаційному полі. Спільна дія кисню та азоту в кавітаційних умовах не сприяла досягненню
бажаного результату, оскільки кінцеві значення МЧ були наближені до кінцевих значень МЧ,
які одержані при барботуванні самого кисню в реакційне середовище.
Експериментальні дані процесу знезараження води в середовищі азоту оброблялися згідно
рівнянння 1.1 з метою встановлення порядку реакції по субстрату. Аналогічні
1 МЧo
k = ln
, [с-1 ].
(1.1)
t МЧt
розрахунки проводилися для одержаних експериментальних даних із зменшення МЧ в
атмосфері кисню та при спільній дії двох вище згаданих газів як в кавітаційних умовах, так і без
них. Було встановлено, що криві зміни залежності МЧ від часу в атмосфері азоту спрямляються
в координатах (ln[МЧ0/МЧ]; t) і для опису даного процесу можна застосувати кінетичне
рівняння першого порядку. Для решти досліджуваних газів спостерігалися аналогічні
спрямлення.
В таблиці 1 наведено порівняльну характеристику ефективних констант швидкостей
загибелі МО в присутності газів різної природи і підтверджено доцільність барботування азоту в
кавітаційне поле, оскільки ефективна константа швидкості досягає найвищого значення і
становить – 3,8*10-4 с-1 проти 0,4*10-4 с-1 без дії УЗ. Подача кисню при кавітаційній обробці
стічної води «Пивоварні «Кумпель» займає проміжне місце, однак кисень проявив найвищий
знезаражуючий ефект без використання УЗ. Найнижчі значення ефективної константи
швидкості при одночасній дії кисню і азоту (1,3*10-4 ) свідчать про недоцільність одночасної
подачі цих газів в кавітаційне поле.
Таблиця 1.
Порівняльна характеристика ефективних констант швидкостей загибелі мікроорганізмів
в присутності газів різної природи
k*104, с-1
Газ
N2
O2
N2+O2
з УЗ
3,8
2,6
1,3
без УЗ
0,4
1,0
0,6
На основі проведеної мікробіологічної ідентифікації стічної води із «Пивоварні «Кумпель»
було встановлено, що найбільш типовими представниками даної води є: дріжджі роду
Saccharomyces та бактерії (Micrococcus, Bacterium, Pseudomonas та Sarcina). Досліджено вплив
природи барботованих газів (азоту, кисню та їх спільної дії) у водне середовище.
Експериментально встановлено, що кавітаційний процес знезараження води від дріжджів роду
Saccharomyces та бактерій (Micrococcus, Bacterium, Pseudomonas та Sarcina) незалежно від
природи барботованого газу, можна описати, застосувавши кінетичне рівняння першого
порядку. Встановлено ефективність впливу природи газу на загибель МО у досліджуваній
стічній воді «Пивоварні «Кумпель», де найбільшу знезаражуючу активність проявив азот.
64
ИЗВЛЕЧЕНИЕ СВОБОДНЫХ НЕФТЯНЫХ ЗАГРЯЗНИТЕЛЕЙ С УРОВНЯ
ГРУНТОВЫХ ВОД В РАЙОНАХ РАСПОЛОЖЕНИЯ ПРЕДПРИЯТИЙ
НЕФТЕПРОДУКТООБЕСПЕЧЕНИЯ
Вдовенко С.В. (ГИП)
ОАО «Укргазпромстрой», Украина, г.Киев, [email protected]
Нефтяное загрязнение окружающей среды - один из наиболее опасных видов
загрязнения. Недостаточное внимание к охране окружающей среды на объектах
нефтеперерабатывающей про¬мышленности в СССР привело к тому, что практически на всех
круп¬ных нефтеперерабатывающих заводах и нефтебазах на территории бывшего СССР
сформировалось сильное загрязнение. Особенно ярко это проявляется в загрязнении подземных
вод, так как нефтепродукты, просачивающиеся ниже поверхности земли, способны в больших
коли¬чествах накапливаться там и длительное время мигрировать к облас¬тям разгрузки, где
они проявляются через десятки лет. После прекра¬щения поступления нового загрязнения, в
течение длительного време¬ни существующие скопления будут отравлять близлежащие
водоемы. Поэтому необходимо проводить мероприятия по ликвидации этого за¬грязнения.
Целью данной работы является разработка технологии эффективного извлечения
свободных нефтяных загрязнителей (СНЗ) до технически приемлемого уровня из грунтовых
вод в районах расположения предприятий нефтепродуктообеспечения.
Извлечение загрязнителей возможно, если на поверхности зеркала грунтовых вод
скопилось достаточное их количество. Действия по очистке начинаются с накопления СНЗ в
сборных скважинах, траншеях или ямах.
На участках, где глубина залегания грунтовых вод не превышает 3 метра, в крест
направления тока может быть заложена перехватывающая траншея для сбора СНЗ. Наиболее
эффективный приток в траншею идет, когда ее дно располагается примерно на 1 м ниже
пьезометрической поверхности. Откачка воды из траншеи с понижением уровня в ней на 30-40
см предотвращает возможный уход СНЗ и стимулирует его приток.
Для отбора воды и СНЗ траншея обычно оборудуется колодцем, в котором и размещается
откачивающее оборудование. Причем колодец должен быть глубже самой траншеи, чтобы
обеспечить работу оборудования. Остальное пространство траншеи заполняется гравием
(Рис.1).
Рис. 1. Траншея с приемным колодцем.
65
При эксплуатации траншеи и колодца должен вестись постоянный контроль положения
пьезометрической поверхности, с тем, чтобы обеспечивать депрессионную воронку,
обеспечивающую приток СНЗ.
На участках, где глубина залегания грунтовых вод, а, следовательно, и линзы СНЗ
превышает глубины в 3 м, колодцы и скважины могут работать, как устройства сбора СНЗ.
Особое внимание при их сооружении должно быть обращено на интервал расположения
фильтра. При расположении фильтра ниже слоя СНЗ вода перекрывает его доступ во
внутрискважинное пространство и в нем устанавливается уровень
грунтовых вод,
соответствующий пьезометрической поверхности. Поэтому размер фильтра должен совпадать
со всей зоной насыщения, а также захватывать интервал капиллярного поднятия и возможную
зону затопления в результате поднятия уровня грунтовых вод.
Конструкции колодцев и скважин обычно позволяют размещать в них системы
сдвоенной откачки:
- воды – для создания воронки депрессии и интенсификация притока СНЗ;
- и собственно СНЗ (Рис.2).
Рис. 2. Откачка СНЗ двумя насосами.
Система сдвоенной откачки на горизонтальной дрене была опробована в процессе
опытно-эксплуатационных работ на нефтеперерабатывающем заводе и подтвердила свою
эффективность.
За накоплением следует собственно извлечение СНЗ, причем может извлекаться и
грунтовая вода для последующей ее очистки на очистных сооружениях предприятия.
66
ФІЛЬТРАЦІЙНІ ВЛАСТИВОСТІ НАМАГНІЧЕНОЇ ПЕРФОРОВАНОЇ
ПЛАСТИНЧАСТОЇ ФІЛЬТР-МАТРИЦІ
Гаращенко В.І., Гаращенко О.В., Лебедь О.О.
Національний університет водного господарства та природокористування, Україна, м.Рівне,
[email protected]
На сучасному етапі розвитку нових технологій різних галузей промисловості, ключовою
задачею є значне підвищення якості рідких середовищ, що безпосередньо впливає на їх ступінь
чистоти [1]. В таких галузях промисловості, як теплова і атомна енергетика, хімічна,
металургійна, фармацевтична, спиртова, наявність забруднюючих домішок в рідких
середовищах призводить до погіршення режимів технологічного процесу виробництва, впливає
на якість продукції, що випускається та призводить до економічних збитків. Дослідженнями
встановлено, що продуктами корозії технологічного обладнання в більшості випадків є
залізовмісні феромагнітні домішки. Одним із ефективних і економічних методів очищення
водних середовищ від феромагнітних домішок є метод магнітного осадження в поліградієнтних
фільтр-матрицях [1]. Цей метод дозволяє очищувати рідкі середовища, в тому числі хімічно
агресивні, з температурами до 500ºС і швидкістю очищення до 1000м/год.
В якості фільтруючих матеріалів в магнітних фільтрах відоме використання феромагнітних
поліградієнтних фільтр-матриць у вигляді феромагнітних кульок, циліндрів невеликих розмірів,
сталевого і чавунного дробу, сіток, гранул фериту, стрижнів з рифленою і не рифленою
поверхнею [2]. В технології магнітного очищення виникає задача розробки і використання
феромагнітної фільтр-матриці, щільність пакування якої можна було б змінювати в широкому
діапазоні в залежності від середовища, що підлягає очищенню.
Для магнітного очищення запропонована нова феромагнітна перфорована пластинчаста
фільтр-матриця [3]. Пластини такої матриці виготовлені з фігурними отворами, які утворені
штампуванням (рис. 1, 2). При виготовленні, навколо отвору утворюються трикутникоподібні
грані. В залежності від форми штампу (трьох, чотирьох, п’яти чи шестигранної форми)
відповідно утворюється така ж кількість трикутникоподібних граней (рис. 2).
Рис.1. Схема пластинчастої
перфорованої фільтр-матриці
Рис.2. Схема утворення
граней у перфорованих пластинах
Коефіцієнт магнітного очищення середовища, який визначає ефективність процесу, в
значній мірі залежить від щільності Щ пакування елементів фільтр-матриці і величини HgradH,
яка в свою чергу обумовлює силу магнітного захвату феродомішок. Використовуючи геометрію
малюнків пластин (рис. 2) знаходимо величину щільності Щ.
Щ=
h
π
,
(1)
h + r ⋅ cos ⋅ sin γ
n
де r=d/2 – радіус описаного кола; d – діаметр описаного кола; h – товщина пластини; n –
кількість трикутникоподібних граней отвору; γ – кут нахилу граней.
67
Кут нахилу граней γ з (1) визначаємо як:
γ = arcsin
h(1 − Щ ) .
Щ ⋅ r ⋅ cos
π
(2)
n
Пластинчаста перфорована фільтр-матриця дозволяє, шляхом зміни геометричних
параметрів h, d, α, γ (рис.3), встановлювати необхідну величину щільності Щ і густину n
контактів трикутникоподібних граней з суміжними пластинами. Особливістю такої матриці є
можливість не змінюючи поверхневої густини контактів (n/s, s - поверхня пластини), а
зменшуючи кут нахилу γ збільшити об’ємну густину контактів (n/V, V – об’єм фільтр-матриці),
відповідно збільшиться величина щільності Щ і величина середньої індукції магнітного поля в
об’ємі фільтр-матриці.
Рис.3. Перфоровані пластини з зонами (А, В, С) високої неоднорідності магнітного поля
Змінюючи параметри пластин n, d, α, h при γ= π/2, величина щільності Щ змінюється в
широкому діапазоні від 0,28 до 0,93. Розрахунками встановлено, що для тонкого очищення
суспензій величину d при виготовленні пластинчастої фільтр-матриці необхідно встановлювати
в межах 2…4 мм, а величину h – 4…6 мм. При очищенні сильно концентрованих водних
суспензій, щільність пакування раціонально встановлювати 0,1-0,4.
Для дослідження магніто-сорбційних властивостей пластинчастої перфорованої фільтрматриці використовували водний розчин магнетиту. Циліндричну колонку експериментальної
установки заповнювали пластинчастою матрицею щільністю 0,112, зовнішнє магнітне поле
створювали секційним соленоїдом. Висоту шару намагніченої матриці змінювали від 0,1 до
0,45 м. Напруженість Н зовнішнього магнітного поля встановлювали – 52 кА/м, швидкість
фільтрування – 100 м/год.
З рис. 4а видно, що при L=0,2 м коефіцієнт осадження ψ досягає величини 0,82, і при
збільшенні величини L до 0,45 м коефіцієнт ψ практично не змінюється.
На рис. 4б наведені результати дослідів з впливу напруженості Н зовнішнього магнітного
поля на коефіцієнт очищення ψ водної суспензії магнетиту. Величину напруженості Н
змінювали від 5 до 84 кА/м. Як видно, при Н= 5 кА/м, величина ψ становить 0,59, при
Н= 52 кА/м, величина ψ= 0,84 і при збільшенні Н до 84 кА/м, величина ψ практично не
збільшується.
а)
б)
в)
Рис.4. Залежність ефективності процесу очищення від довжини шару намагніченої
пластинчастої фільтр-матриці (а), напруженості магнітного поля (б) та швидкості фільтрування
(в): Щ=0,112, t= 0,3год
68
Важливим параметром, що впливає на коефіцієнт очищення є швидкість фільтрування V.
Оптимальним варіантом є вибір такого режиму очищення, при якому протікання в порах фільтрматриці рідини, що очищується буде відповідати ламінарному режиму. Це відповідає середній
швидкості в порах фільтр-матриці Vс < 720 м/год. З графічної залежності (рис. 4, в) видно, що
при швидкості V > 300 м/год, коефіцієнт очищення ψ зменшується, при V=600 м/год, величина ψ
складає всього 0,29. При даних параметрах процесу очищення рекомендованою величиною
швидкості є V до 300 м/год.
В процесі магнітного очищення рідких середовищ комірки (пори) феромагнітної фільтрматриці поступово заповнюються осадженими домішками. При накопиченні критичної маси
домішок настає момент часу (Т), який характеризує фільтроцикл намагніченої фільтр-матриці.
Це той момент часу Т, при якому необхідно здійснювати регенерацію матриці від осаджених
домішок. Величину Т розрахуємо за формулою наведеною в [4]:
ρн ⋅ ε ⋅ L ⋅ щ ,
(4)
Т=
ρ р ⋅ψ ⋅ С 0 ⋅ v ⋅ K c
де ρн – густина матеріалу пластинчастої матриці; ε – ємність поглинання матрицею
залізовмісних домішок; L – довжина шару намагніченої матриці; Щ – щільність пакування
матриці; ρр – густина рідкого середовища, що очищається; ψ – коефіцієнт осадження; С0 –
концентрація залізовмісних домішок до очищення, v – швидкість фільтрування, Кс – коефіцієнт
відповідності між молекулярною масою феромагнітних окисів Fe3O4, γ-Fe2O3, потроєною, і
подвоєною масами чистого заліза [5].
Використовуючи дані, що наведені в дослідах розрахуємо величину Т для різних значень
коефіцієнтів осадження ψ і величин концентрацій залізовмісних домішок С0. Результати
наведені у вигляді номограми (рис. 5), яка дозволяє визначати величину фільтроциклу Т при
різних значеннях ψ, С0.
Рис.5. Номограма для визначення
фільтроциклу (Т) пластинчастої
перфорованої фільтр-матриці:
1- ψ=0,4; 2- ψ=0,5; 3- ψ=0,65; 4ψ=0,85
Література
1. Гаращенко В.І. Ресурсозберігаюча технологія магнітного очищення водних
середовищ./Гаращенко В.І., Гаращенко О.В.// V Міжнародна науково-практична конференція
„Інноваційні енерготехнології”. 7 – 11 вересня 2015 р., м.Одеса, с.414-418.
2. Гаращенко В.І. Осаждение дисперсной фазы примесей жидких сред в намагниченной ферритоферромагнитной загрузке. / Гаращенко В.І., Гаращенко О.В., Лук’янчук О.П.// Журнал физической химии. –
М.: - 2012 - №4. - т.86. - С.685-688.
3. Гаращенко В.І. Дослідження параметрів процесу магнітного очищення водних суспензій
перфорованою пластинчастою насадкою / В.І. Гаращенко, О.П. Лук’янчук, О.В. Гаращенко, О.Ю.
Дейнека // Вісник Національного університету водного господарства та природокористування. – 2010. № 1(49). – С.32-41.
4. Гаращенко В.І. Напівемпіричне рівняння періоду фільтроциклу магнітного фільтра. /Гаращенко
В.І., Гаращенко О.В., Дейнека О.Ю., Мельник В.В.// Тези Міжнародної наукової конференції „Сучасні
проблеми математичного моделювання та обчислювальних методів”
5. Сандуляк А.В., Лазаренко Л.Н., Гаращенко В.И., Об оптимальной скорости фильтрования в
электромагнитных фильтрах. //”Электрические станции” №4, 1979., с.21-24.
69
АНАЕРОБНО-АЕРОБНЕ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНОЇ ВОДИ ВІД СПОЛУК НІТРОГЕНУ
Голуб Н.Б.*, Козловець О.А.**
*Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут ім. Ігоря
Сікорського»,
** «Envitec LLC»
Одержання біогазу за використання посліду птахів супроводжується утворенням стічної
води з великим вмістом сполук нітрогену, особливо іонів амонію (більше 180 мг/дм3).
Внаслідок цього її повторне використання стає неможливим, оскільки іони амонію є
інгібіторами процесу метаногенезу. Для можливості повторного використання води в процесі
бродіння необхідно знизити вміст як органічних речовин, так і сполук нітрогену.
У технологіях, що застосовуються для утилізації сполук нітрогену в стічній воді,
використовуються різні модифікації біологічних методів: послідовні анаеробно–аеробні, або з
поверненням стічної води в анаеробний реактор, аноксидні процеси та їх комбінації. Методи є
малоефективними, оскільки зниження концентрації сполук нітрогену, в основному, відбувається
за рахунок приросту біомаси мікроорганізмів, а не за утворення молекулярного N2, який
вивільняється в атмосферу. Тим більше, що висока концентрації іонів амонію може викликати
загибель мікроорганізмів або інгібування процесів їх життєдіяльності. Одним з достатньо нових
методів є використання anammox–бактерій. За такої технології зниження вмісту амонійного
нітрогену досягає 97 %. Слід зауважити, що в рішеннях очищення стічної води від сполук
нітрогену, які пропонуються, використовуються концентрації іонів амонію до 70 мг/дм3, які є
значно нижчими, ніж у стоках після бродіння посліду.
Метою роботи є розробка технологічних рішень очищення стічної води від високих
концентрацій іонів амонію.
Для очищення стічної води від сполук нітрогену пропонується декантат поділяти на два
потоки. У одному потоці очищення стічної води відбувається в аеробних умовах, у другому –
анаеробних. Для з’ясування максимального зниження концентрації іонів амонію і утворення
азоту (N2) в анаеробному реакторі досліджували співвідношення об’ємів аеробного та
анаеробного потоків. Стічну воду після процесу аерації відстоювали і направляли до
анаеробного реактора–денітрифікатора, в якому відбувалось анаеробне очищення іншої частини
стічної води після сепарації. До надходження аерованої води в реакторі відбувається мікробна
деструкція органічної речовини і зниження значення ХСК. Час утримання води в аеробному та
анаеробному реакторах однаковий. Реактор містить волокнисті носії, на яких іммобілізовано
гідробіонти, які збагачені anammox–бактеріями.
На рис.1 наведено зміну концентрації іонів амонію від співвідношення потоків, які
направлені до аеробного реактора. Найбільше зниження вихідної концентрації іонів амонію
відбувається за використання співвідношення аеробного та анаеробного потоків 2:1. Згідно
даним хроматографічного аналізу вміст азоту в біогазі досягає 30 %. При зміні співвідношення
потоків вміст азоту в біогазі знижується до 25 % ± 3 % за використання співвідношення 1:1 і 22
% ± 2 % за співвідношення 3:1.
Також визначено залежність вмісту нітрогену у стічній воді від концентрації та виду
косубстрату, що використовується в процесі метаногенезу. Визначено залежність від
концентрації органічних речовин ступеня очищення стічної води від сполук нітрогену.
Встановлено параметри процесу, які дозволяють знизити вміст іонів амонію в стічній воді на
75% і вище, що дає можливість її повторного використання в технологічному процесі
одержання біогазу з пташиного посліду.
70
С (NH4+),
мг/дм3
160
140
120
100
80
60
40
20
0
б
1
2
Співвідношення
Після очищення
До очищення
3
Рис. 1. Зміна концентрації іонів амонію (С (NH4+) на виході в залежності від
співвідношення аеробного та анаеробного потоків: 1 – 1:1, 2 – 2:1; 3 – 3:1, відповідно.
71
ОЧИЩЕННЯ СТІЧНОЇ ВОДИ ВІД СПОЛУК НІТРОГЕНУ ЗА ДОПОМОГОЮ
МІКРОВОДОРОСТЕЙ CHLORELLA VULGARIS
Голуб Н.Б., Левтун І.І.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут
ім. Ігоря Сікорського»
Однією з проблем одержання біогазу за використання посліду птахів є утворення стічної
води з великим вмістом сполук нітрогену, очищення якої стандартними методами ускладнює
процес і знижує рентабельність виробництва. Нами пропонується для зниження вмісту
нітрогену використовувати мікроводорості, які в подальшому можна використовувати як
кормову добавку, що підвищує стійкість птахів до захворювань та приріст їх біомаси.
Водорості, які накопичують велику кількість білку (Chlorella, Scenedesmus, Spirulina),
мають велику необхідність в надходженні нітрогену. На відміну від вищих рослин, де вміст
нітрогену коливається в межах 1,5 – 5%, у водоростей з білковим спрямуванням біосинтезу
вміст елемента досягає 7 – 12%. Відповідно для біосинтезу кг сухої біомаси необхідно 75 – 95 г
нітрогену для Chlorella і 80 – 120 г для Spirulina. Як джерело нітрогену можна використовувати
нітрат калію; сульфат, нітрат і бікарбонат амонію; сечовину; амінокислоти тощо.
Обмін карбону та нітрогену взаємопов’язані у мікроводоростях, оскільки вони частково
приймають участь як в утворенні сполук карбону в процесі фотодихання з фіксованого СО2 за
автотрофного зростання або органічних речовин за гетеротрофного росту, так і в утворенні
енергетичних сполук, що продукуються у циклі Кребса та електронтранспортному ланцюгу.
Іони амонію є найбільш енергетично ефективним джерелом нітрогену, оскільки вступають у
реакції синтезу органічних сполук без зміни ступеню окиснення. Нітрат та нітрит іони, а також
сечовина потребують енергетичних витрат клітини для відновлення нітрогену.
Сполуки нітрогену транспортуються через мембрани клітини та хлоропластів за
допомогою родини споріднених білків. Білки – транспортери амонію поділяються на дві групи:
високоспоріднені, що регулюються концентрацією нітрогену в клітині, і низькоспоріднені,
активність яких лінійно збільшується при збільшенні концентрації іонів амонію. Амоній
знаходиться в усіх компартментах клітини, його концентрація залежить від рН, електричного
потенціалу між компартментами, концентрації NH4+ у сусідньому компартменті, перебігу чи
відсутності процесу метаболізму іону.
Швидкість росту мікроводоростей змінюється в залежності від форми нітрогену та
карбону, що споживається, та виду мікроводоростей. Тому наявність у живильному середовищі
одночасно різних форм нітрогену, що являють собою стічні води процесу отримання біогазу за
використання посліду птахів, буде сприяти підвищенню швидкості біосинтезу біомаси
мікроводоростей.
Нами було показано, що споживання амонію призводить до зниження рН живильного
середовища, і метаболізм клітини змінюється в бік споживання інших форм нітрогену, таких як
нітрат-іон, сечовина та інші органічні форми нітрогену.
Існують суперечливі дані щодо концентрацій різних форм нітрогену, які не мають
інгібуючої дії на клітини Chlorella vulgaris. Вплив концентрації нітрогену залежить від вихідної
концентрації клітин в середовищі. Нами показано, що за безперервного культивування
концентрація іонів амонію може досягати 300 мг/дм3 не призводячи до зниження приросту
біомаси мікроводоростей.
Показано, що використання Chlorella vulgaris при очищенні стічної води виробництва
біогазу з пташиного посліду дозволияє знизити концентрацію іонів амонію до 73%, ХСК –
до 52 %.
72
ОЧИЩЕННЯ ВИСОКОМІНЕРАЛІЗОВАНИХ ВОД, ЩО МІСТЯТЬ НІТРАТИ, ХЛОРИДИ
ТА СУЛЬФАТИ
Гомеля М. Д., Грабітченко В. М.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут імені Ігоря
Сікорського», Україна, м. Київ, [email protected]
У наш час очищення високомінералізованих стічних вод є досить актуальною проблемою.
Скид таких стічних вод у поверхневі водойми спричиняє їх евтрофікацію, що призводить до
вторинного забруднення води з подальшою деградацією усієї водної екосистеми.
Висока мінералізація стічних вод обумовлена наявністю в них нітратів, хлоридів,
сульфатів та іонів жорсткості. Вода з високою концентрацією нітратів, хлоридів та сульфатів
має токсичний ефект на організм людини і призводить до порушення роботи внутрішніх
органів. Тому законодавством України вміст даних іонів у питній та стічних водах строго
регламентується. Для питної води вміст нітратів не повинен перевищувати 50 мг/дм3, хлоридів –
350 мг/дм3, а сульфатів – 500 мг/дм3 [1]. Концентрація цих іонів у стічних водах не повинна
перевищувати 45; 350 та 400 мг/дм3 відповідно [2].
На сьогодні процеси демінералізації стічних вод в основному базуються на видаленні
небажаних хімічних компонентів з наступним захороненням концентрованих сольових розчинів.
Це ніяк не вирішує проблеми охорони навколишнього середовища, а навпаки ще більше
погіршує і без того складну екологічну ситуацію.
До найбільш популярних методів очистки води від нітратів можна віднести біологічну
денітрифікацію, каталітичне відновлення, зворотній осмос, нанофільтрацію та електродіаліз.
Дані методи забезпечують не повне видалення нітратів і характеризуються утворенням великих
об’ємів концентрованих сольових розчинів. Найбільш простим та ефективним методом
видалення хлоридів, сульфатів та іонів жорсткості можна назвати іонний обмін. Його
застосування дозволяє не тільки ефективно очищати воду, але й надає можливість подальшого
використання відпрацьованих регенераційних розчинів у виробництві мінеральних добрив або
будівельних матеріалів.
Тому метою нашої роботи було вивчення процесів вилучення нітратів з водних розчинів,
що містять підвищені концентрації хлоридів та сульфатів.
Процес проводили при використанні високоосновного аніоніту АВ-17-8 в хлоридній,
основній, карбонатній або основно-карбонатній формі. Було встановлено, що при використанні
іоніту в основній, карбонатній і сольовій формі при концентрації хлоридів у воді до 200 мг/дм3
відбувається ефективне очищення води від сульфатів і нітратів при незначній сорбції хлоридів
на аніоніті в основній і карбонатній формі. При концентрації хлоридів більше 1000 мг/дм3
нітрати погано сорбуються на іоніті в основній і карбонатній формі. Поряд з очищенням води
від нітратів, сульфатів або хлоридів відбувається пом'якшення води.
Була запропонована технологічна схема очистки стічних вод (рис. 1), що містить нітрати,
сульфати та хлориди із можливістю повної переробки регенераційних розчинів у корисні
продукти.
Стічна вода, яка містить дані іони надходить на іонообмінний фільтр (1) в основній формі.
Хлориди у разі перевищення допустимих концентрацій виділяються на зворотньоосмотичній
установці (9).
Якщо іоніт використовувати в основній чи карбонатній формі, то відбувається
пом’якшення води за рахунок її підлужнення. Осади гідроксиду магнію та карбонату калію
виділяються в просвітлювачі (2) з їх подальшим зневодненням на фільтр-пресі (5) та
направляються на переробку.
73
Далі вода надходить на фільтр (6) де відбувається її доочистка від механічних домішок.
Після цього вода подається на зворотньоосмотичну установку, де відбувається її повне
знесолення.
Рис 1. Технологічна схема демінералізації води, яка містить нітрати, хлориди та сульфати:
1 – аніонообмінний фільтр; 2 – просвітлювач із завислим шаром осаду
осаду; 3 – відстійник; 4 –
шламосховище; 5 – фільтр-прес;
прес; 6 – механічний фільтр; 7 – резервуар пом’якшеної
пом
води; 8 –
насос; 9 – фільтр зворотного осмосу;
осмосу 10 – резервуар знесоленої води; 11 – витратний бак
регенераційного розчину; 12 – резервуар відпрацьованого розчину;; 13, 16 – електролізери; 14 –
витратний бак розчину аміаку; 15 – реактор. I – подача води; II – подача води до споживача; III –
відбір розчину лугу; IV – подача розчину на переробку; V – осад на переробку;
переробку VI – розчин для
дезінфекції води.
Регенераційні розчини з аніоніту використовуються для виробництва рідких добрив, а
концентрати, що містять хлориди використовуються для отримання лугу і окислених сполук
хлору – гіпохлорити, хлорати та ін. [3]. При наявності у воді тільки нітратів, хлоридів і
гідрокарбонатів, іонообмінний фільтр можна регенерувати розчинами гідроксиду чи карбонату
калію. Якщо у воді окрім хлоридів та нітратів присутні сульфати, то на аніоніті сорбуються в
основному нітрати та сульфати. Для регенерації такого іоніту краще використовувати розчин
лугу.
Висновки
іони у великих кількостях містяться у стічних водах і найкраще
Встановлено, що нітрат-іони
для їх вилучення використовувати методи іонного обміну.
Застосування іонного обміну дає можливість наряду з нітратами вилучати хлориди та
сульфати з одночасним пом’якшенням
якшенням води.
Запропонована технологія схема,
схема яка забезпечує отримання знесоленої води з переробкою
відходів в продукти, які придатні для подальшого використання.
1. ДСанПін 2.2.4-171-10. Гігієнічні вимоги до води питної, призначеної для споживання людиною.
– Затверд. наказом Мін-ва охорони здоров’я
здоров України від 12.05.2010, № 400.
2. Правила приймання стічних вод підприємств у комунальні та відомчі системи каналізації
населених пунктів України. – Затверд.
Затверд наказом Держбуду України від 19.02.2002, № 37.
3. Trus І.. Electrocemical processing of mine water concentrates with obtaining available chlorine / І. Trus,
V. Hrabitchenko, M. Gomelya // British Journal Of Science, Education and Culture. – 2014. – № 2(6). – P. 103108.
Україна)
74
РОЗРОБКА РЕАГЕНТІВ ТА ТЕХНОЛОГІЙ КОНДИЦІОНУВАННЯ ВОДИ ДЛЯ
РЕСУРСОЗБЕРІГАЮЧИХ СИСТЕМ ОХОЛОДЖЕННЯ
Гомеля М.Д., Трус І.М., Шуриберко М.М.
Сікорського», Київ, Україна, [email protected]
На сьогоднішній день забезпеченість України водними ресурсами, зокрема прісною водою,
є досить низькою і практично найнижчою в Європі [1]. Варто відзначити, що в світі дефіцит
прісної води збільшується в геометричній прогресії, крім того, її запаси розподілені вкрай
нерівномірно. В останні роки промислові підприємства займають перше місце як по забору
води, так і по скиду стічних вод. Близько 80 % води в енергетиці та промисловості
використовуються в водоциркуляційних системах охолодження. При сучасних підходах, коли
вода подається в системи без попередньої підготовки, значну частину її (від 8 до 30 %) скидають
у водойми для підтримання рівня вмісту солей та солевого балансу. При цьому відбувається
забруднення води іонами міді і цинку, які вимиваються з мідних і латунних конденсаторів, а
також теплове забруднення водойм. Тому однією з найбільш важливих проблем є перехід до
замкнутих водоциркуляційних систем охолодження, що дозволить суттєво скоротити забір води
для промислових потреб та значно зменшити об’єми промислових стічних вод.
Вирішення проблеми ефективної стабілізаційної обробки води можливе за допомогою
інгібіторів корозії і накипоутворення, глибокої очистки води іонним обміном та інших методів.
Варто відзначити, що відсутність методів деаерації підживлюючої води призводить до
інтенсифікації процесів корозії котлів, трубопроводів і теплообмінників [2].
Проблеми стабілізаційної обробки води для систем охолодження в енергетиці та
промисловості є досить актуальною. З підвищенням якості водопідготовки знижуються обсяги
води, яка скидається при продувці систем, що приводить до забруднення природних водойм.
Крім того, при зменшенні об’ємів води, яку скидають на продувку зменшується забір природної
води. При успішному вирішенні проблем стабілізаційної обробки води вирішується завдання
переходу до замкнутих систем охолодження, захисту трубопроводів від корозії і
накипоутворення, ресурсозбереження та раціонального використання води, захисту природних
водойм від техногенного впливу.
Інгібітори, які застосовуються в водооборотних системах охолодження повинні
забезпечувати не лише захист металів від корозії, але суттєво знизити швидкість відкладення
накипу на поверхні теплообмінного обладнання.
Вирішення цього завдання досягається як за рахунок пом’якшення води, так і за рахунок
стабілізації накипоутворення. Другий варіант є значно дешевшим.
В роботі в якості стабілізаторів накипоутворення використовували відомі реагенти –
триполіфосфат натрію, нітрилотриметилфосфонову кислоту (НТМФК), оксиетилендифосфонову
кислоту (ОЕДФК), а також синтезовані натрієву сіль диметилсульфонат фосфінової кислоти
(НДМСФК) та метилдисульфонат натрію (МДСН).
Висока ефективність фосфонових кислот забезпечується за рахунок утворення хелатних
структур. Синтезовані НДМСФК і МДСН так само здатні до утворення хелатних структур і не
поступаються ефективністю фосфоновим кислотам. Оцінку ефективності інгібіторів
здійснювали по зміні залежності жорсткості води і при її нагріванні до температури 90 – 100 0С.
Показано, що ефективність триполіфосфату Na не значна і стабілізаційний ефект
становить тільки 22,9 %.
Більш ефективними в такому випадку опинилися використовувані інгібітори НТМФК і
ОЕДФК, в яких максимальний стабілізаційний ефект становить 69,9 і 86,7 % відповідно.
75
Проведені дослідження на Дніпровській воді дозволили встановити, що стабілізаційний
ефект при використанні МДСН підвищується зі збільшенням дози реагенту і становить 97% при
дозі 5 мг/дм3. Собівартість даного інгібітора в десятки разів нижча в порівнянні з відомими
стабілізаторами накипоутворення.
Вододефіцитні промислові регіони в системах охолодження часто використовують
високомінералізовані води з високою жорсткістю, карбонатний індекс яких перевищує 70 (мгекв/дм3)2. Без спеціальної обробки такі води не придатні для використання в системах
охолодження. Для стабілізаційної обробки води для заводу Донецьк-сталь, де для систем
охолодження планувалось використання шахтної води (шахта ім. Горького), була розроблена
композиція сірчаної і фосфонової кислот. Використання даної композиції забезпечує 100 %
стабільність води при її карбонатному індексі 204 (мг-екв/дм3)2. При цьому витрата сірчаної
кислоти не перевищує 50 мг/дм3, а фосфонових кислот – 1 мг/дм3. Такі ж результати отримано
при застосуванні суміші сірчаної кислоти і МДСН.
Для стабілізації води щодо накипоутворення та для захисту металів від корозії досить
часто використовують фосфонові кислоти та їх суміші. Недоліком цього методу є висока
вартість фосфонових кислот, низька їх ефективність, як інгібіторів корозії металів та низька
стабільність розчинів фосфонатів цинку. Більш стабільними є розчини доступної цинкової солі
диметилолфосфінової кислоти. Використання цинку в інгібіторах підвищує ефективність
протикорозійного захисту.
Були проведені дослідження при застосуванні МДСН та Zn2+ у водопровідній воді методом
поляризаційного опору. Дослідження проводили в статичних і динамічних умовах. В якості
електродів використовували сталь 20, тому що вона менш стійка до корозії.
В статичних умовах (без перемішування) поляризаційний опір не значний. Без додавання
інгібітора середнє значення поляризаційного опору становить 0,315. Помітного результату не
помічається і при додаванні метилдисульфонату натрію і цинку. При концентрації
метилдисульфонату натрію 5 мг/дм3 і при вмісті цинку 2 мг/дм3 значення поляризаційного
опору становить тільки 0,534.
В динамічних умовах (при перемішуванні) поляризаційний опір значно зростає. Без
додавання інгібітора середнє значення поляризаційного опору становить 0,124. При додаванні
метилдисульфонату натрію і цинку поляризаційний опір підвищується. При концентрації
метилдисульфонату натрію 5 мг/дм3 і при вмісті цинку 2 мг/дм3 значення поляризаційного
опору становить 1,502.
Показано, що метилдисульфонат натрію ефективний як інгібітор корозії в присутності Zn2+
і в динамічних умовах (при перемішуванні).
При концентрації метилдисульфонату натрію 5 мг/дм3 і при вмісті цинку 2 мг/дм3 ступінь
захисту в статичних умовах становить 41 %, а вдинамічних умовах цей показник набагато
зростає і становить 97, 5 % .
Корозійна агресивність води підвищується зі збільшенням рівня мінералізації, при
підвищенні солевмісту від 0 до 100 г/дм3. Відмічено, що швидкість корозії з підвищенням рівня
мінералізації в більшій мірі зростає для кольорових металів, а саме – міді і латуні і в меншій мірі
для сталі, що обумовлене руйнуванням оксидної плівки на поверхні кольорових металів, за
рахунок підвищення електропровідності розчинів.
В цілому корозійна агресивність високомінералізованих розчинів обумовлена значним
вмістом хлорид або сульфат аніонів, які перешкоджають формуванню пасиваційної оксидної
плівки на металі та створенню дифузійного бар’єру у вигляді оксидів металів. Крім того, за
високої електропровідності розчину інтенсивне окислення металів в анодній області
відбувається за рахунок контакту анодної і катодної області, що сприяє активному зв’язуванні
кисню.
76
При проведенні досліджень, було встановлено, що зниження корозійної агресивності води
із підвищенням солевмісту в межах від 30 – 100 г/дм3 із зниженням розчинності кисню не
відбувається. Це обумовлено тим, що концентрація розчиненого кисню при вмісті NaCl на рівні
100 г/дм3 є досить високою і перевищує 4 мг/дм3, що достатньо для окислення металів у
водному середовищі.
Відомо, що наявність кисню в водних середовищах призводить до різкого підвищення
швидкості корозії металів, навіть таких, як латунь, мідь та сталь, тому для зниження корозійної
агресивності води доцільно застосовувати методи деаерації. Одними з найбільш
розповсюджених методів знекиснення води є її фільтрування через модифіковані сорбенти –
редоксити, які мають відновлювальні властивості.
В роботі [3] було вивчено процеси знекиснення води на високоосновному аніоніті АВ-17-8
в SO32- формі і встановлено, що даний аніоніт доцільно застосовувати з загальним вмістом
аніонів не більше 6 мг-екв/дм3. Також досить добре вивчені процеси вилучення кисню з води
при використанні в якості редокситів катіонітів, що модифіковані Fe(ОН)2 [4].
Проведені дослідження показали, що швидкість корозії металів: сталі Ст 3, міді М-2 і
латуні Л62 у розчині хлористого натрію суттєво знижується в деаерованій воді. Виходячи із
цього було визначено вплив сульфіту натрію на швидкість корозії металів у сольових розчинах і
показано, що даний реагент забезпечує ефективний захист металів від корозії внаслідок
деаерації води за рахунок відновлення кисню.
Таким чином в результаті проведення досліджень:
– визначено умови захисту теплообмінного обладнання від накипоутворення в прісних і
мінералізованих водах;
– розроблено нові високоефективні стабілізатори накипоутворення та корозії металів на
основі сульфонатів, що забезпечують ефективне використання води в системах охолодження;
– розроблена композиція по стабілізаційній обробці води для шахтної води (з підвищеною
жорсткістю);
– перевірено, метилдисульфонат натрію, як інгібітор корозії сталі в водопровідній воді;
– показано, що використання цинку в інгібіторах підвищує ефективність протикорозійного
захисту;
– визначено вплив рівня мінералізації води на стійкість металів до корозії;
– встановлено, що надійному захисту металів від корозії в концентрованих розчинах
солей, сприяє деаерація води;
– показано, що обробка мінералізованих вод сульфітом натрію сприяє надійному захисту
металів від корозії.
1. Терновська О.І. До питання водозабезпечення та водопостачання деяких регіонів
України і показників якості води / О.І. Терновська, М.В. Бугас, С.М. Заблоцький,
І.М. Єріна //
Коммунальное хозяйство городов : науч.-техн. сб. – К. : Техніка, 2010. – № 93. – С. 34–38.
2. Bernstein Hans-Friedrich. Water degassing in the networks of hot water supply // Entgasung
und Wasserbehandlung in Fernwärmesystement. Euroheat and power. – 2008. – 37, №6. – Р. 50-55.
3. Гомеля, М. Д. Оцінка відновлювальної здатності аніоніту АВ–17–8 в сульфітній формі /
М. Д. Гомеля, А. Т. Тамазашвілі // Східно-Європейський журнал передових технологій. – 2012. –
Т. 3, № 6 (57). – С. 27–31.
4. Тамазашвили, А. Т. Оценка эффективности редокситов в зависимости от типа катионита
и способа его модификации / А. Т. Тамазашвили, В. С. Камаев, М. Д. Гомеля //
Энерготехнологии и ресурсосбережение. – 2011. – № 6. – С. 58–62.
77
КВАНТОВО-ХІМІЧНЕ МОДЕЛЮВАННЯ АКТИВНИХ ЦЕНТРІВ АДСОРБЦІЇ
НА ПОВЕРХНІ ОКСИДІВ
Данченко Ю.М.*, Андронов В.А**, Обіженко Т.М.*, Качоманова М.П.*
*Харківський національний університет будівництва та архітектури,
**Національний університет цивільного захисту України,
Україна, Харків, [email protected]
Оксидні матеріали природного та техногенного походження широко використовуються в
сучасних адсорбційних технологіях очистки стічних вод. Неорганічними сорбентами для
фільтрації є відходи виробництва і природні мінеральні дисперсні матеріали до складу яких
входять оксиди металів і неметалів. До них відносяться глини різних видів, діатомітові породи,
цеоліти, піски, туфи, шлами та інші. Їх перевагами є низька вартість та можливість
багатотоннажного виробництва. Серед недоліків слід відмітити низьку адсорбційну ємність та
складну технологію регенерації. Для підвищення адсорбційної ємності оксидів
використовуються різноманітні активаційні технології, в основі яких лежить обробка
поверхневого шару хімічними реагентами – неорганічними кислотами, основами і солями. При
цьому досягається збільшення кількості поверхневих активних центрів з певними кислотноосновними характеристиками. З метою прогнозування результатів активації, дуже важливим і
необхідним є уявлення про природу та властивості адсорбційного поверхневого шару вихідного
дисперсного матеріалу. Відомо, що природа та властивості поверхні оксиду залежить від
хімічної і мінералогічної природи та у більшості випадків визначається експериментально, що є
неабиякою складною задачею. Експериментальне визначення часто приводить до протиріч, а
також виникають труднощі при верифікації результатів.
Відомо [1], що структура адсорбційного поверхневого шару дисперсних оксидних
матеріалів складається з хімічно пов’язаних молекул води, які утворюють гідроксильний шар
ОН-груп (активні центри Бренстеда) та наступних гідратних шарів з молекул води, які пов’язані
з гідроксильним шаром за допомогою водневих зв’язків. Також припускається, що на поверхні
можуть бути присутні апротонні кислотні та основні активні центри Льюїса, кількість яких на
повітряно-сухих поверхнях невелика. Очевидно, що наявність адсорбованих молекул води та їх
число суттєво впливає на кислотну силу функціональних гідроксильних груп поверхні.
Відомості про закономірності зміни кислотності активних центрів від ступеня гідратації для
оксидів різної хімічної природи допоможуть інтерпретувати відомі результати, а також
прогнозувати кислотно-основні властивості поверхневих активних центрів у змішаних оксидних
матеріалах, які найчастіше використовуються для фільтрації.
Метою дослідження є використання квантово-хімічного моделювання для оцінки
кислотної сили активних центрів на поверхні оксидних матеріалів. В роботі використовується
теоретичний підхід, заснований на хімічній та мінералогічній природі оксидів та враховує
сучасну інформацію про будову їхньої поверхні. Для реалізації підходу використовувались деякі
припущення щодо будови поверхневого шару, а саме:
на поверхні оксидів присутні два типи функціональних гідроксильних груп з різною
кислотною силою – ізольовані та віцинальні активні центри (шар хімічно зв’язаних з поверхнею
молекул води);
на гідроксильних групах поверхні кластерами, які складаються з 2-5 молекул,
адсорбується газоподібна вода за рахунок водневих зв’язків (шари фізично зв’язаних молекул
води), утворюючи широкий спектр активних центрів;
кислотно-основні
параметри
поверхневого
активного
центру
визначаються
співвідношенням енергетичних та розмірних характеристик усіх складових геометрично
78
координованої структури фрагменту кристалічної решітки, а також наявністю адсорбованих
молекул води.
Використовуючи вищенаведені положення були розраховані показники кислотності
поверхневих активних центрів оксидів з центральними елементами Si4+, Al3+, Fe3+, Ti4+. Для
розрахунку використовувались моделі поверхневих активних центрів до яких включені атоми,
безпосередньо пов’язані з активним центром: центральний елемент з координаційним числом N,
радіусом rЕn+, енергією іонізації IEn+; атоми кисню, ОН-групи, а також молекули води. Це
ізольовані активні центри, які містять одну, дві або три ОН-групи та пов’язані з центральним
елементом En+, а також віцинальні, які містять два центральних елемента і дві ОН-групи
поєднані водневим зв’язком. Для прикладу на рис. 1 наведені моделі безводних ізольованого (з
однією гідроксильною групою) та віцинального активних центрів на поверхні з центральним
елементом Si4+, а також моделі гідратованих активних центрів з адсорбованою однією
молекулою води. Мостикові групи, які є центрами з обмінними протонами і знаходяться в
кавернах поверхні не розглядались. Розрахунки проводились для гідратованих активних
центрів, що містять від однієї до п’яти молекул води.
H
H
H
O
O
Si
H
O
O
O
O
O
Si
O
O
а
б
H
H
O
O
O
Si
O
H
O
O
Si
H
H
O
O
O
O
Si
O
в
H
O
O
Si
O
O
г
Рис. 1 Моделі безводних (а,в) та гідратованих активних центрів (б,г)
В таблиці 1 представлені енергетичні та розмірні параметри структурних елементів
активних центрів, що використані для розрахунку їх кислотної сили.
В результаті розрахунків одержані лінійні залежності pKa =f (nH2O) для кожного з
активних центрів поверхні, їх апроксимація привела до рівнянь виду рKа = θ · nН2О + pKa0 , в
якому вільний член pKa0 має реальне значення показника кислотності безводного активного
центру при nН2О=0. Отриманий розрахунковим шляхом тангенс кута нахилу прямої залежності
до осі абсцис θ є величиною, на яку зменшується показник кислотності активного центру при
адсорбції на ньому однієї молекули води. Таким чином, значення θ характеризує ступінь
збільшення кислотності активного центру зі збільшенням числа гідратації nH2O та зростає в ряду
Al3+ (-1,35) < Si4+ (-1,39) < Fe3+ (-1,48) < Ti4+ (-1,85). Вільна енергія Гіббса рекції депротонування
активних центрів при Т=298К розрахована за формулою ∆G = pKa · 2,303 · R·T [2]. В таблиці 2
представлені результати розрахунків.
79
Таблиця 1 Енергетичні та розмірні параметри поверхневих активних центрів
Структурний
елемент активного
центру
Al3+
Fe3+
Si4+
Ti4+
ОН-група
О2Н+
N
rЕn+, нм
IEn+, АО2-, эВ
6
6
4
4
-
0,061
0,067
0,042
0,056
0,153
-
28,44
30,65
45,13
43,24
-6,76
13,59
Таблиця 2 Результати розрахунку кислотно-основних параметрів активних центрів
поверхні оксидів
Активний центр
θ
pKa0
∆G, кДж/моль
SiO3OH
11,85
67,58
SiO2(OH)2
10,92
62,28
-1,39
SiO(OH)3
10,00
57,03
Si2O5(OH)2
9,23
52,64
TiO3OH
11,29
64,39
TiO2(OH)2
10,05
57,32
-1,85
TiO(OH)3
8,82
50,30
Ti2O5(OH)2
7,96
45,40
13,90
79,27
AlO5OH
13,01
74,20
AlO4(OH)2
-1,35
12,11
69,09
AlO3(OH)3
13,36
76,19
Al2O9(OH)2
13,74
78,36
FeO5OH
12,75
72,71
FeO4(OH)2
-1,48
11,78
67,18
FeO3(OH)3
12,98
73,94
Fe2O9(OH)2
Отримані значення констант і вільної енергії Гіббса реакцій депротонування безводних
активних центрів в залежності від природи центрального елемента збільшуються у ряду Al3+ <
Fe3+ < Si4+ < Ti4+. Кислотність ізольованих центрів зростає при збільшенні кількості ОН-груп від
однієї до трьох. Віцинальні поверхневі центри Si2O5(OH)2 та Ti2O5(OH)2 мають найбільшу
кислотність з усього спектру розглянутих центрів. В той же час віцинальні центри Al2O9(OH)2 та
Fe2O9(OH)2 відрізняються основним характером і у 1,5 рази більшими значеннями вільної
енергії Гіббса реакції депротонування. Розрахункові дані показують, що для усіх оксидів при
збільшенні кількості адсорбованих молекул води на поверхні зростає кислотність активних
центрів і це узгоджується з експериментальними результатами отриманими іншими методами.
1. Тарасевич Ю.И. Поверхностные явления на дисперсных материалах. – К.: Наукова
думка, 2011. – 390 с.
3. Кравченко А.А., Дем`яненко Є.М., Гребенюк А.Г., Лобанов В.В. Квантовохімічне
моделювання протеолітичної рівноваги поверхні кремнезему // Хімія, фізика та технологія
поверхні. – 2014. – Т.5, №1. – С.16-22.
80
ІММОБІЛІЗАЦІЯ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ І СТРУКТУРОУТВОРЕННЯ В КЕРАМІЧНИХ
МАТРИЦЯХ З МЕТОЮ ОТРИМАННЯ БУДІВЕЛЬНИХ МАТЕРІАЛІВ
Дорошенко Д.В., Спасьонова Л.М.
Науковий керівник: чл.-кор. НАН України, д.х.н., проф. Корнілович Б.Ю.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут»
03056, м. Київ, пр. Перемоги, 37, e-mail: [email protected]
Під час очистки великих об’ємів води методом адсорбції, виникає досить серйозна проблема
накопичення значної кількості відпрацьованого сорбенту. Синтетичні сорбенти, в силу їхньої
дороговизни, підлягають регенерації та повторному використанню. Але знову ж таки виникає
проблема накопичення вторинного відходу, який також потрібно переробляти тим чи іншим
чином. Маючи справу з глинистими сорбентами (природними чи модифікованими), які є досить
дешевою альтернативою активованому вугіллю та іонообмінним смолам, застосування методів
регенерації не є доцільним. Відпрацьовані сорбенти на основі глинистих мінералів можуть
утилізуватися (знезаражуватися) за традиційною керамічною технологією з подальшим їх
використанням в будівельній промисловості або, маючи справу з радіоактивними металами – їх
захороненням в спеціально відведених місцях. Однак для кожного мінералу потрібно підбирати
раціональні параметри випалу, щоб процес іммобілізації одночасно був і максимально
економічним, і щоб іони-токсиканти надійно фіксувались в структурі та були стійкими до дії
зовнішніх факторів.
Щодо утилізації відпрацьованих силікатних сорбентів в будівельних матеріалах, то на
сьогоднішній день в нашій країні відсутні методичні підходи до гігієнічного контролю за
промисловими відходами в будматеріалах, а теоретичні і практичні дослідження в цій області
носять епізодичний характер.
Як об’єкт дослідження була використана попередньо очищена гідрослюда 5-го шару
Черкаського родовища з фракцією ≤ 0,2 мм. Очищенню піддавали модельні води, які в якості
забрудника містили катіони Co (II).
Рис. 1 – Концентрація Со2+ в розчині реагенту після 60 хв вилуговування при 20 °С
Після сорбції відпрацьований сорбент відділяли з розчину методом центрифугування та
підсушували до вологості не більше 25…30%. З отриманої пастоподібної маси формували
зразки методом пластичного формування, як найбільш технологічного для переробки великих
81
об’ємів відходів сорбційної очистки. Зразки у формі таблеток з певними розмірами випалювали
в електричній муфельній печі при температурах в інтервалі 600…1000 °С. Після випалу зразки
піддавались дослідженню на механічну та хімічну стійкість. Остання проводилась шляхом
вилуговування іонів забрудника такими реагентами, як кислоти, луги та комплексоутворювачі
різних концентрацій. Вилуговування проводили в статичних умовах при співвідношенні фаз Т:Р
= 1:60 протягом години. Оцінку хімічної стійкості проводили шляхом порівняння кількості
забрудника, що мігрував зі зразка в реагент, з ГДК цієї хімічної речовини у водному середовищі.
Таблиця 1 – Фізико-механічні властивості термооброблених гідрослюдистих матриць
Температура
Густина,
Уявна
Водопоглинання,
Границя міцності на
3
випалу, °С
г/см
пористість, %
%
стиск, МПа
600
1,51
32,9
19,9
10,6
700
1,53
30,6
19,4
14,7
1,69
27,3
800
18,1
16,9
900
2,29
0,9
0,4
31,4
1000
1,44
1,6
1,1
11,2
Як видно з експериментальних даних (табл. 1), з підвищенням температури випалу фізикомеханічні показники покращуються. Найбільш оптимальна температура випалу спостерігається
при 900 оС, що підтверджується результатами досліджень міцності та водопоглинання
отриманих зразків. При 1000 °С при обраному режимі випалу відбувається активне спучування,
зразки втрачають надану їм форму і, відповідно, знижується їхня міцність за рахунок утворення
великої кількості пор всередині зразків.
В інтервалі температур 600…800 °С (рис. 1) при підвищенні температури випалу кількість
іонів Со2+, що вилуговується із зразків, поступово зменшується. При 900 °С спостерігається
різке зростання ступеню фіксації іонів-забрудників в керамічній матриці. Ці дані повністю
корелюють з даними ренгенофазового аналізу (рис. 2), з яких чітко видно, що за температури
900 °С відбувається руйнування структури гідрослюди та утворюється велика кількість
рентгеноаморфної склофази, яка досить міцно фіксує іони кобальту в своїй структурі.
Рис. 2 – Ренгенофазовий аналіз гідрослюди, обробленої при різних температурах
82
При випалі за температури 1000 °С, не зважаючи на погіршення фізико-механічних
показників, стійкість зразків до вилуговування ще більше зростає, оскільки при підвищенні
температур кількість склофази збільшується, а її в’язкість знижується, що обумовлює міграцію
іонів-токсикантів в глибину силікатної матриці.
З отриманих результатів видно, що при підборі правильних умов переробки метод
керамізації дозволяє створювати досить міцні структури, стійкі до дії агресивного середовища.
Тому використання відходів водоочистки при виробництві будівельних матеріалів є
прийнятним, оскільки навіть кислотні дощі з рН=4 не вважаються достатньо жорсткими
умовами експлуатації для даної керамічної матриці. При цьому, концентрація іонів Co2+ у водній
витяжці з дроблених зразків фракції ≤ 0,2 мм при температурі 90±5 °С нижча межі визначення
спектрофотометричним методом і не перевищує ГДКCo для 1-го класу якості питної води згідно
з ДСТУ 4808:2007. А за умови використання відпрацьованого сорбенту в якості домішки в
кількості 5% при виробництві керамічної цегли, повторне потрапляння важких металів в водне
середовище та ґрунти під час експлуатації практично зведене до нуля.
Встановлені оптимальні параметри формування та випалу керамічних зразків на основі
відпрацьованих гідрослюдистих сорбентів, які забезпечують міцну фіксацію іонів кобальту в
структурі. На основі спільного аналізу фізико-механічних властивостей випалених зразків і
вилуговування токсичних відходів в різних умовах можна зробити висновок про ефективність
переробки відходів водоочистки, що містять важкі метали, за керамічною технологією та
подальшим їх використанням в будівельній промисловості. Наразі продовжуються дослідження
з міцності фіксації в керамічних матрицях як кобальту, так і інших важких металів. Цікавим
залишається використання в якості сорбентів інших природних глинистих мінералів та їх
комбінацій для вирішення певних задач.
Cама пропозиція утилізувати відпрацьовані сорбенти на основі глинистих мінералів (після
ретельного дослідження можливості виходу забруднювача з отриманого матеріалу) у
виробництві будівельних матеріалів вирішує велику проблему промислових відходів, яка
назріває у всіх промислових країнах.
1. Babel S. Low-cost adsorbents for heavy metals uptake from contaminated water: a review / S.
Babel, T. A. Kurniawan. // Journal of Hazardous Materials. – 2003. – B97. – pp. 219-243.
2. Krishna G. B. Adsorption of a few heavy metals on natural and modified kaolinite and
montmorillonite: A review / G. B. Krishna, S. G. Susmita. // Advances in Colloid and Interface
Science. – 2008. – Vol. 140. – PP. 114–131.
3. Структуроутворення в керамічних матрицях для іммобілізації цезію / Л.М. Спасьонова,
В.М. Павленко, Б.Ю. Корнілович, А.І. Рудий. // Наукові вісті НТУУ "КПІ". – 2012. – Вип. №3. –
С. 127-132.
4. A Comparison Between a Low-Cost Sorbent and an Activated Carbon for the Adsorption of
Heavy Metals from Water / A.Erto, L. Giraldo, A. Lancia, J. Moreno-Piraján. // Water Air Soil
Pollution – 2013. – Vol. 224. – PP. 1–10.
83
ДОСЛІДЖЕННЯ ПРОЦЕСУ ОЧИСТКИ СТІЧНИХ ВОД КОКСОХІМІЧНОГО
ВИРОБНИЦТВА ВІД СМОЛ ТА МАСЕЛ МЕТОДОМ КОАГУЛЯЦІЇ
Дупенко О.О., Іванченко А.В., Волошин М.Д.
Науковий керівник: Волошин М.Д.
Дніпродзержинський державний технічний університет, Україна, м. Кам'янське
[email protected]
На даному етапі розвитку промисловості проблема очистки стічних вод промислового
виробництва є одним з найважливіших завдань. На коксохімічних підприємствах України
утворюються стічні води у кількості близько 15 млн. м3 на рік. Загальний стік коксохімічного
підприємства - складна дисперсна система, в якій крім розчинених органічних і неорганічних
речовин (феноли, роданіди, аміак леткий) в дисперсному стані знаходяться смоли і масла,
частки вугілля і коксу. За агрегатним станом диспергованих домішок стічні води коксохімічного
виробництва відносяться до емульсій і частково суспензій. Саме високодисперсні частинки
масла (розміром менше 1 мкм) представляють найбільшу складність при очищенні стічних вод.
Крім того, у всіх видах стоків коксохімічного виробництва в тій або іншій кількості містяться
поверхнево-активні речовини (ПАР), які зменшують поверхневий натяг на поверхні поділу
«емульговані частинки – вода», у зв'язку з чим дисперсність цих частинок у стічній воді
збільшується, що робить утворювані емульсії більш седиментаційно стійкими.
Для стабілізованих емульсій безреагентні методи розділення фаз (седиментація,
фільтрування) є недостатньо ефективними, оскільки не порушується стабільність колоїдної
системи. Більш-менш ефективною може бути флотація, однак за умови значного насичення
водної фази бульбашками повітря, яке призводить до десорбції молекул ПАР з емульгованих
частинок і їх взаємодії з бульбашками повітря. Таким чином, ефективна очистка від
емульгованих у воді смол та масел можлива тільки при застосуванні методів, які призводять до
зміни фазово-дисперсного стану частинок, зокрема при додатковому введенні гідролізуючих
коагулянтів.
На даному етапі коагуляція добре вивчена і широко використовується для очищення як
промислових, так природних вод. Однак промисловість постійно пропонує нові ефективні
коагулянти та флокулянти для очищення.
Одним з таких нових коагулянтів, який можливо використовувати як флокулянт в
залежності від умов, є четвертинний поліамін (товарний продукт «Brenntamin» або «Besfloc»),
який відрізняється від інших поліелектролітів тим, що його катіонний заряд розташований на
головному молекулярному ланцюгу.
Авторами проведено дослідження ефективності використання полічетвертинного аміну
(ПЧА) при очищенні фенольних стічних вод коксохімічного виробництва від смол та масел.
Порівняння ефективності даного коагулянту проводили з достатньо поширеним у очищенні
стічних вод коагулянтом – гідроксихлоридом алюмінію (ГХА). Для зручності дозування
приготовані робочі розчини коагулянтів: вміст діючої речовини у робочому розчині
гідроксихлориду алюмінію складав 0,003 г/дм3, вміст діючої речовини у робочому розчині
полічетвертинного аміну - 0,0075 г/дм3. Стічна вода для експерименту відібрана зі стоку
фенольної каналізації діючого коксохімічного заводу у м. Кам’янське, початкова концентрація
смол і масел складала 160 мг/дм3 та 690 мг/дм3. Приготовані робочі розчини коагулянтів
додавали у фенольну воду у кількості від 1 мл до 5 мл на 1 дм3 забрудненої води. Крім того,
було визначено сумісну дію цих коагулянтів при одночасному додаванні у фенольну воду.
Після добавки коагулянту і перемішування близько 2 хвилин додавали робочий розчин
флокулянту - 1%-й розчин поліакриламіду кількістю 1 мл/дм3. Фенольну воду знову
84
перемішували близько 2 хвилин, після чого залишали для утворення агрегованих часток. Процес
утворення і осідання утворюваного осаду продовжувався близько 10 хвилин, після чого середню
частину освітленої стічної води відібрано за допомогою сифону і визначено залишкову
концентрацію смол та масел. Результати визначення залишкової концентрації смол та масел від
кількості доданого коагулянту наведено на рисунках 1 та 2.
Рисунок 1 - Залежність залишкової концентрації смол та масел від дози коагулянту при
початковій концентрації 160 мг/дм3
Рисунок 2 - Рисунок 1 - Залежність залишкової концентрації смол та масел від дози
коагулянту при початковій концентрації 690 мг/дм3
85
Виходячи з наведених даних встановлено, що розчин четвертинного поліаміну є більш
ефективним в якості коагулянту ніж гідрооксихлорид алюмінію, який широко використовується
в технології водоочищення. Однак, найбільший ступінь вилучення смол та масел виявлено при
застосуванні суміші ПЧА і ГХА, а саме при додаванні робочих розчинів ГХА та ПЧА об'ємом 3
мл/дм3 очищення стічної води з початковим вмістом смол і масел 690 мг/дм3 досягає 95%
(залишкова концентрація смол і масел в очищеній воді склала 25 мг/дм3).
Таким чином, можна рекомендувати полічетвертинний амін у якості ефективного
коагулянту для очищення стічних вод коксохімічного виробництва від смол та масел.
Публікація містить результати досліджень, проведених за грантом Президента України за
конкурсним проектом 584 Державного фонду фундаментальних досліджень.
СИНТЕЗ І ХАРАКТЕРИСТИКА ЗАЛІЗОВМІСНИХ СОРБЕНТІВ НА ОСНОВІ
ОРГАНОМОНТМОРИЛОНІТУ
Жданюк Н.В., Костюк А.В.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут», Україна,
м.Київ, [email protected]
Забруднення ґрунтів і ґрунтових вод сполуками важких металів є однією із екологічних
проблем сучасності. Важкі метали, у тому числі сполуки Сr(VI), мають виражені токсичні
властивості. А перехід Cr (VI) в Cr (III), що відбувається в живих клітинах під час біохімічних
реакції синтезу ДНК, призводить до мутацій та активації ракових процесів.
Для очищення ґрунтів та ґрунтових вод від сполук важких металів все більшого
поширення набувають методи нанотехнологій. В останні кілька років були надруковані науководослідні роботи по застосуванню наночастинок заліза для видалення забруднюючих речовин з
ґрунту і води. Сорбенти такого типу мають велику питому поверхню і високу реакційну
здатність. Однак, суттєвим недоліком є те, що нанорозмірне нульвалентне залізо має тенденцію
до агрегації і легко окислюється з утворенням оксидного шару на поверхні частинок. Ці фактори
зменшують активність і ефективність сорбентів. Нанесення нанорозмірного нульвалентного
заліза на інші неорганічні матеріали дає можливість суттєво сповільнити агрегацію
наночастинок та їх окиснення.
Метою даної роботи є синтез залізовмісних нанокомпозитів на основі монтморилоніту та
органомонтморилоніту для вилучення аніонів важких металів та радіонуклідів з водних
середовищ та дослідження особливостей процесу сорбції іонів Cr (VI) отриманими
наноматеріалами.
В якості об’єкту дослідження був взятий природний силікат з шаруватою структурою —
монтморилоніт з Черкаського родовища з катіонною обмінною ємністю (КОЄ) 1,0 ммоль/г. У
експериментах були використані хімічні речовини високого ступеня очищення
(C16H33)N(CH3)3Br, Sigma-Aldrich), і боргідрид натрію (NaBH4, Merck). В сорбційних
експериментах використовували дихромат калію K2Cr2O7.
Монтморилоніт (ММТ) очищали від домішок методом седиментації та модифікували
ГДTMA у співвідношенні КОЄ/ПАР=1/1. Отриманий таким чином органомонтморилоніт
позначили ОММТ.
Синтез залізовмісних сорбентів проводили без застосування інертної атмосфери із
найбільш поширених методів отримання нанорозмірного нуль-валентного заліза, відновленням
солей заліза боргідом натрію. Відновлення заліза відбувається по реакції:
Fe 2 + + 2 BH 4− + 6 H 2 O → Fe 0 + 2 B (OH
)3 + 7 H 2 ↑
86
Синтез проходив протягом 120 хвилин. Отримане нанорозмірне нуль-валентне залізо
(ННЗ) промивали абсолютним спиртом та висушували під вакуумом.
Для отримання залізовнісних наноматеріалів на основі силікатних матеріалів в якості
підложки використовували монтморилоніт та органомонтморилоніт. ММТ або ОММТ
диспергували у розчині в розчині FeSO4 та поміщали суспензію у колбу для синтезу. Потім по
краплям додавали розчин NaBH4. Синтез проводили протягом 120 хвилин. Отримані
залізовмісні сорбенти промивали абсолютним спиртом та висушували під вакуумом при
температурі 80 °С. Отримані наноматеріали позначили відповідно ММТ/ННЗ та ОММТ/ННЗ.
Під час синтезу підтримували постійні значення: швидкості перемішування, часу реакції і
температури середовища (25 ± 1 °С).
Отримані результати ренгенофлуорисцентного аналізу (РФА) підтверджують присутність
ННЗ на поверхні ОММТ/ННЗ та розширення базальних відстаней на даних сорбентах.
Дифрактограми зразків ММТ/ННЗ та ОММТ/ННЗ вказують на характерні для α-Fe піки при 2θ =
44.8◦, що вказує на присутність ННЗ. Рефлекси на ОММТ/ННЗ вказують на те, що частинки
заліза успішно підтримується на даному сорбенті. Крім того, спостерігаємо присутність
невеликої кількості оксидів заліза (2θ = 35.85◦), що вказує на часткове окиснення ННЗ. А також
на його структуру типу «ядро-оболонка», з внутрішнім ядром з α -Fe і поверхневою оболонкою з
оксидів заліза. Пік 44.8◦ для ОММТ/ННЗ менш виражений та має меншу ширину в порівнянні з
ННЗ,що вказує на менший розмір часток ННЗ, що знаходяться на поверхні ОММТ.
Також, було досліджено вилучення іонів Cr (VI) з водних розчинів. Найвищі значення
отримали для зразка ОММТ/ННЗ, потім для ММТ/ННЗ та ННЗ (рис. 1). Обидва залізовмісні
сорбенти ММТ/ННЗ та ОММТ/ННЗ виявилися значно активнішими у порівнянні з ННЗ.
Рис.1. Ізотерми адсорбції іонів Cr(VI) ММТ, ОММТ, ННЗ, ММТ/ННЗ та ОММТ/ННЗ.
ННЗ нанесене на ММТ та ОММТ має більш високу активність, що пов’язано з його вищою
дисперсністю. Причому зразок ОММТ/ННЗ має показники вище ніж ММТ/ННЗ, що дає змогу
зробити висновок щодо впливу ПАР на дисперсність Fe0.
Процес адсорбції залізовмісними сорбентами носить складний, як фізичний, так і хімічний
характер. Видалення хрому відбувається в два етапи. Перша фаза адсорбції проходить протягом
перших 30 хв., на даному етапі загальна концентрація хрому. Це свідчить, що механізм є
87
фізичний. Крім того, ННЗ є джерелом розчиненого Fe (II), Fe (III), водню, вільних радикалів та
інших сполук, включаючи гідроксокомплексів заліза, які можуть внести істотний внесок у
видалення аніонів, не в якості безпосередніх відновників. Відбувається перехід Fe0 в Fe 2+, що
надалі полегшує видалення хрому та урану. Взаємодія Fe0 та продуктів його окиснення Fe (II) і
Fe (III) приводить до формування центрів адсорбції.
Fe0 → Fe 2+ + 2e
Е0= -0,44V
Fe0 → Fe3+ + 3e
Е0= -0,771V
На другому етапі адсорбції вилучення Cr (VI) пов’язане з осадженням. Початкове значення
значення рН розчину Cr (VI) що використовувався у сорбційних експериментах, становило 6,0 і
піднялося до значень близьких 8,5 після контакту з наночастинками заліза. Як відомо у розчині
між рН 6,5 та 10,5 домінує Cr(OH)3. Підвищення значення рН призводить до осадження Cr (III)
або змішаних гідроксидів Fe (III) і Cr (III) як показано у
наступних рівняннях, що може бути причиною зниження загального хрому з розчину.
Cr 6+ + Fe0 → Cr 3+ + Fe3+ ;
(1 − x)Fe3+ + ( x)Cr 3+ + 3H 2O → (Crx Fe(1− x ) )(OH )3( s ) + 3H + ;
(1 − x )Fe 3+ + ( x )Cr 3+ + 2 H 2 O → Fe(1− x )Crx OOH ( s ) + 3H + .
Дослідження залежності адсорбції Cr (VI) залізовмісними сорбентами від рН показало, що
адсорбція Cr (VI) зменшується зі збільшенням рН розчину. При низьких значеннях рН
шестивалентний хром існує у вигляді HCrO4-, який при збільшенні рН переходить у CrO42- і
Cr2O7 2-. Слабо кисле середовище також спричиняє більш сильному протонуванню поверхні
наночастинок, в результаті чого відбувається сильне тяжіння між негативно зарядженим іонним
комплексом Cr (VI) і позитивно зарядженої поверхні. Окиснення заліза і відновлення хрому (VI)
відбувається переважно при низьких значеннях рН. Крім того, вплив рН на відновлення може
бути обумовлений не тільки приєднанням Н+ в сумарній реакції та геохімією заліза, але і
відносно низькою розчинністю оксидів Cr (III) і суміші оксидів хром (III) / залізо (III) при
значеннях рН вище 6,5. Дослідженя показали, що синтезовані залізовмісні наноматеріали мають
високу сорбційну здатність до аніонів Cr(VI) при рН близьких до нейтральних, що особливо
важливо для захисту природних вод.
В результаті дослідження отримано залізовмісні наноматеріали на основі монтморилоніту
та органомонтморилоніту з високими сорбційними властивостями по відношенню до аніонів
важких металів.
Використання силікатів та органомодифікованих силікатів в якості підложки для
наночастинок заліза показало їх перспективність для синтезу залізовмісних нанорозмірних
сорбентів різного типу та призначення.
1. Shuzhen, L., Pingxiao, W., Hailing, L., Nengwu, Z., Ping, L. (2010). Synthesis and
characterization of organo-montmorillonite supported iron nanoparticles. Applied Clay Science, 50,
330-336.
2. Pingxiao, W., Shuzhen, L., Liting, J. (2012). Mechanism of the reduction of hexavalent
chromium by organo-montmorillonite supported iron nanoparticles. Journal of Hazardous Materials,
219-220, 283-288.
3. Zhihua, P., Mengyue, Y., Xiaoshan. (2014). Debromination of decabromodiphenyl ether by
organo-montmorillonitesupported nanoscale zero-valent iron: Preparation, characterization and
influence factors Journal of Environment Sciences, 26, 483-491.
88
АНАЛІЗ УТВОРЕННЯ СТІЧНИХ ВОД ПРИ ВИРОБНИЦТВІ ПИВА ТА ЇХ ВПЛИВ
НА ВОДНІ ОБ'ЄКТИ
Жиленко К.А.
Науковий керівник: Козар М.Ю.
Національний технічний університет України «Київський Політехнічний Інститут ім. І.
Сікорського»
[email protected]
В Україні широко розвинений ринок виробництва пива, що пов’язане з прибутковістю та
попитом на даний вид товару. Наявність прямого доступу до сировини у більшості випадків є
значною конкурентною перевагою, проте, незважаючи на те, що в Україні вирощують ячмінь у
тій кількості, яка необхідна для виробництва солоду всім пивоварним заводам, якісної сировини
не вистачає. З 2005 р. по 2008 р. спостерігалося зростання виробництва пива, а в подальшому –
коливання то в бік зменшення, то збільшення, проте продовжує відбуватись збільшення
кількості пивзаводів. Потреба пивної галузі в солоді у 2009 році складала 260 тис. т. в рік, а до
кінця 2011 року, за рахунок збільшення виробництва пива, вона збільшилася до 600 тис. т. При
цьому біля 15-20% вітчизняного солоду - низькоякісна сировина, яку можна використовувати
лише для виробництва темних сортів пива. Дефіцит хмільсировини і ячменю доводиться
покривати за рахунок імпорту, а це, звичайно, відбивається на рентабельності виробництва і
відпускній ціні. Для запобігання зменшення прибутку власники підприємств не витрачають
гроші на встановлення новітніх систем очищення води та нехтують термінами для модернізації
та реконструкції обладнання, що призводить не тільки до надмірної витрати енергоносіїв та
субстрату, але й до підвищеного використання води у технологічних процесах. Забруднені
промисловими скидами води рано чи пізно потрапляють в грунт або природні водойми.
Природні системи самоочищення не здатні вже переробляти забруднення в таких обсягах і в
такому складі, які характерні для сучасних промислових, сільськогосподарських та інших
стоків. В результаті у багатьох випадках, коли не було прийнято своєчасних заходів з очищення
стоків, багато природних водойм перетворилися на своєрідні стічні канави або відстійники —
накопичувачі шкідливих речовин.
Метою роботи є аналіз етапів виробництва інгредієнтів та пивоваріння безпосередньо, для
пошуку шляхів мінімізації негативного впливу скидів стічних вод на природні водойми.
Великі підприємства по виробництву солоду та пивоваріння мають локальні системи
очищення стічних вод, проте дедалі більшої популярності набувають приватні пивоварні малих
потужностей, що доволі часто скидають недоочищені (або без очищення) стічні води у
каналізацію або поверхневі водойми, чим завдають значної шкоди водним ресурсам та
ускладнюють роботу очисних споруд. На підприємствах з виробництва пива, де власником є
“Carlsberg Ukraine”, очищають стічні води за повним циклом в м. Запоріжжя (“Славутич”), і
частково на локальних очисних спорудах на Львівській пивоварні та Київському пивоварному
заводі “Славутич”. На решті ж підприємств галузі очисні споруди відсутні або, в кращому
випадку, стічні води частково очищають зі застосуванням фізичних методів, що є
недостатнім [1].
Низька якість очищення стічних вод пивзаводів від залишків дріжджів є причиною сильно
завищених значень хімічного споживання кисню цих вод. Вони характеризуються , як правило,
відсутністю токсичних домішок, перевищенням допустимих значень по вмісту: жирів, білків,
вуглеводів, фосфатів та інш.
При виробництві солоду, що необхідний для пивоваріння, утворюється значна кількість
стічних вод, які характеризуються значною нерівномірністю надходження як за витратою, так і
за кількістю та складом забруднень внаслідок залпового скиду води із замочних чанів, в
залежності від сорту ячменю, промивки обладнання тощо.
89
Внаслідок високої концентрації органічних речовин в стічних водах на вході в очисні
споруди, а також застаріле обладнання спостерігається розвиток нитчастих форм
мікроорганізмів, спухання мулу, що призводить до погіршення процесу розділення активного
мулу та очищеної води у вторинних відстійниках, спричинює необхідність частої промивки
фільтрів для доочищення води і разом із промивною водою, яка повертається в усереднювач,
призводить до розведення нитчастих бактерій у всіх очисних спорудах за рухом стічної води,
починаючи від усереднювача.
Використання аеробного методу очищення висококонцентрованих стічних вод і аеробної
стабілізації осадів на очисних спорудах призводить до значних витрат повітря на аерацію, а
отже великих витрат коштів на електроенергію.
В результаті біологічного очищення стічних вод в аеротенках утворюється надлишковий
активний мул високої вологості (понад 99%), малої зольності, який потребує великих витрат на
стабілізацію та зневоднення [2].
Для вирішення цієї проблеми на початкових стадіях слід проводити фізико-хімічні методи
очищення стічних вод (флотація або коагуляція), або анаеробні біологічні процеси. Доцільно
використовувати такі методи тільки для найбільш концентрованих частин стічних вод (від
окремих виробничих процесів), а не для загального стоку підприємства. Для інтенсифікації
проходження процесу флотації використовують реагент FeSO4 у певних співвідношеннях та
збільшують тривалість процесу для більшої ефективності. Процес коагуляції здійснюється за
рахунок додавання реагентів сульфатів феруму(ІІ) і алюмінію. Інтенсифікувати процес
коагуляції можна шляхом додаткового внесення флокулянта та збільшення тривалості
перемішування [3]. Також інколи доцільно застосовувати анаеробні стадії біологічного
очищення стічних вод під час яких можна досягти значного зниження концентрації органічної
речовини. В анаеробному біореакторі відбувається розкладення органічних речовин, які
містяться в стічних водах, за допомогою мікроорганізмів-гетеротрофів. Для створення умов
високої інтенсивності зброджування можна використовувати два метантенки з передбаченим
поверненням «зрілого» осаду з одного метантенка в інший де відбувається безперервне
перемішування вмісту. Після анаеробного зброджування в двоступеневих метантенках стічні
води можуть бути направлені в міську каналізацію для спільного біологічного очищення з
побутовими водами на міських очисних спорудах.
Виявлено основні джерела надходження біогенних речовин у стічну воду при виробництві
пива. Найбільш перспективний метод глибокого очищення стічних вод базується на
традиційному біологічному очищенні з поєднанням аеробних і анаеробних процесів. Перед
вибором технології біологічного очищення стічних вод слід провести аналіз утворення стоків та
можливості їх по стадійного роздільного очищення. Дотримання послідовних механічної,
фізико-хімічної (флотація або коагуляція), біологічної стадій очищення з можливим додатковим
доочищенням сприяє більш глибокому вилученню забруднюючих речовин із стічних вод та
зменшення негативного впливу на природні водойми.
1. Україна в цифрах 2015. Статистичний збірник. – К., 2016.
2. Козар М.Ю. Ефективна технологія очищення стічних вод солодового заводу
/М.Ю. Козар, Л.А. Саблій // Вісник Інженерної академії України. – 2013. – № 34 – С. 209 – 212.
3. Савчук Л. В., Шляхи зменшення негативного впливу стічних вод пивзаводів на довкілля
/ Л. В. Савчук, О. Г. Курилець, Р. Р. Оленич; Національний університет “Львівська політехніка”,
кафедра хімії і технології неорганічних речовин, - 2014
90
ВИСОКОЕФЕКТИВНА ТЕХНОЛОГІЯ БІОЛОГІЧНОГО ОЧИЩЕННЯ
СТІЧНИХ ВОД З ВИКОРИСТАННЯМ ВОЛОКНИСТИХ НОСІЇВ
Жукова В.С.1, Бляшина М.В.2, Грицина О.О.3
1
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут», Україна,
Київ Е-mail:[email protected], 2,3Національний університет водного господарства та
природокористування, Україна, Рівне Е-mail: [email protected],
3
[email protected]
Серед найважливіших екологічних проблем сучасності питання охорони природних
джерел водопостачання має першочергове значення. Надходження неочищених і недостатньо
очищених стічних вод у поверхневі водойми постійно погіршує їх стан. Ці джерела забруднень,
як правило, містять у своєму складі сполуки азоту, які спричиняють евтрофікацію природних
водойм. В результаті відбувається порушення процесів саморегуляції в біоценозах, в них
починають домінувати види, найбільш пристосовані до створених умов, які і призводять до
цвітіння водойм.
Для комплексного рішення проблеми очищення стічних вод з глибоким видаленням
сполук азоту у світовій практиці розроблено декілька базових біотехнологій: технологія
послідовного чергування анаеробних, аноксидних та аеробних умов; технологія з високою
концентрацією біомаси шляхом комбінації реакторів із завислими і прикріпленими формами
мікроорганізмів або за допомогою спеціальних мембран, технологія Sequencing batch reactors
(SBR).
Було систематизовано за чергуванням різних кисневих умов існуючі технології очищення
стічних вод від сполук азоту серед яких такі технології як Ludzak-Ettinger, Bardenpho, Biodenitro,
Carrousel, JHB, UCT, МUCT, А2/О, що дозволяють ефективно (87-98%) видаляти сполуки азоту,
але характеризуються високими експлуатаційними витратами, оскільки у всіх процесах
застосовуються як зовнішня рециркуляція, так і декілька внутрішніх рециркуляційних потоків.
Сучасні біотехнологічні процеси: ANAMMOX, CANON, OLAND, SHARON та інші;
дозволяють ефективно видалити сполуки азоту та зменшити об’єм споруд, підвищити їх
надійність та економічність у порівнянні з традиційними технологіями біологічного очищення
від сполук азоту. Але ефективність даних процесів доведена тільки експериментальним шляхом,
застосування відмічено поодинокими прикладами та відсутнє широке промислове
впровадження.
Метою роботи є дослідження параметрів процесів ефективного очищення стічних вод від
сполук азоту з використанням іммобілізованих мікроорганізмів.
Розроблено анаеробно-аеробну технологію очищення стічних вод від сполук азоту з
використанням іммобілізованих на волокнистих носіях мікроорганізмів. За технологією
очищення стічних вод здійснюють в біореакторах з різними кисневими умовами: анаеробними
та аеробними, за прямоточною схемою руху води та з влаштуванням волокнистих носіїв у
кожному з біореакторів.
Встановлено, що ефективність очищення стічних вод за амонійним азотом становить 96,399,6% (при початковому значенні 20-35 мг/дм3), а концентрації нітратів і нітритів в очищеній
воді відповідають нормам скиду в природні водойми рибогосподарського призначення
(концентрації амонійного азоту – 0,5-1,5 мг/дм3, нітритів – 0,01-0,04 мг/дм3 та нітратів – 8-12
мг/дм3). Такий ефект забезпечується значеннями технологічних показників: гідравлічне
навантаження - 5,5-5,8 м3/(м3·доб); загальна тривалість очищення – 20-22 год; тривалість на
кожній стадії – 4-4,4 год; навантаження за амонійним азотом – 8-20 мг/(г·доб); швидкість
окиснення амонійного азоту – 4-12 мг/(г·доб); окисна потужність – 40-100 г/(м3·доб). В
91
результаті очищення утворюється мала кількість осаду – 0,2-0,4 г/(м3·доб). Зольність біомаси
складає 38-52% та містить неорганічні речовини, в основному біогенні елементи.
Встановлено, що середня товщина біоплівки іммобілізованих на волокнистому носії
мікроорганізмів становить 1,5 - 3мм. Питома маса волокон носія – 200-300 г/м2. В результаті
дослідження біоценозу іммобілізованої на носії біоплівки за допомогою оптичного
мікроскопіювання було встановлено, що при використанні розробленої технології
забезпечується створення груп гідробіонтів на різних за умовами та складом стічних вод стадіях
очищення та видалення надлишкової біомаси трофічним ланцюгом мікроорганізмів до 0,2-0,4
г/(м3·доб).
Для ефективного захоплення кисню мікроорганізмами важливий не тільки розмір самої
бульбашки, але і швидкість, з якою вона рухається. В основу винаходу (патент України №97747)
поставлено задачу підвищити ефективність біологічного очищення стічних вод за рахунок
взаємно перпендикулярних напрямків руху повітря і стічних вод, що досягається влаштуванням
аераторів перпендикулярно руху потоку стічної води в споруді між закріпленими паралельно
руху носіями В результаті дослідження визначено, що перпендикулярний рух струменів повітря
відносно руху стічних вод та поздовжній по відношенню до носія мікроорганізмів забезпечує
збільшення окисної потужності на 30-40% на початковій стадії аеробного процесу та
ефективність видалення амонійного азоту 98,4-99,8 % при початковому значенні – 30-32 мг/дм3,
гідравлічному навантаженні 5,5-5,8 м3/(м3·доб) у порівнянні із поздовжнім розміщенням
аераторів при таких же умовах процесу, що дозволяє зменшити розміри споруд та збільшити
ефективність видалення сполук азоту зі стічних вод.
Результати дослідження підтверджують спроможність даної технології в очищенні стічних
вод від сполук азоту та органічних речовин. Ефективність видалення амонійного азоту
становить 81-93%, зниження значення ХСК - 86-95%. Очищені стічні води в такий спосіб можна
скидати у водойму без додаткових доочищення, так як показники відповідають гранично допустимим концентраціям, осад утворюється у невеликій кількості, добре мінералізований і
має низьку вологість. Використання анаеробно-аеробної технології з іммобілізованими
мікроорганізмами дозволяє підвищити окисну спроможність активного мулу за рахунок
збільшення використання іммобілізованих мікроорганізмів, зменшити кількість використаної
електроенергії.
Крім того одним з можливих напрямків економії енергоресурсів та задоволення потреб
споживачів в тепловій енергії може бути використання тепла стічних вод тепловими насосними
установками (ТНУ). Попередні дослідження показують, що за умови створення раціональних
умов для процесу отримання тепла стічних вод за допомогою теплових насосних установок
стічні води з витратою 1 м3/год можуть виробляти близько 5 кВт теплової енергії.
За оцінкою фахівців НАН України (проф. Снєжкін Ю.Ф.) економічно доцільний потенціал
стічних вод в Україні становить понад 1,5 млн. тон умовного палива на рік, що дозволить
замістити близько 2 млрд. куб.м газу. Враховуючи ціни на природний газ, це може бути
передумовами енергетичної безпеки України. Проте вирішення даної проблеми потребує
комплексного підходу, адже зменшення температури стічних вод може привести до різкого
зниження швидкості біологічних процесів і як наслідок погіршення ефекту очищення стічних
вод.
Дослідження та удосконалення комплексу ресурсозберігаючих технологій з очищення
стічних вод та використання тепла стічних вод дозволить комплексно вирішити наступне
завдання: біологічне очищення стічних вод та використання тепла очищених стічних ТНУ для
потреб споживачів.
92
СИНТЕЗ УЛЬТРАДИСПЕРСНОГО ОКСИДУ ЦИРКОНІЮ ДЛЯ ОЧИЩЕННЯ
СТІЧНИХ ВОД
Знак Д.А., Башмаков І.В., Донцова Т.А.
Національний технічний
чний університет України «Київський політехнічний інститут»
e-mail: [email protected],
[email protected] [email protected],
[email protected] [email protected]
Нанопорошки цирконію (IV) оксиду мають унікальні властивості – високу міцність,
термічну та хімічну стійкість, біологічну сумісність, сорбційну здатність по відношенню до
хлоридів, фосфатів, сульфатів,, арсенатів, йонів важких металів тощо.
тощо Останнє є дуже
перспективним, тому що цирконію (IV) оксид є ефективним йонообмінником
йонообмінником, а, отже, синтез і
створення на його основі сорбційних матеріалів є актуальним.
Метою даної роботи було синтез та характеризація цирконію (IV) оксиду,
оксиду що призначений для
очищення стічних вод.
Для одержання нанорозмірного ZrO2 було використано метод термічного розкладання, в
якому як прекурсори використовувались оксалати оксосолей цирконію.
онію. Оксалати оксосолей
цирконію одержували нагріванням суміші ZrO(OH)2 та сечовини в середовищі 10%-го розчину
оксалатної кислоти до повного розчинення ZrO(OH)2. Далі прекурсор – оксалату цирконілу
(ZrOC2O4), що був попередньо упарений на водяній бані, піддавався термічній обробці при 900
0
С протягом 1 години, в результаті чого були одержані ультрадисперсні порошки ZrO2.
Синтезовані порошки ZrO2 були досліджені на скануючому електронному мікроскопі
MIRA3 TESCAN, електронні фотографії яких зображені на рисунку 1А.
А. Як видно з рисунка 1А,
одержані порошки мають середній розмір часток 200 нм та розвинену пористу структуру.
Також, було проведено рентгенофазовий аналіз синтезованого зразка ZrO2 на приладі ДРОН-3М
з Cu-випромінюванням і швидкістю розгортки 0,05 град/с. Рентгенограма одержаного зразка
представлена на рисунку 1В. Згідно цієї рентгенограми можна зробити висновок
висновок, що інтенсивні
піки, які відповідають значенням кутів 2θ 280 і 310, свідчать про утворення ультрадисперсного
ZrO2, моноклінної модифікації.
А
В
Рис. 1 – Електронна мікрофотографія (А) та рентгенограма (В) нанопорошку ZrO2.
Таким чином, синтез ультрадисперсного порошку ZrO2 методом термічного розкладання
оксалату оксосолі цирконію дозволяє одержати частки з середнім розміром 200 нм та
розвиненою пористою структурою.
структурою При цьому, в результаті термічної дисоціації за 900 °С
утворюється моноклінна модифікація ZrO2. В подальших дослідженнях
слідженнях планується вивчення
сорбційно-йонообмінних властивостей отриманих порошків.
Україна)
93
ОСОБЛИВОСТІ ОТРИМАННЯ ВОДНЮ В ФОТОБІОЕЛЕКТРОХІМІЧНІЙ СИСТЕМІ
ЗА ВИКОРИСТАННЯ СТІЧНОЇ ВОДИ МОЛОЧНОЇ ПРОМИСЛОВОСТІ
Зубченко Л.С.
Науковий керівник Кузьмінський Є.В.
Національний технічний університет України «КПІ», Україна, м. Київ,
Різноманітні стічні води підприємств харчової промисловості містять значну кількість
органічних речовин і характеризуються високим рівнем ХСК та біогенних елементів, тому
становлять значну загрозу для екосистем водойм та потребують ефективних методів
знешкодження та очищення. Нині, очищення стічних вод чи знешкодження відходів має на меті
не лише видалення шкідливих для довкілля та людини речовин, а й отримання корисних
продуктів, зокрема енергії та енергоносіїв. Так, наприклад, біоелектрохімічні системи, такі як
мікробні паливні елементи (МПЕ) зарекомендували себе як перспективна технологія для
отримання електричної енергії або водню, з одночасним очищенням стічної води.
Генерування стуму в мікробних паливних елементах залежить від присутності бактерійекзоелектрогенів, які окиснюють органічні речовини і переносять електрони на анод.
Природними джерелами мікроорганізмів-екзоелектрогенів є анаеробний активний мул, стічні
води, а також мул, отриманий з дна водойм. Екзоелектрогенні властивості мають
мікроорганізми різних еволюційних груп, які належать наступних родин: Geobacteraceae,
Desulfuromonaceae, Alteromonadaceae, Enterobacteriaceae, Pasteurellaceae, Clostridiaceae,
Aeromonadaceae, і Comamonadaceae [1]. Проте, при розробці технології очищення стічних вод
харчової промисловості важливо враховувати особливості метаболізму різних груп
екзоелектрогенів, а також склад так концентрацію стічної води.
Найбільш вивченими серед електрогенів є мікроорганізми родини Geobaeteraeeae, роду
Geobaeter особливо G. sulfurredueens що здатні переносити електрони безпосередньо на
електрод, використовуючи при цьому активні ферменти, такі як цитохроми, що розміщені на
зовнішній мембрані [1, 2] та мікроорганізми, які належать до родин Desulfuromonas. Ці два роди
мають схожі фізіологічні риси, вони окислюють жирні кислоти з коротким ланцюгом до
діоксиду вуглецю, при цьому акцептором електронів виступають оксиди Fe(III). Ці
мікроорганізми не здатні окислювати цукри.
Електрохімічно-активними також є Shewanella putrefaciens, Aeromonas hidrophila. Проте
метаболічна гнучкість S. oneidensis лімітується в строго анаеробних умовах, в яких вона
обмежується до споживання в якості донора електронів лише молочної кислоти [1].
G. sulfurreducens також має обмежену метаболічну гнучкість, споживаючи водень і молочну
кислоту, в якості донора електронів, в той час як G. metallireducens може утилізувати набагато
ширше коло органічних речовин [2]. Сульфатредукуючі бактерії (Desulfovibrio desulfuricans)
відносяться до спеціалізованої групи анаеробних мікроорганізмів які використовують сульфат,
як кінцевий акцептор електронів при диханні. Такі мікроорганізми використовують в якості
джерела електронів лактат та інші органічні кислоти.
При використанні цього шляху окиснення органічних кислот у біоелектрохімічних
системах сполуки сірки слугують фактично своєрідним медіатором для перенесення електронів
до аноду. Сульфід, який продукується під час метаболізму окислюється безпосередньо на
електроді, при цьому відбувається анодна реакція в результаті якої утворюється сульфат або
тіосульфат. Сульфат відновлюється з утворенням сульфіду, який може анаболічно взаємодіяти з
анодом, при цьому утворюються 2 електрони і сірка [2].
94
Процес формування біоплівки на аноді біоелектрохімічної системи має першочергове
значення, оскільки саме метаболічна активність біоплівки є одним з головних факторів від якого
залежить продуктивність біоелектрохімічної системи.
Метою роботи було – удосконалити методику формування біоплівки на аноді
біоелектрохімічної системи для отримання біоплівки зі специфічною трофічною активністю та
встановити параметри процесу отримання водню в фотобіоелектрохімічній системі за
використання стічної води молочної промисловості як джерела поживних речовин.
Для ефективного перетворення органічної складової забруднень стічних вод у
біоелектрохімічних системах важливе значення має не лише активність біоплівки, а і її склад.
Для регулювання складу анодної біоплівки під час її формування створюють відповідні
селективні умови, що сприяють активному розвитку тих чи інших груп мікроорганізмів
представлених у вихідному матеріалі, який використовують для процесу формування біоплівки.
Процес формування біоплівки проводили в двокамерній фотобіоелектрохімічній системі з
аеробною катодною камерою. Аеробні умови в катодній камері сприяють проходженню більш
термодинамічно-вигідної катодної реакції відновлення іонів водню до води замість утворення
молекули водню, що полегшує процес наростання біоплівки екзоелектрогенних мікроорганізмів.
Наявність фотоелементу, функціонування якого призводить до надходження додаткової
енергії в біоелектрохімічну систему слугує селективним фактором для переважного розвитку
екзоелектрогенних мікроорганізмів. Первинним джерелом виділення екзоелектрогенів був
анаеробний активний мул, взятий з водоочисних споруд м. Києва. При формуванні біоплівки
використовували фосфатний буферний розчин, що містив ацетат натрію та молочну сироватку
як джерело поживних речовин. Для створення додаткового селективного навантаження та
сприяння розвитку бактерій сульфатредукуючої групи в катодну камеру додавали сульфат
амонію. По закінченню процесу формування біоплівки, анод переміщували в
фотобіоелектрохімічну систему.
Дослідження процесу продукування водню за використання стічної води молочної
промисловості проводили у двокамерній фотобіоелектрохімічній системі з протообмінною
мембраною Nafion. Як анод використовували електрод типу щітки з вуглецевих волокон,
закріплених на титановому дроті, як катод – електрод з вуглецевої тканини покритий
нанорозмірними частинками колоїдної платини. Використовували модельну стічну воду з ХСК
= 1200 мгО2/дм3.
Для порівняння екзоелектрогенної активності проводили паралельні випробування з
біоплівкою, сформованою без додавання солей сульфуру, а також біоплівкою вирощеною за
використання ацетату натрію, як єдиного джерела поживних речовин.
Результати проведених досліджень дозволяють зробити висновки, що незалежно від
джерела поживних компонентів, що використовували в процесі формування біоплівки,
відбувається зниження показника ХСК для розчину модельної стічної води більш ніж на 90%.
Для оцінки ефективності одержання водню в фотобіоелектрохімічній системі визначали вихід
водню на 1 г спожитого ХСК. Відповідно до графіків представлених на рис.1.А найбільший
вихід водню отримали в фотобіоелектрохімічній системі з біоплівкою сформованою за
використання ацетату натрію, молочної сироватки і додаванні сульфат-іонів. Біоплівка,
сформована при використані ацетату натрію, як єдиного джерела вуглецю і енергії, зазвичай має
високу електрохімічну активність. Проте модельна стічна вода, яку використовують для
отримання водню в мала специфічний компонентний склад, що потребує тривалої адаптації
біологічної складової фотобіоелектрохімічної системи до роботи з такими водами, що ймовірно
і стало причиною нижчих показників виходу водню.
Вихід водню у фотобіоелектрохімічній системі з біоплівкою, сформованою без додавання
сульфат-іонів, був значно нижчий, приблизно рівній швидкості видалення ХСК. Отже додавання
сульфат-іонів під час процесу формування біоплівки дозволяє отримати біоплівку з підвищеним
95
0,012
0,01
0,008
0,006
0,004
0,002
0
Y(H2)/гХСК
ХСК, мгО2/дм3
1500
0,012
0,01
0,008
0,006
0,004
0,002
0
1000
500
0
0
5
0
10
5
Y(H2)/гХСК
рівнем екзоелектрогенною активності, що сприяє підвищенню виходу водню при використанні
як джерела поживних речовин стічної води молочної промисловості.
На рис. 1Б. Представлений графік залежності виходу водню та видалення ХСК від
тривалості перебування модельної стічної води в фотобіоелектрохімічній системі для біоплівки
сформованої з використанням ацетату натрію, молочної сироватки та додаванням сульфат-іонів.
10
t, діб
t, діб
А
Б
Рис. 1. А – Залежність виходу водню Y на 1 г ХСК від тривалості культивування для фотобіоелектрохімічних
систем з біоплівкою сформованою при використанні різних джерел живлення:
– ацетат натрію, молочна
сироватка, сульфат-іони;
– ацетат натрію, молочна сироватка;
– ацетат натрію; Б – Залежність виходу
водню Y на 1 г ХСК (
) та ефективності видалення ХСК (
) від тривалості культивування
Для даної фотобіоелектрохімічної системи вихід водню залежить від показника ХСК, а
отже фактично від концентрації органічних речовин, при чому при високих концентраціях вихід
водню, так само як і швидкість зниження ХСК значно вищі ніж при низьких. Тому, для
досягнення високої продуктивності роботи фотобіоелектрохімічної системи по виходу водню,
доцільно використовувати фотобіоелектрохімічні системи на етапі зниження концентрації
органічних речовин (в межах ХСК від 1200 до 500 – 700 мгО2/дм3). Варто зауважити, що
незважаючи на можливість значного видалення ХСК, такі системи неможливо використовувати
для повного очищення стічної води, через наявність у ній великої кількості сполук азоту,
фосфору та ін., а лише як етап технологічної схеми.
На
основі
проведених
досліджень
встановлено
можливість
використання
фотобіоелектрохімічних систем, як одного з етапів очищення стічних вод підприємств харчової
промисловості, зокрема виробництва молокопродуктів. Для ефективного зниження ХСК стічної
води та одночасного отримання водню важливим є склад та характеристики біоплівки.
Запропоновано спосіб удосконалення методики формування біоплівки задля отримання
асоціації мікроорганізмів з високою екзоелектрогенною активністю, та здатністю споживати
багатокомпонентний субстрат як стічна вода молочної промисловості. Використання
фотобіоелектрохімічних систем, дозволяє не тільки ефективно знижувати рівень органічного
забруднення стічної води, а і суттєво вплинути на економічний та екологічний аспекти
функціонування схем водоочищення, завдяки можливості отримання водню.
1. Khan A.M. Electricity generation by microbial fuel cells/ A.M. Khan // Advances in natural
and applied sciences.–№ 3(2). –2009. – Р. 279– 286.
2. Зубченко Л.С. Аналіз продуктивності біотехнологічного отримання водню за
використання мікроорганізмів з різними типами метаболізму, перспективні напрямки
подальших досліджень / Л. С. Зубченко, Є. В. Кузьмінський // ScienceRise. – 2015. – № 10(6). –
С. 47-53.
96
ЕФЕКТИВНИЙ МЕТОД ОЧИСТКИ ФЕНОЛЬНИХ СТІЧНИХ ВОД ВІД
СМОЛИСТИХ РЕЧОВИН
Іванченко А.В., Єлатонцев Д. О.
Науковий керівник: Іванченко А. В.
Дніпродзержинський державний технічний університет, Україна, м. Кам’янське,
[email protected]
Захист навколишнього середовища від забруднення токсичними речовинами є
пріоритетним завданням діяльності усіх коксохімічних підприємств України. На коксохімічних
підприємствах м. Кам’янського, зокрема на ПАТ «ЄВРАЗ Дніпродзержинський КХЗ»,
застосовується технологія біологічної очистки, що передбачає попередню стадію механічної
очистки від смол і масел. Проте, станом на сьогодні очисні споруди даного підприємства не
забезпечують необхідний ступінь очистки стічних вод і, як наслідок, токсичні стоки або
потрапляють у ріку Дніпро, якість води якої і так не відповідає діючим нормативам та
стандартам, або виділяють канцерогенні сполуки у випадку мокрого гасіння коксу. У першому
випадку це феноли, нафтопродукти і масла, а в другому – ароматичні вуглеводні, ціаніди,
роданіди і феноли. Приймаючи до уваги всю складність теперішньої екологічної ситуації у
районах міст Кам’янське і Дніпро, обумовлену прогресуючим забрудненням поверхневих і
підземних вод та атмосферного повітря підприємствами гірничо-металургійного комплексу,
розробка ефективних і економічно-доцільних методів очистки стічних вод є дуже актуальною і
нагальною проблемою, яка потребує якнайшвидшого наукового розв’язання.
Рівень екологічної безпеки України з відомих причин знижується з кожним роком. В той
же час, підвищення ступеня очистки стічних вод коксохімічних підприємств по причині
виключної небезпечності утворюваних ними стоків залишається невирішеною проблемою
сучасності. Промислові, а особливо фенольні, стічні води є найбільш потужними
антропогенними джерелами забруднення природних вод. Вони характеризуються як значними
об’ємами утворення, так і наявністю надзвичайно небезпечних токсичних речовин органічного
походження.
Ефективність біологічного методу вилучення цих речовин із стічних вод ПАТ «ЄВРАЗ
Дніпродзержинський КХЗ» м. Кам’янське напряму залежить від попередньої стадії їх
механічної очистки від смол та масел. Надмірна концентрація цих речовин у стічній воді
призводить до масової загибелі мікроорганізмів активного мулу, що тягне за собою порушення
роботи установки БХО (біохімічної очистки), а отже, значні матеріальні збитки підприємства.
Нажаль, через застарілість і ненадійність технологічного обладнання, очистка від масел і смол,
як правило, виявляється недостатньою для нормального функціонування усієї технології в
цілому. Наразі вміст цих речовин після стадії механічної очистки перевищує нормативний у 2-4
рази. Тому вона конче потребує удосконалення та модернізації, адже очисні споруди
підприємства не доводять вміст забруднюючих речовин до нормативних вимог, що спричиняє
забруднення р. Дніпро та повітря значної частини м. Кам’янське токсичними речовинами. Як
приклад, приведемо концентрацію середню роданідів в очищених стоках – 500-600 мг/дм3 (при
граничнодопустимій – 5 мг/дм3) та фенолів – 3-6 мг/дм3, при нормі 1 мг/дм3. Усе це є
безпосередніми наслідками збоїв в роботі установок БХО, і тому конче потрібні
експериментальні дослідження в цьому напрямку.
Варто зазначити, що подібна ситуація спостерігається не лише м. Кам’янське, але і в інших
містах з розвинутою коксохімічною промисловістю по всій країні. Таким чином, задача
доведення вмісту смол і масел у фенольній стічній воді на стадії механічної очистки до
нормативного рівня вимагає якнайшвидшого наукового розв’язання.
97
Метою роботи є дослідження та розробка на ефективних методів очистки смоло та
маловмісних стічних вод коксохімічних підприємств.
Експериментальні дослідження проводились над фенольною водою, відібраною з
усереднювача ПАТ «ЄВРАЗ Дніпродзержинський КХЗ». У якості реагентів використовували
бентонітовий глинопорошок «ВИНОБЕНТ» виробництва фірми ТОВ "Фильтр Пром Компани"
лужної та лужноземельної модифікацій, катіонний поліакриламід.
Методика досліджень полягала у тому, що модельні зразки фенольних вод з точно
встановленими концентраціями смолистих речовин піддавали реагентній флотації на
лабораторній флотаційній установці. Умови проведення процесу: тривалість флотації – 20 хв;
водневий показник рН – 8,1; температура стічної води – 50 оС; доза бентоніту – 100 мг/дм3; доза
флокулянту – 4 мг/дм3; швидкість подачі повітря – 10 см3/хв на 1 см2 площі перетину флотатора.
Результати досліджень зведені у таблицю 1.
Таблиця 1 – Результати очистки фенольних стічних вод бентонітом різних модифікацій
Початкова концентрація
смолистих речовин, мг/дм3
Концентрація смолистих речовин після очистки з
використанням бентоніту, мг/дм3
Лужноземельного
Лужного
265
40
25
200
30
20
125
13
10
Як бачимо, метод очистки фенольних вод з використанням бентоніту є доволі ефективним,
особливо якщо прийняти до уваги, що технологія, яка запроваджена зараз на більшості
коксохімічних підприємств України дозволяє знизити вміст смолистих речовин тільки на 40-50
%. У той час, як запропонований метод забезпечує ефективність очистки на рівні 85-92 %, і, що
найважливіше, відбувається досягнення ГДК смолистих речовин перед стадією біологічної
очистки (не більше 25 мг/дм3). Треба зазначити, що при використанні реагентів у
вищезазначених концентраціях окрім ефективного вилучення смолистих речовин фіксувалось
безпрецедентне та доволі стрімке (у перші 3-5 хвилин) освітлення і прояснення фенольної води,
обумовлене інтенсивною адсорбцією більшості забруднюючих речовин на поверхні
гідролізованого бентоніту.
Застосування бентонітової глини лужної модифікації (з добавкою катіонного флокулянту)
у якості реагенту для флотаційної очистки фенольних стічних вод дозволить значно збільшити
ступінь вилучення смол та масел та забезпечити досягнення ГДК цих речовин у водах, що
поступають на біологічну очистку. Ефективність очистки по смолам та маслам зросте в 5-10
разів, у порівнянні з безреагентною флотацією, яку застосовують на даний момент.
Пропонується використовувати натрієвий (лужний) бентоніт, адже він, як було
експериментально встановлено, проявляє вищі очисні властивості, ніж кальцієвий. При внесенні
у воду бентоніт інтенсивно набухає, розвиває велику питому поверхню на якій адсорбуються
забруднення. Насичений маслами бентоніт спливає на поверхню рідини і видаляється з
можливістю подальшої утилізації у якості в’яжучої добавки для виробництва цементів,
асфальтів або дорожніх покриттів.
98
Рисунок 1 – Зовнішній вигляд проб стічної води після флотації з додаванням бентонітової
глини та флокулянту (зліва), і вихідної фенольної води (справа)
Враховуючи низьку вартість, широку доступність та повну екологічну безпечність, таке
технічне рішення стане для підприємства економічно виправданим, а також збільшить
ефективність роботи очисних споруд в цілому.
Реалізація описаного методу можлива на очисних спорудах коксохімічних підприємств
м. Кам’янське, Дніпропетровської області та України в цілому, де якість стоків є подібною.
Публікація містить результати досліджень, проведених за грантом Президента України за
конкурсним проектом 584 Державного фонду фундаментальних досліджень.
99
ТЕХНОЛОГІЇ БІОЛОГІЧНОГО ЗНЕЗАЛІЗНЕННЯ ПІДЗЕМНИХ ВОД
Квартенко О.М.
Національний університет водного господарства та природокористування, Україна, м. Рівне,
[email protected]
Проаналізувавши відомі безреагентні методи знезалізнення води [1,2,3,4,5], можна зробити
висновок що до їх екстенсивності, енергоємності, значних капітальних та експлуатаційних
витрат, складності в експлуатації. У сучасних умовах актуальним завданням інтенсифікації
роботи існуючих станцій знезалізення або тих, що проектуються є переведення їх із
екстенсивних технологій до технологій, які забезпечують високу швидкість окиснення сполук
заліза, зменшення об’ємів промивних вод, збільшення тривалості фільтроциклу, покращення
умов експлуатації, зменшення капітальних та експлуатаційних витрат. Тому розробка й
упровадження нових технологій на базі біохімічного методу очищення є досить актуальним
завданням сьогодення.
У багатьох країнах світу за декілька останніх десятиріч біохімічний метод видалення із
підземних вод розчинних сполук Fe (II) та Mn (II) став досить популярним (Сафонов М.А.,1984;
Czekalla, 1985; Seppanen, 1991; Mouchet., 1992; Пейчев, 1988; Bourgine, 1994; Квартенко О.М.,
1997; Тамура та ін., 1999; Менча М.Н., 2000; Гейдж та ін., 2001; Седлухо Ю.П., 2006: Журба
М.Г., 2006; Говоров О.Б., 2007; Пачіні та ін., 2005; Фуджікава та ін., 2008; Букрєєва В.Ю., 2010).
В Україні роботи з дослідження та впровадження біологічного методу зеналізнення
почалися в 70-х роках XX сторіччя на кафедрі водопостачання та бурової справи УІІВГ
(НУВГП) під керівництвом професора Сафонова М.А. У 1977 році проектно-конструкторський
відділ УІІВГ (НУВГП) розробив робочі проекти станцій знезалізнення води продуктивністю 2,5;
5,0; 10 та 20 м3/год. За даними проектами в період з 1979 по 1980 роки в селах Решуцьк і
Селище були побудовані станції біологічного знезалізнення, продуктивністю 2,5 та 20 м3/год
[6].
Перші сучасні системи біологічного знезалізнення з використанням швидких піщаних
фільтрів в Європі були розроблені та впроваджені у Франції у 80-х роках XX сторіччя [7,8].
Перша із таких станцій була побудована в Ельзасі [9], пізніше цей метод був упроваджений на
очисних станціях більше ніж у 100 населених пунктах із продуктивністю від 20 до 2200 м3/год.
У 1988-1990 роках на напіввиробничій експериментальній установці, змонтованій у
будівлі діючої станції знезалізнення Гощанського водозабору Рівненського міського
водопроводу, автором були проведені натурні дослідження з метою встановлення впливу
залізобактерій на процес знезалізнення за технологічною схемою: спрощена аерація –
фільтрування. Установка складалася з швидкого гравітаційного фільтру, діаметром 1,0 м та
висотою 4,95 м. Як фільтруюче завантаження використовувався крупнозернистий гранітний
пісок, розміром фракцій δ=1…2 мм та висотою фільтруючого шару 700 мм. Швидкість
фільтрування змінювалася в межах 5-15 м/год. На експериментальній установці було проведено
56 фільтроциклів [10]. Відсоток співвідношення між об’ємом промивної та профільтрованої
води в середньому складав від 1,5 до 2,5% на відміну від 3,5…4,78% у виробничих фільтрах.
За результатами досліджень було спроектовано та впроваджено ряд установок у системах
водопостачання- заводу продтоварів м. Золотоноша Черкаської області (1994 рік,
продуктивністю 5 м3/год) та с. Карасин Сарненського району Рівненської області (1996 рік,
продуктивністю 10 м3/год) [11].
В період з 2002 по 2006 роки в системі водопостачання м. Березне вперше в Україні та на
теренах СНД, за рекомендаціями (Журби М.Г., Квартенко О.М.), була запроектована та введена
в експлуатацію станція біологічного знезалізнення, продуктивністю до 2000 м3/добу,
з
біореактором, який знаходиться на відкритому повітрі за межами фільтрувального залу, що дало
100
змогу значно скоротити капітальні вкладення при її будівництві. До складу станції входили:
колонна біореактора, діаметром 2,60 м та висотою 7,5м, три відкритих пінополістирольних
фільтри розмірами 2,0x2,0x4,3 м, блок знезараження води. У 2012 році, автором були зроблені
рекомендації, щодо модернізації блоку аерації біореактора [12,13], системи промивки фільтрів
та впровадження блоку стабілізаційної обробки води. Біореактор у верхній частині оснащений
витяжним коробом, а також системою прямокутних отворів для підсмоктування повітря
всередину конструкції. Вихідна вода, яка містить стійкі форми залізоорганічних сполук,
подається до сопла гідродинамічного кавітатора, у зону створення вакууму підсмоктується з
атмосфери повітря. Насичена киснем повітряна водяна суміш надходить до гідродинамічного
кавітатора, де відбувається зміна структури (механотермоліз) води з утворенням вільних
радикалів, що обумовлює її підвищену активність і реагентну здатність. Біореактор завантажено
крупногранульним пінополістиролом (6...12 мм) товщиною шару 0,8 м. Завантаження
знаходиться в напівзатопленому стані. Швидкість фільтрування через завантаження складає 15 20 м/год. Після першого ступеня очистки вода поступає на три паралельно працюючі фільтри з
плаваючим пінополістирольним завантаженням крупністю фракцій δ=0,63-2 мм. Перед кожним
фільтром на підвідному трубопроводі передбачено повітровідділювач. У шарі завантаження при
висхідному напрямку фільтрування відбувається доочистка води від залишків пластівців
гідроксиду заліза та часток біоплівки, що виносяться з біореактора. Швидкість фільтрування при
нормальному режимі фільтрування складає 6,5 м/год, при форсованому режимі (при промивці) 10 м/год. Тривалість та інтенсивність промивки фільтрів складає відповідно – 4 хвилини та 15
л/с.м2.
В тому ж 2012 році за рекомендаціями автора фірмою ДП «Октан» м. Рівне був
розроблений проект «Реконструкція станції знезалізнення в с.м.т. Рокитне». На діючій станції
знаходиться наступне технологічне обладнання: п’ять напірних
фільтрів
І-го ступеню
(Н=3,8 м, d=1,5 м), два напірних фільтри ІІ ступеню (Н=3,0 м, d=1,5 м); компресор стисненого
повітря РМ-3142.01 в комплекті з двома ресиверами. Напірні фільтри I ступеню модифіковані в
біореактори. Впроваджена технологічна схема, дозволяє інтенсифікувати процес очищення
підземних вод від стійких залізо органічних комплексів, марганцю, сірководню, азот-амонійних
сполук, аміаку з попередньою їх деструкцією в біореакторах напірного типу перед якими
розташовані блоки введення лужного реагенту - кальцинованої соди та напірний блок
аератора-дегазатора
для одночасного підвищення рН-Eh та бікарбонатної лужності
оброблювальної води до областей комфортних для розвитку залізо та марганець окиснюючих
бактерій розташованих в завантаженні біореактору. Після біореактору перед освітлювальними
фільтрами запроектовано введення розчинів коагулянту і флокулянту, що
дозволяє
інтенсифікувати процес видалення із води залізо органічних комплексів, а також продуктів
біологічного окиснення, підвищити органоліптичні показники якості води. На станції, для
захисту водопровідних труб та обладнання від корозії, передбачено вузол стабілізаційної
обробки води – кальцинованою содою.
Крім біологічного видалення заліза та марганцю, на біореакторах спостерігається
біологічне видалення NH3 та легко окислюваних органічних речовин [7,8,12,14].
Технології які базуються на біологічному методі знезалізнення відрізняються від
традиційних технологій, на основі хімічного окиснення киснем повітря, за наступними
параметрами: необхідністю терміну дозрівання біоплівки, корегуванням величин рН-Eh
середовища, концентрації розчиненого кисню,
використанням більш крупних фракцій
завантаження біореакторів [14,15].
Застосування біологічного методу знезалізнення підземних вод дозволяє:
Відмовитися від окиснюючих колон, градирен, контактних резервуарів;
Збільшити до 20 м/год швидкість фільтрування (в залежності від концентрації та форми
існування заліза у вихідній воді);
101
Збільшити в два-три рази тривалість фільроциклу;
Відмовитись від введення сильних окисників на початку технологічної схеми, для
окиснення залізо органічних комплексів;
Відмовитися від попереднього хлорування, вводячи дезінфектант тільки перед РЧВ;
Відмовитися від потужних енергоспоживаючих пристроїв для насичення води киснем
повітря;
Зменшити експлуатаційні витрати на 50-60%.
1. Николадзе Г.И. Обезжелезивание природных и оборотных вод/ Николадзе Г.И. - М.:
Стройиздат, 1978. - 160 с.
2. Золотова Е.Ф. Очистка воды от железа, марганца, фтора и сероводорода./ Е.Ф.Золотова,
Г.Ю.Асс. - М.: Cтройиздат. - 1975. – 176 с.
3. Знезалізнення підземних вод для питних цілей: [Монографія під загальною редакцією
В.О.Орлова]/ В.О.Орлов, О.М.Квартенко, С.Ю.Мартинов, Ю.І.Гордієнко. - Рівне: Видавничий
центр УДУВГП, 2004. - 153с.
4. Орлов В.О. Знезалізнення підземних вод спрощеною аерацією та фільтруванням.
[Монографія ]/ Валерій Олегович Орлов. - Рівне: Видавничий центр НУВГП, 2008. – 158
5. Технические записки по проблемам воды: Пер. с анг. В 2-х т. Т.1/ [Барак К., Бебен Ж.,
Бернар Ж. и др.] Под ред.Т.А.Карюхиной, И.Н.Чурбановой. - М.: Стройиздат.-1983.- 607 с.
6. Сафонов Н. А. Самопромывающаяся установка для биологического обезжелезивания
подземных вод/ Н.А.Сафонов, Г.В.Русак//Подготовка воды для хозяйственно-питьевых
целей,ЛИСИ.–1984.-с.162-167.
7. Mouchet, P. From Conventional to Biological Removal of Iron and Manganese in France/ P.
Mouchet,// Journal of the American Water Works Association. - 1992 – vol. 84, no 4, p. 158-167.
8. Mouchet P. Biological Filtration for Iron and Manganese Removal: Some Case Studies//
WQTC 95 (AWWA) New Orleans LA Nov. – 1995. - р . 12-16.
9. Hettler J.P. Une Station de Defferrisation Biologiqui / J.P Hettler// TSN – L Eau. – 1982. –
481p.
10. Квартенко А. Н. Использование закрепленной микрофлоры для очистки подземных под
с высокой концентрацией железа : дис. на здобуття наук. ступеня канд. техн. наук : спец.
05.23.04/ А.Н. Квартенко. - Ровно, 1997.- 180 с.
11. Самопромывающиеся водоочистые установки (технология, конструкции и расчет):
[Монография под общей редакцией Н.А. Сафонова/ Н.А.Сафонов, А.Н. Квартенко,
А.Н.Сафонов] – Ровно, Издательство РДГУ, - 2000. -156 с.
12. Квартенко А.Н. Многопроцессая технология кондиционирования подземных вод
содержащих комплексоорганические и азот аммонийные соединения /А.Н.Квартенко//
Проблеми водопостачання, водовідведення та гідравліки. Науково-технічний збірник. Київ:
КНУБА. - 2010. - Випуск 14. С.42-55.
13. Пат. України № 107844, МКП (51). Спосіб очистки підземних вод від стійких форм
органічних та залізоорганічних сполук/ Квартенко О.М.; заявник та власник патенту Квартенко
О.М. - № заявки: a2013 02538; опубл. 25.02.15, Бюл. № 4.
14. Квартенко, О.М. Дослідження методів очищення підземних залізомістних вод від
амонійних сполук та аміаку [Текст]/О.М.Квартенко, Л.А. Саблій// Вода і водоочисні технології.
Науково-технічні вісті. – 2016. – №1(18). – С. 39-49.
15. Zhurba M.G. Studies and experience of introducing innovative texnologies of ground water
conditioning / M.G.Zhurba, O.B. Govorov Zh.M. Govorova., A.N.Kvartenko, // Vodosnabzhenie i
Sanitarnaia Tekhnika. - 2014. - no. 9.- pp. 38-49.
102
НОВИЙ ЕФЕКТИВНИЙ СОРБЕНТ ДЛЯ ВИДАЛЕННЯ БАРВНИКІВ ЗІ СТІЧНИХ
ВОД
Кирій С.О., Астрелін І.М., Косогіна І.В.
Національний технічний університет України “Київський політехнічний інститут”
іменені Ігоря Сікорського, Україна, м. Київ, [email protected]
Адсорбційне очищення стічних вод від барвників різного походження ефективно виявляе
себе в технології водоочищення. Економічна доцільність сорбційного очищення води суттєво
підвищується при використанні дешевих матеріалів в якості сорбентів. Зазвичай, в технології
водоочищення використовують активоване вугілля, до основних переваг якого можна віднести
доступність, наявність достатніх сировинних ресурсів для його одержання, нетоксичність тощо,
що в певній мірі компенсує не надто високий ступінь поглинання деяких полютантів. Зважаючи
на це, актуальним є пошук способу модифікації активованого вугілля з метою підвищення
ефективності його використання.
Встановлено, що активоване вугілля можна модифікувати різними способами у напрямку
покращення характеристик його поруватого простору. Зокрема, для цього використовують
розчини хлороводневої та нітратної кислот з наступним тепловим ударом [1], HClO4 з
наступною активацією оксидом (IV) карбону в інертній атмосфері [2, 3], лужні реагенти типу
NaOH, KOH, Na2CO3 [4, 5], солі та оксиди металів тощо.
Відомо, що деякі сполуки перехідних металів (зокрема, і феруму) володіють схильністю до
гідратації та утворюють колоїдні частинки з високорозвиненою поверхнею, і, прищеплені до
активованого вугілля, можуть підвищувати сорбційну здатність останнього.
В дослідженнях використовували зразки “червоного шламу” багаторічного зберігання з
полігонів Миколаївського глиноземного заводу (Україна). Вміст основних компонентів у
“червоному шламі” коливається у межах (мас.%): 40…55 Fe2O3, 14…18 Al2O3, 5…10 CaO, 5…10
SiO2, 4…6 TiO2, 2…4 Na2O.
Оскільки “червоний шлам” містить велику кількість сполук феруму, а також сполуки
алюмінію, титану його доцільно використовувати як сировинний реагент для модифікації
активованого вугілля з метою отримання композиційного металвмісного реагенту очищення
води.
У технології водоочищення існує гостра проблема видалення зі стічних вод органічних
барвників різного походження (вони широко використовуються в різних галузях промисловості,
зокрема в текстильній, косметичній, паперовій, пластмасовій, фармацевтичній, харчовій тощо).
В той же час, ефективних методів очищення стічних вод від органічних барвників з
використанням реактантів на основі вторинної сировини практично немає.
Метою даної роботи є синтез та перевірка ефективності застосування отриманих з
використанням “червоного шламу” сорбційних реагентів у технології очищення стічних вод від
сполук органічного походження.
Синтезовано сорбційний реагент кислотною активацією «червоного шламу» хлоридною
кислотою з додаванням отриманої суміші (хлоридів феруму та алюмінію) до активованого
вугілля за температури 150 °С (423 К) і з частковим закріпленням цих сполук на поверхні
активованого вугілля.
Визначення оптимальної дози сорбенту проводилось в діапазоні 1 – 20 г/дм3 на
забрудненій воді з вмістом барвника “Активний яскраво-блакитний КХ” 10 мг/дм3 при
тривалості сорбції 150 хв. і рН середовища 4,1...4,3.
103
Ефективність сорбційного очищення синтезованим сорбентом порівнювали з показниками
сорбції активованим вугіллям F300.
F
Вплив дози сорбенту на ступінь знебарвлення барвника
синтезованим сорбційним реагентом відображено на рисунку.
Встановлено, що при зміні дози активованого вугілля F300 у межах 2 – 18 г/дм3 ступінь
вилучення барвника досягає максимум всього у 65,2%, що зу
зумовлює необхідність
модифікаційного перетворення активованого вугілля з метою підвищення ефективності його дії.
Ефективність же адсорбції барвника на синтезованому сорбенті збільшується від 45,3% до
100% при збільшенні дози сорбційного реагенту від 1 до 17 г/дм3. При дозі цього сорбенту
12 г/дм3 досягнуто ступінь знебарвлення стічних вод 100%. При дозі активованого вугілля F300
18 г/дм3 вдалось довести ступінь очищення тієї ж стічної води забрудненої барвником
всього на 62%.
1 – синтезований сорбент; 2 – активоване вугілля F300
Рисунок – Вплив дози сорбентів на ефективність вилучення барвника
1. Exfoliation and textural modification of anthracites / [A. Albiniak, G. Furdin, D. Begin та ін.].
// Carbon. – 1996. – No34. – С.. 1329–1334.
1329
2. Influence of anthracite pretreatment in the preparation of activated carbons / C.Daulan, S. B.
Lyubchik, J. Rouzaud, F. Béguin.. // Fuel. – 1998. – No77. – С. 495–502.
3. Lyubchik S. B. Influence of chemical modification of anthracite
anthracite on the porosity of the resulting
activated carbons / S. B. Lyubchik,, R. Benoit, F. Béguin. // Carbon. – 2002. – No40. – С. 1287–1294.
4. Activated Carbons from Spanish Coals.
Coals 2. Chemical Activation / M. J.Illa ́n-Go ́mez, A.
Garc ́ıa-Garc ́ıa, C. Salinas-Mart
Mart ́ınez de Lecea,
Lecea A. Linares- Solano. // Energy and Fuels. – 1996. –
No10. – С. 1108–1114.
5. Alcañiz-Monge J. Insight into hydroxides-activated
hydroxides
coals: Chemical or physical activation?
activation / J.
Alcañiz-Monge, M. J. Illán-Gómez
Gómez. // Journal of Colloid and
nd Interface Science. – 2008. – No318. –
С. 35–41.
Україна)
104
ДОСЛІДЖЕННЯ СЕДИМЕНТАЦІЙНИХ ВЛАСТИВОСТЕЙ АКТИВНОГО МУЛУ
Клименко І.В, Бєлянська О.Р, Волошин М.Д.
Дніпродзержинський державний технічний університет, Україна, м.Кам'янське
[email protected]
Мулова суміш яка надходить з аеротенків у вторинні відстійники, являє собою гетерогенну
систему, у якій дисперсійним середовищем є біологічного очищенні стічні води, а
диспергованою фазою — пластівці активного мулу.
Найважливішою особливістю активного мулу є його седиментаційні властивості, тобто
здатність флокул активного мулу до осідання за рахунок гравітації. Таку особливість відносять
до його головних технологічних властивостей, оскільки недостатньо повне відділенні активного
мулу від очищених стічних вод призводить до порушення функціювання роботи вторинних
відстійників і внаслідок цього припиняє працювати вся система біологічної очистки.
Процес гравітаційного розділення мулової суміші в значній мірі властиві закономірності
стиснене осадження концентрованих суспензій. За концентрацій мулової суміші більше 0,5 г/дм3
осадження пластівців активного мулу в статичних умовах відбувається з утворенням видимої
границі розподілу фаз між зонами освітленої води та мулу. При цьому за характером кривої
Кінші виділяють наступні фази процесу гравітаційного розподілу мулової суміші:
1) фаза біофлокуляції активного мулу тривалістю 5-7 хв з утворенням пластівців і видимої
границі розподілу фаз;
2) фаза зонного осадження мулу з постійною швидкістю;
3) фаза поступового зменшення швидкості руху верхньої границі зони осаду в якій
відбувається перехід від зонного осадження до ущільнення мулу;
4) фаза ущільнення мулу за рахунок стиснення під дією верхніх його шарів.
Візуально процес седиментації буде фіксуватися у вигляді зсуву межі розподілу між
активним мулом і освітленою стічною водою на відстані H протягом часу t.
Для оцінки якості біологічного процесу очистки стічних вод необхідно розраховувати
швидкість седиментації активного мулу, яку визначають за рівнянням:
u=
H
t
(1)
а радіус пластівців:
r=k⋅
де
k=
√
H
t
(2)
9η
2(ρρ0)g
(3)
Дослідження проводили на водомуловій суміші, яка була відібрана з аеротенку на очисних
спорудах м. Дніпродзержинська.
Доза мулу, г/дм3
Муловий індекс, см/г
Швидкість седиментації, см/хв
0,98
163
2,7
1,09
156
2,6
2,08
313
2,2
2,14
243
1,3
Встановлено, що активний мул осідав досить швидко, але без проходження основних фаз
гравітаційного розподілу та протягом 1 години відбувалося спухання активного мулу, що
свідчить про порушення роботи блоку біологічного очищення стічних вод.
105
ЕФЕКТИВНІСТЬ ВИДАЛЕННЯ СПОЛУК
НІТРОГЕНУ У ФІТОРЕАКТОРІ ІЗ РЯСКОВИМИ
Кононцев С.В., Саблій Л.А.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут ім.. Ігоря
Сікорського», Україна, м.Київ
Використання вищих водних рослин для очищення циркуляційної води рибницьких
господарств із замкнутим циклом водозабезпечення (УЗВ) є перспективним способом видалення
основних забруднень – розчинених сполук нітрогену та фосфору. Оскільки при залученні
рослин до процесів відновлення якості води органічний нітроген та фосфати видаляються із
води шляхом прямої асиміляції, така біотехнологія виявляється більш ефективною порівняно із
процесами нітрифікації та денітрифікації, які мають забезпечуватись мікрофлорою у два етапи в
окремо розташованих спорудах.
Вибір саме ряскових для залучення у процеси очищення циркуляційної води УЗВ
пов'язаний із швидкими темпами метаболізму рослин, тобто високою потенційною очисною
здатністю; зручністю їх культивування у проточній споруді (відсутня проблема затримання та
повернення у реактор, що характерна при культивуванні мікроводоростей), та можливістю
ефективного використання приросту біомаси в якості кормів для риб.
Основні параметри, що впливатимуть на ефективність роботи споруди визначаються
відповідно до особливостей роботи УЗВ, спектру забруднень води рибницьких басейнів та
вимоги до якості води, що використовується повторно. Найбільш вагомими серед них є
наступні: тривалість та інтенсивність освітлення; фізико-хімічні показники забрудненої води;
коливання концентрацій основних забруднень; необхідний ступінь очищення; гідравлічний
режим господарства та споруд біологічного очищення.
Фітореактор, як споруда біологічного очищення, характеризується рядом конструктивних
особливостей, що пов’язані із забезпеченням оптимальних умов для культивування основних
очисних агентів – представників водних або повітряно-водних рослин. При культивуванні
плаваючих рослин (ряска мала, вольфія та ін.) робоча глибина споруди має становити 20-30 см.
При вирощуванні порівняно крупних рослин із розвинутою кореневою системою глибина
споруди може бути збільшена до 40 см. Час контакту рослин із забрудненою водою має
становити мінімум 30 хвилин, - ця умова визначатиме лінійні розміри реактора або загальну
площу групи споруд. Для забезпечення рівномірного розподілу води, що надходить у
фітореактор, можна використовувати перфорований трубопровід, розташований
з
протилежного до витоку торця. Для попередження виносу рослин із споруди перед випускним
трубопроводом влаштовується вертикальна перегородка шириною 10-15 см. Оскільки
фітореактор для очищення води УЗВ розташовується у закритому приміщенні, він обов’язково
має бути обладнаний системою штучного освітлення. Найбільш перспективними за
технологічними параметрами та енергоефективністю є світлодіодні лампи, але задовольнити
потреби рослин у світлі можна і за допомогою люмінесцентних ламп. Важливим аспектом тут є
лише правильний підбір спектру та забезпечення належної інтенсивності освітлення.
Очисна потужність фітореактора, що може бути приведена до одиниці площі споруди,
залежатиме від щільності посадки біомаси рослин. У процесі досліджень встановлено, що на 1
м2 поверхні може знаходитись 4-10 кг живої ваги рослин, - максимальна щільність посадки
передбачає інтенсивне освітлення та забезпечення повільного перемішування верхніх шарів
води.
Очисну здатність фітореактора за розчиненими сполуками амонію та фосфору оцінити
безпосередньо за приростом біомаси очисних агентів, адже нарощування білкової маси рослини
прямолінійно залежить від швидкості асиміляції основних мікроелементів, до яких належать
106
нітроген та фосфор. Необхідно зазначити, що максимальні темпи росту (найвищу очисну
потужність) можна досягти лише при забезпеченні усіх необхідних параметрів культивування.
Більшість факторів, що впливають на темпи зростання ряскових, безпосередньо пов’язані із
фізико-хімічними показниками забрудненої у басейні води. Оскільки при вирощуванні риб у
штучно створених системах із замкнутим колом водозабезпечення лімітуючими забрудненнями
є сполуки нітрогену (йони амонію та нітрити), саме на зниження їх концентрацій до допустимих
меж і розраховується потужність фітореактора. Експериментальні дослідження, проведені в
лабораторних умовах, підтвердили задовільне пристосування ряски та вольфії до концентрацій
фосфатів та сполук нітрогену, що значно перевищують допустимі межі для риб. Темпи росту
рослин практично не змінювались у достатньо широкому діапазоні коливань амонійного
нітрогену (2-35 мг/дм3), тоді як для більшості культивованих видів риб концентрація амонію у
0,5-2,5 мг/дм3 є гранично допустимими. Оскільки у процесі метаболізму ряскові асимілюють із
води фосфати, нітрити та нітрати, у процесі експлуатації фітореактора концентрації цих сполук
були суттєво нижчими, ніж допустимі для риб значення.
У ході досліджень виявлено незначний вплив коливання температури в межах
тепловодного рибницького комплексу на швидкості метаболізму ряскових. При культивуванні
останніх за температури води в межах 24-28°С темпи росту досягали максимальних значень
(подвоєння власної сирої біомаси за 4 доби). Доцільність визначення залежності темпів росту
рослин від вмісту у воді розчинених кисню та вуглекислоти сумнівна, адже процеси
фотосинтезу та дихання забезпечуються також плаваючим на поверхні листям, - верхня частина
листової пластини безпосередньо контактує із повітрям. Отже, найбільш вагомими
параметрами, що можуть впливати на ефективність роботи фітореактора в умовах УЗВ, і які
необхідно контролювати, є тривалість та інтенсивність освітлення споруди, час контакту рослин
із забрудненою водою.
Забезпечення близьких максимальних темпів росту рослин за умови підтримки інших
параметрів в оптимальних діапазонах досягалось при інтенсивності освітлення в межах 0,2-0,3
Вт на 1 м2 при використанні люмінесцентних ламп із спеціалізованим спектром для рослин. При
використанні світлодіодних ламп розрахункова потужність освітлення може становити 0,05-0,1
Вт/м2 залежно від їх світловіддачі та спектру. Якщо фітореактор розташовується під прозорим
дахом, штучне освітлення необхідно вмикати лише у періоди коли з'являється дефіцит
природного сонячного освітлення. При розташуванні споруди у приміщенні без належної
інсоляції необхідно забезпечити 12-14 годинне штучне освітлення. Подовження тривалості
освітлення до 16 годин і більше не призводило до прискорення темпів росту ряскових.
Водночас, зниження тривалості світлового дня пропорційно уповільнює темпи росту рослин, що
необхідно враховувати при експлуатації споруди. Так, у періоди із мінімальним органічним
навантаженням на очисні споруди, доцільним з точки зору енергозбереження виявляється
пропорційне скорочення тривалості штучного освітлення. Окрім того, при дефіциті поживних
речовин навіть в умовах інтенсивного освітлення рослини все одно уповільнюють темпи
зростання.
Експериментальним шляхом підтверджено, що при незмінних параметрах середовища
процес асиміляції нітрогену та фосфору відбувається рівномірно, в оптимальних умовах 1 кг
сирої ваги ряски малої здатний вилучати із води близько 14 г розчиненого амонію, або 0,6 г
NH4+ за годину. Таким чином, можна очікувати, що при умові перебування води у фітореакторі
в межах 30 хв, кожен кілограм рослин у фітореакторі зможе асимілювати 0,3 г амонійного
нітрогену. Водночас, необхідно враховувати, що із збільшенням щільності посадки рослин з 4
до 10 кг/м2 очисна потужність споруди зростає не пропорційно. Ймовірно, причинами цьому є
погіршення водо- та газообміну у щільному шарі ряски. Також по мірі росту та розмноження
рослин, їх надлишкову масу необхідно видаляти та відразу ж згодовувати рибам.
107
ВИРАЗКОВА КОРОЗІЯ У СИСТЕМАХ ТЕПЛОПОСТАЧАННЯ
ТА УМОВИ ЇЇ ЗАПОБІГАННЯ
Концевой С.А.
НТУУ «КПІ» ім. І. Сікорського, Україна, Київ
[email protected]
Загально відомо, що зменшення рН води, що циркулює у теплообмінній системі, зменшує
накипоутворення внаслідок зменшення концентрації карбонатних іонів. Саме тому в
охолоджувальних системах обрано діапазон рН 6,5÷8,5 за температури циркуляційної води
30÷80оС. Однак в теплових мережах (температура 70÷150оС) реалізують "карбонатний" режим
(рН 8,3÷9,5), можливість відмови від якого була представлена нами раніше [1]. У цій роботі
наведені аргументи не тільки можливості "вуглекислотного" режиму (рН 6,5÷8,5), але й
необхідності відмови від "карбонатного" в системах теплопостачання. Крім цього, представлено
аналіз тієї парадоксальної ситуації, що склалася в тепловій енергетиці України та країн СНД, за
якої киснева корозія продовжує бути істотною проблемою для більшості систем
теплопостачання.
В умовах використання бойлерів гарячого водопостачання (ГВП), що ушкоджуються
(трубки теплообмінника з латуні), дозування відновника кисню є обов'язковим, незалежно від
рН мережної води, оскільки фактична середня концентрація кисню в мережній воді в 10 і більше
разів перевищує допустиму (20 мкг/дм3), яка спостерігається внаслідок практично повної корозії
сталі зворотних трубопроводів [2]. Ефективність в таких умовах карбонатних і залізоокисних
плівок (за "карбонатного" режиму) становить від 2 до 5 відсотків.
Хімічна рівновага корозійного процесу. В лужному середовищі корозійна активність
води обумовлена насамперед розчиненим киснем, який призводить до кисневої корозії сталі або,
як вважають за краще висловлюватися електрохімікі, до корозії з кисневою деполяризацією.
Кислотна корозія (корозія з водневою деполяризацією) за рН більше 7,0 малоймовірна навіть за
високої температури. Слід зазначити, що питання про конкретне значення рН, за якого
починається кислотна корозія в залежності від температури води, ще не має остаточного
рішення.
Для розуміння причин використання "карбонатного" режиму необхідно розвіяти міф про
посилений вплив "вуглекислотного" режиму на кисневу корозію, що відображено практично у
всіх книгах з водопідготовки. Причиною такого впливу називають реакцію (2), яка зсуває
рівновагу реакції (1) в сторону продуктів корозії:
первинна реакція корозії: 2Fe + O2 + H2O = 2Fe2+ + 4OH(1)
рН менше 8,3:
OH + CO2 = HCO3
(2)
Наступні реакції не розглядаються зовсім:
рН більше 8,3:
Fe2+ + CO32 = FeCO3
(3)
2+
Fe + 2OH = Fe (OH)2
(4)
Вочевидь, утворення малорозчинних речовин (FeCO3, Fe(OH)2 і в подальшому Fe(OH)3) є
також чинником зсуву рівноваги реакції (1) в сторону продуктів корозії, які реально
виявляються в мережній воді систем теплопостачання. Особливо це очевидно на початку
опалювального сезону при збільшенні витрати мережної води в магістральних трубопроводах. Зі
збільшенням рН (і, як наслідок, збільшенням концентрації іонів OH- і CO32-) фактор зсуву
рівноваги за реакціями (3,4) тільки посилюється. А ось теоретично виправдане за принципом Ле
Шательє гальмування корозії надлишком іонів OH- за реакцією (1) не підтверджується
щорічними оглядами зразків труб водонагрівальних котлів та поверхні магістральних
трубопроводів навіть у системах з рН мережної води 9,5 і вище (звичайним для ТЕЦ з
вапнуванням додаткової води).
108
Утворення “захисного” шламу. Основною причиною відмови від "вуглекислотного"
режиму в 1977 році, на наш погляд, є необов'язковість сульфітування (яке призводе до хімічного
зв'язування кисню) [2] і, як наслідок, не відвернена киснева корозія, яка веде в присутності
розчиненого CO2 до утворення пухкого, слабо зв'язаного із поверхнею обладнання шламу джерела вторинного накипу.
В умовах "карбонатного" режиму утворюється щільний шлам (тим щільніший, чим вищий
рН), який також є джерелом вторинного накипу, але в значно меншому ступені, ніж при
"вуглекислотному" режимі без сульфітування. Відзначимо, що "карбонатний" режим не
запобігає кислотних промивок котлів (за кількості відкладень, переважно залізоокисних, більше
1000 г/м2) Більш того, саме цей щільний шлам є причиною виразкової кисневої корозії:
- захищаючи більшу частину поверхні, щільний шлам призводить до зменшення
площі контакту кисню зі сталлю;
- на незахищеній, істотно меншій частині поверхні, відбувається корозійний процес
з утворенням виразок (пітінг);
- якщо виразка не блокується продуктами корозії і / або спеціальними добавками
(наприклад, силікат натрію) обладнання пошкоджується.
Традиційно інтенсивність кисневої корозії пов'язують з іонами Cl- і SO42- (добре відома
градація корозійної активності з кроком 50 мг/дм3 їх сумарної концентрації) , однак нами
запропоновано розглядати саме "критичну" концентрацію цих іонів, за якої припиняється
блокування продуктами корозії ушкоджень, що утворюються. За сумарної концентрації Cl- і
SO42- менше "критичної" кисневу корозію можна назвати "виразково-рівномірною", яка
починається у точки потрапляння не обробленої води (від пошкодженого бойлера ГВП) і
переходить на інші ділянки трубопроводів до практично повного відновлення розчиненого
кисню залізом сталі, але без пошкодження обладнання. Вода такого складу характерна для річки
Дніпро біля Києва, що і обумовлює відносне благополуччя міських теплових мереж. Однак,
наприклад, на сході і особливо Півдні України (Одеса) концентрація хлоридних і сульфатних
іонів вище "критичної" призводить до суттєвого пошкодження міських теплових мереж. На
даний момент ми можемо тільки констатувати перевищення "критичної" концентрації за фактом
пошкодження устаткування в умовах "карбонатного" режиму.
З іншого боку можна розглядати "критичний" рН води за даної температури, фактичної
концентрації розчиненого O2, сумарної концентрації Cl- і SO42- та марки сталі трубопроводів.
Адже саме рН зазвичай регулюється в системі шляхом дозування відповідних кислотних або
лужних реагентів.
Висновки. "Карбонатний" водний режим (рН більше 8,3) призводить до посилення
кисневої корозії внаслідок утворення малорозчинних карбонату і гідроксидів заліза, однак
сприяє утворенню щільного залізоокисного шламу, що зменшує кількість вторинного накипу в
порівнянні з "вуглекислотним" режимом без сульфітування.
Для визначення необхідного ступеня обробки води для попередження накипоутворення в
умовах будь якого режиму можливо використання розробленої нами методики [3], основа якої
полягає в термостатуванні проби води за даної температури та визначення твердості до і після
термостатування. Зменшення твердості вказую на утворення малорозчинних сполук кальцію і
магнію (у недисоційованій формі) та, як наслідок, можливість накипоутворення. Така проста
методика не була розроблена раніше (як нам вважається), оскільки утворення осаду не
спостерігається у більшості випадків.
1. Концевой А.Л., Концевой С.А. Унифицированный воднохимический режим циркуляционных
теплообменных систем // Теплоэнергетика. 2006. №8. С. 51-54.
2. Концевой А.Л., Концевой С.А. Нормирование основных показателей качества сетевой воды //
Энергетика и электрификация. 2005. №8. С. 6-9.
3. Спосіб визначення складу водного теплоносія : свідотство №68398 Україна. u2011 10337; заявл.
23.08.2011; опубл. 26.03.2012, Бюл. № 6.
109
АНАЛІЗ БІОЛОГІЧНИХ МЕТОДІВ ВИДАЛЕННЯ ЗІ СТІЧНИХ ВОД
ВАЖКИХ МЕТАЛІВ
Коренчук М.С.
Науковий керівник – д.т.н. Саблій Л.А.
«Київський політехнічний інститут» Україна, Київ,
[email protected]
Незважаючи на наявність державних та місцевих нормативів щодо регулювання гранично
допустимих концентрацій забруднюючих речовин у водоймах господарсько-питного
призначення та правил приймання промислових стічних вод у комунальні та відомчі
каналізаційні системи, відбувається забруднення поверхневих водойм органічними речовинами,
сполуками азоту, фосфору, сірки та важкими металами. Причинами такого стану є недостатній
ступінь очищення на існуючих очисних спорудах з причини їх застарілості, зношеності, а у
випадку малих поселень - їх відсутністю.
Проблема видалення важких металів зі стічних вод зараз особливо актуальна. Погано
очищені стічні води надходять у природні водойми, де важкі метали накопичуються в воді і
донних відкладеннях, і коли адсорбційна здатність оcадів вичерпується, важкі метали надходять
в воду, що і призводить до екологічної кризи.
Станом на 2013 рік середні перевищення концентрацій заліза загального в басейні річки
Дунай в середньому складає 5-6 ГДК, максимальне 10-18 ГДК; сполук міді в середньому 9-10
ГДК, максимальне 53-62 ГДК; хрому шестивалентного в середньому 8-9 ГДК, максимальне 1223 ГДК.
Якість води річок Горинь в районі смт. Оржів, Устя (м. Рівне), Унава (вище м. Фастів),
Хорол (м. Миргород) по вмісту сполук міді перевищує максимальні значення ГДК у 32-58 разів.
У пунктах річок Случ (міста Новоград-Волинський, Старокостянтинів), Уборть, Ірша, Ворскла
(м. Кобеляки), Самара, Вовча відмічалось підвищення концентрацій сполук цинку. Максимальні
концентрації сягали рівня високого забруднення і знаходились у межах 10-19 ГДК.
Стабільно високими залишаються концентрації сполук мангану. Середні та максимальні
концентрації зафіксовано у водах річок Случ, Ірша, Удай, Псел, Хорол, Ворскла; їх вміст сягав
23 та 58 ГДК, відповідно.
Води річки Дністер забруднені сполуками міді, хрому шестивалентного, заліза загального.
Середньорічні і максимальні концентрації сполук міді змінювались у межах 1-19 ГДК і 3-38
ГДК, відповідно. Найбільший рівень забруднення сполуками міді зафіксовано у районі м. Галич
[1].
Існує багато методів очищення стічних вод від іонів важких металів, до яких відносять
хімічні, електрохімічні, адсорбційні, іонообмінні методи, біологічні та інші. Біологічні методи
перспективні для застосування з метою очищення міських стічних вод, що мають завищені
концентрації важких металів, які надходять із стічними водами підприємств.
Одним із біологічних методів є осадження іонів важких металів біогенним сірководнем,
утвореним в анаеробних умовахза допомогою сульфатредукуючих бактерій, що відновлюють
сульфати. В результаті взаємодії сірководню з іонами металів утворюються малорозчинні або
нерозчинні сульфіди металів. Таким чином осаджуються сульфіди кобальту, нікелю, кадмію,
заліза, свинцю, цинку та інші[2]. При цьому кількість такого осаду значно менша, ніж за
використання біомаси в якості сорбенту. Також відбувається незначне видалення за рахунок
утворення нерозчинних гідроксидів і сорбція у клітинній стінці та на поверхні мембран[3].
Основним недоліком є утворення, власне, сірководню, який є токсичним. Сірководень у суміші
110
з водою, особливо в газовій фазі, є сильним кородуючим агентом, що поступово руйнує стінки
анаеробних біореакторів.
Перспективними є мікробіологічні методи сорбції, які засновані на накопиченні іонів
важких металів на поверхні клітинної стінки, мембрани та у цитозолі мікроорганізмів у вигляді
біоорганічних комплексів. Для вилучення іонів металів можуть бути застосовані мікроорганізми
різних таксономічних груп:
- тіобацили, здатні вилучати з розчину іони Cd(II), Co(II), Cu(II), Cr(VI), Fe(III), Ni(II), Ag+,
Au(III); ціанобактерії -Cd (II), Au(III);
- клітини хлорели -Cd(II), Ni(II), Co(II), Zn(II), Sr(II), Mo(II);
- дріжджі Candidalipolytica, Candidautilis, Rhodotorulamucilaginosa -Cd(II), Co(II), Cu(II),
Ni(II), Zn (II);
- міцеліальні гриби Aspergillus — Co (II), Ra(II)[4].
Але ефективна сорбція декількох важких металів ускладнюється специфічністю
накопичення важких металів кожним видом мікроорганізмів при різних величинах рН
середовища. Також мають місце труднощі у подальшому відокремленні важких металів від
біомаси.
Заслуговує уваги комплексний метод біосорбції для видалення іонів хрому, який полягає у
поєднанні мікробіологічної сорбції та сорбції на каолініті, активованому сірчаною кислотою,
який дозволяє глибоко очищати концентровані стоки гальванічних підприємств, у той же час
зменшуючи кількість хімічного осаду та витрату каолініту, можливість регенерації
біосорбенту[5]. Проте, метод потребує додавання органічної речовини для забезпечення процесу
біологічної сорбції. Також використання методу не призводить до суттєвого зменшення
кількості осаду.
Пошук нових методів та модифікацій існуючих методів біологічного очищення стічних
вод від іонів важких металів є перспективним напрямом наступної наукової роботи, який
дозволить: розширити можливості очищення стічних вод з різним якісним та кількісним вмістом
важких металів у поєднанні з іншими забрудниками; зменшити недоліки відомих біологічних
методів видалення таких забрудників; підвищити ступінь видалення важких металів.
1. Національна доповідь про стан навколишнього природного середовища в Україні у 2013
році / Міністерство екології та природних ресурсів України – Проект – Київ, 2015 – 289 с.
2. Краснова Ю. Ю., Роль сульфатредуцирующих бактерий в очистке сточных вод с
тяжелыми металлами /Краснова Ю. Ю., Турлубаев Е. С., Реховская Е. О. //Молодой ученый. —
2014. — №16. — С. 142-144.
3. Ali Hussain, Exploited application of sulfate-reducing bacteria for concomitant treatment of
metallic and non-metallic wastes: a mini review [Електронний ресурс] / Ali Hussain, Ali Hasan,
Arshad Javid, Javed Iqbal Qazi// 3 Biotech. – 2016. – Режим доступу до ресурсу:
http://link.springer.com/article/10.1007%2Fs13205-016-0437-3
4. Багаева Т.В., Микробиологическая ремедиация природных систем от тяжелых металлов:
учеб.-метод. пособие / Т.В. Багаева, Н.Э. Ионова, Г.В. Надеева. –Казань: Казанский
университет, 2013. – 56 с.
5. Лапань О. В. Перспективи комплексного біосорбційного очищення гальванічних стоків /
О. В. Лапань. // Проблеми екологічної біотехнології. - 2013. - № 1. - Режим доступу:
http://nbuv.gov.ua/UJRN/peb_2013_1_16
111
ФОТОКАТАЛІЗАТОР-АДСОРБЕНТ НА ОСНОВІ ТіО2
Кух А.А., Іваненко І.М.
Науковий керівник: Іваненко І.М.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут
ім. І. Сікорського», Україна, м. Київ
[email protected]
Сучасна промисловість генерує велику кількість органічних сполук, що накопичуються в
навколишньому середовищі. На ряду з економічністю та безпечністю для навколишнього
середовища, сучасні технології очищення стічних вод спрямовані на розвиток виробничих
процесів згідно концепції сталого розвитку. Фотокаталітичні процеси з використанням оксиду
титану (IV) володіють значним потенціалом завдяки ряду переваг, серед яких економічність,
швидкість та глибина деструкції забрудників, відносні нетоксичність та стійкість до впливу
середовища та ін. Однак, не дивлячись на ряд переваг, технології фотокаталітичного очищення
води з використанням ТіО2 притаманні суттєві недоліки, які обмежують комерційне
використання: низька ефективність використання видимого світла, низька адсорбційна здатність
по відношенню до гідрофобних забрудників, необхідність рівномірного розподілу в водному
середовищі, складність відділення часточок та обмежена регенерація фотокаталізатора після
закінчення процесу очищення. Для подолання недоліків, притаманних порошкам ТіО2
використовується ряд прийомів, серед яких перспективним є іммобілізація часточок
фотокаталізатора на поверхні носія [1-3].
Метою представленого дослідження була розробка ефективного фотокаталітичноактивного матеріалу на основі титану (IV) оксиду та подолання недоліків, притаманних
порошкам чистого ТіО2.
Для цього було синтезовано серію зразків композитів. В якості прекурсора було
використано 15%-ий розчин Ті2(SO4)3 в сульфатній кислоті [4]. Іммобілізацію часточок ТіО2 на
поверхні активованого вугілля марки Norit SAE SUPER проводили за допомогою методу
низькотемературного гідролізу розчину прекурсора. Процес синтезу складався з наступних
стадій: доведення розчину прекурсору до рН 1,2, додавання наважки активованого вугілля,
низькотемпературний гідроліз, старіння, фільтрування, відмивання та сушіння. В серії присутні
зразки модифіковані KF у різних співвідношеннях та зразок, який не піддавали гідролізу, а
відразу осаджували 10%-им розчином аміаку до рН 9. Перелік зразків з зазначенням
особливостей синтезу, наведено у таблиці 1.
Табл. 1. Синтезовані зразки композитів «активоване вугілля — ТіО2»
Номер зразка
Особливості синтезу
Без модифікатора
АВ-ТіО2 (нг)
АВ-ТіО2 (2F)
Ti:F = 2:1
Ti:F = 7:1
АВ-ТіО2 (7F)
АВ-ТіО2 (15F)
Ti:F = 15:1
Без гідролізу, осаджений NH4OH
АВ-ТіО2 (ос)
Дослідження зразків композитів проводилися у двох ключових напрямках: встановлення
адсорбційних характеристик та фотокаталітичної активності. В якості модельного полютанта
було обрано розчин глюкози з концентрацією 1% мас.
Методом низькотемпературної адсорбції-десорбції азоту було досліджено структурні
характеристики зразків композитів. Отримані дані свідчать, що синтезовані зразки володіють
розвиненими структурними характеристиками з незначним зменшенням питомої площі
поверхні, у порівнянні з чистим активованим вугіллям. Sпит
вихідного вугілля складає 1277 м2/г;
112
для композитів питома площа поверхні варіюється від 1143 до 899 м2/г.
/г Завдяки розвиненій
поверхні синтезовані зразки композитів є перспективними для застосування їх у процесах
адсорбційного вилучення забрудників зі стічних вод.
Дослідження адсорбційної активності синтезованих зразків композитів проводилося з
використанням 1%-го розчину глюкози в якості модельного полютанта. Результати дослідження
наведено на рисунку 1, з якого видно, що усі зразки проявляють значно кращі адсорбційні
властивості по відношенню до розчину глюкози, на відміну від чистого активованого вугілля
(зразок 0). Найвищий ступінь вилучення спостерігається для зразка композиту №3 АВ-ТіО2 (7F),
модифікованого фтором у співвідношенні 7:1.
Результати фотокаталітичного розкладання глюкози у присутності синтезованих зразків
композитів «активоване вугілля — ТіО2» представлені на рисунку 1.
Рис. 1. Фотокаталітична активність синтезованих зразків
композитів «активоване вугілля — ТіО2»
З наведеної діаграми видно,
видно що синтезовані композити проявляють високі фотокаталітичні
властивості в досліджуваному процесі.
процесі Максимальний ступінь вилучення спостерігається для
зразка №5 (АВ-ТіО2 (ос)), отриманого методом осадження прекурсору розчином аміаку.
Аналогічні дослідження з використанням існуючих промислових фотокаталізаторів
свідчать, що синтезовані композити проявляють щонайменше на 20% вищу активність у процесі
фотокаталітичного вилучення глюкози
глюкози.
Представлені експериментальні дані свідчать про високу адсорбційну здатність та
фотокаталітичну активність синтезованих зразків композитів «активоване
активоване вугілля — ТіО2», при
чому фотокаталітичні всластивостні значно переважають. Окрім значного підвищення
ефективності вилучення глюкози з розчину завдяки поєднанню високих адсорбціних
властивостей активованого вугілля та фотокаталітичної здатності ТіО2, отриманий матеріал
володіє також технологічними характеристиками, які полегшують його використання у
процесах очищення води, а саме легкістю відділення від очищуваного середовища,
середовища зберігання та
транспортування, полегшенням дозування тощо.
1. Andriantsiferana C. Sequential adsorption - photocatalytic oxidation process for wastewater treatment
using a composite material
aterial TiO2/activated carbon / C. Andriantsiferana, E. F. Mohamed, H. Delmas. //
Environmental Engineering Research. – 2015. – №2. – С. 181–189.
2. Preparation of TiO2/Activated Carbon Composites for Photocatalytic Degradation of RhB under UV
Light Irradiation
ation / [B. Xing, C. Shi, C. Zhang та ін.]. // Journal of Nanomaterials. – 2016. – С. 1–10.
3. Yao S. Adsorption Properties and Photocatalytic Activity of TiO2/Activated Carbon Fiber Composite /
S. Yao, S. Song, S. Zhongliang. // Russian Journal of Physical
Physica Chemistry. – 2014. – №8. – С. 1066–1070.
4. Low-temperature
temperature synthesis, structure-sorption
structure sorption characterisics and photocatalytic activity of TiO2
nanostructures / I.N. Ivanenko, T. A. Dontsova, I. M. Astrelin, V. V. Trots. // Journal of Water Chemistry and
Technology. – 2016. – №1. – С. 14–20.
20.
Україна)
113
ВПЛИВ ДОДАВАННЯ КО-СУБСТРАТІВ НА ІНТЕНСИВНІСТЬ ТА СТАБІЛЬНІСТЬ
ПРОЦЕСУ МЕТАНОВОГО БРОДІННЯ
Кучерук П.П.
Інститут технічної теплофізики НАН України, Україна, м. Київ,
[email protected]
Реалізація ефективного процесу метанового бродіння вимагає створення та підтримання
оптимальних умов для метаболізму консорціуму мікроорганізмів. Умовно всі фактори впливу на
процес можна поділити на технологічні (контроль заданої температури процесу, режим подачівідведення субстратів та перемішування в реакторі, тощо), склад суміші субстратів на вході в
реактор (співвідношення C:N:P:S, буферна ємність (загальний неорганічний вуглець),
концентрація мікро- та макроелементів (К, Сa, Fe, Ni, Co, Mn, Cu)) та динамічно змінний склад
реакційного середовища (рН, концентрація NH4+–NH3, концентрація ЛЖК, співвідношення
ЛЖК до загального неорганічного вуглецю). Усі фактори є взаємопов’язаними і в сукупності
визначають швидкість утворення СН4 на одиницю робочого об’єму біореактора (нм3/м3роб./добу)
та ступінь розпаду органіки.
Гній свиней та гній ВРХ, є субстратами, придатними та часто використовуваними для
виробництва біогазу. Гній, особливо безпідстилковий, завдяки високому вмісту води, є
придатним для розбавлення інших, більш концентрованих субстратів, що дозволяє перекачувати
їх насосами. Окрім того, склад гною характеризується порівняно високою буферною ємністю,
що робить його корисним для запобігання різким змінам рН в реакторі. В складі гною присутні
в достатній кількості ряд важливих макро- та мікроелементів, необхідних для метаболізму
популяцій бактерій, що обумовлюють метанове бродіння [1], як і власне стартові популяції
метангенеруючих бактерій, що робить його практично незамінним при запуску метантенків в
дію.
Разом з тим, використання гною як моно-субстрату для виробництва біогазу має певні
обмеження. Через високий вміст води і, відповідно, низьку концентрацію органічного вуглецю,
а також високий вміст клітковини [2], питома швидкість виходу біогазу з одиниці обʼєму
біореактора є досить низькою [3]. Це, в свою чергу, призводить до низької енергетичної
ефективності біогазової станції, оскільки значна частина енергії біогазу буде витрачатись на
підігрів біореактора та транспортування гною [4]. Окрім цього, через надто низьке
співвідношення (С:N), процес метаногенезу може помітно сповільнитись внаслідок інгібуючої
дії аміаку, що особливо характерно при моно-зброджуванні гною свиней [5]. Тому використання
гною як моно-субстрату для виробництва біогазу, в більшості випадків, з економічної точки
зору є недоцільним, та потребує додавання ко-субстратів [6, 7].
Сумісне зброджування гною з рослинною сировиною призводить до підвищення виходу
метану, що обумовлено синергетичним ефектом взаємодії ко-субстратів. Так, завдяки
збільшенню буферної ємності та можливості накопичення більшої кількості ЛЖК [8] можливо
підтримувати величину рН на рівні, придатному для нормального протікання метаногенезу [9];
завдяки більш високому співвідношенню С:N в рослинній сировині вдається знижувати
надмірну концентрацію NH4+–NH3, властиву при зброджуванні лише гною; збільшується вихід
СН4 внаслідок оптимізації співвідношення С:N [10].
Для виявлення впливу додавання силосу кукурудзи (СК) до гною свиней (ГС) на
інтенсивність процесу метанового бродіння було проведено експериментальні дослідження в
періодичному режимі при температурі 36±1⁰С.
Виявлено, що зі збільшенням частки СОР СК, при початковій концентрації сухої
органічної речовини (СОР) суміші субстратів в реакторі 44,2-47,5 гСОР/л, суттєво зменшується
час до досягнення найвищої кумулятивної швидкості виходу СН4 – з 20,6 діб для ГС100% до 2,5
114
діб для СК100%, а саме значення такої швидкості збільшується з 0,41 до 0,94 лн./кг/добу,
відповідно (рис. 1).
а)
б)
Рис. 1. Показники виходу СН4 в залежності від частки СОР СК в суміші з ГС:
а) кумулятивна швидкість виходу СН4 в часі; б) частка виходу СН4 в часі;
1 – ГС100%; 2 - ГС85%:СК15%; 3 – ГС70%:СК30%; 4 – ГС50%:СК50%; 5 –
ГС25%:СК75%; 6 – СК100%.
Виявлено також, що збільшення початкової концентрації СОР (S0) істотним чином
позначається на динаміці виходу біогазу та СН4 у часі, зниженні питомого виходу біогазу та СН4
за період спостережень, збільшенні періоду часу до досягнення найвищої швидкості виходу СН4
і власне значеннях такої швидкості. Збільшення S0 до 52,2 гСОР/л призводить до збільшення
найвищої поточної швидкості виходу СН4 на 73,4% (рис. 2а). Найвища кумулятивна швидкість
виходу СН4 при цьому знижується на 10-29%. При збільшенні S0 суттєво збільшується лаг-фаза
процесу, що вказує на пригнічення метаболізму бактерій продуктами розпаду початкових стадій
метанового бродіння (рис. 2б).
а)
б)
Рис. 2. Показники виходу СН4:
а) швидкість виходу СН4 в залежності від початкової концентрації СОР суміші ГС та СК: 1 –
найвища поточна швидкість; 2 – найвища кумулятивна швидкість; б) частка виходу СН4 в часі
при S0: 1 – 10,3 гСОР/л; 2 – 28,4 гСОР/л; 3 – 41,6 гСОР/л; 4 – 52,2 гСОР/л.
Таким чином, додавання СК до ГС дозволяє суттєво інтенсифікувати утворення СН4 на
одиницю обʼєму біореактора, а відтак і загальну енергетичну ефективність роботи біогазової
115
установки. Втім, реалізація одночасно інтенсивного та стабільного процесу метаногенезу має
обмеження по величині органічного навантаження (кгСОР/м3/добу).
1. Angelidaki, I., Ellegaard, L., 2003. Codigestion of manure and organic wastes in centralized
biogas plants. Appl. Biochem. Biotechnol. 109, 95–105.
2. Nielsen, H. B., et al. (2004). Comparison of two‐stage thermophilic (68⁰C/55⁰C) anaerobic
digestion with one‐stage thermophilic (55⁰C) digestion of cattle manure. Biotechnology and
bioengineering, 86(3), 291-300.
3. Hamelin, L., et al. (2011). Environmental consequences of future biogas technologies based on
separated slurry. Environmental science & technology, 45(13), 5869-5877.
4. Poulsen, T. G., et al. (2011). How can we improve biomethane production per unit of
feedstock in biogas plants? Applied Energy, 88(6), 2013-2018.
5. Walker, M., et al. (2011). “Ammonia removal in anaerobic digestion by biogas stripping: An
evaluation of process alternatives using a first order rate model based on experimental findings”.
Chemical Engineering Journal. 178(15), 138-145
6. Weiland, P. (2003). Production and energetic use of biogas from energy crops and wastes in
Germany. Applied Biochemistry and Biotechnology, 109(1-3), 263-274.
7. Møller, H.B., et al. (2007). Process performance of biogas digesters incorporating preseparated manure. Livest. Sci. 112, 217–223.
8. Campos E, Palatsi J, Flotats X., 1999. Co-digestion of pig slurry and organic wastes from food
industry. In: Mata-AlvarezJ, Tilche A, Cecchi F, editors. Proceedings of the Second International
Symposium on Anaerobic Digestion of solid Waste, volume 2, 192–195.
9. Brummeler E.T., Koster I.W., 1990. Enhancement of dry anaerobic batch digestion of the
organic fraction of municipal solid waste by an aerobic pretreatment step. Biological Wastes 31(3),
199–210.
10. Lehtomaki A, Huttunen S, Rintala JA (2007). Laboratory investigation on co-digestion of
energy crops and crop residues with cow manure for methane production: effect of crop to manure
ratio. Resour. Conserv. Recycl. 51:591–609.
116
ПОРІВНЯЛЬНИЙ АНАЛІЗ МЕТОДІВ ЕКОЛОГІЧНИХ ДОСЛІДЖЕНЬ ВОДНИХ
ЕКОСИСТЕМ
Ладановська Д. О., Кукоба В.М.
Науковий керівник – Назаренко В. І., професор державної екологічної академії
післядипломної освіти та управління Мінприроди України
НТУУ «КПІ» ім. І. Сікорського, Україна, Київ, [email protected]
Лорейн университет, Франція, Метц
Вступ. Стан нашого навколишнього середовища не може не бентежити. В сучасних ЗМІ
широко висвітлюються найбільш відомі та хвилюючі екологічні проблеми – глобальне
потепління, руйнування озонового шару, вимирання багатьох організмів. Не зважаючи на
стурбованість цими та іншими проблемами, наша здатність адекватно оцінювати стан
навколишнього середовища та виявляти його тенденції розвитку та змін залишається
обмеженою.
Реагуючи на потребу збору інформації про стан навколишнього природного середовища,
декілька міжнародних закладів вивчають використання «індикаторів» для опису та оцінки стану
природи. За умов правильного використання, екологічні індикатори дають глибше розуміння
процесів, що відбуваються в екосистемі, передбачають виникнення проблем, відповідають
потребам у моніторинговій та регулятивній сфері.
Предмет дослідження. Біоіндикація, біотестування (біомоніторинг), біосенсорика.
Мета дослідження. Зробити порівняльний аналіз методів гідробіологічних досліджень
водних екосистем у розробці критеріїв, які могли б адекватно відображати рівень антропогенних
впливів з урахуванням комплексного характеру забруднення і діагностувати ранні порушення в
найбільш чутливих компонентах біотичних угруповань.
Результати. Біоіндикація – метод оцінки змін у середовищі за допомогою біологічних
об’єктів. За допомогою біоіндикаторів можна з’ясувати місця накопичень, а також
прослідкувати швидкість змін, що відбуваються в навколишньому середовищі. Головна задача
біоіндикації полягає в розробці методів і критеріїв, завдяки яким можна діагностувати ранні
порушення в найбільш чутливих компонентах природних асоціацій.
Біоіндикація застосовується в екологічних дослідженнях, як метод з’ясування
антропогенного навантаження на біоценоз. Метод біоіндикаторів базується на дослідженні дії
екологічних факторів, що змінюються, на різні характеристики біологічних об’єктів та систем. В
якості біоіндикаторів вибирають найбільш чутливі до досліджуваних факторів біологічні
системи або організми. Зміни в поведінці тест-об’єкту оцінюють порівняно з контрольними
ситуаціями, що приймають за еталон. Наприклад, при оцінці екологічного стану поверхневих
вод в якості біоіндикаторів використовують спостереження за поведінкою дафній, молюсків,
деяких риб і т.п. Для обліку зміни середовища під дією антропогенного фактору складаються
списки індикаторних організмів.
Біоіндикатор – група особин одного виду, за наявністю або за станом яких, а також за їх
поведінкою судять про природні або антропогенні зміни в середовищі. Вони дають змогу
оцінювати кумулятивні на віддалені ефекти дії екотоксикантів.
Недоліком екологічних індикаторів можна назвати те, що вони, на відміну від хімічного
аналізу, точно не вказують на концентрацію токсиканта (в найкращому випадку говорять лише
про порядок чисел). Однак, індикація дає прямі відповіді про ступінь небезпеки даних
токсикантів або їхніх сумішей, в той час як хімічний аналіз вказує на це непрямо.
Зміни у навколишньому середовищі відбуваються як під впливом природних (біосферних)
факторів, так і зумовлених діяльністю людини - антропогенних. Пізнання цих змін неможливе
без виділення чисто антропогенних процесів на фоні природних, для чого і організовують
117
спеціальні спостереження за різноманітними параметрами біосфери, які змінюються внаслідок
людської діяльності. Саме у спостереженні за довкіллям, оцінюванні його фактичного стану,
прогнозуванні його розвитку полягає сутність моніторингу.
Метою моніторингу довкілля є екологічне обґрунтування перспектив та удосконалення
системи моніторингу навколишнього середовища, оцінювання фактичного і прогнозованого
його стану; попередження про зниження різноманітності біооб’єктів екосистем, при виконанні
своїх функцій моніторинг довкілля використовує різноманітні методи отримання інформації.
Біотестування – метод оцінки токсичності середовища за допомогою біологічних тестоб’єктів. Тест-об’єкти дозволяють констатувати факт токсичності середовища незалежно від
того, які речовини і в якому співвідношенні її обумовлюють. Для водного середовища в якості
стандартних тест-об'єктів прийнято використовувати бактерії Esherichia coli, інфузорії пологів
Paramecium і Tetrachimena, веслоногих рачків Daphnia magna, ікру і личинки лососевих риб та
ін. Негативний вплив випробовується середовища оцінюється за виживання, плодючості,
захворюваності, швидкості росту і індивідуального розвитку, особливостей поведінки,
морфологічних змін тест-об'єктів. Також Daphnia використовується в хіміко-біологічному
методі оцінки концентрації шкідливих речовин, зокрема фенолу в воді, у якості аналітичного
індикатору [1]. Біомоніторинг (біотестування) природних поверхневих вод, джерел питного
постачання широко використовується в різних країнах, оскільки дозволяє отримати інтегральну
оцінку якості води [2]. Застосування екотоксикологічних тестів (рослинних і тваринних тесторганізмів), а також клітинних біомаркерів вкрай важливо для об’єктивного і комплексного
контролю за все зростаючою кількістю ксенобіотиків, що забруднюють воду [3].
Стан біологічної системи при здійсненні екологічного моніторингу оцінюють порівнюючи
досліджуваний біогеоценоз (сукупність рослинності, тваринного світу, мікроорганізмів певної
частини земної поверхні) з еталонними зразками (природно-заповідні території) [4].
Біосенсорика – це новітня галузь аналітичної біотехнології, одним з основних напрямів
якої є розробка інструментальних електрохімічних біосенсорів. Найважливіші характерні ознаки
біосенсорів – високі чутливість і селективність, простота використання, швидкість аналізу,
широкий діапазон речовин, які можна детектувати. Порівняно з існуючими аналітичними
методами біосенсори здатні забезпечити швидкий, надійний, чутливий і дешевий аналіз
різноманітних сполук.
Двома найбільш важливими властивостями будь якого біосенсору є : а) його специфічність
та б) чутливість аналізатора відносно аналіту. Специфічність біосенсора цілком обумовлена
властивостями біологічного компоненту, тому що саме тут речовина контактує з сенсором за
принципом комплементарності. Чутливість цілого приладу залежить як від біолгічного
компоненту так і від перетворювача (трансд’юсера), тому що тут має бути чудова взаємодія між
біомолекулою та речовиною, що визначається, а також дуже висока ефективність наступнї
фіксації змін фізико-хімічного характеру перетворювачем. Розробка біосенсорів сьогодні є
одним із найперспективніших напрямів досліджень у галузі аналітичної біотехнології [5]. За
останні роки в Україні було створено та запатентовано низку біосенсорів - "Оптоелектронний
біосенсор-флуориметр" [6], «Пристрій для експресного визначення рівня інтегральної
забрудненості, вмісту токсичних органічних сполук та важких металів в об’єктах довкілля» [7],
«Флюориметр» [8], в якому застосовуються нові досягнення флуорисценції.
Біосенсори можуть бути використані в широкому спектрі наук. Вони можуть бути
використані в медицині для самообстеження та самоконтролю пацієнтами, для моніторингу
навколишнього середовища, для контролю за якістю харчових продуктів. Але особливу увагу
привертає придатність деяких типів біосенсорів для використання in vivo в ендоекології. Отже,
біосенсори є надзвичайно вдалим досягненням сучасної науки і перед цією галуззю лежить
необмежене поле діяльності.
118
Висновки. Одне з найважчих питань, що постають перед науковцями-екологами, - це
розробка підходів та методів визначення причин пошкоджень різноманітних компонентів
навколишнього середовища. Використання екологічних індикаторів може допомогти у
встановленні зв’язку між факторами та ефектами. Індикатор повинен бути широко поширеним
та дешевим. Цим вимогам, наприклад, відповідає Daphnia. Вона поєднує в собі чутливість та
зручність використання. Саме тому вона повинна стати загально визнаним тест-об’єктом. Не
можна заперечувати необхідність і інших індикаторів. Усі розроблені біосенсори можна
застосовувати для швидкісного аналізу в так званих системах раннього моніторингу. Такі
біосенсори конкурентноздатні і водночас комплементарні до інших аналітичних методів.
Наведено приклади застосування біосенсорів при екологічному аналізі природних водойм
Київщини.
1. Химико-биологический метод оценки содержания фенола в воде с помощью Дафний /
А. А. Туманов, И. Е. Постнов, Н.И. Осипова, А.Б. Зимин. – Черноголовка, 1988. – 105 c.
2. USEPA. Short-term methods for estimating the chronic toxicity of effluents and receiving
waters to freshwater organisms / P.A. Lewis, D.J. Klemm, J.M. Lazorchak et al. – EPA/600/4-91/002,
1994.
3. Архипчук В.В. Використання біотестів і біомаркерів для оцінки якості питних вод і
лікарських препаратів / Архипчук В.В., Гончарук В.В. – Київ, 2005. – 1 с.
4. Назаренко В.І. Методи дослідження забруднення довкілля: біоіндикація, біотестування,
біосенсорика / В.І. Назаренко. – Київ, 2009. – 18 с.
5. Дзядевич С.В. Наукові та технологічні засади створення мініатюрних електрохімічних
біосенсорів / Дзядевич С.В., Солдаткін О.П. – Київ, 2007 – 3 с.
6. Оптоелектронний біосенсор-флуориметр : пат. 75984 Україна : МПК8 G01N 21/00,
G01N 21/64 / В.І. Чегель, О.П. Демченко, В.І. Назаренко, В.К. Литвин, А.М. Лопатинський, О.Л.
Кукла, О.С. Павлюченко. – № u201204938 ; заявл. 19.04.2012 ; опублік. 25.12.2012, Бюл. № 24.
7. Пристрій для експресного визначення рівня інтегральної забрудненості, вмісту
токсичних органічних сполук та важких металів в об’єктах довкілля : пат. 90605 Україна / Т.Г.
Грузіна, Л.С. Резніченко, В.І. Назаренко, В.Г. Мельник, С.М. Дибкова, З.Р. Ульберг ; опублік.
10.06.2014, Бюл. № 11.
8. Флюориметр: пат. 89533 Україна : МПК (2014.01) G01N 21/00, G01N 21/64 (2006.01) /
В.І. Чегель, В.К. Литвин, А.М. Лопатин-ський, О.С. Павлюченко, О.Л. Кукла,
О.М. Наум,
О.П. Демченко, В.І. Назаренко. – № u 2013 13246 ; заявл. 14.11.2013; опублік. 25.04.2014, Бюл.
№ 8.
119
АДСОРБЦІЙНЕ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД ТЕКСТИЛЬНИХ ПІДПРИЄМСТВ
МАГНІТНИМИ КОМПОЗИТАМИ НА ОСНОВІ ПАЛИГОРСЬКІТУ
Макарчук О. В., Квашук В. В.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут»
03056, м. Київ, пр. Перемоги 37, корпус 4
[email protected]
Одним з найбільших споживачів води високої якості є текстильна промисловість. Витрата
води становить 100-200 дм3 на кілограм текстильної продукції. Щорічне виробництво 4·107 тонн
текстильних волокон супроводжується утворенням 4-8·109 м3 забарвлених стічних вод. Стічні
води, забруднені аніонними, катіонними, дисперсними, антрахіноновими та азо-барвниками
генеруються на кожному виробничому етапі фарбування бавовни, шовку та синтетичних
волокон [1].
Більшість барвників мають надзвичайно широкий діапазон негативного впливу як на
організм людини і водні екосистеми, так і на якість води. Перш за все, вони надають воді
забарвленості та стійких специфічних запахів і присмаків. Стійкість барвників до біологічного
окиснення є причиною накопичення їх у водоймах, особливо в донних відкладеннях, що
створює небезпеку вторинного забруднення водойм і водотоків [2].
Адсорбційні методи є найбільш адаптованими для знебарвлення низько- та
висококонцентрованих стічних вод в промислових масштабах. Високою сорбційною ємністю
відносно барвників різного генезису володіють природні глинисті мінерали, зокрема,
палигорськіт. Єдиною проблемою при реалізації процесів адсорбційного очищення є відділення
зваженого відпрацьованого сорбенту від очищеної води [1].
В процесах водоочищення перспективною є ідея поєднання процесу адсорбції з магнітною
сепарацією [2]. Магнітна сепарація забезпечує ефективне відділення будь-якого модифікованого
нанорозмірним магнетитом (Fe3O4) сорбційного матеріалу від очищеної води [3].
Метою даної роботи було дослідження адсорбційної ефективності магнітних композитів на
основі палигорськіту відносно органічних барвників та перевірка доцільності вилучення
відпрацьованих сорбентів методом магнітної сепарації.
Магнітні композиційні сорбенти (МКП) було синтезовано методом просочування нативної
палигорськітової глини магнітною рідиною, одержаною за способом Елмора [3]. В такий спосіб
було отримано 4 зразки композиційних сорбентів з різним вмістом магнетиту: МКП2 – 2 %,
МКП4 – 4 %, МКП7 – 7 % та МКП10 – 10 %. Сорбційні властивості зразків МКП та
палигорськіту аналізувались шляхом порівняння ефективності вилучення барвника
«малахітового зеленого» з водного розчину. Процес прояснення водного середовища
досліджувався в магнітному полі напруженістю 66 мТл. Раціональність використання МКП
визначалась безпосередньо залишковою концентрацією його завислих частинок у водному
середовищі.
Ступінь вилучення (R, %), залишкова концентрація (Cк, мг/дм3) барвника та колірність
(градуси Cr-Co шкали) фільтратів після процесу сорбції палигорськітом та магнітними
сорбентами наведені в таблиці 1. Відповідно до характеристик, узагальнених в таблиці 1, при
використанні композиційних сорбентів з вмістом магнетиту 4-7 % ефективність адсорбційного
очищення забарвлених вод виявилась вдвічі вищою порівняно з нативним глинистим мінералом.
Ступінь вилучення малахітового зеленого з модельних розчинів стічних вод для зразків МКП
становив 90-99 %.
Відповідно до [4], допустиме значення показника колірності становить 20 градусів хромкобальтової шкали. Виходячи з цього, припускаємо, що зразок МКП7 забезпечуватиме
120
видалення барвників зі стічних вод до допустимих концентрацій для скиду в міські
каналізаційні системи.
Таблиця 1 ‒ Адсорбційне вилучення барвника малахітового зеленого з модельного розчину
стічних вод концентрацією 1000 мг/дм3
Сорбент
Палигорськіт
МКП2
МКП4
МКП7
МКП10
Cк, мг/дм3
462,9
104,0
57,0
3,0
117,0
R, %
53,7
89,6
94,3
99,7
88,3
Колірність, градуси
>500
>500
323,0
17,0
>500
Відділення магнітних сорбентів від водного розчину відбулося в 36 разів швидше
порівняно з нативним палигорськітом (таблиця 2). Згідно з [4], допустиме значення показника
завислих речовин в стічних водах, призначених для скиду до систем централізованого
водовідведення, становить 300 мг/дм3. При застосуванні МКП забезпечення відповідності якості
очищованої води даному нормативу досягається за перші 5 хв магнітної сепарації.
Таблиця 2 ‒ Магнітна сепарація відпрацьованих сорбентів у водному середовищі при
початковій концентрації завислих речовин 2000 мг/дм3
Адсорбент
Час осадження, хв
0
5
10
30
60
90
120
150
180
Палигорськіт
2000,0
662,7
488,8
418,2
351,6
318,8
287,1
318,0
270,4
МКП2
МКП4
МКП7
Концентрація завислих речовин, мг/дм3
2000,0
2000,0
2000,0
81,00
37,11
26,56
66,56
34,89
18,78
48,78
15,44
≤0,02
34,89
7,11
≤0,02
32,11
0,44
≤0,02
29,89
≤0,02
≤0,02
22,67
≤0,02
≤0,02
21,56
≤0,02
≤0,02
МКП10
2000,0
14,89
7,67
≤0,02
≤0,02
≤0,02
≤0,02
≤0,02
≤0,02
Отже, вилучення барвників з водних систем магнітними композиційними сорбентами
здійснюється із значно вищою ефективністю порівняно з використанням нативного глинистого
мінералу. При цьому, видалення відпрацьованих МКП у порівнянні з палигорськітом
відбувається значно швидше, а залишкова концентрація завислих речовин у воді відповідає
встановленим нормам. Таким чином, поєднання високої адсорбційної ефективності глинистих
мінералів, зокрема палигорськіту, і магнітних властивостей Fe3O4 є простим і перспективним
рішенням складних технологічних, економічних та екологічних проблем.
1. Wang L. K. Waste treatment in the Process Industries [Text] / L. K. Wang, Y. Hung, H. Lo. ‒
Taylor & Francis Group, 2006. ‒ 622 p.
2. Makarchuk, O. V. Magnetic clay sorbent for the removal of dyes from aqueous solutions.
[Text] / O. V. Makarchuk, T. A. Dontsova, I. M. Astrelin // Research bulletin of the National Technical
University of Ukraine “Kyiv Polytechnic Institute”. – 2015. – V. 6. – Р. 109-114.
3. Makarchuk, O. V. Magnetic nanocomposites as efficient sorption materials for removing dyes
from aqueous solutions. [Text] / O. V. Makarchuk, T. A. Dontsova, I. M. Astrelin // Nanoscale
Research Letters. – 2015. – V. 11(161) – Р. 1–7.
4. Розпорядження № 1879 «Про затвердження Правил приймання стічних вод абонентів у
систему каналізації міста Києва» [Текст]. – Введено 12.10.2011. ‒ Київська міська державна
адміністрація. ‒ 2011. ‒ 30 с.
121
ВМІСТ ІОНІВ МІДІ В ПРИРОДНИХ ВОДАХ ТА МЕТОДИ ЇЇ ІОНООБМІННОГО
ВИЛУЧЕННЯ
Малін В.П., Гомеля М.Д., Глушко О.В.
Науковий керівник - Гомеля М.Д.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут імені
Ігоря Сікорського», Україна, м. Київ, e-mail: [email protected]
Через скидання великої кількості стічних вод промислових підприємств, які містять важкі
метали, такі як Cd, Cr, Cu, Ni, As, Pb, Zn, вони є найбільш небезпечними серед хімічної галузі
промисловості. Із-за їх високої розчинності у водному середовищі, важкі метали можуть
поглинатися живими організмами. Після того, як вони потрапляють в харчовий ланцюг, великі
концентрації важких металів можуть накопичуватися в організмі людини. Якщо метали, які
потрапляють в організм, перевищують межі допустимої концентрації, вони можуть викликати
серйозні розлади здоров'я. Тому необхідно очищати стічні води, що містять важкі метали,
включаючи і іони міді, до їх скиду у навколишнє середовище [1].
В чистих природних водах вміст міді не перевищує 0,001 – 0,01 мг/л. Забруднення
господарсько-побутових стічних вод сполуками міді більше ніж 1 мг/л гальмує їх біологічну
очистку на очисних спорудах. ГДК міді у воді – 1 мг/л, у рибогосподарських водоймах –
0,001 мг/л [2].
Для контролю якості поверхневих вод створені різні гідробіологічні служби спостережень.
Проте навіть самі чутливі прилади такі як атомно-адсорбційні спектрофотометри мають межу
чутливості на рівні 1-100 мкг/дм3 [3; 4]. Проблема в значній мірі ускладнюється відсутністю
необхідного обладнання для контролю важких металів у воді. Тому на перший план
висуваються проблеми контролю якості довкілля та розробка простих, надійних методик
контролю важких металів у воді.
Видалення важких металів з неорганічних стоків можна досягнути за допомогою
звичайних способів обробки, таких як хімічне осадження, іонний обмін та електрохімічне
очищення. Ці процеси мають істотні недоліки, такі як неповне видалення, високі енергетичні
витрати та утворення токсичних осадів. Одним із найпростіших методів концентрування іонів
важких металів у воді є метод дистиляції. Проте, коли йдеться про дуже низькі концентрації
іонів металів, коли необхідно випаровувати великі кількості води, даний метод є громіздким і не
практичним. Тривалість пробопідготовки є надто великою. Тому викликає інтерес метод іонного
обміну, який широко використовується для вилучення іонів з води, включаючи і іони важких
металів.
Невирішеною частиною наукової проблеми вилучення іонів міді з води є те, що
недостатньо вивчено та висвітлено взаємний вплив іонів жорсткості на сорбційну ємність іоніту
та його регенераційну здатність. Тому в даній роботі були вивчені процеси концентрування
іонів важких металів, на прикладі міді, з дистильованої та водопровідної води на
слабокислотному катіоніті DOWEX-MAK-3 та сильнокислотному катіоніті КУ-2-8 шляхом
визначення сорбційної здатності іоніту по міді за різних її концентрацій з урахуванням впливу
іонів жорсткості.
Сорбцію проводили в статичних та динамічних умовах. При проведенні сорбції в
статичних умовах об’єм іоніту 10 см3, об’єм розчину від 0,5 до 2,0 дм3. В динамічних умовах
сорбцію проводили, фільтруючи розчин через шар іоніту об’ємом 10 – 20 см3 в колонці
діаметром 2 см3 при витраті 10 – 15 см3/хв. Регенераційний розчин фільтрували при витраті
1– 2 см3/хв.
Сорбція та десорбція іонів міді на катіоніті КУ-2-8 за низьких її концентрацій в вихідних
розчинах в статичних умовах проходила неефективно. За відносно невисоких концентрацій іонів
міді в дистильованій воді обмінна ємність катіоніту по даних іонах зростає з 7 до 300 мг-екв/дм3
122
при підвищенні концентрації у вихідному розчині з 5 до 200 мг/дм3. При цьому ступінь
вилучення іонів міді уже при концентрації 10 мг/дм3 досягає 90,0 % і далі зростає до 99,6%. Дані
показники значно зменшились при зниженні вихідної концентрації міді до 1 – 15 мг/дм3 (табл.1).
Час досягнення динамічної рівноваги в усіх випадках був не меншим 3-х діб.
Таблиця 1
+
Ефективність сорбції іонів міді на катіоніті КУ-2-8 в Na формі з дистильованої води (І)
та водопровідної (ІІ) води (Ж = 5,1 мг-екв/дм3, рН = 7,85) (Vi = 10 см3, Vр = 500 см3), їх десорбції
5%-ю соляною кислотою (VHCl = 50 см3) в залежності від початкової концентрації іонів міді
№
пп
1
2
3
4
5
6
7
Вихідн
а
1
2
3
5
7
10
15
ССu2+, мг/дм3
Після
Після
сорбції
десорбції
І
ІІ
І
ІІ
0,45 0,37
5,70
4,40
0,50 0,44 10,00
8,70
0,69 0,72 21,20 16,80
1,12 0,90 32,75 29,75
1,15 1,05 35,25 30,50
2,5 1,25 52,00 34,50
4,95 1,80 64,00 59,00
Ступінь
вилучення
міді, А, %
І
55,0
75,0
77,0
77,6
83,6
75,0
67,0
ІІ
63,0
78,0
76,0
82,0
85,0
87,5
88,0
ОЄ по Cu2+,
мг/дм3
І
27,5
50,0
115,5
194,0
292,5
375,0
502,5
ІІ
31,5
78,0
114,0
205
290
430
660
Ступінь
десорбції,
Z,%
I
100,0
100,0
91,8
58,7
60,2
69,3
63,7
II
68,8
55,8
73,7
72,2
52,8
40,2
44,7
Як видно з таблиці, ємність катіоніту в Na+ формі по іонах Cu2+ в даному випадку зростала
з ~1 мг-екв/дм3 до ~20 мг-екв/дм3 при підвищенні початкової концентрації іонів Cu2+ з 1 до 15
мг/дм3, а ступінь їх вилучення з води змінювався в межах 55 – 88%. Залишкова концентрація
іонів міді в дистильованій воді складала 0,45 – 4,95 мг/дм3, в водопровідній воді 0,37 – 1,8
мг/дм3. Дещо краще вилучення іонів міді з водопровідної води, ймовірно, обумовлене частковим
їх гідролізом у водопровідній воді за рахунок більш високої лужності даної води, в порівнянні з
дистильованою, та за рахунок вищих значень рН у водопровідній воді. Конкуруючого впливу
іонів жорсткості у даному випадку не було відмічено. За даних умов іони жорсткості практично
не впливали на ефективність десорбції іонів міді в статичних умовах 5%-ною соляною
кислотою.
Слід відмітити, що сорбція іонів міді в статичних умовах на слабокислотному катіоніті
DOWEX-MAK-3 в Na+-формі за низьких концентрацій проходила також неефективно як з
дистильованої так і з водопровідної води. Ємність іоніту по іонах міді зростає із підвищенням її
концентрації у вихідному розчині. Низькою є ефективність десорбції міді із катіоніту розчином
5 %-ї соляної кислоти. В цілому обмінна ємність іоніту зростає з підвищенням концентрації.
При сорбції з дистильованої води на іоніті в Na+-формі ємність іоніту досягає 4-6 г-екв/дм3.
Значно кращі результати було отримано при використанні катіоніту КУ-2-8 для вилучення
іонів міді в динамічних умовах. При фільтруванні розчинів сульфату міді у водопровідній воді
(СCu2+ = 1; 30 мг/дм3) через катіоніт в кислій формі (Vi = 10 см3) спостерігалось як значне
пом’якшення води так і її очищення від іонів міді. При цьому мідь вилучалась повністю за
початкової концентрації іонів міді 30 мг/дм3 в перших 3 дм3 води, за концентрації 1 мг/дм3 - в
перших 4 дм3 води. При цьому жорсткість води знижувалась до 0,08 – 0,28 мг-екв/дм3. Ступінь
очищення від іонів міді в 6 дм3 води сягав 99,6 – 100,0 % незалежно від початкової концентрації
іонів міді. При цьому ступінь пом’якшення води сягав 95,0 – 98,3 %. Концентрація іонів міді на
виході не перевищувала 7, 94 мг/дм3 для розчину з початковою їх концентрацією 30 мг/дм3, і
0,63 мг/дм3 для розчину з початковою концентрацією 1 мг/дм3.
Цікаві результати отримано при використанні для вилучення іонів міді з води катіоніту
DOWEX-MAK-3 в динамічних умовах. В даному випадку проводили сорбцію на катіоніті в
123
кислій та Na+- формі з розчинів міді у водопровідній воді при концентрації 1-30 мг/дм3. При
вилученні міді на іоніті в кислій формі відбувається суттєве пом'якшення води та значне
зниження її лужності (рис.1). При цьому, по мірі насичення іоніту іонами жорсткості залишкова
концентрація міді зростає з 0 до 1,6 мг/дм3 при початковій концентрації 30 мг/дм3. При сорбції
на катіоніті в Na+- формі значно зростає ємність іоніту по іонам жорсткості - від 2771 гекв/дм3для катіоніту в кислій формі, до 4099 г-екв/дм3для іоніту в сольовій формі. При цьому
ємність по іонах міді дещо знижується - від 836 г-екв/дм3 до 824 г-екв/дм3. Лужність води при
використанні катіоніту в Na+-формі практично не змінюється.
Рис. 1 - Залежність жорсткості (1;2), кислотності (3), лужності (4;5),концентрації іонів міді (6;7) від
пропущеного об'єму розчину міді у водопровідній воді (Ж=4,8 мг-екв/дм3, Л=4,8 мг-екв/дм3, СCu=30 мг/дм3,
рН=7,81) через катіоніт DOWEX-MAK-3 в кислій (1;3;4;6) та Na+-формі (2;5;7) (Vi=10 см3) (ОДЄ1= 277 г-екв/ дм3,
ОДЄ2= 4099 г-екв/ дм3, ОДЄ6= 836г-екв/ дм3, ОДЄ7= 824г-екв/ дм3)
Слід відзначити, що при концентраціях іонів міді на рівні 1-2 мг/дм3 ємність іоніту по міді
в водопровідній воді значно знижується. Проте ступінь вилучення міді залишається високим як
на іоніті в кислій так і в сольовій формі.
Так як при контролі концентрації іонів важких металів в присутності іонів жорсткості
доцільно використовувати метод полярографії, де проби готують в розчинах соляної кислоти, то
для десорбції міді з іоніту були використані розчини HCl з концентрацією 1,9 та 3,6 г-екв/дм3.
При застосуванні даних розчинів кислоти досягнуто повної десорбції іонів міді та іонів
жорсткості.
Із отриманих результатів можна зробити висновок про те, що застосування іонного обміну
може бути перспективним для вилучення іонів міді з водних розчинів, що містять іони
жорсткості.
1. Babel S., Kurniawan T.A., 2003. Low-cost adsorbents for heavymetals uptake from
contaminated water: a review. J. Hazard. Mater. B 97, 219–243.
2. Набивач В.М. Основы экологического нормирования и промышленной токсикологии //
В.М. Набивач, М.П. Сухой // Учебное пособие. – 2-е изд., переработ. и доп. – Днепропетровск:
УГХТУ, 2010. – 235 с.
3. Трохименко Г.Г. Дослідження накопичення важких металів у донних відкладеннях
Бузького лиману за допомогою атомно-абсорбційної спектрофотометрії./Трохименко Г.Г.,
Циганюк Н.В.// Збірник матеріалів ІІ Міжнародної науково-технічної конференції, присвяченої
20-річчю незалежності України "Інновації в суднобудуванні та океанотехніці", Миколаїв, 2011.
- С. 446-448.
4. Шумілова О.О. Дослідження впливу евтрофікації на вторинне забруднення Бузького
лиману важкими металами./ Шумілова О.О., Трохименко Г.Г. // Вісник НУК: електронне
видання. - №1, Миколаїв, Видавництво НУК, 2012. - С. 56-62.
124
ОЧИЩЕННЯ ВОД ВІД ФОСФОРОВМІСНИХ РЕЧОВИН ЗА ДОПОМОГОЮ
АНІОНІТІВ
Мартинюк Я.П., Гомеля М.Д.
Національний технічний університет України «Київський Політехнічний Інститут імені
Ігоря Сікорського», 03056, Україна, Київ, пр. Перемоги, 37, e-mail: [email protected]
[PO43- ],[Cl-],г/дм3
Сьогодні на Україні гостро стоїть проблема забруднення природних вод. Забруднення
водойм пов’язане зі скидом у них промислових, сільськогосподарських та комунальнопобутових стоків, з потраплянням забруднювачів з атмосфери. Серед біогенних елементів
особливу небезпеку становлять сполуки фосфору та азоту. На частку фосфатів (і поліфосфатів)
приходиться більше 10 % забруднень прісних водойм України [1].
На сьогодні для вилучення з води фосфатів застосовують реагентні, іонообмінні,
біологічні, баромембранні методи очищення води.
Проте розглянуті методи мають ряд суттєвих недоліків. Реагентний метод передбачає
значні витрати на реагенти. Непостійність складу стічних вод ускладнює дозування реагентів,
що призводить до ускладнень з їх виділенням та утилізацією утворених осадів. Баромембранні
методи, зокрема зворотній осмос, потребують складної попередньої підготовки води. У іншому
випадку буде спостерігатись зниження ефективності функціонування установки через
осадовідкладення на мембрані. Біологічний розклад фосфатів проходить повільно і є
недостатньо ефективним [2].
Іонний обмін є найбільш простим та надійним методом очищення води від фосфатів[3].
Його перевагами є можливість реакції з утворенням розчинів, придатних для виробництва
рідких добрив, та легкість утилізації регенераційних розчинів з отриманням корисних продуктів
[4].
Для визначення ємності аніонітів по фосфатах використовували модельні розчини
концентрацією 10 г/дм3 та 1 г/дм3. При вилученні фосфатів з насичених розчинів обмінні
ємності високоосновного аніоніту становлять відповідно 65,82 г/дм3 та 77,37 г/дм3 (рис.1 та
рис.2).
6
5,5
5
4,5
4
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
0
200
400
Ряд1
600
Ряд2
800
1000
V, см3
Рисунок 1 – Вихідна крива сорбції фосфатів (1) та десорбції хлоридів (2) на аніоніт АВ-178 у Cl- формі (Vi=20 см3) у разі пропускання розчину з концентрацією Na3PO4 10 г/дм3.
(ПОДЄ1=65,82 г-/дм3)
125
[PO43- ],[Cl-],г/дм3
0,7
0,65
0,6
0,55
0,5
0,45
0,4
0,35
0,3
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
0
0
1000
2000
Ряд1
3000
Ряд2
4000
V, см3
5000
Рисунок 2 – Вихідна крива сорбції фосфатів (1) та десорбції хлоридів (2) на аніоніт АВ-178 у Cl- формі (Vi=20 см3) у разі пропускання розчину з концентрацією Na3PO4 1 г/дм3.
(ПОДЄ1=77,37 г-/дм3)
Як видно з рисунку 3, при концентрації фосфатів 170 мг/дм3 аніоніт АВ-17-8 у Cl- формі
мав повну обмінну динамічну ємність на рівні 78,02 г/дм3, а Dowex Marathon у Cl- формі –
33,605 г/дм3.
[PO43- ], мг/дм3
200
150
100
50
0
0
1
2
3
4
Ряд1
5
Ряд2
6
7
8
V, дм3
Рисунок 3 – Вихідні криві сорбції фосфатів на аніонітах АВ-17-8 (1) та Dowex Marathon (2)
(Vi=10 см3) в Cl- формі при фільтруванні розчинів Na2HPO4 з концентрацією 170 мг/дм3.
(ПОДЄ1=78,02 г/дм3; ПОДЄ2=33,605 г/дм3)
Цікаво відмітити, що при зниженні концентрації фосфатів до 170 мг/дм3 – ємність іоніту
по фосфатам була достатньо високою і сягала такого ж рівня, як і при концентрації 582 мг/дм3.
Ємність іоніту з концентрацією 582 мг/дм3 була нижчою в порівнянні з попередніми випадками.
Це можна пояснити підлужненням середовища при високих концентраціях фосфатів у воді.
Dowex Marathon – володіє значно меншою ємністю по фосфатам в порівнянні з АВ-17-8, проте
за високих концентраціях фосфатів у воді його не вивчали. В іонному обміні важливою
126
проблемою є регенерація іонітів. Вирішенням цього питання є використання регенераційних
розчинів як корисних продуктів.
Результати по ефективності регенерації іоніту АВ-17-8 розчином хлориду натрію наведено
на рисунку 4.
100
90
80
50
70
40
60
50
30
40
20
Z,%
[PO43- ],[Cl-],г/дм3
60
30
20
10
10
0
0
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
V,см3
Ряд1
2
Ряд3
Рисунок 4 - Вихідна крива десорбції фосфатів (1) та сорбції хлоридів (2) при регенерації
іоніту АВ-17-8 PO4 у формі (Vi=20 см3) розчином NaCl (10%) при ступені регенерації (3),
витрата розчину 1-2 см3/хв
Таким чином, з приведених результатів видно, що для вилучення фосфатів з води більш
перспективним є використання аніоніту АВ-17-8 у Cl- формі. Даний аніоніт забезпечує
ефективне вилучення фосфатів з води і достатньо ефективно регенерується із застосуванням
хлориду натрію.
1.Шевченко Т.А. Эффективность очистки сточных вод соеденения фософра / Т.А.
Шевченко // Науч.-тех. Сб. Вып.45. – К.:Техніка, 2006. – 254-259 с.
2.Кульский Л.А. Технология очистки природных вод / Кульский Л.А., Строкач П.П. – К.:
Высшая школа, 1986 – 352 с.
3. ДержСанПін2.2.4-171-10.
4. Войтенко Л.В. Нітратне забруднення криниць України як складова екологічної кризи
водопостачання / Л.В. Войтенко, І.А. Осипенко, Н.К. Артюх, А.М. Тищенко // Вода і водоочисні
технології. – 2009. – № 1–2.
127
ВПЛИВ ВИКОРИСТАННЯ МОНТМОРИЛОНІТУ В ХРОМОЩАДНИХ
ТЕХНОЛОГІЯХ ДУБЛЕННЯ НА СТАН СТІЧНИХ ВОД
Марухленко М. О., Мокроусова О. Р.
Київський національний університет технологій та дизайну, Україна, Київ,
Сучасні наукові розробки шкіряного виробництва спрямовані на вирішення екологічних
питань шляхом удосконалення або розробки ресурсоощадних та екологічно орієнтованих
технологій виробництва шкір різного цільового призначення. Значна увагу при цьому
приділяється екологічним способам дублення, які б забезпечували якісне формування структури
дерми та сприяли зменшенню кількості шкідливих речовин у стічних водах.
Протягом останнього сторіччя хромовий дубитель є найпоширенішим, оскільки ефективно
формує структуру дерми, однак, при цьому, створює значне навантаження на довкілля через
суттєві залишки сполук хрому у відпрацьованих робочих рідинах. Після процесу дублення за
традиційними методиками у стічні води потрапляє близько 40 % сполук хрому, що веде за
собою ряд додаткових заходів для очищення. За рахунок часткової заміни сполук хрому іншими
дубителями можливо уникнути ряду недоліків, а саме: зменшити великий залишок сполук
хрому у робочій рідині, забезпечити стабільність властивостей сухого хромового дубителя у
часі та скорити тривалість процесу. Розроблення сучасних технологій виробництва шкіри з
частковою заміною хромового дубителя є одним із перспективніших напрямків розвитку
шкіряного виробництва. Для часткової заміни хромового дубителя запропоновані способи із
застосуванням глинястих мінералів. Найпоширенішими видами мінералів, які видобуваються на
території України, є: монтморилоніт, каолін, палигорськіт, гідрослюда тощо.
Попередніми дослідженнями було доведено, що ефективне формування структури дерми
забезпечується використанням модифікованих дисперсій монтморилоніту. В результаті
експериментальних досліджень зафіксовано високий рівень відпрацювання робочих рідин під
час процесу дублення в разі суміщеного застосування сполук хрому з модифікованими
дисперсіями монтморилоніту, що підтверджено зменшенням на 30 % концентрації дубильних
речовин у відпрацьованих рідинах. Підвищення ефективності поглинання дермою сполук хрому
обумовлено присутністю монтморилоніту, який має високорозвинену адсорбційну поверхню і
може створювати додаткові активні центри в структурі дерми для зв’язування зі сполуками
хрому, тим самим зменшуючи навантаження на навколишнє середовище [1-2].
Ефективність застосування модифікованого монтморилоніту під час хромового дублення
та екологізація процесу підтверджено
дослідженням біологічного (БСК) та хімічного
споживання кисню (ХСК) [3].
Для досліджень були 3 групи зразків голини та розроблені відповідні варіанти процесу
дублення (табл. 1).
Таблиця 1 – Варіанти обробок процесу дублення
Матеріал/витрата, % від маси голини
Варіант
1
2
3
Хромовий дубитель, % Cr2О3 від маси голини
1,5
0,75
1,0
Хром-модифікована дисперсія монтморилоніту, Cr-ММТ10** , %
–
–
2,5*
Загальні витрати, % від маси голини Cr2О3, %
1,5
0,75
1,25
* в перерахунку на сухий мінерал
** % Cr2О3 для модифікації монтморилоніту
За першим варіантом (контроль) зразки голини оброблялись за типовою методикою
хромового дублення шкір для верху взуття [4], згідно якої загальні витрати в перерахунку на
128
оксид хрому становили – 1,5 % від маси голини. За варіантом обробки 2 (дослід 1), витрати
хромового дубителя для обробки голини були зменшені вдвічі і становили 0,75 % оксиду хрому
від маси голини. Для обробки голини згідно третього варіанту обробки (дослід 2)
використовували
хром-модифіковану
дисперсію
монтморилоніту.
Модифікацію
монтморилоніту здійснювали основним сульфатом хрому у кількості 10 % Cr2О3 від маси сухого
мінералу. Дублення голини виконували в дві стадії. На першій стадії використовували хромовий
дубитель з витратою 1,0 % Cr2О3 від маси голини. На другій стадії до дубильного розчину
додавали Cr-ММТ10 з витратою 2,5 % від маси сухого мінералу. Загальна витрата Cr2О3 на
дублення склала 1,25 % від маси голини.
Після виконання технологічних процесів проведено аналіз відпрацьованих робочих рідин,
в тому числі, за показниками ХСК та БСК. Результати досліджень представлені в табл. 2.
Таблиця 2 – Показники досліджень відпрацьованих рідин
Показники
Варіант досліджуваної води
1
2
3
Вміст Cr2О3 у відпрацьованій рідині, г/л
6,9
3,4
4,1
Ступінь поглинання Cr2О3, %
57,4
55,2
69,5
ХСК, мг О/л
6365,5
5619,2
3680,78
БСК, мг О/л
1678,3
1301,24
854,34
Для контрольного варіанту обробки характерним є найвищий рівень концентрації сполук
хрому у відпрацьованій рідині 6,9 г/л і порівняно з варіантом 3 майже на 10 % менший рівень
ступеня поглинання Cr2О3. Зменшення витрат сполук хрому на стадії дублення (варіант 2) не
змінює ситуацію щодо ступеня поглинання сполук хрому, а менша кількість Cr2О3 у
відпрацьованій рідині обумовлена меншими витратами дубителя згідно варіантів обробки
(табл. 1).
Аналіз ступеня поглинання та концентрації сполук хрому у відпрацьованих дубильних
рідинах (табл. 2) вказує, що для варіанту дублення 3 характерний найвищій ступінь поглинання
сполук хрому, який становить відповідно 69,5 %, а також низький рівень концентрації Cr2О3 у
відпрацьованих рідинах 4,1 г/л Cr2О3. Можна передбачити, що поява частинок мінералу створює
додаткові адсорбційні центри в структурі дерми, що підвищує рівень вибирання сполук хрому із
робочих рідин.
Аналіз рівня показників ХСК та БСК відпрацьованих рідин вказує, що застосування хроммодифікованої дисперсії монтморилоніту (варіант 3) для дублення призводить до суттєвого
зменшення показників (майже вдвічі), як ХСК так і БСК, порівняно з 1 варіантом. Для варіанту
2 спостерігається зниженням БСК тільки на 20 % порівняно з варіантом 1, тоді як витрата
сполук хрому для даного варіанту становила на 50 % менше від загальної для контролю.
1. Марухленко М. О. Розробка технологічних параметрів хромзбережної технології
дублення шкір/ М. О. Марухленко, О. Р. Мокроусова, О. А. Охмат // Вісник Хмельницього
національного університету. – № 2. – 2016. – C. 258- 262
2. Патент України на корисну модель UA 105519 U, С14С 3/06. Спосіб виробництва шкір /
М . О. Марухленко, О. Р. Мокроусова, В. А. Паламарь. – № u201508734; заявл. 10.09.2015;
опубл. 25.03.2016 – Бюл. № 6/2016
3. Баблоян В.П., Балберова Н.А., Еремина И.А., Шуленкова Е.И., Иванова Р.А., Пескин
Я.И. Справочник кожевника. (Отделка. Контроль производства)' \\Под редакцией Балберовой
Н.А. - Москва: Легпромбытиздат, 1987 - с.256
4. ТМ-7.5-4 «Технологічна методика виробництва шкір різноманітного асортименту для
верху взуття і підкладки взуття, галантерейних виробів із шкір великої рогатої худоби та
кінських» [Текст] / К.: ПАТ «Чинбар», 2009. – 11 с.
129
ВЕРМИКОМПОСТУВАННЯ ЯК ПЕРСПЕКТИВНИЙ НАПРЯМОК ПЕРЕРОБКИ
ОСАДІВ СТІЧНИХ ВОД
Матвєєва Т.В.
Керівник к.т.н., доц. Щурська К.О.
НТУУ «КПI ім. І. Сікорського» Україна, Київ
[email protected]
У процесі очистки стічних вод на різних рівнях утворюються осади. Кількість осадів, що
виділяються на станціях аерації, становить від 0,5 до 1,0% загального обсягу води. Більшу його
частину становить сирий осад, виділений при механічному очищенні стічних вод у первинних
відстійниках, і надлишковий активний мул, який є результатом біологічної очистки стічних вод
Таким чином, осади стічних вод є великотоннажними відходами, що зумовлює
необхідність їх подальшої утилізації або переробки і використання, але на даний момент в
Україні використовується менш ніж 5% осаду стічних вод [1]. Основна маса осадів складується
на мулових майданчиках і відвалах, створюючи технологічні проблеми в процесі очищення
стоків. Умови їх зберігання, як правило, призводять до забруднення поверхневих і підземних
вод, ґрунтів, рослинності. Поступаючи в підземні і ґрунтові води, водна витяжка з осаду стічних
вод надає їм кольоровість, присмаки, що негативно відбивається на якості таких вод. Ця
проблема з кожним роком загострюється і вимагає невідкладного вирішення.
На стандартних очисних станціях застосовують фізичні, механічні і хімічні методи
переробки осадів стічних вод, які потребують значних грошових витрат, певну кількість
працівників і не завжди відповідають сучасним, більш безпечним, екологічним стандартам,
дотримання яких вимагається при утилізації осадів. Альтернативою таким методам виступає
застосування біологічної утилізації, одним з перспективних напрямків якої є метод
вермикомпостування осадів стічних вод. При застосуванні такого виду компостування
біологічними агентами виступають дощові черв’яки, для яких осади являються цінним
субстратом для росту і розвитку [2].
Метою даної роботи є аналіз можливостей вермикомпостування в технологіях утилізації
осадів стічних вод.
Не зважаючи на те, що осади стічних вод мають високі удобрювальні властивості, їх пряме
застосування в сільському господарстві обмежене законодавствами ряду країн через вміст іонів
важких металів (ВМ). Причому концентрації ВМ в осадах стічних вод найчастіше перевищують
їх гранично-допустимий вміст у ґрунтах, що вимагає їх обережного використання в якості
добрив. Це зумовлює необхідність очищення осаду стічних вод вермикомпостуванням крім їх
обробки на традиційних спорудах [3].
Процес вермитрансформаціїї має наступні особливості і переваги:
• зменшується термін компостування (сировина переробляється одночасно трьома групами
організмів - червами, найпростішими і мікроорганізмами), протягом 1-2 днів компост втрачає
неприємний запах.
• черви сприяють подрібненню і розпушенню відходів, це, в свою чергу, збільшує площу
контакту з мікроорганізмами-деструкторами. Підвищується ефективність діяльності
мікроорганізмів, що пригнічують розвиток патогенних бактерій і сальмонел.
• отриманий біогумус містить більшу кількість рухомих форм елементів живлення рослин
завдяки тому, що в екскрементах черв'яків в 11 разів більше калію, в 7 разів - фосфору, в 5 нітратів, в 2 рази кальцію і магнію, які легше засвоюються.
• у травній системі черв'яків проходять процеси полімеризації низькомолекулярних
продуктів розпаду органічних речовин і формуються молекули гумінових кислот, які можуть
130
утворювати високостійкі комплексні сполуки з мінеральними частинами ґрунту - солі - гумати
калію, натрію - розчинний гумус; гумати кальцію, магнію і важких металів - нерозчинний гумус.
• черви, поглинаючи осади стічних вод або субстрати на їх основі, виділяють разом з
копролітами велику кількість власної мікрофлори, ферментів і інших біологічно активних
речовин, які мають антисептичні властивості. Вони перешкоджають розвитку патогенної флори,
виділенню газів з неприємним запахом і знезаражують ґрунт [4].
• черви здатні накопичувати в тілі важкі метали і переводити їх у зв'язані форми,
недоступні для рослин, що дозволяє розширити спектр застосування кінцевого продукту
переробки. Цей процес протікає без застосування реагентів, що робить біологічну утилізацію
екологічно безпечною і не призводить до вторинного забруднення поверхневих водойм,
ґрунтових і підземних вод, ґрунтів.
Великий практичний інтерес представляє технологія, розроблена в Італії переробки
міських відходів разом з мулом стічних вод в сталевий конусоподібної вежі висотою 10 метрів,
діаметром 2 метри у верхній частині, в нижній - 0,5 метра. Осади стічних вод, заселені
хробаками, завантажують зверху, у верхній частині бункера їх перемішують з допомогою шнека
для поліпшення аерації та створення сприятливих умов життєдіяльності черв'яків. У нижній
частини бункера, де не відбувається аерація, збирається готовий компост. Щодоби на такій
установці переробляється до тонни відходів.
У Франції для вермикомпостування відходів сконструйована установка у вигляді
циліндричної вежі, що складається з 24 пластикових піддонів діаметром 230 см, поставлених
один на інший. Піддони заповнюють субстратом і заселяють черв'яками. Весь процес
компостування повністю автоматизований.
Методом вермикомпостуванням переробляються у компост відходи в місті Капрі: з 60 тис.
тонн твердих побутових відходів і 25 тис. тонн мулу стічних вод на майданчику 600 кв. м
отримують близько 30 тис. тонн вермикомпосту.
Вермикомпостування продемонструвало досить швидке зменшення концентрації
патогенних організмів, щоб задовольнити вимоги найвищого стандарту класу «А». У
порівняльному аспекті з іншими, набагато більш дорогими і технологічно складнішими
способами стабілізації відходів очисних споруд, метод вермикомпостуювання відносно
недорогий і вимагає мінімум техніки [5].
Низька собівартість переробки осаду стічних вод за допомогою вермикультивирования і
виробництва вермикомпосту забезпечить високу економічну ефективність при використанні їх у
якості нетрадиційних органічних добрив.
Отриманий вермикомпост, після встановлення класу токсичності, може бути використаний
у якості добавки, яка покращує стан ґрунту і органічного добрива під технічні, кормові та
деревно-чагарникові культури. Компости з осаду застосовуються для удобрення земель, що
відводяться під посадки деревно-чагарникових насаджень, парків, під багаторічні культурні
сінокосні, пасовищні угіддя, під технічні культури, а також на парові поля і при рекультивації
земель.
1. Маркин В. В. Утилизация осадков бытовых сточных вод / В. В. Маркин. // Вісник Донбаської національної
академії будівництва і архітектури. – 2013. – №3. – С. 138–140.
2. Мухортов Д. И. Оптимизация параметров вермикомпостирования осадков сточных вод, различающихся по
токсичности / Д. И. Мухортов, В. В. Ускова. // Вестник МарГТУ. – 2008. – №3. – С. 60–70.
3. Зотов Н.И. К вопросу об использовании осадков бытовых сточных вод в сельском хозяйстве / Н. И. Зотов,
В. Р. Суслов. // Вісник Донбаської національної академії будівництва і архітектури. – 2010. – №3. – С. 214
4. Чачина С.Б. Использование дождевых червей: навозный червь (E. fetida) и калифорнийский червь (E. andrei)
для разложения бытовых и промышленных отходов / С. Б. Чачина, О.С. Караваева. // Международный журнал
прикладных и фундаментальных исследований. – 2014. – №10. – С. 55–58.
5. Горбунов В. И. Дождевые черви для повышения урожая / В. И. Горбунов., 2012. – 192 с. – (Подворье).
131
ТЕХНОЛОГІЯ РЕМІНЕРАЛІЗАЦІЇ ВОДИ ДЛЯ ПОБУТОВОЇ СИСТЕМИ ЗВОРОТНОГО
ОСМОСУ
Мітченко Т. Є., Орестов Є. О., Макарова Н. В., Давидок А. О.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут ім. Ігоря
Сікорського», м. Київ
[email protected]
70
9
60
8
7
50
6
40
5
30
4
20
3
10
Водневий показник , од рН.
Загальний солевміст, мг/дм3
Доочищена за допомогою технології зворотного осмосу вода — пермеат —
характеризується низьким вмістом розчинених речовин та зниженим значенням показника рН
через наявність у воді розчиненого двоокису вуглецю.
З метою корекції мінерального складу пермеата в побутових системах зворотного осмосу
малої продуктивності використовують мінералізаційні картриджі, заповнені кальцитом або
іншими гранульованими мінералами. Такі картриджі зазвичай встановлюються на лінії подачі
очищеної воді споживачу, де об’ємна витрата пермеата може досягати 160 дм3/год. При контакті
пермеата з мінералами відбувається їхнє часткове розчинення, за рахунок чого відбувається
корекція як загального солевмісту, так і значення рН води:
+ + ! → ! В той же час, відомо, що при використанні подібних мінералізаційних картриджів
досягається несуттєва зміна загального солевмісту та рН пермеата при тривалому відборі води,
як це видно із залежності показників якості пермеата від об’єму, пропущеного через картридж,
після тривалого (понад 8 год) простою системи:
2
Об'єм пермеату,
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
см3
1
550
Загальний солевміст після мінералізації, мг/дм3
Загальний солевміст пермеату, мг/дм3
Рис. 1. Залежності показників якості пермеата від об’єму, пропущеного через картридж,
після простою системи.
Низька ефективність ремінералізації води за допомогою кальциту в побутових системах
зворотного осмосу пов’язана із високою швидкістю проходження води через мінералізаційний
картридж і, як наслідок, недостатнім часом контакту пермеата із кальцитом.
З метою визначення оптимального часу контакту пермеата із кальцитом було досліджено
кінетику розчинення кальциту пермеатом зворотного осмосу. Дослідження проводилося у
132
70
9,5
60
9
8,5
50
8
40
7,5
30
7
20
6,5
10
6
Час контакту, хв
5,5
0
0
10
20
30
40 50 60 70 80 90
Воднений показник, одиниці рН
статичних умовах шляхом приведення у контакт 100 см3 пермеата із 5,0 г кальциту. Одержані
кінетичні криві наведено на рисунку 2.
100 110 120
Рис. 2. Кінетичні криві ремінералізації пермеату кальцитом: зміна загального
солевмісту та рН.
Із рисунку 2 видно, що достатнім для ефективної ремінералізації часом контакту є час
понад 5 хвилин. Із урахуванням вищенаведеної об’ємної витрати #пермеат у 160 дм3/год об’єм
кальциту в картриджі*кальцит, який забезпечить необхідний час контакту конт , має скласти:
2пермеат ∙4конт
65∙7
= 5 = 13,3дм ,
*кальцит =
5
що унеможливлює застосування подібного способу ремінералізації. В той же час досягти
достатнього часу контакту при збереженні раціональних розмірів картриджа можна,
встановивши картридж на лінії наповнення накопичувального баку, де об’ємна витрата
пермеату, залежно від типорозміру мембранного елемента та тиску повітря в баку, складає 5–8
дм3/год. Окрім того, при встановленні картриджа на цій лінії забезпечується двократний контакт
пермеату із кальцитом — при наповненні баку та при видачі води.
В такому випадку необхідний об’єм кальциту складає:
2пермеат ∙4конт
7∙7
*кальцит =
= ∙5 = 0,21дм ,
∙5
що відповідає ємності стандартних картриджів. З урахуванням одержаних результатів була
розроблена і протестована технологічна схема побутової системи зворотного осмосу, в якій
збільшено час контакту пермеату із кальцитом за рахунок зміни конструкції установки та
зниження об’ємної витрати пермеату. В даній схемі мінералізаційний картридж встановлено не
на виході пермеату з установки зворотного осмосу, а на лінії надходження пермеату в бак.
133
80
9
70
8
60
7
50
6
40
5
30
4
20
3
2
10
Об'єм пермеата,
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
Загальний солевміст після системи із традіційною схемою, мг/дм3
Загальний солевміст після системи із пропонованою схемою, мг/дм3
рН після систему із традіційною схемою, од.
рН після системи із пропонованою схемою, од.
см3
1
Водневий показник, од рН.
Рис. 3. Пропонована технологічна схема побутової системи зворотного осмосу з
мінералізаційним картриджем, встановленим на вході в мембранний бак.
550
Рис. 4. Порівняння залежності показників якості пермеата від об’єму, пропущеного
через картридж, для систем із традиційною та пропонованою схемою.
В результаті за рахунок модифікації схеми побутової системи зворотного осмосу
досягнуто стабільної ремінералізації пермеату із досягненням загального солевмісту на рівні 60
мг/л.
1. Monique H. Vingerhoeds, Mariska A. Nijenhuis-de Vries, Nienke Ruepert, Harmen van der
Laan, Wender L.P. Bredie, Stefanie Kremer Sensory quality of drinking water produced by reverse
osmosis membrane filtration followed by remineralization. Water Research 94, 2016. P. 42-52
2. ДСанПіН 2.2.4-171-10 Державні санітарні норми та правила "Гігієнічні вимоги до води
питної, призначеної для споживання людиною". – 2010.
3. Ерохин М. А. Минерализация опресненной воды с применением материалов,
содержащих CaCO3. Автореферат, Москва 2008.
134
ПОБУТОВА СИСТЕМА ЗВОРОТНОГО ОСМОСУ З ВИСОКИМ ВИХОДОМ ПЕРМЕАТА
Мітченко Т. Є., Орестов Є. О., Шевчук О. А., Гудим Н. В.
Сікорського», Україна, м. Київ,
[email protected]
Побутові системи зворотного осмосу знаходять широке застосування в якості систем
доочищення питної води через свою високу ефективність очищення, надійність та доступність.
В той же час недоліком таких систем є низький вихід пермеата — на рівні 15-17% та відповідно
високі обсяги води, що скидається в каналізацію. Подібна експлуатація створює певні перепони
екологічного та економічного характеру для масового впровадження систем зворотного осмосу.
На рисунку 1 наведено річні обсяги використання води традиційною побутовою системою
зворотного осмосу (вихід пермеата 15%) та системою із високим виходом пермеата (50%).
12000 дм³
1825 дм³
10000 дм³
8000 дм³
6000 дм³
10342 дм³
4000 дм³
1825 дм³
2000 дм³
1825 дм³
0 дм³
Побутова система зворотного осмосу з Звичайна побутова система зворотного
високим виходом пермеата (50%)
осмосу (15%)
Обсяг скиду в каналізацію, дм³
Обсяг очищеної води, дм³
Рис. 1. Річні обсяги використання води традиційною побутовою системою зворотного
осмосу (вихід пермеата 15%) та системою із високим виходом пермеата (50%) за умови
щоденного споживання 5 дм3 очищеної води.
Низькі значення виходу пермеата для побутових систем зворотного осмосу обумовлені
необхідністю захисту мембранного елемента від скейлінгу — утворення відкладень
малорозчинних солей внаслідок їхнього концентрування. Низький вихід пермеата дозволяє не
перевищувати ступені перенасиченості за малорозчинними солями — на практиці основною
проблемою є карбонат кальцію:
135
; < = ∙ ; > =
<1
ДР?@?AB
(1)
де; < = ∙ ; > = — добуток концентрацiй відповідних йонiв у концентраті; ДРDEDFB —
добуток розчинностi карбонату кальцію.
З метою забезпечення захисту мембранного елемента від скейлінгу при роботі із виходом
пермеата 50% було запропоновано використання твердого антискаланту [1], принцип дії якого
базується на поступовому вивільненні у воду інгібіторів скейлінгу [2] залежно від йонного
складу води та об’ємної витрати [3, 4].
Таблиця 1 – Склад вихідної води.
Показник
Значення
Твердість загальна, мг-екв/дм3
4,25–4,7
3
Лужність загальна, мг-екв/дм
4,35–4,6
Залізо загальне, мг/дм3
0,2—0,4
Перманганатна
1,2—1,5
окиснюваність, мг О2/дм3
210–256
3
Сульфати, мг/дм
5–10
Хлориди, мг/дм3
10–20
рН, одиниці
7,13–7,24
Температура, °С
14–20
Значення LSI концентрату
1,48–1,75
З метою встановлення можливостї забезпечення тривалої роботи побутової системи
зворотного осмосу із високим виходом пермеата було проведено дослідження залежності
продуктивності за пермеатом від обсягу вихідної води. Система із твердим антискалантом
відрізнялась наявністю картриджа із твердим антискалантом, встановленого безпосередньо
перед входом води до мембранного елемента. Склад води протягом проведення експерименту
наведено в таблиці 1.
На рисунку 1 наведено криві зниження продуктивності обох систем зворотного осмосу. З
графіка видно, що контрольна система швидко почала втрачати продуктивність через скейлінг
— інші чинники забивання мембран виключено за допомогою якісної підготовки води перед
мембранами (механічна фільтрація та сорбційне очищення за допомогою активованого вугілля).
Система із твердим антискалантом продемонструвала значно більший ресурс.
136
Продуктивність за пермеатом, дм³/год
10 дм³/год
9 дм³/год
8 дм³/год
7 дм³/год
6 дм³/год
5 дм³/год
4 дм³/год
3 дм³/год
2 дм³/год
1 дм³/год
0 дм³/год
0 дм³
Обсяг вихідної води, дм³
2500 дм³
Контрольна система
5000 дм³
7500 дм³
10000 дм³ 12500 дм³
Система із твердим антискалантом
Рис. 2. Зміна продуктивностей за пермеатом двох побутових систем зворотного
осмосу від обсягу вихідної води: контрольна система та система із твердим
антискалантом.
Таким чином, одержані результати вказують на можливість створення побутової системи
зворотного осмосу із високим виходом пермеата, а саме 50%, із забезпеченням тривалої
стабільної продуктивності системи за пермеатом шляхом використання твердого антискаланта з
метою уникнення утворення скейлінгу мембранного елемента.
1. Orestov Y., Mitchenko T. Feed water pretreatment for membrane desalination using antiscalant
media // Desalination for the Environment: Clean Water and Energy — Rome, Italy, 22–26 May 2016
2. Орестов Є. О., Мітченко Т. Є. Фізико-хімічні основи дії інгібіторів фоулінгу мембран
зворотного осмосу та шляхи їхнього оптимального використання / Журнал «Вода і водоочисні
технології. Науково-технічні вісті». — 2013. — №2(12). — С. 3—17.
3. Orestov Y., Mitchenko T. Novel method of stabilizing water pretreatment for reverse osmosis
desalination // Water Science and Technology: Water Supply. — Vol 14, No 3 2014. — P. 478–484.
4. Orestov Y. Water correction for membrane technologies with usage of solid state antiscalant /
Orestov Y., Mitchenko T., Stasiuk N. // Ukrainian-Polish Scientific Conference “Membrane and
Sorption Processes and Technologies” (Kyiv, December 1-3, 2014). Abstracts. – Kyiv: NaUKMA,
2014 – P. 115.
137
ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД ПИВОВАРНОГО ЗАВОДУ
Момот М.Р.
Науковий керівник: Козар М.Ю.
Національний технічний університет України «Київський Політехнічний Інститут ім. Ігоря
Вода життєво важлива для економічного зростання і розвитку, а передусім для виживання
суходільних і водних екосистем. Уже сьогодні 700 млн людей, які живуть в 43 країнах світу,
страждають від постійного дефіциту води, а понад 900 млн осіб не мають доступу до джерел
чистої, питної води [1]. Загрозою для усього людства вважається виснаження і погіршення
якості водних ресурсів − джерела питної води і основи життєдіяльності на планеті. Через 30
років половина населення Землі буде потерпати від нестачі цієї рідини. Для України цей час
може настати значно раніше, а для жителів 1228 міст, населених пунктів України, які
користуються привозною водою, він вже настав [2].
Стан і ступінь використання водних ресурсів України тісно пов’язаний з рівнем розвитку
економіки та методами господарської діяльності. Із підвищенням інтенсифікації народного
господарства збільшується необхідність у спеціальних охоронних заходах, спрямованих на
запровадження більш жорсткого контролю за використанням природних вод, введення
нормування, обмеження, а іноді і повної заборони на використання найбільш виснажених
водних об’єктів.
Основні принципи сучасної водно-екологічної політики, встановлені Законом України
«Про затвердження Загальнодержавної цільової програми розвитку водного господарства та
екологічного оздоровлення басейну річки Дніпро на період до 2021 року», який визначає
головні напрямки цієї політики: раціональне та екологічно безпечне використання водних
ресурсів; підвищення технологічного рівня водокористування; розробка та впровадження нових
інноваційних технологій, які передбачають запобігання забрудненню поверхневих вод та
утилізацію шлаків від очищення стічних вод; удосконалення стандартів і нормативів щодо
використання водних ресурсів та лімітів забору води і скидання забруднюючих речовин у водні
об’єкти; створення автоматизованої інформаційно-вимірювальної системи спостереження та
прогнозування шкідливої дії вод; удосконалення системи державного управління водними
ресурсами [3].
Незважаючи на вимоги законів України, щорічно в басейни рік скидається близько 9,6
млрд м3 недостатньо очищених стічних вод, у тому числі 2,9-4,0 млрд м3 забруднених.
Населення 40 % території України споживає воду, яка не відповідає вимогам стандартів [4].
Щорічно у водойми України скидається близько 4 млрд м3 забруднених стоків. Теоретично
наявні методи дають можливість очистити стічні води на 95-96 %, хоча цього недостатньо, але
на практиці очищення відбувається в кращому разі на 70 – 85 %.
За рівнем негативного впливу на водні ресурси одне з перших місць посідають
підприємства харчової галузі. Всі підприємства потребують великої кількості води, причому, в
одних випадках вода використовується безпосередньо на технологію (пивоварна
промисловість), а в інших − для обслуговування технології, тобто для миття напівпродуктів та
обладнання (м’ясопереробна промисловість).
Пивна індустрія займає значну нішу в усій переробній промисловості України. Вона є
прибутковою не лише для інвесторів та безпосередніх виробників, а й для держави [5].
Пивоварне виробництво пов’язане з великими витратами води, основна кількість якої
утворює виробничі стоки. Велика кількість стічних вод утворюється на стадії миття та
замочування ячменю, промивки дріжджів, миття виробничих ємностей, трубопроводів, тари, а
також при скиданні останніх промивних вод варочного цеху. Тому актуальним питанням є
138
розробка нових та удосконалення існуючих технологій очищення стічних вод пивоварних
заводів, задля зменшення негативного впливу на навколишнє середовище та економії
енергетичних ресурсів.
Стічні води пивоварних заводів мають наступний зразковий склад забруднюючих
компонентів: залишки готового продукту, ячмінної дробини, паростки солоду, частки хмелю.
Найбільш забруднені стічні води виходять від замочування зерна, екстракції хмелю, миття
фільтромаси, відмивання дріжджів.
На основі аналізу літературних даних визначено, що найбільш вдалою технологією
очищення стічних вод пивоварного заводу є анаеробно-аеробна, що включає стадію механічного
очищення на барабанних решітках та в первинному відстійнику, далі стоки подаються на
анаеробне зброджування в UASB – біореактор з подальшим аеробним очищенням в аеротенку.
При роботі біореактора передбачено використання як вільноплаваючих, так і іммобілізованих на
несучих елементах мікроорганізмів. Стічна вода, що подається на очищення в центральній
частині реактора рухається вниз, а потім вздовж несучих елементів вгору, причому течія
створюється частково за рахунок утворення мікроорганізмами біогазу [6, 7]. Саме використання
іммобілізованих мікроорганізмів та конструктивні особливості реактора сприяють підвищенню
швидкості та ефективності очищення стічної води пивоварного заводу. Стічна вода та активний
мул по верхньому освітлювальному каналу передаються у вторинний відстійник. Освітлена вода
поступає на єршовий змішувач. Далі вода направляється в контактний резервуар. Дана споруда
призначена для забезпечення контакту гіпохлориду зі стічною водою протягом 30 хвилин. Для
забезпечення достатньої насиченості очищеної води киснем на станції встановлено аератор
водозливу. Це система з вільними перепадами рівнів води між майданчиком очисних споруд та
максимальним рівнем води у водоймі. На перепадах та водозливах аерування води відбувається
за рахунок атмосферного повітря, або через турбулентну дифузію кисню із атмосфери у воду[8].
Дана схема дозволяє очистити стоки до нормативних показників, які дають можливість
скидати стоки у річку, тобто провести повне біологічне очищення з доведенням до значень
БСКповн–15 мг/дм3, СЗР – 15 мг/дм3.
1. Пашков А. П. Проблеми забруднення поверхневих, підземних і стічних вод та заходи
щодо
їх
ліквідації
[Електронний
ресурс]
–
Режим
доступу
до
журн.:
http://webcache.googleusercontent.com
2. Глобальні проблеми світу. Атлас / Міжнародний банк реконструкції та розвитку − К.:
ДНВП «Картографія», 2009. – 144 с.
3. Про затвердження Загальнодержавної цільової програми розвитку водного
господарства та екологічного оздоровлення басейну річки Дніпро на період до 2021 року : Закон
України [ прийнятий ВР України 24 тр. 2012 р.] – № 4836 – С. 94 – 96.
4. Екологічна безпека гідросфери регіонів, очищення стічних вод та утилізація шламів
водоочищення / О. М. Адамченко, Л. І. Челядін, В. Л. Челядін, М. Р. Скробач// Екотехнологии и
ресурсосбережение. – К.:2007. − № 6. – С. 68-73.
5. Воронов Ю. В. Биологическая очистка сточных вод малых населенных пунктов и
объектов сельскохозяйственного назначения (часть 2). / Ю. В. Воронов, А. В. Кудин. – М.:
Центр научно-технической информации, пропаганды и рекламы, 1991. –С. 34 – 45.
6. Хенце М. Очистка сточных вод / М. Хенце, П. Армоэс, Й. Ля-Кур-Ясен, Э. Арван. – М.:
Мир, 2009. – 480 с.
7. Колесников В. П. Современное развитие технических процессов очистки сточных вод в
комбинированых сооружениях. – Росто-на-Дону: Юг, 2005. – 212 с.
8. Аналіз і напрямки розвитку ринку пивоварної галузі України / І. В. Мельник А. І.
Литвинчук, Л. В. Дужко, С. В. Омельчук // Економіка харчової промисловості – 2013. –Т.17, №
1. – С. 57 – 61.
139
КОАГУЛЯЦІЙНЕ ОЧИЩЕННЯ МАЛОМУТНИХ, ВИСОКОКОЛІРНИХ ВОД
ТИТАНОВМІСНИМ КОАГУЛЯНТОМ
Нижник Т.Ю.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут ім.
І.Сікорського», Україна, м.Київ. e-mail: [email protected]
Одним з основних методів, що застосовуються для очищення поверхневих вод, є
коагуляція. Цей метод добре зарекомендував себе для видалення завислих частинок та
високомолекулярних органічних речовин. Даний метод є дешевим і у більшості випадків
достатньо ефективним. Проте проблемними для коагуляційної очистки є маломутні води з
високим вмістом природних високомолекулярних сполук (високою колірністю). Використання
коагуляції для очищення таких вод дає, як правило, незначний ефект, та/або потребує значних
кількостей коагулянту.
Використання солей Ti(IV) у якості коагулянту дозволяє ефективно очищувати такий тип
вод. Крім того, солі Ti(IV) працюють у значно менших концентраціях і при значно нижчих
значеннях pH, вимагають меншого запасу лужності, ніж традиційні коагулянти на основі солей
Al або Fe(II)/Fe(III). Проте використання солей Ti(IV) на практиці ускладнено високою
швидкістю гідролізу, що заважае ефективному розподілу солей по об’єму очищуваної води і
зводить на нівець переваги від застосування солей Ti(IV). Для сповільнення швидкості гідролізу
можливе додаткове введення кислоти, проте це значно знижує pH очищуваної водии і потребує
на подальших стадіях очищення введення додаткових підлужуючих реагентів.
Більш технологічно доцільним є використання композиції на основі алкоголятів Ti(IV)
та/або спиртових розчинів його неорганічних солей.
Було досліджено ефективність очищення модельної води з високою колірністю (гумати та
фульвати – природні високомолекулярні сполуки) та низькою мутністю за допомогою чистого
TiCl4, розчину TiCl4 у хлоридній кислоті та композиції на основі алкоголяту Ti у спиртовому
розчині. Крім того, було проведено дослідження із використанням Al2(SO4)3 – широко
застосовуваного у промисловості коагулянту. Результати наведені у таблиці 1.
Таблиця 1. Результати пробної коагуляції.
Коагулянт
Доза, мг/дм3
Вихідна вода
Ti-спиртова композиція
0.05
(перерах.
на
TiCl4+HCl (pH = 1,8)
TiO2)
TiCl4
Al2(SO4)3
75
Колірність, °
108
23
26
61
48
Мутність, мг/дм3
0,19
0,12
0,15
0,84
0,27
pH
6,54
6,12
4,98
6,09
4,53
Як видно з таблиці, запропонована композиція на основі сполук Ti(IV) ефективно очищує
воду навіть у дуже малих дозах (0,05 мг/дм3 в перерахунку на TiO2), дозволяючи досягнути
вимог ДСанПіН для питної води, при цьому не має технологічних недоліків неорганічних солей
Ti. Використання Al2(SO4)3 навіть у значно більших дозах (75 мг/дм3) не дозволяє досягти
потрібного ступеня очищення.
140
ЗАСТОСУВАННЯ МЕТОДУ БІОТЕСТУВАННЯ ДЛЯ ВИЗНАЧЕННЯ
ТОКСИЧНОСТІ ВІДПРАЦЬОВАНИХ РОЗЧИНІВ ШКІРЯНОГО ВИРОБНИЦТВА
Ніконова А.В., Андреєва О.А., Майстренко Л.А.
Київський національний університет технологій та дизайну (КНУТД),
Україна, Київ, [email protected]
Традиційно шкіряне виробництво вважається не лише одним з найбільших споживачів
водних ресурсів, а й джерелом їх забруднення. При цьому, оскільки умови проведення хімікотехнологічних процесів постійно змінюються, змінюється також вміст утворюваних
промислових стоків, їх токсичність. Саме цим можна пояснити увагу багатьох фахівців до
переддубильно-дубильних процесів, після проведення яких відпрацьовані розчини містять
токсичні сполуки хрому, продукти розпаду протеїнів, сульфати, хлориди та завислі речовини.
Надходження таких розчинів у водні об’єкти згубно діє на живі організми, викликаючи
незворотні процеси руйнування сформованої природної екосистеми [1].
Аналіз екологічного стану шкіряного виробництва виявив, що ефективне зниження
шкідливого навантаження на водні об’єкти можливе за рахунок розробки та впровадження
альтернативних технологій дублення і хімічних матеріалів, які сприяють вилученню сполук
хрому з робочих розчинів.
Прикладом більш раціонального використання хромового дубителя є розроблена за участю
авторів ресурсоощадна технологія виробництва одягової шкіри з овчини шляхом заміни
традиційного пікелювання перед хромовим дубленням обробкою сучасним полімерним
матеріалом на основі акрилової кислоти. Експериментально підтверджено поліпшення (у бік
зменшення) таких важливих показників відпрацьованого дубильного розчину як вміст сполук
хрому (в 2,0 рази), вміст сульфатів (в 1,5 рази), ХСК (в 1,2 рази), БСК (в 2,0 рази) [1]. Разом з
тим, розроблена технологія передбачає злив відпрацьованого полімерного розчину, що не
виключає потрапляння залишків полімеру до загальних стоків. Крім того, зазначений полімер є
відносно новим матеріалом у виробництві натуральної шкіри, тому його вплив на водні
організми не було досліджено. У зв’язку з цим метою даної роботи було визначити токсичність
відпрацьованих розчинів, утворюваних на стадії підготовки шкіряного напівфабрикату до
хромового дублення, методом біотестування водних об’єктів за допомогою гіллястовусих
ракоподібних Daphnia magna St.
Тестування проводили на відпрацьованому полімерному розчині, одержаному при витраті
полімерного матеріалу 1,5 %. Паралельно визначали ступінь токсичності відпрацьованого
пікельного розчину. В усіх випадках проби відбирали перед застосуванням дубильних сполук
хрому [2]. Основні фізико-хімічні характеристики відпрацьованих розчинів наведено у табл. 1.
Таблиця1. Характеристика відпрацьованих розчинів
Після
Показник
полімерна
пікелювання
Значення рН
7,0
3,2
–
11,1
- хлориди
–
29,4
ХСК/БСК
1,1
3,4
Вміст, г/л:
- сульфати
141
Токсичність аналізованих розчинів оцінювали за ступенем токсичності по п’ятибальній
шкалі та за гострою летальною концентрацією, спостерігаючи стан і виживання водних
організмів при різному вмісті токсикантів протягом певного часу [3,4].
Біотестування проводили восени поточного року на попередньо відстояних протягом 2
годин пробах. Для контролю та розведення використали відстояну протягом 7 діб водопровідну
воду із загальною жорсткістю 10,5 мг-екв/л, значенням pH близько 7,5, температурою 20±2 ° та
вмістом кисню понад 6,0 мг/л.
У кожну з дослідних та контрольних тест-камер зі 100 мл досліджуваної проби вміщували
по 10 екземплярів дафній віком до 24 годин. З метою визначення ступеня токсичності
відпрацьованих розчинів тестували нерозведену та розведені проби при кратності розведення (Кр)
10, 50, 100, 250, 500. Підрахунок кількості живих дафній здійснювали візуально через 1, 6, 24, 48,
96 годин від початку досліду, а потім на підставі одержаних даних визначали
середньоарифметичний відсоток виживання (для трьох дослідів) (табл. 2).
Таблиця 2. Виживання тест-об’єктів Daphnia magna St у розчинах
Середньоарифметичний % виживання
Час,
год
1
6
24
48
96
після полімерної обробки
Кр0 Кр10
80,0 83,3
66,7 90,0
після пікелювання
контКр50 Кр100 Кр250 Кр500 Кр0 Кр10 Кр50 Кр100 Кр250 Кр500 роль
100,0 100,0 100,0 100,0 63,3 80,0 100 100 100 100,0 100,0
96,7 100,0 100,0 100,0 40,0 73,3 80,0 100 100 100,0 100,0
86,7 93,3 100,0 100,0 10,0 60,0 70,0 93,3 96,7 100,0 100,0
53,3 73,3
46,7 66,7 70,0
33,3 40,0 53,3
73,3
96,7 100,0
–
46,7 53,3
70,0
86,7
90,0
100,0
70,0
96,7
–
13,3 30,0
40,0
73,3
83,3
96,7
96,7
Результати проведених досліджень свідчать про те, що нерозведений пікельний розчин
викликає повну загибель дафній менше, ніж за 48 годин. За оцінкою ступеня токсичності такий
розчин має гостру летальну дію і є небезпечним для водойм. Це можна пояснити низьким
значенням рН внаслідок наявності залишків сірчаної кислоти. При подальшому розведенні
наприкінці тестування спостерігається значне відхилення від контролю в межах 86,2-13,9 %.
При цьому у всіх випадках відбувається загальне погіршення стану дафній: уповільнення їх
руху та замирання. У нерозведеній пробі відпрацьованого полімерного розчину відсоток
відхилення від контролю наприкінці тестування за показником виживання становить 35,5 %, що
дозволяє віднести такий розчин до високотоксичних стоків. Стан дафній погіршується до
сторазового розведення розчину, при цьому відхилення від контролю знаходиться в межах від
58,6 до 27,1 %. Смертність дафній відсутня при розведенні розчину після полімерної обробки
більш, ніж в 250 разів.
Для виявлення гранично допустимого рівня токсичності відпрацьованих розчинів
розраховували гостру летальну токсичність, критерієм якої є загибель понад 50 % дафній у
дослідному розчині щодо контрольного при біотестування протягом 96 годин. Було
встановлено, що мінімальна кратність розведення відпрацьованого полімерного розчину на
основі акрилової кислоти повинна бути близько 50 разів, у той час як для пікельного розчину
понад 140 разів.
Таким чином, на підставі проведеного біотестування можна зробити висновок, що
використання полімерного матеріалу на основі акрилової кислоти замість традиційного
142
пікелювання перед хромовим дубленням суттєво зменшує токсичний вплив шкіряного
виробництва на водні організми та природне середовище.
1. Nikonova A. Application of advanced polymeric compounds for development of
leather
production
[Електроннийресурс]
/
A.
Nikonova,
O.
Andreyeva,
L.
Maistrenko // IOP Conf. Series: Materials and engineering. – 2016. – 111
(1). – P. 1-6. – Режим доступу дожурн.: http://iopscience.iop.org/article/10.1088/1757899X/111/1/012024?fromSearchPage=true
2. Данилкович А. Г. Технологія і матеріали виробництва шкіри / А. Г. Данилкович, О. Р.
Мокроусова, О. А. Охмат ; під ред. А. Г. Данилковича. – К. : Фенікс, 2009. – 580 с.
3. Крайнюкова А. Н. Методические указания по биотестированию сточных вод / А. Н.
Крайнюкова , И. П. Ульянова, Т. А. Хоружая. – М. : Госкомитет СССР по охране природы, 1991.
– 48 с.
4. Визначення гострої летальної токсичності на Daphnia Magna Straus та Ceriodaphnia
Affinis Lilljeborg (Cladocera, Crustacea) (ISO 6341:1996, MOD) : ДСТУ 4173.2003.– [Чинний від
2004-07-01]. – К.: Держспоживстандарт України, 2004. – 10 с.
ВИДАЛЕННЯ БАРВНИКІВ ЗІ СТІЧНИХ ВОД
Обушенко Т.І., Толстопалова Н.М., Холмецька Ю.М., Галась М.А.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут»,
03056, Україна, Київ, пр. Перемоги, 37
[email protected]
Основним принципом на шляху країни до сталого розвитку є постійне вдосконалення. Це
стосується і екологічної ситуації водного, ґрунтового та повітряного середовищ. На
сьогоднішній день однією з актуальних екологічних проблем України є очищення стічних вод
від органічних барвників, токсичних для живих організмів. Серед багатьох забруднюючих
речовин, барвники характеризуються розповсюдженістю та високою токсичністю. Підприємства
легкої, харчової та інші формують значну кількість стічних вод, що містять барвники.
Незважаючи на заходи з очищення, вміст барвників в промислових стічних водах досить
високий. Присутність барвників викликає серйозні труднощі при очищенні стічних вод, а самі
по собі багато барвників є токсичними речовинами.
Недосконалість існуючих технологій вилучення чи деструкції барвників зумовлює
необхідність пошуку альтернативних методів. Одним з перспективних методів є технологія
флотоекстракції. Флотоекстракція – технологія поверхневого фізико-хімічного розділення.
Вперше була представлена як удосконалений метод йонної флотації, що виключає
піноутворення [1]. Можна виділити наступні головні переваги флотоекстракції:
• можливість роботи з великими об’ємами водних зразків;
• активна речовина виноситься бульбашками газу і надходить у шар гідрофобної рідини без
змішування фаз;
• процес не є рівноважним і не лімітується константою розподілу;
• неможливість утворення емульсій;
• багаторазове концентрування іонів у невеликих об’ємах органічного розчинника;
• використання невеликої кількості екстрагенту порівняно з рідинною екстракцією.
На сьогоднішній час вважається, що механізм флотоекстракції складається із двох
основних стадій: перенесення речовини усередині й на поверхні бульбашок та між двома
рідкими фазами, викликаному градієнтом концентрацій. На додаток до цього бульбашки, що
143
піднімаються, захоплюють із собою у вигляді плівки, воду з розчиненою у ній речовиною. В
такий спосіб також відбувається екстракція речовини в органічний шар, при цьому саме така
екстракція є рівноважною. Вода з органічної фази, у свою чергу, повертається у вигляді крапель
у водну фазу, захоплюючи з собою й частину речовини.
Метою роботи є вивчення можливості видалення барвників на прикладі кристалічного
фіолетового зі стічних вод методом флотоекстракції, дослідження закономірностей процесу,
залежностей впливу різних параметрів на процес, підбір раціональних параметрів.
Для досягнення поставленої мети необхідно вирішити наступні задачі:
− теоретично обгрунтувати вибір методу ефективного очищення стічних вод,
забруднених барвниками;
− встановити фізико-хімічні умови флотоекстракційного очищення стічних вод;
− дослідити вплив різних параметрів та їх взаємного впливу на ефективність
процесу.
Процес вилучення барвників проводили в скляній колонці, дном якої слугував фільтр
Шота. Газ (азот) подавали з балону. Витрата газу 40 см3/хв. Процес флотоекстракції відбувався
до встановлення постійної залишкової концентрації барвника, яку визначали фотометричним
методом [2]. Вихідна концентрація барвника 10 мг/дм3. Мірою ефективності процесу
флотоекстракції обрано ступінь вилучення. На флотаційний процес впливають: рН стічних вод,
температура стоків, солевміст, конструкція флотаційної установки та ін.
Кристалічний фіолетовий або генцианвіолет відноситься до класу анілінових барвників.
Найчастіше використовується в аналітичній хімії в ролі індикатора, в мікробіології для
виявлення патогенних організмів. В промисловості використовується як складова чорнил, або як
барвник для тканин.
В якості збирача використовували аніонний ПАР натрію лаурілсульфат. ПАР вводиться в
систему для того, щоб додати новоутвореним комплексам гідрофобності. Основний принцип
вибору збирача, при промисловому застосуванні флотації полягає в нейтралізації заряду катіона
або аніона відповідним іоногенним ПАР, тобто при необхідності флотації катіона
використовують аніонні ПАР, при флотації у вигляді аніона – катіонні. ПАР разом з барвником
утворює гідрофобний комплекс, який поверхнево взаємодіє з бульбашками газу (азоту) і
підіймається до межі розподілу фаз «вода-органічна сполука» і поглинається органічною фазою.
В даній роботі досліджувалась ефективність флотоекстракції з таким екстрагентами:
ізопентанол, бутанол, гексанол, октанол, деканол, ізооктанол. Найкращим виявився ізопентанол.
Ступінь видалення барвника склав 96,33%.
Досліджено закономірності вилучення барвника кристалічного фіолетового в інтервалі
концентрацій 10 - 100 мг/дм3 у водних розчинах, який відповідає його вмісту у стічних водах.
Встановлено, що при використанні флотоекстракції доцільно використовувати наступні
технологічні рекомендації: процес проводити в присутності натрію лаурилсульфату (ПАР);
молярне співвідношення (кристалічний фіолетовий-ПАР) = (1:1); бажане значення рН
середовища – 5; витрати газу -– 40 см3/хв; тривалість процесу – 15 хвилин. При раціональних
умовах, які вдалось забезпечити в ході експерименту, і вихідній концентрації барвника 10
мг/дм3 максимальний ступінь вилучення кристалічного фіолетового становив 99,39%, при цьому
залишкова концентрація полютанту – 0,06 мг/дм3, що не перевищує встановленої норми ГДК
барвників.
1. Астрелін, І. М. Теоретичні засади та практичне застосування флотоекстракции: огляд
[Текст] / І. М. Астрелін, Т. І. Обушенко, Н. М. Толстопалова, О. О. Таргонська // Вода і
водоочисні технології. – 2013. – № 3. – С. 3–23.
2. Набиванець, Б.Й. Аналітична хімія природного середовища. / Б.Й. Набиванець, В.В.
Сухан, Л.В. Калабіна - К.: - Либідь, 1996. - 303 с.
144
ВИПРОБУВАННЯ ДРЕНЧЕРНОГО РОЗПИЛЮВАЧА
ЯК РОЗБРИЗКУВАЛЬНОГО ПРИСТРОЮ БРИЗКАЛЬНОГО БАСЕЙНА
Орел В.І., Завойко Б.В.
Національний університет “Львівська політехніка”, Україна, м. Львів,
У системах виробничого водопостачання для охолодження води застосовують ставкиохолоджувачі, бризкальні басейни чи градирні.
Розбризкувальні пристрої повинні забезпечувати максимальне розбризкування води, а
також рівномірно розподіляти воду над бризкальним басейном та створювати однакові за
розміром дрібні краплини. Це забезпечується формою пристрою та вільним напором води перед
ним (зазвичай складає 5…8 м). Розбризкувальні пристрої повинні бути прості за конструкцією
та в експлуатації, не засмічуватись, легко прочищатися, мати невеликі втрати напору та
прийнятну вартість [1, с.67-68]. Відстань між окремими розбризкувальними пристроями складає
1,2…4,5 м [1, с.68].
Метою дослідження є випробування дренчерного розпилювача як розбризкувального
пристрою бризкального басейну. Для досягнення поставленої мети необхідно визначити витрату
води крізь розпилювач за певних значень тиску.
Витрату води, л/хв., яку забезпечує дренчерний розпилювач, потрібно розраховувати за
формулою [2, п.9.3]:
Q=K⋅ p ,
де К – константа (К-фактор [2, п.9.2]), (л/хв.)/бар½, вказана виробником;
р – тиск, бар.
Для проведення дослідження в НДЛ-27 кафедри гідравліки та сантехніки
НУ "Львівська політехніка" був створений експериментальний стенд1 (рис. 1).
390
800
Вид А
1000
Б-Б
O32
8
М
А
Б
70
250
30
30
7
O32
3 4 5 6
70
2
670
1
O25
78
М
1000
O32
75
R = 500
R = 1000
335
40
30,5
80
40
Б
30,5
80
O25
Рис 1. Схема експериментального стенду:
1 – лічильник води; 2 – дно гідравлічного лотка;3 – вентиль; 4 – мірна ємність;
5 – гнучка вставка (армований гумовий шланг); 6 – експериментальний трубопровід;
7 – вузол розпилювання; 8 – дренчерний розпилювач; М – манометр
Досліди проводили в гідравлічному лотку шириною 1020 мм та висотою 730 мм.
Випробовували2 водяний розпилювач типу TY3251 (К = 80,6 (л/хв.)/бар½; d = 16,3 мм)
корпорації Tyco з розеткою вниз.
1
У монтуванні експериментального стенду брав участь бакалавр Ю.О. Шмігель.
145
Воду на дренчерний розпилювач через гідравлічну систему (лічильник води, напірні
трубопроводи, вузол розпилення) подавали з напірного бака при сталому гравітаційному тиску
2,04 кгс/см². Температура води становила 18°С.
Витрату води з дренчерного розпилювача вимірювали об’ємним методом, а тиск перед
ним – за допомогою манометра марки МЗМ (ГОСТ 2405-72) з Кт = 2,5.
Залежність p = f(Q) дає можливість побудувати зміну тиску перед дренчерним
розпилювачем від витрати води крізь нього.
Результати випробування наведені в таблиці, а залежність p = f(Q) – на рис. 2.
Результати випробуванні водяного розпилювача типу TY3251
(К = 80,6 (л/хв.)/бар½)
Ч/ч
Тиск р
Об’ємна витрата Q
кгс/см²
бар
л/ с
л/хв
1.
0,38
0,387
0,852
51,12
2.
0,42
0,428
0,895
53,70
3.
0,46
0,469
0,934
56,04
4.
0,48
0,489
0,954
57,24
р, бар
0,5
0,4
0,3
0,2
1
0,1
2
0
0
10
20
30
40
50Q, л/хв
60
Рис. 2. Залежність тиску перед розпилювачем типу TY3251 від витрати води:
1 – дослід ; 2 – розрахунок за формулою
На цьому ж рисунку для водяного розпилювача типу TY3251 (d = 16,3 мм) показана
залежність, розрахована за вище наведеною формулою при К = 80,6 (л/хв.)/бар½. Як видно,
експериментальні та розрахункові значення відрізняються не більше ніж на 5%.
Розпилення води проводили в радіусі 0,50 м та 1,05 м. При цьому при R = 1,05 м об’ємна
витрата була дещо меншою, ніж при R = 0,50 м.
Отже, результати випробовування підтверджують можливість використання водяного
дренчерного розпилювача як розбризкувального пристрою бризкального басейна, оскільки
забезпечуються мінімальні напір перед розпилювачем та відстань між ними.
1. Айрапетян Т.С. Водне господарство промислових підприємств: навч. посібник /
Т.С. Айрапетян; Харк. нац. акад. міськ. госп-ва. – Х: ХНАМГ, 2010. – 280 с.
2. ДСТУ Б CEN/TS 14816:2013. Стаціонарні системи пожежогасіння дренчерні системи.
Проектування, монтування та технічне обслуговування (CEN/TS 14816:2008, IDT). – Київ:
Мінрегіон України, 2013. – 44 с.
2
У випробуванні дренчерного розпилювача брав участь бакалавр Ю.О. Шмігель.
146
ВИЛУЧЕННЯ БАРВНИКІВ З ВОДНИХ РОЗЧИНІВ МІКРОННИМИ
ХАЛЬКОГЕНІДАМИ МОЛІБДЕНУ (IV)
Панкратенко К.С., Донцова Т.А.
Національний технічний університет України «Київський Політехнічний Інститут»
03056, м. Київ, пр. Перемоги 37, корпус 4
Фотокаталітичні процеси за останнє десятиліття викликають все більший інтерес. Такі
процеси як розкладання органічних сполук в рідкій та газовій фазах, перетворення сонячної
енергії, органічний синтез за участі фотокаталізаторів, а також створення сенсорів і пристроїв
нанофотоніки знаходять все більше застосування.
Оскільки широко поширений фотокаталізатор TiO2 має свої недоліки, а халькогеніди
перехідних металів являють собою напівпровідники та є хімічно інертними, виникає
зацікавленість в них як фотокаталізаторах. Завдяки своїй двовимірній структурі, подібній
графену, MoS2 та МоSе2 мають унікальні електричні та оптичні властивості. Проте,
сорбційно-фотокаталітичні властивості халькогенідів молібдену на даний момент ще не
достатньо вивчені. Тому, дослідження, що спрямовані на вивчення саме цих властивостей, є
вкрай актуальними.
Метою даної роботи було дослідження вилучення барвників з водного розчину за
допомогою MoS2 та МоSе2 за різних температур.
Для цього фотокаталізатори певної маси вносили у фотореактор, де знаходився розчин
метиленового синього з концентрацією 20 мг/дм3. Процес вилучення проводили за трьох різних
температур: 20 oC, 40 oC та 60 oC при видимому світлі. Доза фотокаталізатора становила 2,5
г/дм3. Результати досліджень наведено на рисунку.
22
С,
мг/дм3 20
6
18
5
4
16
14
3
12
2
1
10
0
5
10
15
20
25
t, хв.
Швидкість вилучення барвника мікронними MoS2 та MoSe2 в залежності від температури:
1 – MoS2 за 20 oC, 2 – MoS2 за 40 oC, 3 – MoS2 за 60 oC,
4 – MoSе2 за 20 oC, 5 – MoSе2 за 40 oC, 6 – MoSе2 за 60 oC.
За даними рисунку, рівновага наступає досить швидко і зі збільшенням температури
ступінь вилучення зменшується. При 20 oC після досягнення рівноваги концентрація барвника в
розчині не змінюється з часом. Проте, при підвищенні температури ця тенденція не зберігається.
Вже при 40 oC спостерігається невелике збільшення концентрації барвника в розчині з часом для
обох зразків халькогенідів молібдену (IV), а при 60 oC воно більш виражене. Отже, можна
стверджувати, що адсорбція є значущою в сукупному сорбційно-фотокаталітичному процесі.
147
ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ТА ПРИРОДНИХ ВОД ВІД БІОГЕННИХ ЕЛЕМЕНТІВ
Петриченко А.І., Вембер В.В., Мартинюк Я.П., Кійченко О.Ю.
Науковий керівник Гомеля М.Д.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут імені
Ігоря Сікорського», Україна, м. Київ,
[email protected]
Щорічно зростає кількість води, що потребує людство для забезпечення належного рівня
існування, причому основним джерелом водопостачання є поверхневі водойми. Одночасно це
призводить й до збільшення кількості господарсько-побутових скидів, що містять велику
кількість органічних та неорганічних домішок [1]. Особливу небезпеку становлять сполуки
фосфору та нітрогену (амонійні, нітрити та нітрати).
При потраплянні у водойми сполуки нітрогену та фосфору спричинюють бурхливий
розвиток рослин та збільшення чисельності зоопланктону. Сполуки амонію є продуктом
життєдіяльності організмів, надлишок якого призводить до підвищення рН середовища,
зниження концентрації розчиненого кисню, прискореної евтрофікації водойми та виділенню
отрути ціанобактеріями [2].
Про давність забруднення водойми можна судити, виходячи із вмісту в ній біогенних
елементів. Якщо у воді містяться тільки амонійні іони, за відсутності іонів нітратів та нітритів,
це свідчить про первинне забруднення господарсько-побутовими стоками. Присутність у воді
нітритів вказує на те, що відбулася перша стадія мінералізації аміаку, тобто вода вже
забруднюється впродовж деякого часу. Кінцевим продуктом розкладу амонію є нітрати. Якщо у
воді одночасно присутній амонійні іони та нітрити – це свідчить про систематичне забруднення
протягом короткого проміжку часу. Але якщо у воді присутні всі три біогенні сполуки
нітрогену, то це свідчить про постійне та довготривале забруднення водойми [3].
В природних водоймах фосфор знаходиться у вигляді розчинених форм фосфатів,
ортофосфатів та поліфосфатів, й на відміну від нітрогену фосфор не має збалансованого
кругообігу.
На сьогодні відомо декілька методів очищення стічних вод від сполук нітрогену –
хімічний і біологічний [4]. Найбільш поширеним, дешевшим та ефективним є біологічний метод
видалення нітрогену. Відомо, що хімічні методи потребують використання значної кількості
дорогих реагентів та спричиняють утворення інших небезпечних сполук.
Біологічний метод включає комбінування процесів нітрифікації і денітрифікації.
Нітрифікацію здійснює незначна група мікроорганізмів в кілька етапів [5]. На першому
відбувається окиснення амонійних сполук до нітритів під впливом бактерій Nitrosomonas, а на
другому – нітрити окиснюються бактеріями Nitrobacter до нітратів:
NH4+ + 3/2 O2 → NO2- + H2O + 2H+
NO2- + ½ O2 →NO3-.
Біохімічне окиснення органічних речовин супроводжує процес нітрифікації, що
відображається на кількості споживання кисню. Суттєвим недоліком даного методу - є повільне
зростання цих бактерій, яке залежить від багатьох факторів, зокрема – температури
навколишнього середовища і ступеня насиченості води киснем. Нітрифікація починається
приблизно тільки на 7-у добу інкубації.
Процес денітрифікації ґрунтується на ферментативному відновлені нітратів до
молекулярного нітрогену в анаеробних умовах. Денітрифікація здійснюється факультативними
аеробами Bacterium denitrificans та Pseudomonas flourescens, яке для дихання використовують
зв’язаний кисень нітритів та нітратів. Денітрифікація проходить в кілька стадій: нітрати
окислюються до нітритів, нітрити - до оксиду нітрогену (ІІ), оксиду нітрогену (ІІ) - до N2O, а
останній до вільного азоту, що завершує його біологічний кругообіг:
NO3-→ NO2- → NO → N2O → N2 .
148
Розробляються нові процеси біологічної очистки води від сполук нітрогену: часткова
нітрифікація або нітритація, денітрифікація з допомогою нітрифікуючи бактерій та ін., які
мають назву ANAMMOX, OLAND та ін. [6].
Для видалення сполук фосфору з води також використовують хімічний, біологічний та
комбінований методи [7]. Метою всіх процесів є переведення розчиненого фосфору в його
нерозчинну форму, яку можна відокремити в процесі поділу. Частково сполуки фосфору
засвоюються активним мулом, а частково – залишаються в очищених водах.
При хімічному осадженні фосфору використовують солі дво- і тривалентних металів за
умови активного перемішування перед осадженням. Широке поширення набуло застосування
таких коагулянтів як солі алюмінію і заліза, вапно.
В результаті біологічної очистки, що включає додаткову анаеробну стадію, фосфати та
поліфосфати гідролізуються в ортофосфати, основна частина розчинних органічних
фосфоровмісних сполук переходить в ортофосфати в результаті біологічного розкладання
органічних речовин. Для біологічного видалення фосфору зазвичай використовуються системи з
активним мулом і молекулярним киснем в якості окиснювача. В аеробних умовах аеротенків
сполуки фосфору засвоюються організмами активного мулу, проте здатність бактерій, що
накопичують фосфор, виділяти його у напіванаеробних умовах аеротенків і вторинних
відстійників пояснює збільшення вмісту фосфатів в очищених водах [8].
В звичайних умовах біологічної очистки процеси нітрифікації і дефосфотації суперечать
один одному, тому використання технології глибокого видалення азоту і фосфору біологічним
методом передбачає штучне створення різних зон, які по мірі забезпеченості киснем,
поділяються на три: аеробна, аноксидна і анаеробна [8].
Враховуючи вказані недоліки, на сьогоднішній день існуючі станції біологічної очистки та
підготовки води, на жаль, не можуть забезпечити необхідний ступінь очищення води від сполук
нітрогену та фосфору. Тому необхідним є удосконалення існуючих, а також дослідження і
розробка нових методів очистки стічних та природних вод.
1. Сухарев С.М. Основи екології та охорони довкілля: навчальний посібник [для студ. вищ.
навч. закл.] / С.М. Сухарев, С.Ю. Чундак, О.Ю. Сухарева. – К.: Центр навчальної літератури, 2006. –
394 с.
2. Саблій Л.А. Сучасні біотехнології видалення азоту із стічних вод / Л.А. Саблій, В.С.
Жукова // Вісник Національного університету водного господарства та природокористування: зб.
наук.
праць.
–
Рівне,
2010.
–
Вип.
1
(49):
Технічні
науки.
–
С. 25-31
3. Коткова Т.М. Моніторинг забруднення сполуками азоту річок Лугинського району
Житомирської області / Т.М. Коткова, В.І. Котков, Г.О. Селезньова // Вісник ЖНАЕУ. – 2011. – №2,
т.1. – С. 106-112,
4. Кульский Л. А. Справочник по свойствам, методам и очистки воды. Ч.1 / Л. А. Кульский, И.
Т. Гороновский, А. М. Когановский, М. А. Шевченко. — К.: Наукова думка, 1980. – 1206 с.
5. Хенце М. Очистка сточных вод / М. Хенце, П. Армоэс, Й.Ля-Кур-Янсен, Э. Арван // М.:
Издательство мир, 2008. – С. 113.
6. Гладченко М.А. Новые процессы биокаталитической очистки сточных вод от азотних
загрязнений / М.А. Гладченко, С.В. Калюжный // Катализ в промышленности. – 2006. - №1. – С. 3741.
7. Анисимов Д.В. Удаление фосфора из сточных вод // Экология производства — № 5 —
2012. — с. 84—87.
8. Жмур Н.С. Интенсификация процессов удаления соединений азота и фосфора из
сточных вод// М.: АКВАРОС, 2001. — 96 с.
149
ШЛЯХИ РОЗРОБКИ ЕКОЛОГІЧНО БЕЗПЕЧНИХ ТЕХНІЧНИХ МИЙНИХ ЗАСОБІВ
Прокоф’єва Г.М., Сударушкіна Т.В., Сеннік А.С., Книш Н.В.
03056, м. Київ, просп. Перемоги, 37, корпус 4
E-mail: [email protected]
В роботі наведені результати розробки ефективних екологічно чистих технічних мийних
засобів (ТМЗ) для очистки елементів газотурбінних шляхів газотурбінних агрегатів (ГТА) від
аерозольних забруднень, що призводить до значних втрат потужності ГТА,їх ккд, надійності та
скорочення терміну експлуатації.
Одним з головних напрямів у розробці нових ефективних ТМЗ та встановлення
можливості модифікації раніше розроблених є введення до їх складу інгредієнтів
поліфункційної дії, що зменшує загальний солевміст ТМЗ, а, отже, і забруднення стічних вод, та
витрати електроенергії на власні потреби.
За допомогою різних фізико-хімічних методів аналізу, таких як спектрофотометрія (СФ),
рентгеноструктурний фазовий аналіз (РСФА), рентгенофлуорисцентний аналіз (РФА),
атомноадсорбційна спектроскопія (ААС), термогравіметричний аналіз (ТГА), електронно
парамагнітний резонанс (ЕПР) встановлено, що переважним катіоном забруднень є ферум (ІІІ),
наявність якого може призводити до повторних відкладень продуктів взаємодії його з
інгредієнтами ТМЗ.
Нами досліджено ряд неіоногенних поверхнево-активних речовин у якості інгредієнтів з
поліфункційною дією, що забезпечують високі мийні, антикорозійні, антиоксидатні, сорбційні,
екологічно безпечні властивості.
При цьому екологічна безпека ТМЗ підсилюється можливістю їх регенерації, а отже,
впровадженням в технологічний процес циклічної схеми промивки компресорної техніки.
Дослідження в подвійних та потрійних системах Fe(III) – інгредієнти ТМЗ, з подальшою
математичною обробкою одержаних результатів дозволили встановити концентраційні та
кислотно-основні умови утворення водорозчинних простих комплексних сполук зі
співвідношенням Fe(III):Lig=1:1 та Fe(III):Lig1:Lig2=1:1:1.
Розроблені ТМЗ з позитивними результатами пройшли промислові випробування.
Ефективність одержаних технічних мийних засобів полягає в економії паливного і
пускового газу до 10 млн м3/рік на одному газотурбінному агрегаті та збільшення строків
експлуатації обладнання компресорних станцій газових магістралей на 10-15 років.
1. Кросслинг П.Г., Тренин В.М. Газотурбинные технологии. – 2007. – №5. – с.16-19.
2. Ланге К.Р. Поверхностно-активные вещества: синтез, свойства, анализ, применение //
Под науч. ред. Л.П.Зайченко. – СПб: Профессия. – 2007. –240 с.
3. Шварц А. Поверхностно-активные вещества и моющие средства / А. Шварц, Дж. Перри,
- М.: ил. 1960. – 556 с.
150
ОБОСНОВАНИЕ РАСЧЕТА КОЛИЧЕСТВА ПАВ, НЕОБХОДИМЫХ ДЛЯ
ОСУЩЕСТВЛЕНИЯ МОЮЩЕГО ДЕЙСТВИЯ
Прокофьева Г.Н., Савичева Е.Ю., Сенник А.С., Кныш Н.В.
Национальный технический университет Украины «Киевский политехнический институт
имени Игоря Сикорского»
03056, г. Киев, просп. Победы, 37, корпус 4
E-mail: [email protected]
В настоящее время в промышленности технических моющих средств (ТМС) широко
применяются многокомпонентные композиции, включающие в себя как поверхностно-активные
вещества (ПАВ), обладающие моющим действием, так и неорганические ингредиенты.
Использование ПАВ в процессах удаления загрязнений с различных твердых поверхностей
при разработке композиций ТМС, как правило, осуществляются эмпирическим путем, что
приводит к нерациональному расходованию химических реагентов и загрязнению окружающей
среды.
Это объясняется недостаточно разработанной теорией моющего действия, включающей ее
математические обоснование, которые способствовали бы прогнозированию механизма
моющего процесса, с учетом физического и химического взаимодействия отмываемой
поверхности от производственных и эксплуатационных загрязнений водными растворами ТМС
на основе ПАВ.
Моющее действие включает в себя ряд простых и сложных процессов: смачивание,
диспергирование, образование защитных слоев на отмываемой твердой поверхности,
эмульгирование, суспензирование, пенообразование возможно с флотацией и ресорбцией
загрязнений и мало изученная солюбилизация.
Известно, что моющее действие включает ряд процессов, связанных с адсорбцией ПАВ на
поверхности:
− жидкость - жидкость (водный раствор ПАВ – жидкое органическое загрязнение);
− жидкость – твердое (водный раствор ПАВ – твердое загрязнение и твердая
очищаемая поверхность);
− жидкость – газ (на поверхности пены).
Для осуществления моющего действия необходимо определить количество ПАВ.
Нами при разработке ряда рецептур, используемых для очистки компрессорной техники
были выбраны критерии оценки каждого элементарного акта механизма моющего действия [1].
Количество ПАВ, необходимое для осуществления процесса промывки, можно определить
по уравнению:
Р = Гт ∙ IТ + ГK ∙ IЭ + ГС ∙ IС + ГK ∙ Iп + Соб ∙ *в ,
(1)
где Гт – концентрация ПАВ на отмываемой поверхности;
IТ – количество ПАВ для смачивания отмываемой поверхности;
ГK – предельная адсорбция на поверхности образования эмульсии;
IЭ – поверхность всех капель эмульсии;
ГС – концентрация ПАВ на поверхности твердых загрязнений;
IС – общая поверхность, которая образуется из твердых загрязнений;
Iп – поверхность всех пузырьков пены;
Соб – остаточная концентрация ПАВ в объёме воды;
*в – объём водной фазы.
Из формулы (1) определяется начальная концентрация ПАВ в моющем растворе (Сн ),
которая необходима для осуществления моющего действия.
151
Учитывая, что Сн ∙ *в = Р, Сн определяется по формуле:
Гт ∙ IТ + ГK ∙ IЭ + ГС ∙ IС + ГK ∙ Iп
+ Соб 2
*в
Таким образом математические зависимости (1) и (2) могут служить основой для расчета
эффективного количества ПАВ и других ингредиентов композиций в процессах промывки.
Сн =
1. Абрамзон А. А. Поверхностно-активные вещества и моющие средства. Справочник.
ТОО НТР «Гиперикс»,- М.: ил. 1993. – 270 с.
2. Прокоф’єва Г.М., Сребродольский В.Ю., Книш Н.В. Очистка водних розчинів технічних
мийних засобів для багаторазового використання // Чиста вода. Фундаментальні, прикладні та
промислові аспекти: матеріали ІІ Міжнародної науково практичної конференції. (Київ, 8-11
жовтня 2014 р). – Київ, 2014. – С.142-143.
152
ПОРІВНЯННЯ МЕТОДІВ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД ЛІСОПЕРЕРОБНОЇ
ПРОМИСЛОВОСТІ ВІД СПЕЦИФІЧНИХ ЗАБРУДНЕНЬ
Ребрикова П.А., д.т.н., проф. Саблій Л.А.
«Київський політехнічний інститут ім. Ігоря Сікорського», Україна, Київ,
[email protected]
На сьогоднішній день технології деревообробних виробництв включають гідротермічну
обробку деревини, яка є сировиною для виготовлення подальшої продукції. Після даної стадії
виробництва відводять стічні води, які являють собою стійку колоїдну систему, що містить 0,5–
6,5% формальдегіду, 4,5–12% метанолу, 1–10% фенолу, 1,1–3,5% ацетону, низькомолекулярні
спирти, жирні кислоти, смоляні й інші нелеткі сполуки. Для стічних вод даної категорії
характерний показник рН = 4,9–6,2 [1]. Тому зрозуміло, що без попереднього очищення стічні
води підприємств будуть впливати на роботу споруд біологічного очищення, а в кінцевому
рахунку й на водойми, за рахунок наявності високомолекулярних органічних речовин, які,
вступаючи в хімічні і біохімічні реакції, викликають порушення в активному мулі, природних
біоценозах, і як наслідок, погіршують якість очищеної стічної води. Розчинність фенолу у воді є
однією з основних причин забруднення стічних вод, причому шкідлива дія фенолів
проявляється вже при дуже незначних концентраціях. Тому граничний вміст фенолів у воді не
має перевищувати санітарної норми 0,001 мг/дм3.
Наразі проблема очищення стічних вод від розчинених органічних речовин, зокрема
фенолів, є важливим завданням, яке доволі важко вирішується. Тому метою роботи є вибір
методу очищення стічних вод гідротермічної обробки деревини до нормативів скиду в систему
водовідведення міста.
Існують різні методи очищення стічних вод з високим вмістом розчинених фенолів. Це
можуть бути як фізико-хімічні або біологічні методи, так і їх поєднання. Одним з найбільш
поширених і ефективних фізико-хімічних методів є сорбція на активованих вугіллях, зумовлена
наявністю в них мікропор. Ці речовини здатні затримувати феноли в кількості 20-30 г на 1 кг
власної маси і з їх допомогою можна одержувати воду, яка практично не містить феноли. Такий
метод дозволяє на стадії глибокого очищення стічних вод знизити концентрацію органічних
сполук на 90-99%. Дози активованого вугілля, необхідні для очищення стічних вод, підбирають
експериментально, так як на швидкість і ефективність адсорбції впливає структура сорбенту,
хімічна природа і концентрація забруднень, температура, активна реакція середовища.
В даній роботі використано метод статичної сорбції. Дослід проводили на пробах стічних
вод після гідротермічної обробки деревини з показниками ХСК від 130 до 867 мгО2/дм3 для
визначення величини адсорбції фенольних забруднювачів на активованому вугіллі. До проби
води об'ємом 49 мл додавали 0,1 г активованого вугілля і витримували протягом години,
перемішуючи вміст колб на апараті для струшування марки АВУ-6с. Потім відфільтровували
проби води від вугілля і визначали оптичну густину води на спектрофотометрі марки ULAB 102
(при λ=540нм). Отримані дані наведено в таблиці 1. Оскільки ефективність очищення стічних
вод залежить від адсорбційної ємності активованого вугілля, отримані дані було зображено у
вигляді ізотерми адсорбції (рис. 1).
Таким чином, можна зробити висновок, що найбільша ефективність вилучення
забруднювачів (Е=77,7%) в стічних вод гідротермічної обробки деревини досягається при
вихідних значеннях ХСК=130 мгО2/дм3, при значенні адсорбційної ємності активованого
вугілля 49,5 мг/г. Показано, що зі збільшенням показників ХСК в пробі зростає і величина
адсорбції, однак ефективність очищення не перевищує 42%.
153
Перевагою даної методу є швидке зниження концентрацій забруднювачів протягом години
контакту з активованим вугіллям. Застосування методу сорбції ефективне, так як одержана
очищена вода не виявляє токсичності щодо гідробіонтів.
Таблиця 1. Показники очищення стічних вод методом сорбції на активованому вугіллі
№
колби
1
2
3
4
5
Початкові
значення
оптичної
густини
0,045
0,157
0, 381
0,414
0,495
Початкове
ХСК,
мгО2/дм3
130
260
520
650
867
Кінцеві
значення
оптичної
густини
0,01
0,123
0, 242
0,277
0,289
ХСК після
досліду,
мгО2/дм3
29
204
330
435
506
Величина
адсорбції
вугілля,
мг/г
49,5
27,5
93,1
105,4
176,9
Ефективність
вилучення за
ХСК, %
77,7
27,2
36,5
33,1
41,6
а, мг/г
200
150
100
50
0
0
100
200
300
400
500
ХСКкін,
мгО2/дм3
600
Рис. 1. Ізотерма адсорбції забруднень активованим вугіллям
До того ж, з точки зору експлуатації очисних споруд, установку попереднього очищення
фізико-хімічним методом не складно встановити на території, приєднавши до існуючої системи
водовідведення.
Серед недоліків слід зазначити, що вугілля, яке вичерпало свою сорбційну здатність
(ємність), необхідно регенерувати або повністю замінювати, а тому для підприємств з великою
витратою води даний метод буде дороговартісний, враховуючи регенерацію сорбенту бензолом
або іншими розчинниками фенолу, або ж його повну утилізацію.
Іншим методом очищення стічних вод гідротермічної обробки деревини є аерування з
підвищеним вмістом активного мулу в аеротенку. При біохімічному очищенні стічних вод
одноатомні феноли легко окиснюються до вуглекислого газу і води. Швидкість і ступінь
перебігу окиснювальних перетворень мікроорганізмами залежать від рН середовища,
інтенсивності аерації, температури, концентрації фенольних сполук. Біологічне очищення
промислових стічних вод припустиме при концентрації фенолів до 500-1000 мг/дм3 і БСК20 не
більше 1200 мгО2/дм3 для аеротенків. В іншому випадку потрібно попереднє розведення стічних
вод технічною водою або побутовими стічними водами. При цьому окиснювальна здатність
аеротенків за фенолом складе 1000 г/добу на 1 м3 [2].
Біологічну очистку в аеротенках можна модифікувати шляхом переведення її в режим
біосорбції, що підвищує ефективність очищення. Для цього було запропоновано підвищення
концентрації активного мулу - в даному досліді цей показник склав Сам= 3,23 м/дм3. Для досліду
брали 50 мл стічної води після гідротермічної обробки деревини, розбавлених 50 мл активного
мулу з аеротенків міських очисних споруд, які аерували за допомогою аератора марки Airpump
ac-9901.
Отримані дані після біологічного очищення стічних вод наведено в таблиці 2 та на рис. 2.
154
Таблиця 2. Показники очищення стічних вод в аеротенках
Тривалість аерації, год.
0
2
4
5,5
Оптична густина
3
ХСК, мгО2/дм
Ефективність вилучення за ХСК, %
ХСК, мгО2/дм3
700
600
500
400
300
200
100
0
0
10
20
30
72
0,299
0,294
0,242
0,232
0,093
650
-
640
1,5
527
19
505
22,3
202
69
40
50
60
70
Тривалість,
год
80
Рис. 2. Залежність зниження показників ХСК від тривалості аерації
стічних вод з активним мулом
Таким чином можна зробити висновок, що оптимальне зниження показника ХСК
досягається за 5,5 годин аерації стічних вод з підвищеним вмістом активного мулу. Збільшення
тривалості аерації понад 6 год. не є раціональним, так як отримані при цій тривалості значення
задовольняють умовам скиду очищених стічних вод у систему водовідведення міста.
Перевагою даного біологічного методу є його дешевизна, адже витрати на приріст
активного мулу є мінімальними і технології його утилізації не вимагають суттєвих коригувань відпрацьований активний мул, який адсорбував на себе забруднення, легко видаляється з
аеротенків і може бути вивезений на полігон. Однак є і недоліки. Даний метод, порівняно з
фізико-хімічним, вимагає більшої витрати часу на очищення, а відповідно й електроенергії, що
витрачається на роботу повітродувок. До того ж існує проблема утворення піни та
розприскування стічної води, а це вимагає впровадження конструктивних доробок аеротенків,
або внесення піногасників, що так само призводить до фінансових витрат.
Виходячи з досліджених методів очищення стічних вод гідротермічної обробки деревини,
можна стверджувати, що єдиного універсального та ефективного методу очищення вод від
забруднень не існує. Параметри очищення легко коригуються і підбираються в залежності від
пріоритетів конкретного підприємства. На невеликих підприємствах, де важливо швидко та
якісно видалити органічні забруднення зі стічних вод, ефективніше буде використовувати
фізико-хімічний метод. Якщо ж є можливість провести витратний за часом, але легше
реалізований процес біологічної очистки, варто скористатися ним.
1. Кривошеин Д.А. Инженерная защита поверхностных сточных вод от промышленных
стоков / Д.А. Кривошеин, П.П. Кукин, В.Л. Лапин. – М: Высшая школа, 2003. – 344 с.
2. Мацнєв А.І. Водовідведення на промислових підприємствах / А.І. Мацнєв, Л.А. Саблій.
– Рівне: УДАВГ, 1998. – 219 с.
155
МАТЕМАТИЧНЕ МОДЕЛЮВАННЯ БІОЛОГІЧНОГО ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД ІЗ
ВРАХУВАННЯМ ІНГІБУВАННЯ ДЕТЕРГЕНТАМИ
Россінський В. М., Саблій Л. А.
Сікорського», Україна, м. Київ, [email protected]
Вміст синтетичних детергентів в стічних водах населених пунктів України в середньому
складає 8-25 мг/дм3 за питомого водовідведення 270-67 дм3/добу на 1 жителя. Наявність в
стічних водах синтетичних детергентів зумовлена активним застосуванням абонентами систем
централізованого водовідведення в побуті миючих засобів та пральних порошків.
При розробці чи реновації технології біологічного очищення стічних вод з використанням
біореакторів із активним мулом основну увагу приділяють кінетичному показнику – питомій
швидкості окиснення (ρ), що відображає масу органічних забруднюючих речовин (мгБСКповн),
яка окиснюється 1 грамом беззольної речовини активного мулу за 1 годину.
Для аеротенків, що працюють за принципом змішувачів, питому швидкість окиснення
прийнято визначати [1]:
Lex ⋅ C 0
,
(1)
ρ = ρ max ⋅
[Lex ⋅ C0 + K t ⋅ C0 + K 0 ⋅ Lex ]⋅ (1 + ϕ ⋅ ai )
де Lex – концентрація органічних забруднюючих речовин на виході з аеротенка, мгБСКповн/дм3;
K o – константа напівнасичення за Оксигеном, мгО2/дм3; Kt – константа, що залежить від
властивостей органічних забруднюючих речовин, мгБСКповн/дм3; ϕ – коефіцієнт інгібування
продуктами розпаду активного мулу, дм3/г; ai – доза активного мулу, г/дм3.
Для аеротенків, що працюють за принципом витиснювачів, питому швидкість окиснення
можна виразити згідно [1]:
C0
,
(2)
ρ=ρ ⋅
max
де
Lmix –
концентрація
L

K t ⋅ C0 ⋅ ln mix

Lex
(1 + ϕ ⋅ ai ) ⋅ K P ⋅  K 0 + C0 +
Lmix − Lex



органічних
забруднюючих






речовин,
враховуючи
розбавлення
3
рециркуляційним активним мулом, мгБСКповн/дм ; K P – коефіцієнт, що враховує вплив
поздовжнього перемішування.
При реновації технології біологічного очищення стічних вод на міських каналізаційних
очисних спорудах шляхом включення стадії денітрифікації, ступінь зменшення аеробної зони
аеротенка можна записати
tp
δа =
Va
=
V
( Lin − Lex ) ⋅ ∫ fV (t )dt
t0
,
ρ ⋅ V ⋅ (1 − s ) ⋅ ai
(3)
за умови, що ∀ t p , t p ∈ ( 0, 24 ) ,
tp
dfV (t )
= 0 , (4)
dt
∫f
V
(t )dt → max global , (5)
t0
де t p – тривалість обробки стічних вод в аеробних умовах, год.; s – зольність активного мулу,
156
част. од.; fV (t ) – функція витрати стічних вод від насосів головної каналізаційної насосної
станції.
Питому швидкість окиснення забруднюючих речовин в аеробних умовах можна виразити,
базуючись на рівнянні Моно із лімітуванням за концентрацією субстрату, концентрацією
розчиненого кисню в муловій суміші [2]:
L'S
Co
dLH
= ρ max H ⋅ β H ⋅
⋅
'
ai ⋅ dt
K s + LS K o + Co
LNH 4
Co
dLA
= ρ max A ⋅ β A ⋅
⋅
ai ⋅ dt
K NH 4 + LNH 4 K o + Co
,
(6)
а в аноксидних умовах, відповідно:
LNO3
dLH − An
Ls
Ko
⋅
⋅
,
ai ⋅ dt
K s + Ls K NO3 + LNO3 K o + Co
(7)
мгБСКповн/(г· год); β H
де ρmax – максимальна швидкість окиснення субстрату активним мулом, мг
, β A – відповідно частка гетеротрофних, автотрофних мікроорганізмів в активному мулі, част.
од.; Ls – концентрація органічних забруднюючих речовин, мгБСКповн/дм3; Co – концентрація
розчиненого кисню в муловій суміші, мгО2/дм3; K o – константа напівнасичення за Оксигеном,
мгО2/дм3; K NO – константа напівнасичення за нітратами, мгN-NO3/дм3; L NO – концентрація
3
3
мгN-NO3/дм3;
3
K s – константа напівнасичення за субстратом, мгБСК
нітратів,
мг
повн/дм ; L NH –
концентрація амонійного Нітрогену, мгN-NH4/дм3.
Чисельне моделювання, що виконане за виразами (1), (2) та (6) в програмному комплексі
MATLAB MathWorks Inc., вказує на співставність результатів (рис. 1) за умови, що ρmax =85
4
мгБСКповн/дм3; ai =2 г/дм3; β H =0,4; K o = 0,625 мгО2/дм3; ϕ =0,07 м3/г.
Рис. 1. Залежності питомої швидкості окиснення органічних забруднюючих речовин від
концентрації розчиненого кисню в муловій суміші за виразами: 1 – (1); 2 – (6); 3 – (2).
За результатами експериментальних досліджень [3, 4] встановлено інгібуючу дію
синтетичних детергентів на процеси денітрифікації, нітрифікації та дефосфотації стічних вод із
визначенням кінетичних показників відповідних процесів.
Вирази (1) та (2) для визначення
ачення питомої швидкості окиснення органічних забруднюючих
речовин включають інгібуючу дію продуктів розпаду активного мулу, однак не враховують
негативний вплив синтетичних детергентів на процеси окиснення забруднюючих речовин.
Україна)
157
Визначення питомої швидко
швидкості окиснення, враховуючи вираз (6), що включає інгібування
процесів окиснення забруднюючих речовин за рахунок синтетичних детергентів можна
проводити за виразом:
K surf
L'S
Co
dLH
⋅
⋅
'
K s + LS K o + Co K surf + C surf
ai ⋅ dt
(8)
LNO3
K surf
Ls
Ko
dLH − An
⋅
⋅
⋅
K s + Ls K NO3 + LNO3 K o + Co K surf + C surf
ai ⋅ dt
де K surf – константа інгібування за синтетичними детергентами, мг/дм3; C surf – концентрація
синтетичних детергентів, мг/дм3.
За результатами чисельного моделювання, яке виконане за виразами (1), (2), (6) та (8) для
аеробних умов при K surf =30 мг/дм3 та зміні концентрації синтетичних детергентів від 0 до 30
мг/дм3, отримано залежності питомої швидкості окиснення забруднюючих речовин в аеробних
умовах від концентрації розчиненого кисню в муловій суміші (рис. 2).
Рис. 2. Залежності питомої швидкості окиснення органічних забруднюючих
абруднюючих речовин від
концентрації розчиненого кисню в муловій суміші за виразами: 1 – (1); 2 – (6); 3 – (2); 4 – (8) при
Сsurf=7,5 мг/дм3; 5 – (8) при Сsurf=15 мг/дм3; 6 – (8) при Сsurf=22,5 мг/дм3; 7 – (8) при Сsurf=30
мг/дм3.
Отже, в результаті математичного моделювання біологічного очищення стічних вод
запропоновано вирази (8), що базуються на рівнянні Моно та дозволяють визначити питому
швидкість окиснення органічних забруднюючих речовин активним мулом в аеробних й
аноксидних умовах, враховуючи інгібуючу дію синтетичних детергентів. Отримані вирази із
врахуванням показників, що відображають лізис бактеріальної маси активного мулу та частку
гетеротрофних і автотрофних мікроорганізмів, можна використовувати при оцінці заходів з
реновації технологій біологічного очищення міських стічних вод з використанням біореакторів
із активним мулом.
1. ДБН В.2.5–75:2013 "Каналізація.
Каналізація. Зовнішні мережі та споруди. Основні положення проектування". - К.:
Мінрегіонбуд, 2013. - 210 с.
2. Henze, M., Grady, C.P.L., Jr., Gujer, W., Marais, G.V.R., Matsuo, T., 1987. Activated Sludge Model No. 1.
IAWQ Scientific and Technical Report No. 1, London, UK.
3. Россінський В. М. Вплив поверхнево-активних
поверхнево
речовин на процеси денітрифікації при біологічному
очищенні міських стічних вод / В.
В М. Россінський, Л. А. Саблій // Комунальне господарство міст:
науково-технічний збірник. Вип.. 126 – Харків : ХНУМГ ім. О. М. Бекетова,, 2016. – C. 32-36.
4. Россінський В.М. Дефосфотація міських стічних вод, що містять синтетичні детергенти /
В.М. Россінський, Л. А. Саблій // Проблеми водопостачання, водовідведення та гідравліки: Науковотехнічний збірник. Випуск 26 / Головний редактор О. С. Волошкіна. – К.: КНУБА,
КНУБА 2016. – С. 131-137.
Україна)
158
ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД ПІДПРИЄМСТВ ПО ОБРОБЦІ ДЕРЕВИНИ
Рудська В.О.
Науковий керівник Саблій Л.А.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут», Україна, м.
Київ, e-mail: [email protected]
Істотний внесок у забруднення навколишнього середовища і водних об'єктів вносять стічні
води підприємств деревообробної промисловості. Стічні води гідротермічної обробки деревини
представляють собою стійку колоїдну систему, яка містить 0,5–6,5% формальдегіду, 4,5–12%
метанолу, 1–10% фенолу, 1,1–3,5% ацетону, низькомолекулярні спирти, жирні кислоти, смоляні
та інші нелеткі сполуки. Для стічних вод даної категорії характерний показник рН = 4,9–6,2.
Органічні речовини, присутні в стічних водах, викликають складні зміни у водних об'єктах.
Вони порушують усталені абіотичні умови, включаються в хімічні і біохімічні процеси. В
результаті виникають незворотні зміни в складі біоценозів, якість води суттєво знижується [1].
Проблемі забруднених стічних вод даного виду промисловості приділяється багато уваги.
Створюються виробництва з порівняно невеликою кількістю стічних вод, встановлюється
обладнання для їх обробки. Проте через недостатній контроль не вдається домогтися
задовільних результатів очищення стічних вод.
На підприємствах деревообробної промисловості забруднені стічні води утворюються:
а) в процесі хімічної переробки деревини;
б) при конденсації пари, що застосовується для обігріву або перегонки
продуктів;
в) при промиванні продуктів або розведенні реагентів;
г) в процесі склеювання і фарбування деревини [2].
До основних процесів на підприємствах деревообробної промисловості відноситься піроліз
деревини (її термічний розклад без доступу повітря), при якому отримують товарне вугілля,
напівпродукт - жижку (конденсат парогазу) і продукти її переробки/ Стічні води цих
підприємств представляють собою багатокомпонентну суміш, яка містить органічні смоли,
масла, феноли, кислоти, механічні домішки [3].
Метою дослідження був вибір способу попередньої біологічної очистки стічних вод
деревообробного підприємства перед відведенням в міську систему каналізації.
Об'єктом дослідження були стічні води деревообробного підприємства, відібрані з
накопичувача, та активний мул з регенераторів очисних споруд.
Cтічні воді деревообробного підприємства містять розчинені забарвлені органічні
речовини, тому для аналізу ступеня знебарвлення води було використано спектрофотометр
ULAB 102, за допомогою якого визначали оптичну густину розчину при довжині хвиль λ=510
нм.
Враховуючи, що початкове ХСК стічної води становить 1200–1400 мг/дм3, проводили її
розбавлення в 3 рази відстояною водопровідною водою. Додавали активний мул та здійснювали
аерацію протягом 30 годин. За отриманими результатами була розрахована ефективність
очистки стічної води.
При аерації протягом 6 годин ефективність очистки становить 37,6% (рис. 2), а тривалість
аерації протягом 30 годин дає найменше значення оптичної густини, яке становить 0,085 (рис.1)
та ефективність очистки 61,5%. При такій ефективності очистки можна досягти значення ХСК
на виході, яке відповідає нормативним вимогам скиду стічних вод у міську систему каналізації.
159
Отже, для попередньої очистки стічних вод деревообробного підприємства можна
використовувати біологічне очищення (аеротенк, вторинний відстійник),
відстійник що дозволить
видалити органічні речовини,
речовини
а саме: формальдегіди, метанол
метанол, фенол, ацетон,
низькомолекулярні спирти, жирні кислоти, смоляні та інші нелеткі сполуки
сполуки; перед відведенням
та досягти нормативів за розчиненими органічними речовинами.
1. Шевцова А.А. Очистка сточных вод деревообрабатывающей промышленности / А.А.
Шевцова, Д.Н. Дрожина // Библиогр.
Библиогр – 2006. – С. 134–136.
2. Богданов А. Г. Очистка сточных вод предприятий по обработке древесины / А. Г.
Богданов // Интернет-вестник
вестник ВолгГАСУ.
ВолгГАСУ Сер.: Политематическая. – 2011. – Вып. 4 (19). –
С. 1–4.
3. Дубина А.В. Очистка формальдегидсодержащих сточных вод деревообрабатывающих
производств / А.В. Дубина,
Дубина В.Н
В.Н. Марцуль // Химия, технология органических веществ и
биотехнология. – 2013. – № 4. – С.
С 159–161.
Україна)
160
ИЗВЛЕЧЕНИЕ ФОСФАТОВ ИЗ ВОЗВРАТНЫХ ПОТОКОВ ОЧИСТНЫХ
СООРУЖЕНИЙ КАНАЛИЗАЦИИ ПОЛУОБОЖЖЕННЫМ ДОЛОМИТОМ
Сапон Егор Геннадьевич (аспирант), Марцуль Владимир Николаевич (к.т.н.),
Сиялко Ольга Валерьяновна (инженер), Василевский Андрей Сергеевич (студент),
Белорусский государственный технологический университет,
Республика Беларусь, Минск, e-mail: [email protected]
Постоянно возрастающее антропогенное воздействие на природный цикл фосфора
приводит к неизбежному сокращению его разведанных запасов и эвтрофированию водных
объектов. В результате этого образовался разомкнутый техногенный круговорот фосфора,
значительную роль в котором играет миграция фосфора со сточными водами в водные объекты.
Ежегодно добывается около 20 Мт фосфора и примерно 50% от этого количества попадает в
водные объекты по всему миру [1].
При полной биологической очистке фосфор удаляется из сточных вод с сырым осадком и
избыточным активным илом (ИАИ). Активный ил использует фосфаты для роста, размножения
и как источник энергии, однако при изменении внешних условий наблюдается выделение их в
иловую воду. Разрушение полифосфатов и высвобождение фосфора в виде фосфатов
наблюдается при [2, 3]:
– длительном пребывании ила во вторичных отстойниках;
– гравитационном уплотнении ИАИ;
– стабилизации осадков;
– механическом обезвоживании осадков;
– уплотнении осадков на иловых площадках.
В результате вышеуказанных процессов образуются возвратные потоки иловой воды,
поступающие в приемную камеру очистных сооружений. С возвратными потоками в систему
очистки может поступать до 30% от массы фосфора, поступающего со сточными водами [3], что
приводит к снижению общей эффективности удаления фосфора.
Для возврата фосфора, связанного в осадках сточных вод в хозяйственный оборот,
необходимо обеспечить их соответствующую обработку и использование. Однако более
половины от образующегося количества осадков имеет ряд ограничений по применению,
связанных с высоким содержанием тяжелых металлов, стойких органических загрязнителей,
лекарственных препаратов и др. В этом случае альтернативой является удаление фосфатов
сорбционными материалами из иловых вод в форме доступной для растений. Извлечение
фосфатов из возвратных потоков не только позволит снизить общую нагрузку по фосфору на
активный ил, но и использовать их, например, в сельском хозяйстве.
Целью работы было исследовать очистку возвратных потоков очистных сооружений
полуобожженным доломитом.
Полуобожженый доломит (каустический доломит) получали термообработкой доломита
месторождения Руба (Витебская область, Беларусь). Процесс обжига заключался в
выдерживании смеси доломита (размер частиц 50-250 мкм) и поваренной соли (1 мас.%) в
муфельной печи при температуре 500ºС в течении 30 минут и дальнейшем повышении
температуры до 650ºС и выдерживании в течении 20 минут.
В указанном выше диапазоне температур происходит декарбонизация магниевой части
доломита с образованием MgO [4], который и является действующим веществом при удалении
фосфатов.
Объектом исследований был фугат очистных сооружений города Минска, который
образуюется в результате обезвоживания смеси сырого осадка и ИАИ в поле центробежных сил.
161
степень очистки
Для определения кинетики сорбции фосфатов полуобожженный доломит дозировали (доза –
10 кг/м3) в фугат (исходная концентрация фосфатов достигала 160 мгР/дм3). Для определения
наиболее оптимальных условий сорбции было исследовано три варианта организации контакта
системы «доломит-фугат». Первый включал постоянное перемешивание магнитной мешалкой,
второй – перемешивание с дополнительным аэрированием воздухом (2 дм3/мин). Третий
вариант заключался в чередовании пятиминутной обработки ультразвуком и десятиминутного
перемешивания.
В течение двух часов каждые 15 минут отбирались пробы. После фильтрования в пробах
определяли рН и остаточное содержание фосфатов спектрометрическим методом. На рисунке 1
представлена кинетика сорбции фосфатов из иловых вод при различных вариантах организации
контакта.
100%
80%
1
2
3
60%
40%
20%
0%
0
50
время, мин
100
1 – постоянное перемешивание; 2 – постоянное перемешивание и аэрирование; 3 – ультразвуковая обработка и
перемешивание
Рисунок 1 – Кинетика сорбции фосфатов полуобожженым доломитом
Как видно из полученных данных полуобожженный доломит обладает высокой
сорбционной емкостью по фосфатам. Вместе с тем, обработка возвратных потоков очистных
сооружений каустическим доломитом сопровождается повышением рН до 10 единиц. Тем не
менее, малый объем образования обрабатываемых сорбентов иловых вод, в сравнении с
объемом поступающих на очистные сооружения сточных вод, не скажется на работе очистного
оборудования.
Обработка фугата полуобожженным доломитом позволяет существенно снизить
концентрацию фосфатов. Так, для режима постоянного перемешивания через 45 минут степень
очистки достигала 96%. Дополнительная аэрация и ультразвуковая обработка значительно
интенсифицируют процесс, ускоряя массообменные процессы в системе, в том числе за счет
диспергированию зерен доломита, что соответственно увеличивает действующую поверхность.
В режиме перемешивания с аэрацией степень очистки достигала 95 % за 30 минут, а при
дополнительной ультразвуковой обработке – 95% за 17 минут.
Результаты исследований подтвердили высокую эффективность (более 95%) очистки от
фосфатов возвратных потоков очистных сооружений. Отработанный сорбент может найти
применение в сельском хозяйстве в качестве источника магния и фосфора.
1. Managing nitrogen and phosphorus loads to water bodies: characterisation and solutions towards macro-regional
integrated nutrient management: JRC technical reports, 14–15 July 2014 / Armağan Karabulut Aloe [et al.] // JRC-Ispra. Ispra.
89 р.
2. Van Haandel A., Van der Lubbe J. Handbook of biological waste water treatment: design and optimization of activated
sludge systems. // Leidschendam: Quist Publishing, 2007. 550 p.
3. Колбасов Г. А., Николаев Ю. А. Проблемы обработки активного ила от сооружений биологического удаления
фосфора // Водоочистка. 2014. № 2. С. 30–36.
4. Кузменков М.И., Марчик Е.В., Мельникова Р.Я. Интенсификация процесса декарбрнизации доломита солевыми
добавками // Материалы Технологии Инструменты Т. 15 (2010) № 3 С 91-98.
162
ПЕРЕДМЕМБРАННА ОБРОБКА СТІЧНИХ ВОД М. КИЄВА
Семінська О.О., Балакіна М.М., Кучерук Д.Д.
Інститут колоїдної хімії та хімії води ім. А.В.Думанського, Україна, Київ
[email protected]
Вміст структур, об.%
Антропогенне забруднення призводить до невпинної деградації водних об’єктів. На
сьогодні велику небезпеку для природних водойм становлять господарсько-побутові та
промислові фосфатовмісні стічні води, які за своїм складом відносяться до багатокомпонентних
систем. Ефективними методами очищення таких стоків є зворотний осмос і нанофільтрація. При
цьому слід зазначити, що стабільна, довготривала та надійна робота мембран залежить від
попередньої підготовки води, яка на них подається.
Головною метою попередньої обробки води є забезпечення відсутності подальшого
пошкодження мембрани та осадоутворення на її поверхні. У зв’язку із цим однією із основних
вимог до води, що подається в мембранні установки, є рівень її каламутності (К), який
зумовлений наявністю дисперсних, колоїдних та мікробіологічних забруднень і має становити
≤ 0,6 мг/дм3. У практиці водоочищення для видалення таких забруднень рекомендовано
використовувати фільтрування крізь зернисті завантаження, мікро- та ультрафільтрацію, що
пояснюється ефективністю, безреагентністю та відносною дешевизною цих процесів.
Метою даної роботи є встановлення ефективності фільтрування крізь зернисті
завантаження та мікрофільтрації як методів обробки стічних вод м. Києва перед їхнім
зворотноосмотичним очищенням.
Оцінювання доцільності використання обраних методів попередньої обробки води
здійснювали на стічних водах м. Києва, відібраних після первинних відстійників міських споруд
біологічного очищення. Для цього проби води піддавали лазерній діагностиці [1], що дозволило
визначити розмір та кількість неоднорідностей у визначеному об’ємі. Як видно із отриманих
даних майже половину їх (47,6%) утворювали мікрочастки із розміром 70…90 мкм, серед яких
23,1% складали частинки із розміром 80 мкм (рис. 1, крива 1). Результати цих досліджень
дозволили обгрунтувати вибір фільтрування як метод попередньої підготовки води.
80
3
60
40
2
20
1
0
0
20
40
60
80
100
Розмірний спектр, мкм
Рис.1. Розподіл мікрочастинок за розміром у стічній воді без обробки (1), після
фільтрування через кварцовий пісок фракцією 1,0-2,0 мм (2), після очистки на керамічному
мікрофільтрі (3).
Зазвичай у практиці фільтрування найчастіше як фільтрувальне завантаження
використовується кварцовий пісок із низьким вмістом вапнякових порід. Крім того, широкого
застосування набув кварц, оскільки він, на відміну від піску, характеризується високим
ступенем хімічної чистоти, більш гострокутною та неоднорідною формою зерен і прозорістю
163
структури. Фільтрування стічної води проводили в модельній колонці. Параметри процесу і
розміри фракцій фільтрувальних завантажень встановлювались згідно із нормативними
документами [2]. Виходячи із цього, процес проводили при використанні 0,5 – 1,5 та 1,0 – 2,0 мм
фракцій кварцового піску та 1,0 – 2,0 мм кварцу.
Для вибору матеріалу та фракції фільтрувального завантаження, яку найдоцільніше
використовувати для очищення обраних стічних вод, було досліджено вплив тривалості
фільтрування на швидкість процесу і ступінь очищення, ефективність якого визначали за
каламутністю фільтрата.
Отримані дані показали, що у всіх трьох випадках відбулося зниження швидкості
фільтрування із збільшенням тривалості процесу. Такі результати пояснюються підвищенням
гідравлічного опору фільтруючого матеріалу внаслідок накопичення забруднень в його
поровому просторі. При цьому, швидкість фільтрування через кварцовий пісок фракцією 1,0 –
2,0 мм зменшилась на 20,8%, тоді як у двох інших випадках відповідно на 49,9 та 42,4%, що
зумовлено геометричною структурою, яку утворює фільтруючий матеріал і розміром його
частинок. В той же час при використанні кварцового піску з розміром фракції 0,5 – 1,5 та 1,0 –
2,0 мм і кварцу фракцією 1,0 – 2,0 мм каламутність фільтрату при тривалості процесу 8 год
зменшилась відповідно на 58,0; 81,0 та 60,0%. Отримані закономірності можна пояснити
переважанням процесів адгезії над суфозією та неоднаковістю геометричної структури
фільтруючого завантаження.
Результати досліджень показують, що використання фільтрування стічних вод м. Києва
через кварцовий пісок з розміром фракції 1,0 – 2,0 мм є найбільш доцільним.
Зазначимо, що при фільтруванні стічної води через обрані типи завантажень вилучення
фосфатів не відбувалося або було незначним (<2,5%), що в даному випадку є дуже важливим
(передбачається їхнє подальше видалення з метою отримання цінного мінерального добрива).
Подальша обробка отриманого фільтрату необхідна, оскільки він не задовольняє вимогам до
якості вхідної води на зворотноосмотичні установки (К = 33,4…58,2 мг/дм3) [3].
Діагностика отриманого фільтрату лазерним експрес-методом (рис. 1, крива 2) показала
88,6%-ву наявність мікрочасток з розміром 5…30 мкм, з яких 57,0% становили 5…15 мікронні
частинки.
Для
відокремлення
таких
забруднень
рекомендовано
застосовувати
мікрофільтраційне очищення з використанням керамічних трубчастих мікрофільтрів із
глинистих мінералів, яке було розглянуто авторами раніше [4]. Якість отриманого пермеату
відповідала вимогам до якості вхідної води на зворотноосмотичні установки. Отримані дані
підтверджуються результатами лазерного аналізу мікрофільтраційного пермеату (рис. 1,
крива 3), в якому виявлено превалююча (84,3%) наявність часток розміром 0,5…5 мкм.
Проведені дослідження показали, що фільтрування стічних вод м. Києва із метою іх
подальшого зворотноосмотичного очищення крізь піщаний фільтр із фракцією 1,0 – 2,0 мм з
наступною мікрофільтрацією через трубчастий фільтр із глинистих мінералів забезпечує
необхідну ефективність.
1. Пат. 96787 Україна, МПКG01N15/02G01N21/01. Пристрій для визначення часток /
Гончарук В.В., Таранов В.В., Самсоні-Тодоров О.О., Дроздович С.В. та ін.; Заявник і
патентовласник Інститут колоїдної хімії та хімії води ім. А.В. Думанського НАН України. - № а
200908748/09. – Опубл. 12.12.2011, Бюл. № 23
2. СниП 2.04.03 – 85. Канализация. Наружные сети и сооружения. М.: Стройиздат, 1986.
3. Черкасов С.В. Обратный осмос. Теория, практика, рекомендации // С.О.К. – 2005. - №
11. – С. 18 – 24
4. Семінська О.О. Попередня підготовка міських стічних вод перед зворотноосмотичним
очищенням
/
Матеріали
ХІХ
Міжнародної
науково-практичної
конференції
«Екологія.Людина.Суспільство». – К.: НТУУ «КПІ», 2016. – С. 127 - 129
164
ПОРІВНЯЛЬНИЙ АНАЛІЗ МЕТОДІВ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД
ДЕРЕВООБРОБНОЇ ПРОМИСЛОВОСТІ
Солодовник М.С., Саблій Л.А.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут ім. І.
пр-т Перемоги, 37, м. Київ, 03056
Внаслідок інтенсивного використання деревообробними підприємствами водних ресурсів
відбувається забруднення водоймищ, що у результаті призводить до значних якісних і
кількісних змін як водного басейну певного регіону, так і гідросфери в цілому. Більшість
водоймищ, річок, озер є не лише джерелами водопостачання, а й басейнами для скидання
промислових та господарсько-побутових стоків. Часом ступінь очищення цих вод є
незадовільним, унаслідок чого вода стає непридатною для споживання, гинуть водні рослини,
організми, риби, птахи та тварини.
Загалом стічні води деревообробної промисловості являютьсобою стійку колоїдну
систему, яка містить 0,5-6,5% формальдегіду, 4,5-12% метанолу, 1-10% фенолу, 1,1-3,5%
ацетону, низькомолекулярні спирти, жирні кислоти, смоляні і інші нелеткі сполуки. Для стічних
вод даної категорії характерний показник рН = 4,9-6,2. Органічні речовини, присутні в стічних
водах, викликають складні зміни у водних об'єктах.
З метою видалення із стічних вод грубодисперсних домішок використовують грабельні
решітки, які розміщують в каналах, по яких подаються забруднені води. Для видалення
деревних волокон і дрібних включень використовують решітки, в яких барабан виконаний з
тригранного профілю, і шнекові барабанні решітки, які, як правило, встановлюють за
грабельними решітками.
Разом з відходами деревини у виробничі стічні води потрапляє чимала кількість пилу,
бруду, піску. Ці домішки видаляють на підприємствах деревообробної промисловості в
спеціальних піскоуловлювачах. На очисних станціях для технічної та економічної доцільності
слід встановлювати усереднювачі – споруди для вирівнювання коливань за витратами,
концентраціями забруднюючих речовин, або температурою стічних вод. Усереднювачі
встановлюють після споруд механічного очищення. Їх призначення - вирівняти температурний
режим та усунути залпові скиди, які негативно впливають на роботу подальших споруд
очищення стічних вод.
Розчинені в стоках речовини на очисних спорудах деревообробних виробництв видаляють
в спорудах, які реалізують на практиці фізико-хімічні методи очищення. Серед ефективних
пристроїв - флотаційні установки, в яких у забруднену воду вводять реагенти, які спричиняють
хімічні процеси з виділенням газів – О2, СО2 та інших [1]. Стічна вода надходила у приймальний
бак, з якого насосом подавалась в основну магістраль під тиском 0,3-0,4 МПа. 5-7 % повітря
розчиняється у воді для утворення водно-повітряної суміші, яка проходила через сатуратор і
подавалась в приймальну камеру флотаційної ванни.
Внаслідок різкого зниження тиску з води вилучається повітря у вигляді дрібних
бульбашок. Бульбашки газів налипають до нерозчинених твердих частинок і виносять їх у
пінний шар. В установці можуть бути використані коагулянти - гідроалюмінат натрію та
алюмохлорид. Витрата гідроалюмінату натрію та алюмохлориду для очищення води становить
400-800 мг/дм3. При цьому рН гідроалюмінату натрію у витратному баку знаходиться в межах
12,2-12, а густина розчину досягає 1045-1050 кг/м3.
З витратних баків 10% розчини лужного і кислотного коагулянтів подають дозувальним
насосом у сатуратор, де протягом 1-2 хв. під тиском повітря 2,5-3,0 атм відбувається аерація
165
води. Під дією реагентів із забруднювальних речовин формуються пластівці, які у флотаційній
установці за допомогою повітряних бульбашок підіймаються на поверхню води. Сформований
на поверхні води шар піни завтовшки 10-15 см із забруднювальними речовинами рухається до
жолобка скиду, встановленого в третій секції флотаційної ванни перпендикулярно до руху води
і піни.
Піна збирається в жолобки і самопливом подається в басейн, де знаходиться маса, а
очищена вода подається через регулювальну перегородку в ємність, з якої виводиться в
каналізацію або спрямовується на повторне використання у технологічному процесі
виробництва. Надалі піна видаляється спеціальними пристроями, а очищена вода прямує на
подальшу обробку.
Для знезараження стоків від мікроорганізмів, що потрапляють у воду в більшості через
наявність в деревині гнильних утворень, грибків, в очисних спорудах деревообробної галузі
використовують систему аеротенк-відстійник, біофільтри, метантенки. В даних спорудах
використовують біологічні методи очищення води.
Також серед ефективних фізико-хімічних методів очистки стічних вод можна відмітити
електроіскровий метод [2]. В основі електроіскрового методу лежить процес руйнування
забруднюючих компонентів на поверхні електродів і в міжелектродному просторі під впливом
електричного струму. Досліди проводили при силі струму 20-25 А і напрузі 250 В. Як матеріал
для виготовлення катода використовували сталь. Анод містив карбід кремнію (80%) і алюміній
(20%). Оптимальна швидкість подачі води становила 0,015 м/с, повітря - 0,85 м/с. Початкові
показниками ХСК та БСК відповідно 1024 мгО2/дм3 та 458 мгО2/дм3 при тривалості перебування
рідини, що очищається в зоні реакції 20 с. Після проходження системи очищення стічна вода
характеризувалася показниками ХСК = 104 мгО2/дм3, БПК = 22,0 мгО2/дм3. Ефективність
очищення за окремими компонентами стічних вод склала: формальдегід - 100%, метанол 95,3%, ефіророзчинні речовини - 80,8%. Проте недоліками електроіскрового методу є порівняно
високі витрати на регенерацію та заміну електродної системи, а також висока енергоємність
процесу.
Як альтернатива - біологічне окиснення аеробним методом з використанням активного
мулу. В результаті досліджень аеробного процесу очищення стічних вод деревообробного
підприємства в лабораторних умовах при початковому ХСК стічної води 1300 мгО2/дм3 через 4
години обробки в аераційній камері з активним мулом ефект вилучення органічних
забруднюючих речовин за показником ХСК досягав 73%. При цьому кінцева ХСК становило
350 мгО2/дм3. Збільшення тривалості очищення до 1 доби дозволило одержати зростання
ступеня видалення органічних речовин за ХСК до 85% та кінцеве ХСК 195 мгО2/дм3.
Таким чином, аналізуючи одержані результати лабораторного експерименту, на наш
погляд, представляється перспективним використання аеробного методу біологічного очищення
для видалення органічних забруднюючих речовин зі стічних вод деревообробної промисловості,
адже дозволить з меншими, порівняно з фізико-хімічними методами, витратами коштів
очистити стічні води перед їх скидом в системи водовідведення міста.
1. Промислова екологія : навч. посіб. / С.О. Апостолюк, В.С. Джигирей, І.А. Соколовський
та ін. — 2-ге вид., виправл. і доповн. - К. : Знання, 2012. - 430 с. - (Вища освіта ХХІ століття).
2. Пантелят Г.С. Перспективные направления в очистке и обеззараживании сточных
вод промышленных предприятий // Науковий вісник будівництва. - 2002. - Вип. 17. - С. 164166.
166
УДОСКОНАЛЕННЯ ВОДОПІДГОТОВКИ З ВИКОРИСТАННЯМ
РЕАГЕНТУ «АКВАТОН» В ТЕХНОЛОГІЇ МОЛОЧНИХ ПРОДУКТІВ
Стрікаленко Т.В., Дюдіна І.А.
Одеська національна академія харчових технологій, Україна, м. Одеса
Випуск високоякісної харчової продукції, зокрема - молочної, залежить від багатьох
чинників – від якості сировини, технології переробки і, значною мірою, від санітарного стану
технологічного обладнання і виробничих ділянок, тобто від культури виробництва [1, 2]. На
жаль, головні питання з боку європейських експертів до українських виробників виникають
саме з приводу невідповідності культури виробництва молочної продукції, а тому важливою
умовою створення конкурентоспроможної на європейських ринках молочної продукції є
докорінне реформування її виробництва і забезпечення належної гігієни зберігання і
транспортування молока, доїння та обліку тощо [3].
Джерел можливого інфікування харчових, зокрема – молочних, продуктів у процесі
виробництва чимало. Особливо високі санітарні вимоги пред'являють до поверхонь, що мають
безпосередній контакт з сировиною та готовими продуктами – тобто до внутрішньої поверхні
технологічного обладнання, різних ємкостей для зберігання та транспортування сировини чи
продукції, трубопроводів, тари тощо. На цих поверхнях забруднення, що можуть слугувати
потенційним живильним середовищем для мікроорганізмів, зберігаються у вигляді залишків
сировини, молочних продуктів і осаду, що містять білки, жири, фосфатиди, комплекси
денатурованих сироваткових білків з мінеральними складовими (молочного каменю) тощо. А
тому для збереження максимальних прибутків в умовах ринкової економіки молочні
підприємства мають постійно вирішувати питання мінімізації втрат споживчих властивостей
продукції при її зберіганні. Необхідність зниження мікробіологічного обсіменіння та
підвищення термінів зберігання швидкопсувної молочної продукції визначають актуальність
досліджень у цьому напрямку.
Для санітарної обробки технологічного обладнання на молокопереробних підприємствах
використовують певний перелік мийно-дезінфікуючих засобів [2,4,5]. Зростаючі обсяги
використання засобів дезінфекції висувають вимоги удосконалення їх асортименту,
впровадження нових реагентів з принципово іншим механізмом антимікробної дії та оптимізації
способів і режимів їх застосування. Цій проблемі присвячені роботи А. В. Розумнюк, В. П.
Лясоти, Є. М. Кривохижи, Я. Й. Крижанівського, Н. І. Кос´янчука, Г. І. Баранової, І. І. Воінцевої
та інших. Так, багаторічні дослідження, виконані фахівцями спеціалізованих установ України (з
1997 р.), Канади (з 2010 р.) та Росії (з 1998 р.) показали, що полігексаметиленгуанідину
гідрохлорид (ПГМГ-гх) та дезінфікуючі реагенти на його основі можуть бути справжньою
альтернативою реагентам-окислювачам (хлору, гіпохлоритам, озону тощо), що традиційно
використовуються для обробки води та технологічного обладнання, і виявили в останні роки
безліч побічних ефектів, які мають негативний вплив як на здоров´я людини, так і на якість
харчових продуктів, отриманих з їх використанням [6].
Мета роботи - наукове обгрунтування використання водного розчину біоцидного
полімерного реагенту комплексної дії «Акватон» (діюча речовина – полігексаметиленгуанідину
гідрохлорид /ПГМГ-гх/, торгова марка «Акватон-10», виробництво ЗАО «Укрводбезпека»,
Україна) для санітарної обробки резервуарів зберігання сировини (молока) в технології питного
молока. Цей реагент має дозвіл МОЗ України на використання у підготовці води та в харчовій
промисловості, для виробництва засобів гігієни тощо [7, 8]. Для оброблення води та ємкостей,
для знезараження та консервації обладнання «Акватон» рекомендовано застосовувати у
167
концентрації 6-10 мг/дм3 діючої речовини (експозиція 1 год.), а після обробки реагентом об'єкти
не потребують ополіскування [9].
Матеріали і методи досліджень. Для порівняння ефективності дезінфекції ємкостей для
проміжного резервування молока використовували модельні скляні ємкості (об’ємом 1 дм3 з
поліетиленовими кришками), що були оброблені наступним чином (зразки № 1 - 4): (1) миючий
засіб + сушильна шафа при температурі /+160 ºС/, експозиція - 2 год.(контроль); (2) миючий
засіб + водний розчин натрію гіпохлориту, експозиція - 1 год; (3) миючий засіб + гаряча вода
температурою /+ 95 ºС/, експозиція - 5 хв; (4) миючий засіб + водний розчин реагенту
«Акватон», 10 мг/дм3 , експозиція – 1год. Миючий засіб - 1 % водний розчин каустику
(експозиція - 5 хв.).
Молоко в модельних резервуарах, оброблених вищеназваними способами, витримували
протягом 1 год і розливали у споживчу тару з кришками Твіст-оф (об’єм 125 см3), яку обробляли
1 % водним розчином каустику протягом 5 хв і відмивали його залишки дистильованою водою;
дезінфекцію споживчої тари проводили в сушильній шафі при температурі /+160 ºС/ протягом 2
год, а кришки Твіст-оф обробляли 96 % розчином спирту.
Зразки питного молока досліджували протягом 15 діб з періодичністю відбору проб із
споживчої тари один раз на три доби (згідно вимог [10]). У досліджуваних зразках, що їх
зберігали при температурі /+4-6 0С/, визначали показники, регламентовані ДСТУ 2661 [11].
Порівняльну оцінку ефективності санітарної обробки проводили згідно загальноприйнятих
методик [12, 13].
Результати дослідження. Першим етапом досліджень було визначення змін
органолептичних та мікробіологічних показників і титрованої кислотності пастеризованого
питного молока в процесі зберігання в споживчій тарі (зразки № 1-4). Встановлено, що протягом
15 діб органолептичні показники усіх досліджуваних зразків питного молока були стабільними і
відповідали вимогам ДСТУ 2661[11].
Результати досліджень мікробіологічних показників питного молока, що зберігалось в
споживчій тарі з усіх модельних ємкостей протягом 15 діб, засвідчили відсутність БГКП у
молоці. Досліджені показники КМАФАнМ (кількість мезофільних аеробних та факультативноанаеробних мікроорганізмів) в трьох зразках молока (№№ 1-3) ще до кінця терміну зберігання
збільшились майже в 41 раз та перевищувала нормативні значення (≤ 1,0⋅105 КУО/см3).
Найбільші зміни КМАФАнМ були в зразках, отриманих із модельних ємкостей, оброблених
гарячою водою (№ 3), дещо меншими вони були при тривалій стерилізації модельних ємкостей
(зразок № 1). В межах нормативних значень, регламентованих ДСТУ 2661 та вимогами
ветеринарно-санітарного законодавства ЄС [11, 14], КМАФАнМ до кінця терміну зберігання
визначали лише в зразках, отриманих з модельних ємкостей № 4 (санітарна обробка з
використанням водного розчину реагенту «Акватон»).
Титрована кислотність на рівні 20 ºТ (згідно вимог [11]) протягом 13 діб також зберігалась
тільки у зразках питного молока в споживчій тарі з модельних ємкостей, оброблених водним
розчином реагенту «Акватон» (№ 4). В інших досліджених зразках питного молока (№ 1-3)
титрована кислотність на рівні 20 ºТ зберігалась протягом 10 діб.
Відомо, що загальна кількість бактерій в пастеризованому молоці розглядається як
непрямий показник його стійкості при зберіганні. Згідно з МУ 4.2.727 [10], терміни дослідження
харчових продуктів повинні перевищувати за тривалістю передбачуваний термін придатності,
який зазначено у нормативній або технічній документації, в 1.5 рази для продуктів, що швидко
псуються при термінах придатності до 7 діб включно, та в 1.3 рази при термінах придатності до
30 діб. За результатами проведених досліджень гарантований термін придатності
пастеризованого питного молока, що зберігалось в споживчій тарі з ємкостей, для санітарної
обробки яких використано водний розчин реагенту «Акватон», слід прийняти рівним 10 діб (з
урахуванням коефіцієнта запасу 1,5). Таким чином, використання водного розчину реагенту
168
«Акватон» для обробки проміжних резервуарів для зберігання молока продемонструвало також
можливість збільшення терміну зберігання пастеризованого молока в споживчій тарі з 7 до 10
діб.
Висновки. Експериментально встановлено, що оброблення модельних резервуарів
проміжного зберігання молока (сировини) водними розчинами біоцидного полімерного реагенту
комплексної дії «Акватон» є ефективним та дозволяє подовжити терміни зберігання
пастеризованого молока в споживчій тарі з 7 до 10 діб. Отримані результати підтверджують
результати раніше виконаних досліджень [15 ] щодо ефективності оптимізації процесу
оброблення води на молокопереробних підприємствах при використанні реагенту «Акватон»
(ПГМГ-гх).
1. Дегтерев Г. П. Многоуровневая система обеспечения безопасности и качества молока и
молочных продуктов / [Текст] Г. П. Дегтерев // Молочная промышленность. – 2009. – № 11. – С. 9–12.
2. Кривохижа Є. М. Санітарний догляд за доїльним устаткуванням у технології одержання молока
за мікробіологічними показниками згідно вимог Європейського союзу. / [Текст] // Є. М. Кривохижа, Я.
Й. Крижанівський, М. М. Карпенко, Я. Г. Русенко, Н. І. Кос´янчук // Ветеринарна біотехнологія.
Бюлетень Інституту ветеринарної медицини НААНУ. – Випуск 25. – К.: Вид. «Компанія «Спринт
Україна», 2014. – С.44-46.
3. Дюдіна І. А. Проблеми впровадження Європейської практики безпеки харчової продукції на
молочних підприємствах. / [Текст] І. А. Дюдіна // «Харчові технології, хлібо- продукти і комбікорми»:
Зб. тез доповідей міжнар. науково-практ. конф. 13-17 вересня 2016р, ОНАХТ. – Одеса: ОНАХТ, 2016. –
С. 91-93.
4. Белозеров Д. А. Мойка и дезинфекция: факторы, определяющие качество готового продукта./
[Текст] Д. А. Белозеров // Молочная промышленность. - № 2. – 2003. - С. 63.
5. Дегтерев Г. П. Моющие дезинфицирующие средства / [Текст] Г. П. Дегтерев, А. М. Рекин //
Молочная промышленность. - № 4. – 2000. – С. 45-48.
6. Стрикаленко Т.В. К анализу проблемы внедрения новых технологий обеззараживания воды./
[Текст] // Водопостачання та водовідведення – № 1.- 2009. - С. 35-42.
7. ТУ У 24.1-25274537-005-2003 зі змінами № 1 та №2 «Реагент комплексної дії «Акватон-10»
(Висновок Державної санітарно-епідеміологічної експертизи МОЗ України від 02/07/2013 р № 05.03.0204/58289).
8. Методичні рекомендації щодо застосування засобу «Акватон-10» для знезараження об’єктів
водопідготовки і води при централізованому та децентралізованому водопостачанні. /[Текст] // Київ,
2010. – 31 с.
9. Инструкция по обработке реагентом «Акватон» воды для технологических нужд - Утв. НТЦ
«Укрводбезпека»./ [Текст] // К.: 2002. – 3 с.
10. МУ 4.2. 727-99. Гигиеническая оценка сроков годности пищевых продуктов./ [Текст] // М: МЗ
РФ, 1999. – 24 с.
11. ДСТУ 2261-2010 Молоко коров’яче питне. Загальні технічні умови. /[Текст] // К.:
Держспоживстандарт України, 2011. – 17 с.
12. Інструкція щодо організації виробничого мікробіологічного контролю на підприємствах
молочної промисловості. (Висновок Державної санітарно-епідеміологічної експертизи МОЗ України від
25/11/2013 р № 05.03.02-06/107057)- К.: ННЦ «ІАЕ», 2014.-372 с
13. Перкій Ю. Б. Оцінка придатності та ефективності мийних, дезінфікуючих і мийнодезінфікуючих засобів для санітарної обробки доїльного устаткування та молочного інвентаря.
Методичні рекомендації. / [Текст] Ю. Б. Перкій, Я. Й. Крижанівський, Є. М. Кривохижа, Н. Ф.
Моткалюк, М. Д. Кухтин, Н. В. Крушельницька // Тернопіль: Тернопільська державна
сільськогосподарська дослідна станція ІКСГП НААН, 2012.– 67 с
14. Постанови (ЄС) №852/2004 та №853/2004 Європейського парламенту та Ради від 29.04.2004.
15. Шалигін О.В. Оптимізація процесу підготовки води на молокопереробних підприємствах /
[Текст] О. В. Шалигін, Т. В. Стрікаленко, Л. В. Труфкаті, Н. В. Скубій. // «Чиста вода. Фундаментальні,
прикладні та промислові аспекти»: Мат-ли III міжнар. науково-практ конф. 28-30 жовтня 2015 р., НТУУ
«КПІ» - К.: НТУУ «КПІ», 2015. – С. 220-221.
169
УДОСКОНАЛЕННЯ ТЕХНОЛОГІЇ ФАСОВАНИХ ВОД І НАПОЇВ
Стрікаленко Т.В.1, Зайцева Л.С.2
1
Одеська національна академія харчових технологій, Україна, м. Одеса,
2
ПАТ «Завод мінеральної води «Куяльник», Україна, м. Одеса
Аналіз сучасних тенденцій розвитку ринку водозабезпечення населення свідчить про
зростання соціального значення споживання населенням фасованих питних вод, яке стало
певним засобом запобігання екстремальним ситуаціям, а не альтернативою централізованому
водопостачанню населення. Саме тому сьогодні фасована питна вода переходить з категорії
допоміжних продуктів харчування в категорію товарів щоденного попиту. Проблеми технології
фасованих питних вод, зокрема – газованих вод та напоїв, обумовлені тим, що лімітуючим
чинником при обгрунтуванні строків та умов зберігання таких вод, насичених киснем чи
діоксидом вуглецю, є інтенсивність зменшення у воді концентрації цих газів (до мінімальної за
ТУ на продукцію) через властивості транспортних ємкостей (ПЕТ-тари). Це, певною мірою,
зменшує попит споживачів на газовані фасовані води та продуктивність підприємств, що
виробляють такі води (через скорочення строків зберігання продукції). Отже, задача
удосконалення технології фасованих газованих вод, зокрема – з підвищеним вмістом кисню, є
актуальною.
Результати досліджень, виконаних нами раніше [1], дозволили висловити робочу гіпотезу
щодо можливості подовження терміну зберігання газованих вод в транспортних ємкостях
шляхом використання для їх оброблення (знезаражування) водних розчинів біоцидного
полімерного реагенту комплексної дії «Акватон» (діюча речовина – полігексаметиленгуанідину
гідрохлорид /ДР - ПГМГ-гх/). Метою роботи була перевірка цієї гіпотези.
Матеріал та методи. Дослідження фізико-хімічних показників якості води, залишкових
концентрацій кисню, діоксиду вуглецю та використаного реагенту проведені одразу після
розливу води і протягом 6 місяців її зберігання в пляшках, оброблених водним розчином
реагенту «Акватон» (в концентрації 10 мг/дм³ - дослід) чи без такого оброблення (по
традиційній технології підприємства – контроль). Використані методи досліджень
регламентовані відповідними міждержавними стандартами, державними стандартами України
та Технічними умовами (ТУ) [2 - 5]. Всі зразки фасованих вод зберігали в темному сухому
приміщенні при температурі /+15 °С/ – /+18 °С/ у відповідності з умовами зберігання,
регламентованими ТУ на такі води.
Основні результати досліджень полягали у наступному: 1. Залишкові кількості ДР
реагенту, використаного для ополіскування пляшок в дослідних зразках фасованої води, були
нижче чутливості методу досліджень – як відразу після розливу в ПЕТ-пляшки води, збагаченої
киснем чи діоксидом вуглецю, так і в зразках фасованої води, що зберігалась протягом 1 – 2 – 3
- 4 та 6 місяців. Це підтверджує інформацію щодо відсутності потреби у додатковому
ополіскуванні ПЕТ-пляшок, внутрішню поверхню яких оброблено розчином реагенту
«Акватон» в дослідженій концентрації [1, 6].
2. Фізико-хімічні показники якості фасованих питних вод (контрольні та дослідні зразки)
відповідали вимогам ТУ протягом усього терміну зберігання та проведення досліджень, а зміни
концентрації окремих елементів не перевищували стандартну похибку вимірювань за винятком
рН води, що була насичена діоксидом вуглецю. Загалом динаміка рН в контрольних зразках
фасованої води складала від /+4 %/ протягом першого місяця зберігання до /+18 %/ наприкінці
досліджень. В дослідних зразках фасованої води, насиченої діоксидом вуглецю, протягом
перших 2-х місяців не виявлено змін рН, а наприкінці дослідження рН зросло на /+8 %/
3. Найбільш суттєве зменшення концентрації залишкового кисню у фасованій воді
констатовано протягом першого місяця її зберігання. Це зменшення становило /-7 %/ у воді, що
170
була розлита в тару, оброблену водним розчином реагенту «Акватон» в концентрації 10 мг/дм³.
(В додатковій серії досліджень встановлено, що при обробленні внутрішньої поверхні ПЕТпляшок водним розчином реагенту «Акватон» в концентрації 20 мг/дм³ аналогічне зменшення
складало 2 – 2.4 %, що не перевищує стандартну похибку вимірювань). В контрольних зразках
води, розфасованої за традиційною технологією, протягом першого місяця зберігання
зменшення вмісту кисню становило 15 %.
При зберіганні усіх зразків такої фасованої води протягом 4 місяців вміст кисню
продовжував зменшуватись лише у контрольних зразках, тобто у фасованій воді, виготовленій
за традиційною технологією: на цей час вміст кисню зменшився на 21.4 %. Тоді як в дослідних
зразках фасованої води зменшення вмісту кисню практично припинилось після першого місяця
зберігання фасованої води - наприкінці четвертого місяця зберігання зменшення вмісту
залишкового кисню становило /-7 %/ - /-10 %/ від його концентрації на початку досліджень.
Наприкінці досліджень динаміка залишкового кисню становила /-35 %/ в контрольних зразках
фасованої води і /-12 %/ в дослідних зразках.
4. Вміст діоксиду вуглецю в усіх досліджених зразках фасованої води протягом 6 місяців
зменшувався, проте динаміка змін була різною в дослідних та контрольних зразках. В
контрольних зразках ці зміни становили від /-8 %/ в перший місяць зберігання води до /-25 %/
наприкінці досліджень. В дослідних зразках фасованої води (розлив та зберігання в ПЕТ-тарі,
що була оброблена розчином ПГМГ-гх) зміни констатовані починаючи з третього місяця
зберігання води /-5 %/, а наприкінці досліджень вміст діоксиду вуглецю скоротився на 10 – 12.5
% (відносно його початкового вмісту у фасованій воді). Тобто, в контрольних зразках втрати
діоксиду вуглецю з фасованої води були в понад 2 рази більшими, ніж втрати того ж газу в
дослідних зразках фасованої води.
5. Досліджені санітарно-мікробіологічні показники у всіх зразках фасованої води
відповідали нормативним значенням, регламентованим ДСанПіН 2.2.4.171-10 [3].
Висновки. Результати проведених досліджень свідчать про доцільність застосування
розчинів реагенту «Акватон» для оброблення (знезаражування) транспортних ємкостей (ПЕТтари), що використовуються для виробництва газованих вод чи напоїв (збагачених киснем,
діоксидом вуглецю). Вони можуть слугувати обґрунтуванням для визначення можливих
термінів подовження строку зберігання води чи напоїв, насичених киснем/діоксидом вуглецю, у
ПЕТ-тарі в разі використання для її оброблення (знезаражування) водних розчинів реагенту
«Акватон». Оскільки концентрація залишкових газів у фасованій продукції визначається також
їх початковою концентрацією у відповідності з ТУ, встановлення можливого терміну
подовження строків зберігання продукції потребує у кожного випадку додаткових досліджень.
1. Стрикаленко Т. В. Бутилированные воды с повышенным содержанием кислорода. / [Текст] Т. В.
Стрикаленко, Л. С. Зайцева, К. Полуева. // «Вода в харчових продуктах і для харчових продуктів»: Тези доп.
Всеукраїнської науково-практ. конф. 16-17 травня 2013 р,, ХДУХТ - Харків: ХДУХТ, 2013. – С. 105-106.
2. Води мінеральні питні. Технічні умови. ДСТУ 878-93. / [Текст] - К.: Держ- стандарт України, 1996. –
88 с.
3. Гігієнічні вимоги до води питної, призначеної для споживання людиною ДСанПіН 2.2.4-171-10./
[Текст] – К.: МОЗ України, 2010. – 43 с.
4. ТУ У 24.1-25274537-005-2003 зі змінами № 1 та №2 «Реагент комплексної дії «Акватон-10»
(Висновок Державної санітарно-епідеміологічної експертизи МОЗ України від 02/07/2013 р № 05.03.0204/58289).
5. Методичні рекомендації щодо застосування засобу «Акватон-10» для знезараження об’єктів
водопідготовки і води при централізованому та децентралізованому водопостачанні. / [Текст] - К.: МОЗ
України, 2010. – 31 с.
6. Реагенты комплексного действия на основе гуанидиновых полимеров. Выпуск 3. / [Текст] - К.:
«Укрводбезпека», 2006. – 80 с.
171
АНАЛІЗ КІНЕТИЧНИХ ПАРАМЕТРІВ ПРОЦЕСУ ОКИСНЕННЯ ІОНІВ ФЕРУМУ В
АРТЕЗІАНСЬКІЙ ВОДІ
Твердохліб М.М.
науковий керівник: д.т.н. Гомеля М. Д.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут ім.
Сікорського», Україна, м. Київ, e-mail: [email protected]
Більшість технологій очищення води від сполук феруму базуються на реакціях окиснення
іонів Fe2+ до Fe3+ та гідролізі відповідних солей, що призводить до зменшення загальної
концентрації металу у воді. Утворення гідроксиду заліза(III) залежить від багатьох параметрів,
таких як температура, рН середовища, концентрації іонів феруму та окиснювача, а також від
присутності інших сполук[1, 2]. Більша частина феруму у підземних водах присутня у вигляді
гідрокарбонату. Також зустрічаються сполуки феруму у вигляді сульфідів, карбонатів,
сульфатів та залізо-органічних комплексних сполук. В цьому випадку процес окиснення та
гідролізу описується рівнянням:
4Fe2+ + 8HCO3- + O2 + 2H2O → 4Fe(OH)3 + 8CO2.
(1)
Стехеометрично на окислення 1 мг заліза(II) витрачається 0,143 мг розчиненого у воді
кисню[3]. Деякі автори[4, 5] виділяють декілька основних стадій процесу окиснення феруму
киснем повітря у воді, які представлені такими рівняннями:
4Fe2+ + O2 + 2H2O = 4 Fe 3+ + 4 OH(2)
Далі відбувається гідроліз тривалентного заліза:
Fe 3+ + 3H2O = Fe(OH)3 + 3 H+
(3)
Розглядаючи процес окиснення феруму у воді як багатостадійний[6], найбільш
прийнятним є наступний:
Fe2+ + O2 → Fe 3+ + O2 2-,
(4)
Fe2+ + O2 2- →2Н+ Fe 3+ + Н2O2 ,
(6)
Fe2+ + Н2O2 → Fe 3+ + НO• + НO- ,
(7)
2+
•
3+
Fe + НO → Fe + OH .
(8)
За таких умов гідроксильний радикал не буде грати суттєвої ролі в окисненні феруму(II),
оскільки інші іони, такі як Cl- та HCO3-, що присутні у воді, будуть конкурувати з іонами
феруму(II). Однак супероксид і пероксид гідрогену будуть важливими проміжними
окиснювачами іонів феруму(II).
Слід нагадати, що окрім іонів феруму у воді присутні також продукти його гідролізу. Іони
двовалентного феруму врезультаті взаємодії з водою гідролізують утворюючи ряд проміжних
сполук: Fe(OH)+, Fe(OH)3-, Fe(OH)2. Продукти гідролізу тривалентного феруму будуть у
вигляді Fe(OH)2+, Fe(OH)2+ та Fe(OH)3. Загальний вміст іонів тривалентного феруму та
продуктів його гідролізу зменшується при збільшенні рН води [7, 8]. Метою даної роботи було
дослідження процесу самовільного окиснення іонів феруму у природних водах киснем повітря
та визначення кінетичних параметрів цього процесу.
Вивчення кінетики процесу окиснення двовалентного феруму проводилося на модельних
розчинах, приготованих на артезіанській воді з концентраціями феруму(II) від 2-30 мг/дм3 та
початковими значеннями рН розчинів 7,2-7,8. Артезіанська вода мала наступні характеристики:
рН = 7,8-8,25; жорсткість = 4,5-5,35 мг-екв/дм3; лужність = 4,45-5,3 мг-екв/дм3; [Cl-] = 25-31 мгекв/дм3; [SO42-] = 27-35 мг-екв/дм3. Дані розчини відстоювали на протязі 24-х годин, заміри
проводили кожну годину протягом перших 6-х годин та через добу. В процесі експерименту
фіксувалися початкові та кінцеві концентрації іонів феруму, а також рН розчинів.
Експериментально було встановлено, що при початкових концентраціях феруму(II) більше
15 мг/дм3 протягом першої години ступінь окиснення феруму сягав 14%, а через 6 годин
172
відстоювання – більше 70%, далі процес окиснення перебігає повільно,
повільно і лише через добу
3
залишкові концентрації феруму становили 5-0,5 мг/дм . При початкових концентраціях
феруму(II) менше 10 мг/дм3 процес самовільного окиснення перебігав дещо інакше. Після
першої години відстоювання ступінь окиснення феруму був більше 60%, через 6 години
залишкові концентрації іонів феруму становили на рівні 0,8-0,3 мг/дм3, а через добу – 0,15
мг/дм3.
Рис.1. Зміна концентрації іонів феруму у артезіанській воді в залежності від часу
відстоювання при початкових концентраціях феруму, мг/дм3: 2,0(1); 4,5(2); 9,0(3); 14,0(4);
28,0(5)
Для аналізу кінетичної моделі окиснення феруму в артезіанській воді в залежності від його
концентрації були побудовані інтегральні кінетичні криві 1,2 та 3-го
го порядку та розраховані
константи швидкості окиснення феруму.
феруму
Таблиця 1
Константи швидкості процесу окиснення феруму в артезіанській воді, розраховані за
рівняннями для реакцій 0, 1, 2 та 3-го порядків
t, год
СFe2+
К
мг/дм3
1
2
3
4
24
28
14
9
4,5
К0, мг·дм-3·год-1
К1, год-1
К2, дм3· мг-1·год-1
К3, мг-2·дм6·год-1
К1, год-1
К1, год-1
К1, год-1
4,00
0,154
0,0060
0,0002
2,000
0,154
0,0119
0,0009
5,200
0,862
0,152
0,028
2,500
0,811
0,278
0,100
3,00
0,121
0,0049
0,0002
2,000
0,168
0,0143
0,0012
3,500
0,752
0,194
0,059
1,825
0,833
0,477
0,334
2.667
0,112
0,0048
0,0002
1,667
0,147
0,0132
0,0012
2,533
0,620
0,201
0,083
1,243
0,588
0,359
0,273
3,250
0,156
0,0077
0,0004
1,750
0,173
0,0179
0,0019
1,950
0,503
0,180
0,085
0,950
0,465
0,302
0,249
0,933
0,067
0,0060
0,0006
0,577
0,189
0,2748
0,9258
0,369
0,171
0,273
0,926
0,183
0,159
0,407
2,082
Україна)
173
2
К1, год-1
0,700
0,431
0,269
0,171
0,650
0,525
0,464
0,448
0,467
0,401
0,389
0,421
0,375
0,347
0,375
0,469
0,079
0,125
0,396
2,078
Враховуючи значення констант швидкості реакції можна сказати, що за концентрації
феруму 14 мг/дм3 процес окиснення адекватно описується рівнянням 1-го порядку. При всіх
інших концентраціях феруму процес окиснення найкраще описується рівнянням 2-го порядку.
Слід відмітити, що достатньо висока швидкість окиснення іонів феруму в артезіанській воді
обумовлена її гідрокарбонатною лужністю, що забезпечує високий рівень рН середовища при
використаних концентраціях сульфату заліза. Очевидно, що на процес окиснення в даному
випадку впливає як процес переходу гідрокарбонатів в вуглекислоту, так і дифузія кисню у воді.
Якщо припустити, що на початковій стадії окиснення феруму при його концентрації 28 мг/дм3
(≈ 1мг-екв/дм3) концентрація кисню також дорівнює 1мг-екв/дм3, то швидкість окиснення буде
залежати як від концентрації кисню, так і феруму. В цьому випадку реакція буде описуватися
рівнянням 2-го порядку. За інших концентрацій феруму, цілком можливо, порядок реакції
визначається лімітуючою стадією (7), яка також описується кінетичним рівнянням 2-го порядку.
Таким чином було встановлено що, в природній воді швидкість окиснення іонів феруму
знижується з підвищенням його початкової концентрації. Це пов’язано із зниженням рН
середовища при гідролізі заліза та часом контакту води з повітрям. Процес самовільного
окиснення феруму у воді проходить стадійно і ряд реакцій можуть протікати як послідовно, так і
паралельно. Крім того, на останніх стадіях окиснення іонів феруму концентрація кисню може
досягати рівня його розчинності у воді. Саме тому при початкових концентраціях феруму
менше менше 10 мг/дм3 процес окиснення описується рівняннями 1-го порядку, а при
концентраціях 10-30 мг/дм3 процес описується кінетичними рівняннями 2-го порядку. Частково
дані залежності підтверджуються і розрахованими значеннями констант швидкості процесу
окиснення феруму в артезіанській воді.
1. Tolchev A.V., Kleschov D.G., Bagautdinova R.R., Pervushin V.Y. Temperature and pH effect
on composition of a precipitate formed in FeSO4-H2O-H+ /OH- -H2O2 system // Materials Chemistry
and Physics. – 2002. – Vol. 74, № 3. – P. 336-339.
2. Семенова И. В., Хорошилов А. В. Условия осаждения железа из воды //
Энергозбережение и водоподготовка. – 2006. – № 5. – С. 7-10
3. Кульский Л.А., Строкач П.П. Технология очистки природных вод. – К.: Высшая школа,
1981 – 328 с.
4. Золотова Е. Ф., Асс Г. Ю. Очистка воды от железа, марганца, фтора и сероводорода. – М.
: Стройиздат, 1975. – 176 с.
5. Alıcılar A. , Meriç G. , Akkurt F. , Şendil O. Air Oxidation of Ferrous Iron in Water // Journal
of International Environmental Application and Science. – 2008. – Vol. 3, № 5. – P. 409-4014
6. Stumm, W., Morgan, J.J. Aquatic Chemistry: Chemical Equilibria and Rates in Natural Waters
– Wiley-Interscience, New York, 1996. – 1022 р.
7. Перевощикова Н. Б., Корнев В. И. К вопросу о гидролизе ионов железа в водных
растворах // Вестник Удмуртского университета. Серия Химия. – 2006. – № 8. – С. 189-198
8. Pham A.N., Waite, T.D. Oxygenation of Fe(II) in natural waters revisited: Kinetic modeling
approaches, rate constant estimation and the importance of various reaction pathways // Geochimica et
Cosmochimica Acta. – 2008. – Vol. 72, №15. – Р. 3616 – 3630.
174
ОЦІНКА ЯКОСТІ ПИТНОЇ ВОДИ В ДОСЛІДАХ НА КУЛЬТУРІ КЛІТИН
Трахтенберг І.М 1, Верголяс М.Р. 2, Дмитруха Н.М.1
ДУ «Інститут медицини праці Національної академії медичних наук України Київ,
[email protected]
2
Інститут колоїдної хімії та хімії води НАН України ім. А.В. Думанського, Україна, Київ,
[email protected]
1
Вплив питної води на споживача може варіювати залежно, як від комбінації самих
домішок, так і від їх концентрацій, навіть за умов відповідності встановленим нормам. У воді
можуть бути присутні біологічно активні домішки, які можуть негативно впливати на здоров’я
людини та інші живі організми. Сучасні фізико-хімічні методи аналізу складу води не дають
можливості вичерпно оцінювати якість води і прогнозувати вплив присутніх в ній речовин на
біологічні об’єкти. Отже, оцінка якості питної води за фізико-хімічними та мікробіологічними
показниками не може бути достатньою. Таким чином, виникає потреба у розробці і
використанні нових методів комплексної оцінки безпечності та якості води з прогнозуванням її
впливу на організм людини та тварин.
В сучасній токсикологічній практиці поряд із традиційними на лабораторних тваринах
експериментами оцінки токсичності речовин значного поширення набуло використання
альтернативних моделей in vitro різної біологічної організації – безхребетні тварини,
гідробіонти, мікроорганізми, рослини, культури клітин людини та тварин [1,2].
За рекомендаціями ISO та інших міжнародних організацій дослідження з визначення
токсичності можуть проводитись на первинних культурах клітин і тканин, виділених з організму
тварин, людини, а також перещеплювальних або постійних, отриманих з окремих видів пухлин.
Вибір типу клітин залежить від очікуваних біологічних ефектів досліджуваної речовини.
Досліди безпосередньо на культурі клітин людини спрощують екстраполяцію даних і
прогнозування токсичності речовини відносно її організму [3,4].
Метою нашого дослідження було – порівняльна оцінка цитотоксичної дії питної води з
різних джерел водопостачання на культури клітин людини і тварин в умовах in vitro.
Під час дослідження визначали цитотоксичну дію контрольної води, що отримана згідно з
рекомендаціям ДСТУ 4174:2003 в лабораторії Інституту колоїдної хімії та хімії води НАН
України ім. А.В. Думанського [5] , води з водогону цього інституту, води з бювету і
бутильованої води «Знаменівська». Обрані зразки відрізнялись між собою за хімічним складом.
Дослідження були проведені на клітинах лінії НЕК-293 (ембріональні клітини нирки
людини), лінії L929 (фібробласти миші) і РТР (перещеплювальні клітини тестикул поросят), які
були отримані з Інституту мікробіології і вірусології ім. Д.К. Заболотного НАН України.
Всі взяті в експеримент клітини культивували в поживному середовищі RPMI 1640
(“SIGMA”, США), яке містило 4 ммоль/л L-глутаміну, 10% ембріональної сироватки теляти
(“SIGMA”, США), 40 мкг/мгл гентаміцину, у термостаті при 37оС з 5% СО2 на пластиковому
посуді (SenteLab, Україна). Зміну середовища проводили кожні 2 доби. Пересів клітин
здійснювали за допомогою розчину Версену при утворенні клітинами суцільного моношару (4-5
доба росту). Дослідження цитотоксичної дії проводили за умови наявності у клітинній суспензії
не менше 90% живих клітин. Цитотоксичну активність досліджуваних зразків води по
відношенню до культур клітин визначали за нормативними документами ICCVAM (Interagency
Coordinating Committee on the Validation of Alternative Methods) в тестах з метилтетразолієм
(МТТ), сульфородаміном В (SR B) та нейтральним червоним (NR). В усіх описаних вище
методах кількість життєздатних клітин розраховували за формулою: ОГдл / ОГкл х 100%, де:
ОГкл – оптична густина в контрольних лунках; ОГдл – оптична густина в дослідних
лунках [6,7].
175
Результати МТТ-тесту показали, що найбільшу цитотоксичну активність по відношенню до
ембріональних клітин нирки людини лінії НЕК-293 проявляла вода з водогону та бювету
(кількість життєздатних клітин за їх впливу становила 64,41% і 77,00% відповідно). Контрольна і
бутильована вода справляли значно менший вплив (кількість життєздатних клітин була 91,73%
та 81,75%). За даними тесту з сульфородаміном В було встановлено, що кількість живих клітин
за впливу контрольної води становила 103,00%, води з водогону – 82,45%, води з бювету –
89,20%, а бутильованої - 96,75%. Тенденція вищої токсичності води з водогону на культуру
клітин ниркового походження була встановлена в дослідженнях інших авторів [8].
При дослідженні цитотоксичності питної води по відношенню до культури клітин лінії
L929 було встановлено, що при додаванні до середовища культивування контрольної води
кількість живих клітин склала 88,55%. Найбільшу цитотоксичну активність проявляла вода з
бювету, кількість живих клітин при її додаванні до середовища інкубації була на рівні 58,56%, а
також бутильована вода, де кількість живих клітин склала 61,9%. В той же час, при додаванні до
клітин L929 води з водогону спостерігали збільшення показника до 134,3% порівняно з
контрольними лунками. Останнє може вказувати на стимуляцію мітохондріальної активності та
дихальної функції цих клітин можливо за рахунок надлишкового вмісту в ній заліза, яке є
сильним окислювачем і активує оксисно-відновні процеси в клітинах. В тесті з
сульфородаміном В для всіх зразків води було встановлено приблизно однакову виживаність
клітин лінії L929 (на рівні 64-72 %). Тобто, досліджувана питна вода виявляла приблизно
однаковий вплив на синтез білка у фібробластах. За результатами, що були отримані в тесті з
нейтральним червоним (оцінка проникності мембрани) всі досліджувані зразки води порівняно
з контрольними показниками справляли незначний вплив на виживаність клітини лінії L929.
При дослідженні токсичності питної води було встановлено її різний вплив не тільки на
життєздатність клітин L929, а й на їх морфологію. Так, за умови додавання контрольної води у
поживне середовище для культивування клітин лінії L929 не спостерігали суттєвого порушення
моношару. В окремих клітинах було виявлено збільшені вакуолі. При додаванні до клітин води з
водогону спостерігали округлення та роз’єднання клітин, збільшення ядер, зниження адгезивних
властивостей, і як наслідок, порушення клітинного моношару. Інкубація клітин з водою з
бювету сприяла підвищеній вакуолізації клітин, їх округренню, втраті клітинних контактів,
лізису і загибелі. Незначне порушення моношару фібробластів було встановлено за впливу
бутильованої води. За своєю морфологією клітини були подібні до тих, що зазнавали впливу
води з водогону.
Дослідження, що були виконані на клітинах РТР дозволили встановити, що найбільшою
цитотоксичною активністю за даними МТТ-тесту володіла вода з бювету (кількість живих
клітин була 61, 5%), а найменшою контрольна вода (кількість живих клітин 72,8%). Вода з
водогону і бутильована мали приблизно однаковий вплив на виживаність тестикулів поросят
(65,5% і 66,75% живих клітин).
При дослідженні морфології клітин РТР після інкубації їх з контрольною водою було
встановлено округлення окремих клітин та поява крупних вакуолей, схожих на повітряні
пухирці, при цьому порушення моношару не спостерігали. При додаванні до клітин РТР води з
водогону було виявлено порушення моношару за рахунок округлення і роз’єднання клітин,
збільшення числа мертвих клітин. Вода з бювету викликала найбільший токсичний ефект, при
цьому спостерігали порушення моношару, появу округлених інтенсивно забарвлених
апоптичних клітин. За впливу бутильованої води суттєвих морфологічних змін у структурі
клітин не виявлено.
Отримані нами результати досліджень з визначення цитотоксичності питної води з різних
джерел водопостачання дозволяють дійти наступних висновків:
1. Найбільший цитотоксичний ефект за даними МТТ-тесту та тесту з
сульфородаміном В до клітин нирки людини лінії ХЕК-293 проявляла вода з водогону, а до
176
фібробластів миші лінії L 929 та тестикулів поросят РТР більш токсичною була вода з
бювету. Найменший вплив на життєздатність клітин спричиняла вода контрольна.
2. Негативний вплив води на життєздатність клітин проявлявся у порушенні
цілісності мембрани, дихальної функції мітохондрій та синтезу білка. Більш чутливими до
цитотоксичної дії води виявились клітини нирки та тестикулів поросят, що може вказувати
на можливий негативний вплив води на сечостатеву систему організму.
1. Альтернативні методи і тест-системи / І.М. Трахтенберг, В.М. Коваленко, Н.В.
Кокшарева, П.Г Жмінько та ін. К.: ВД «Авіцена», 2008. – 268 с.
2. В.В. Гончарук, М.Р. Верголяс, И.В. Болтина Исследование мутагенности и
генотоксичности питьевой воды // Химия и технология воды. - 2013. - 35, № 5. - С. 426-435.
3. Дмитруха Н.Н. Культура клеток как in vitro модель в токсикологических исследованиях
//Медікс – Антиейджинг. - 2013.- № 3(33). – С. 50-55.
4. Combes R.D. The use of human cells in biomedical research and testing // Altern. Lab. Anim.
– 2004. - № 32. – P.43-49.
5. ДСТУ 4174:2003 Якість води. Визначення хронічної токсичн6ості хімічних речовин та
води на Daphnia magna Straus i Ceriodaphnia affinis Lilljeborg (Cladocera, Crustacea). – Київ,
Держстандарт, 2004.
6. ICCVAM [Interagency Coordinating Committee on the Validation of Alternative Methods].
Guidance document on using in vitro data to estimate in vivo starting doses for acute toxicity (NIH
publication № 01-4500). Research Triangle Park: NIEHS, 2001.
7. In Vitro Cytotoxicity Test Methods for Estimating Acute Oral Systemic Toxicity – November,
2006 – NIH Publication – № 07-4518
8. Щодо токсичності хлорованої водопровідної води / О.М. Якубчак, В.О. Загребельний,
Л.В.
Адаменко
//Науковий
вісник
Національного
університету
біоресурсів
і
природокористування України. Сер. : Ветеринарна медицина, якість і безпека продукції
тваринництва. - 2013. - Вип. 188(3). - С. 182-185.
177
ЗАКОНОМІРНОСТІ СОРБЦІЙНОГО ВИЛУЧЕННЯ ЙОНІВ Pb2+ БЕНТОНІТОВИМИ
ГЛИНАМИ УКРАЇНСЬКОГО ПОХОДЖЕННЯ
Феденко Ю.М., М’якушко Л.Ю., Горохова Г.К.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут», Україна, м.
Київ, [email protected]
Адсорбція, мг/г
Йони Pb2+ належать до токсичних речовин комплексної дії. Гранично допустима
концентрація (ГДК) йонів Pb2+ у питній водопровідній воді (згідно ДСанПіН 2.2.4-171-10)
становить 0,01 мг/дм3 [1].
Сорбційне очищення води є дешевим експресивним методом, що дозволяє вилучати з неї
широкий спектр забрудників різного фазово-дисперсного складу, в тому числі, і йонного
ступеня дисперсності. Серед великої різноманітності сорбентів перевагу зазвичай надають
природним матеріалам, оскільки їх використання є найбільш дешевим.
Бентоніт – природний глинистий мінерал, основний компонент якого (60 – 70 %) –
монтморилоніт Al2[Si4O10](ОH)2·nH2О, що являє собою листовий силікат зі структурною
коміркою, що має здатність до розширення [2,3].
Для побудови ізотерми сорбції на бентоніті готували розчини з різними концентраціями
Pb2+ 0,75; 0,5; 0,2; 0,1 г/дм3 та об’ємом 100 см3. Наважки бентоніту масою 1 г поміщали в конічні
колби, куди також додавали приготовані розчини. Тривалість струшування становила 15 хв.
Після струшування розчини фільтрували і визначали залишкову концентрацію Pb2+.
На рисунку 1 представлено ізотерму адсорбції Pb2+ на бентоніті (тривалість процесу 15 хв.,
рН 8 (без коригування), доза сорбенту – 1 г на 100 см3 розчину).
40
30
20
10
0
0
200
400
600
Рівноважна концентрація, мг/дм3
Рисунок 1 – Ізотерма адсорбції Pb2+ на бентоніті.
Згідно з ізотермою адсорбції, наведеною на рисунку 1, досліджуваний сорбент на основі
бентонітової глини є переважно мікропористим. Максимальна ефективність сорбційного
вилучення йонів Pb2+ досягає 30 мг/г вже за рівноважної концентрації Pb2+ 200 мг/дм3.
1. ГСанПиН 2.2.4-171-10. Гигиенические требования к воде питьевой, предназначенной
для потребления человеком [Текст]. – Взамен ГОСТ 2874–82; введ. 2010–05–12. – Киев:
Министерство здравоохранения Украины; К.: Изд-во стандартов, cop. 2010. – 25 с.
2. Переломов Л.В. Адсорбция свинца натриевым бентонитом и бентонитом,
модифицированным гидроксидом алюминия, в присутствии органических кислот / Л.В.
Переломов, Н.Л. Лагунова, И.В. Переломова и др. // Известия ТулГУ . Технические науки. –
2013. – Вып. 6. Ч. 2. – С. 237-245.
3. Фрей К. Минералогическая энциклопедия. – Л.: Недра, 1985. – С. 203.
178
ВПЛИВ РОЗЧИНЕНИХ СОЛЕЙ НА ЕФЕКТИВНІСТЬ ВИЛУЧЕННЯ ІОНІВ Cu2+
КОМПОЗИЦІЙНИМ СОРБЕНТОМ ЦЕОЛІТ-ГУМІНОВІ КИСЛОТИ
Хохотва О.П., Кондратенко О.І.
Національний технічний університет України "Київський політехнічний інститут імені Ігоря
Сікорського", Україна, Київ, e-mail: [email protected]
Раціональне використання водних ресурсів є однією з актуальних задач екології, в рішенні
яких велика роль відводиться очищенні стічних вод різних виробництв. При
цьому особливе значення має контроль за вмістом важких металів, які є одними з найбільш
небезпечних в екологічному відношенні компонентів природних вод.
Природні мінеральні сорбенти, завдяки адсорбційним та іонообмінним властивостям, є
перспективними для використання у різних галузях промисловості і, зокрема, у охороні
навколишнього середовища. Цеоліт є природним алюмосилікатом каркасної будови [1, 2], має
ряд унікальних властивостей – здатність до катіонного обміну, ситові властивості, висока
хімічна і термічна стабільність, які використовують у процесах водоочистки.
Одним з методів поліпшення сорбційних властивостей природних адсорбентів є їх хімічна
активація. Найбільш поширеними методами є модифікація алюмосилікатів кислотами й лугами
[3-5]. Модифікацією поверхні природних цеолітів хітозаном та фероціанідами міді можна
отримати сорбенти, що мають вищу селективність до окремих груп забруднюючих речовин,
таких як, барвники, іони важких металів [6].
Гумінові кислоти (ГК) відносяться до складних природних сполук і є групою природних
аморфних високомолекулярних органічних кислот, схожих за своєю будовою, які мають
відмінності в залежності від типу вихідної сировини [7]. Один з основних напрямків
використання гумінових кислот – застосування їх як сорбентів. Здатність гумінових кислот до
іонного обміну і комплексоутворення створює широкі перспективи для поділу і вилучення
катіонів металів з різних середовищ, очищення стічних вод.
Одним з недоліків практичного використання гумінових кислот є складність їх відділення
від очищуваної води, тому у даній роботі був створений новий композиційний сорбент, який
поєднує у собі переваги цеоліту (пориста структура, сорбційні властивості і доступність) і
гумінових кислот (висока хімічна активність до іонів важких металів, широка сировинна база).
Метою роботи було дослідження сорбційних властивостей отриманого композиційного
сорбенту цеоліт-гумінові кислоти в присутності інших катіонів, які, зазвичай, є компонентами
оборотних вод систем охолодження на промислових підприємствах.
Обробку цеоліту гуміновими кислотами проводили за наступною методикою: наважку
цеоліту поміщали у суспензії гуматів з певною концентрацією при рН 9,5, витримували 24
години, після чого осаджували гумінові кислоти підкисленням розчином HCl з наступним
промиванням отриманого модифікованого цеоліту (Ц-ГК) і висушуванням на повітрі.
Оскільки важливою властивістю сорбенту при вилученні іонів важких металів є його
ефективність в присутності сторонніх солей, була досліджена сорбція Cu2+ в присутності
катіонів лужних і лужно-земельних металів (Na+ та Са2+), а також Fe3+. До наважок цеолітгумінового сорбенту додавали розчин CuCl2 з точно встановленою концентрацією 100 мг/дм3 по
купруму та вмістом хлорид них солей Na+, Ca2+ або Fe3+ в діапазоні концентрацій 20–500 мг/дм3
(по металу). Після сорбції тривалістю 2 години при неперервному перемішуванні на магнітній
мішалці розчини фільтрували і визначали залишкову концентрацію Cu2+ фотоколориметричним
методом.
Вплив сторонніх електролітів на процес сорбції міді цеолітом, модифікованим гуматами,
представлений на рис. 1.
179
80
Сзал.(Cu2+), мг/дм3
70
60
50
40
30
20
0
100
200
300
Скат., мг/дм3
Na-Ц
Na-Ц-ГК
Ca-Ц-ГК
Fe-Ц
400
500
Ca-Ц
Fe-Ц-ГК
2+
Рис. 1. Залежність залишкової концентрації іонів Cu (Споч. = 100 мг/дм3) модифікованим
(Ц-ГК) та немодифікованим (Ц) цеолітом від вмісту іонів Na+, Ca2+ і Fe3+.
Загалом, у випадку використанні композиційного сорбенту Ц-ГК залишкова концентрація
купруму була помітно менша, оскільки останній вилучається не лише за рахунок іонного обміну
на самому цеоліті, але і за рахунок комплексоутворення з функціональними групами гумінових
кислот.
Присутність іонів натрію суттєво не впливала на процес сорбції міді не модифікованим та
модифікованим гуматами цеолітом. Можливо, це пов'язано з недостатньою конкуруючої
здатністю іона Na+. Натрій – однозарядний катіон, зв’язується з сорбентом за іонообмінним
механізмом і легко витісняється іонами Cu2+ під час сорбції як катіон з меншим зарядом.
Зі збільшенням концентрації іонів Са2+ сорбційна ємність обох сорбентів падає
(збільшується залишкова концентрація Cu2+), оскільки Са2+ витісняє іони Cu2+ в іонообмінних
активних центрах, очевидно, не зачіпаючи центри комплексоутворення. Падіння питомої сорбції
Cu2+ на модифікованому цеоліті Ц-ГК менше, ніж на не модифікованому цеоліті, що можна
пояснити більшою кількістю та різноманітністю активних сорбційних центрів на поверхні
композиційного сорбенту, створені за рахунок внесення у композицію гумінових кислот.
Іони заліза трьохзарядні і на поверхні цеоліту сорбуються швидше, ніж іони міді. При
цьому, очевидно, залізо у вигляді іонів Fe3+ і гідроксидів (внаслідок гідролізу) сорбується при
вході в пори сорбента, надаючи цим ділянка поверхні надлишкового позитивного заряду. Тому
внаслідок електростатичного відштовхування навіть за невеликих вихідних концентрацій заліза,
сорбція іонів Cu2+ значно погіршується. Крім того, Fe3+ є d-металом і вступає в реакції іонного
обміну і комплексоутворення з тими ж активними центрами гумінових кислот, що й іони Cu2+,
але значно активніше, витісняючи мідь у конкурентних реакціях, оскільки має вищий заряд і
менший іонний радіус (0,064 нм у Fe3+ проти 0,075 нм у Cu2+ по Полінгу [8]).
Таким чином, присутність сторонніх катіонів із зарядом 2 і вище пригнічує сорбцію іонів
міді на обох зразках цеолітового сорбенту. Зі збільшенням величини заряду і концентрації
стороннього катіона сорбція Cu2+ зменшувалася. Однак, при однакових формах графіків
залежності залишкової концентрації міді від вмісту сторонніх електролітів, композиційний
180
сорбент цеоліт-гумінові кислоти в усіх випадках забезпечував глибшу очистку від важких
металів.
1. Цицишвили, Г. В. Природные цеолиты / Г. В. Цицишвили, Т. Г. Анроникашвили, Г.Н.
Киров, Л. Д. Филизова // М.: Химия. – 1985. – 224 c.
2.Тарасевич, Ю.И. Природные цеолиты в процессах очистки воды / Ю. И. Тарасевич //
Химия и технология воды. – 1988. – Т. 10. №3. – С. 210-218.
3. Jozefaciuk, G. Effect of acid and alkali treatments on surface-charge properties of selected
minerals / G. Jozefaciuk // Clays Clay Minerals. – 2002. – V. 50. – P. 647–656.
4. Breen, C. Acid-activated organoclays: preparation, characterization and catalytic activity of
polycation-treated bentonites / C. Breen, R. Watson // Appl. Clay Sci. – 1998. – V. 12. – P. 479–494.
5. Комаров, В. С. Адсорбенты: получение, структура, свойства. / В. С. Комаров // Минск:
Беларус. Навука, – 2009. – 256 с.
6. Машкова, С.А. Получение и исследование адсорбционных свойств модифицированных
природных сорбентов / Н. П. Шапкин, Н. Н. Жамская, А. С. Скобун, С. В. Малкова, И. В.
Тонких // Журнал Известия Вузов серия «Химия и химическая технология» – 2005. – Т.48. №5. –
С. 112-114.
7. Комиссаров, И. Д. Структурная схема и моделирование макромолекул гуминовых
кислот / И. Д. Комиссаров, Л. Ф. Логинов // Гуминовые препараты: научные труды. - Тюмень:
Изд-во ТСХИ – 1971. – Т.8. – С. 131-142.
8. Справочник химика /под ред. Б.П.Никольского – М-Л.:Химия, 1982, т.1, стр. 381.
ВПЛИВ СЛАБО ПРОТОЧНИХ ЗАТОК НА ЯКІСТЬ ВИХІДНОЇ ВОДИ ДЖЕРЕЛ
ВОДОПОСТАЧАННЯ НА ПРИКЛАДІ ДНІПРОВСЬКОЇ ЗАТОКИ "РІЧІЩЕ" –
ДЖЕРЕЛІ ВОДОПОСТАЧАННЯ м. ГОРІШНІ ПЛАВНІ
Чарний Д. В.
Інститут водних проблем і меліорації НААНУ, Україна, м. Київ,
[email protected]
Природні і штучні затоки великих річок порівняно часто
слугують джерелами
водопостачання. Такі затоки використовують як джерела водопостачання: Кілійскій груповий
водопровід – р. Дунай, Одеський водопровід – р. Дністер, водопровід м. Горішні Плавні – р.
Дніпро, та інші.
При прийняті рішень о використанні затоки як джерела водопостачання одним з головних
аргументів була можливість ізолювати водойму від головного русла на період погіршення якості
води у головному руслі. В той же час не було проведено ретельних дослідів зміни якісного
складу води у затоці в порівнянні з головним руслом ріки.
Данні по геодезичним вишукуванням по затоці: – площа водного дзеркала - 52 га, середня
глибина – 5,33 м, максимальна глибина -14,2 м, об’єм води - 2 743 247 м3. Моніторинг якості
води в Дніпровської затоки "Річище" – джерелі водопостачання м. Горішні Плавні. В затоці
проби води відбиралися в створі забору її водопроводом з глибин: 0,2; 1; 3 і 6 метрів, а в руслі
Дніпра проби відбиралися з глибини 0,2 м. Досліди проведено на період з липня по вересень
місяці 2016 року. Проаналізовано зміни за наступними показниками: каламутність,
кольоровість, рН, температура, азотна група, Mn, залізо загальне, розчинний кисень, запах,
окиснюваність перманганатна, кількість фітопланктону. Результати аналізувалися у вигляді
181
ящикових діаграм розмаху з означеним середньоарефметичним показником і 95% довірчим
інтервалом розмаху відносно середнього показника. Глибина відбору проби і її місце (затока чи
Дніпро) зашифрована у назві, так h0,2 це відбір проби води з затоки з глибини 0,2 метра, а h0,2D
це відбір проби води з Дніпра з глибини 0,2 метра.
Зміни концентрації якісних показників вихідної води, що обумовлюють технологічний
процес підготовки питної води, в створі водозабору по глибинах описувались емпіричними
рівняннями. За базу взяті середньоарифметичні показники за період спостережень.
Для визначення взаємних зв’язків і сили впливу одних показників на інші та взаємозв’язків
різних за глибинами шарів води проведено кореляційний аналіз. Враховуючи не відповідність
нормальному закону розподілу більшості показників, був проведений кореляційний аналіз за
методом Спірмана. Кореляційні зв’язків показників Дніпровської води і показників води у
затоці "Річище" по глибинах наведено в табл.1.
Таблиця 1
Коефіцієнти кореляції за Спірманом Дніпровської води і показників води у у створі
водозабору в затоці "Річище" по глибинах.
Показники
Глибини, м
0,2
1
3
6
Температура
0,800
0,949 0,949
-0,800
Кольоровість
0,500
0,316 0,833
-0,833
Каламутність
0,200
0,200 0,400
1,000
pH
0,800
1,000 0,632
0,632
Залізо
0,800
1,000 0,316
0,400
Амонійний
-0,200
0,400 -0,400
0,632
азот
Розчинний
0,200
0,800 0,200
-0,632
кисень
Марганець
0,500
0,389 0,272
-0,236
Окисність
0,949
0,400 1,000
0,211
Фітопланктон 0,800
0,400 0,400
0,200
Запах
1,000
1,000 0,577
Нітрити
0,400
0,632 -0,400
0,400
Нітрати
0,632
0,775 1,000
0,105
Також проведено кореляційний аналіз зв’язків головних технологічних якісних показників
води джерела водопостачання по глибинах в створі водозабору з показниками води на глибині 6
метрів яка слугує вихідною водою для водопідготовки.
Аналіз показав значну кореляцію азотних сполук (амонійний азот, нітрати, нітрити) з
майже всіма іншими показниками. Також суттєвим є вплив показників шару розташованому на
глибині трьох метрів на якість вихідної води на глибині шести метрів. Так само високий вплив
розчинного кисню і температури.
Для уточнення взаємозв’язків якісних показників води по глибинах 0,2; 1; 3 м з
показниками на глибині шести метрів – глибині забору вихідної води проведено регресійний
аналіз. Для цього побудовано лінійні моделі з врахуванням всіх показників моніторингу
якісного складу вихідної води по глибинах (надалі предикторів). При побудові моделей
виключалися предиктори які були лінійно пов’язані з предикторами, що вже були включену у
модель. В якості залежних предикторів вибрані показники, що обумовлюють процес підготовки
питної води. Для даного джерела вихідної води це: кольоровість, каламутність, концентрації
амонійного азоту, розчинного кисню, загального заліза, марганцю, перманганатної
окиснюваності, рН, нітратів, нітритів, кількості клітин фітопланктону. В модель також
182
включалися як незалежні предиктори якісні показників води головного русла Дніпра на глибині
0,2 м.
Визначення важливості незалежних предикторів у моделі дає можливість статистично
обґрунтовано встановити взаємозв’язки якісних показників, та вплив на них глибин. Результати
аналізу наведено у вигляді діаграма важливості предикторів. Діаграми показують відносну
важливість кожного предиктора при оцінці моделі. Оскільки значення важливості є відносними,
сума цих значень для всіх показаних предикторів дорівнює 1,0. Важливість змінних не пов'язана
з точністю моделі. Вона лише пов'язана з важливістю кожного предиктору для передбачення, а
не з точністю цього передбачення.
Аналіз діаграми важливості незалежних предикторів свідчить, що на формування якості
води на глибині шести метрів найбільше впливають показники з глибини в один метр.
Серед якісних показників найчастіше зустрічається найбільш вагомий вплив
перманганатної окиснюваності і амонійного азоту, дещо менший вплив розчинного кисню,
температури, рН і фітопланктону.
Прямий вплив дніпровської води проявився лише по показниках нітритів, тобто можливо
стверджувати, що нітрити є скоріше за все продуктом окиснення амонійного азоту з Дніпра. Так
само можливо стверджувати, що загальне залізо пов’язане з Дніпровською водою, в той час як
розчинний марганець є місцевого походження і в значній мірі пов'язаний з перманганатнлю
окиснюваністю і амонійним азотом. Амонійний азот у свою чергу має тісний зв'язок з вмістом
розчинного кисню і відповідно температурою. Перманганатна окиснюваність має тісний зв'язок
з амонійним азотом, рН, залізом і кольоровістю і дещо менше пов’язана з фітопланктоном, це
може бути інтерпретоване, як вплив вже відмерлого фітопланктону який і спричиняє зміни рН,
підвищення концентрації амонійного азоту, зменшення розчинного кисню. Процеси відновлення
марганцю сприяють підвищенню рН не дивлячись на активне окиснення органічних рештків
фітопланктону.
ІНТЕГРАЛЬНА ОЦІНКА ЗАБРУДНЕННЯ ВОДНОГО СЕРЕДОВИЩА ПОНИЗЗЯ РІЧКИ
ІНГУЛЕЦЬ
Шахман І.О.1, Лобода Н.С.2
1 – Херсонський державний аграрний університет, Україна, Херсон, [email protected]
2 – Одеський державний екологічний університет, Україна, Одеса
Кількісна оцінка антропогенних змін водності річок складна, тому що вони відбуваються
на фоні просторово-часових природних коливань стоку [1]. Найбільш чутливі до
антропогенного впливу середні та малі річки. У разі нераціонального їх використання вони
деградують [1, 2]. Економіку Криворізького басейну (Кривбас) формують галузі промисловості,
які характеризуються інтенсивним споживанням природних ресурсів, і, насамперед, водних.
Інгулець є основною водною артерією Кривбасу, яка приймає високомінералізовані води з
хвостосховищ та недостатньо очищені стічні води ряду підприємств. Скидання забруднених
стічних вод в річки Інгулець і Саксагань об’ємом до 12 млн. м3/рік призводить до різкого
погіршення якості води в межах створів віл с. Іскрівка (Кіровоградської області) до
м. Снігурівка (Миколаївської області). На досліджуваній ділянці спостерігається зростання
сухого залишку в середньому від 800 до 4200 мг/дм3, хлоридів від 90 до 2084 мг/дм3, сульфатів
від 240 до 998 мг/дм3, біологічного споживання кисню (БСК5) від 1,2 до 5,8 мг/дм3, заліза від 0,1
до 0,3 мг/дм3 [3]. Внаслідок багаторічної господарської діяльності людини в басейні р. Інгулець
відбулася трансформація її гідрологічного, гідрохімічного та гідробіологічного режимів. Рівень
183
забруднення води річки Інгулець характеризується як високий, особливо в період скиду
шахтних вод та господарсько-фекальних відходів Кривбасу, що негативно впливає на її
екологічний стан та на якість води р. Дніпро, куди впадає річка.
Діюча в Україні система Державного моніторингу водних об’єктів (ДМВ) забезпечує
отримання первинних даних про склад та обсяги викидів домішок в поверхневі водні об’єкти,
узагальнення матеріалів про рівень забруднення на певній території за певний проміжок часу,
показників екологічного стану та оцінок ступеня небезпеки забруднення водного басейну за
стандартними методиками. Державний моніторинг водних об’єктів проводиться в
Миколаївській області на мережі станцій і постів контролю стану довкілля у кількості
16 пунктів Державної екологічної інспекції та Державного агентства водних ресурсів.
Моніторинг вод в басейні р. Інгулець забезпечує контроль якості води за гідрологічними та
гідрохімічними показниками по створу м. Снігурівка за 28–30 показниками.
Виконана інтегральна оцінка якості води за гідрохімічними показниками у створі
р. Інгулець – м. Снігурівка на основі розрахунку коефіцієнтів забруднення (χ) [4] відповідно до
рибогосподарських норм, які найбільш жорстко встановлюють ГДК для більшості неорганічних
та органічних речовин. Коефіцієнт забруднення χ розраховується за формулою:
χ = ∑ [(N i / Ci ,d )ϕ (i )]/ ∑ ϕ (i ) ,
де N i – значення показника забруднення; і – номер показника забруднення в ранговій
послідовності з m показників; C i ,d – норматив (ГДК) показника; ϕ (i) = i / 2i −1 – вагова функція;
∑ ϕ (i) – приведена кількість показників. Як основні приймаються такі показники забруднення з
відповідною ранговою послідовністю (і): БСК5 (і = 1); NH 4+ (і = 2); нафтопродукти (НП) (і = 3);
О2 (і = 4). Ранги інших показників установлюють експертно або за співвідношенням N i / C i ,d .
В залежності від значення коефіцієнта χ складено атестаційну шкалу по оцінці ступеня
забруднення водного середовища (табл. 1):
Таблиця 1 – Інтегральна оцінка ступеня забруднення водного середовища [4]
Коефіцієнт забруднення вод χ Якісна оцінка ступеня забруднення
До 1,00
Нешкідлива (чиста)
1 – 1,99
Мала
2 – 2,99
Припустима
3 – 3,99
Істотна
4 – 5,00
Інтенсивна
Більше 5,00
Катастрофічна
Вихідною інформацією для оцінки екологічного стану водних ресурсів басейну р. Інгулець
в межах Миколаївської області слугували результати аналітичного контролю Державної
екологічної інспекції поверхневих вод за 2001–2014 роки (83 проаналізовані проби, за якими
виконано 1615 хімічних досліджень), що були систематизовані у вигляді таблиці
середньорічних концентрацій забруднюючих речовин. Ураховуючи результати аналітичного
контролю хімічного складу води р. Інгулець, а саме зменшення в річковій воді концентрації
нафтопродуктів за останні п’ять років, можна зробити припущення про можливість відновлення
рибного господарства на досліджуваному водному об’єкті.
Приклад розрахунку за коефіцієнтом забруднення χ для створу р. Інгулець – м. Снігурівка
за 2002 р. наведений в таблиці 2. При розрахунку коефіцієнту забруднення χ з пріоритетами
(стовпчики 4, 5, 6) перші чотири ранги отримують такі показники: БСК5, NH 4+ , НП і О2.
184
Таблиця 2 – Інтегральна оцінка якості води р. Інгулець – м. Снігурівка за 2002 р.
№
п/
п
1
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
З пріоритетами
Показник
Сі/ГДКі
Ранг
ϕ (i )
ϕ (i )С і / ГДК і
2
3
4
5
БCК5
3,00
1,000000
1
Розч. О2
0,58
0,500000
4
Зав. речов.
2,40
9
0,035156
Іон амонію
1,12
1,000000
2
Нітрит-іон
1,90
10
0,019531
Нітрат-іон
0,24
17
0,000259
Хлориди
4,54
7
0,109375
Сульфати
2,73
8
0,062500
pН
0,93
14
0,001709
НП
32,0
0,750000
3
АПАР
0,20
18
0,000137
Залізо
5,60
6
0,062500
Мідь
11,0
5
0,312500
Хром
1,00
12
0,005859
Нікель
1,70
11
0,010742
Кальцій
1,00
13
0,003174
Фосфати
0,79
15
0,000916
Марганець
0,50
16
0,000488
∑
3,9998
=
33,7097/3,9998
=
8,43
(катастрофічна)
χ
Без пріоритетів
Ранг
ϕ (i )
ϕ (i )С і / ГДК і
6
7
8
9
3,00000
5
0,312500
0,93750
0,28846
15
0,000916
0,00053
0,08437
7
0,109375
0,15000
1,12000
10
0,019531
0,02187
0,03711
8
0,062500
0,11875
0,00006
17
0,000259
0,00006
0,49656
4
0,500000
2,27000
0,17063
6
0,062500
0,51188
0,00159
13
0,003174
0,00295
24,0000
1
1,000000
32,000
0,00003
18
0,000137
0,00003
1,05000
3
0,750000
4,2000
3,43750
2
1,000000
11,000
0,00586
11
0,010742
0,01074
0,01183
9
0,035156
0,05977
0,00317
12
0,005859
0,00586
0,00072
14
0,001709
0,00135
0,00024
16
0,000488
0,00024
33,7097
3,9998
51,2915
=
51,2915/3,9998
=
12,8
(катастрофічна)
χ
Інші показники розміщені у спадному порядку за співвідношенням Сі/ГДКі. При
ранжуванні усіх показників за співвідношенням Сі/ГДКі без встановлення пріоритетів (табл. 2)
результати розрахунків наведені у стовпчиках 7, 8, 9. Недоліком методики є значна залежність
оцінки якості води від способу ранжування показників. Зведені результати інтегральної оцінки
води р. Інгулець представлені в таблиці 3.
Таблиця 3 – Інтегральна оцінка якості води р. Інгулець – м. Снігурівка за 2001–2014 рр.
З пріоритетами
Без пріоритетів
Рік
Коефіцієнт
Якісна оцінка ступеня
Коефіцієнт
Якісна оцінка ступеня
забруднення χ
забруднення
забруднення χ
забруднення
2001
8,75
катастрофічна
12,3
2002
8,43
12,8
2003
8,49
14,2
2004
7,82
12,5
2005
8,39
12,8
2006
9,40
16,4
2007
10,4
18,9
2008
9,57
15,4
2009
5,84
21,3
2010
2,70
припустима
6,68
2011
2,50
6,04
185
2012
2013
2014
2,49
2,18
1,97
мала
6,45
5,92
5,11
Якісна оцінка за коефіцієнтом забруднення χ класифікується як “катастрофічна” з 2001 по
2009 рр. за обома підходами до розрахунків (табл. 3). За результатами розрахунку із заданими
пріоритетами якість води з 2010 року змінюється від “припустимо забрудненої” до “мало
забрудненої” (2014 р.). Розрахунки проведені за схемою “без пріоритетів” показали, що з 2010 р.
першим чотирьом рангам відповідають мідь, сульфати, хлориди та залізо, тоді як
нафтопродукти за рахунок різкого зниження їх концентрації у річковій воді [5] з першого рангу
для 2001–2009 рр. перемістилися на сьомий ранг у 2010 р., та на дванадцятий – у 2014 році.
Результати якісної оцінки ступеня забруднення пониззя р. Інгулець дозволяють зробити
висновок про відносне покращення її екологічного стану. Проте, така ситуація забезпечується
лише зменшенням вмісту нафтопродуктів у воді [5], які при ранжуванні “з пріоритетами”
займають обов’язкове третє місце. За розрахунками “без пріоритетів” екологічний стан річки
знову оцінюється як “катастрофічний” через високий вміст інших забруднюючих речовин.
Таким чином, використання коефіцієнту забруднення χ для оцінки придатності вод для
риборозведення дозволило виявити позитивні тенденції у змінах якості води досліджуваної
річки, але потребує додаткової експертизи із залученням інших критеріїв оцінки якості води за
гідрохімічними показниками. Передбачається подальше дослідження якості води р. Інгулець за
допомогою узагальнених екологічного індексу та індексу стану вод, щоб з відповідною
вірогідністю стверджувати про неможливість використання пониззя р. Інгулець для рибного
господарства та визначення можливого використання водного об’єкту для інших
водокористувачів.
1. Лобода Н.С. Расчёты и обобщения характеристик годового стока рек Украины в
условиях антропогенного влияния / Лобода Н.С. – Одесса: Экология, 2005. – 208 с.
2. Лобода Н.С. Оцінка впливу зрошення на водні ресурси Нижнього Дніпра на основі
стохастичного моделювання / Н.С. Лобода, І.О. Шахман // Причорноморський екологічний
бюлетень. – 2007. – № 2(24) – С. 73–76.
3. Регіональна доповідь про стан навколишнього природного середовища в Миколаївській
області у 2014 році. – Миколаїв, 2015. – 215 с.
4. Гігієна та екологія / За ред. В.Г. Бардова. – Вінниця: Нова Книга, 2006. – 720 с.
5. Шахман І.О., Лобода Н.С. Оцінка якості води у створі р. Інгулець – м. Снігурівка за
гідрохімічними показниками // Український гідрометеорологічний журнал. Одеса, ТЕС, №17,
2016. – С. 123–135.
186
СУЧАСНИЙ СТАН ПРОБЛЕМИ УТИЛІЗАЦІЇ ВІДХОДІВ ВИРОБНИЦТВА
ШКІРЯНОЇ ПРОМИСЛОВОСТІ. ПЕРСПЕКТИВИ ОТРИМАННЯ БІОГАЗУ
Шинкарчук М.В.
Науковий керівник Голуб Н.Б.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний інститут»,
Україна, м. Київ, [email protected]
Виробництво шкіри є однією з найстаріших у світі галузей промисловості. Світове
виробництво шкіри з шкур тварин становить близько 1,8 мільйона квадратних футів в рік [1]. В
Україні працюють близько 150 малих і великих шкіряних підприємств різної форми власності.
Загальні річні обсяги виробництва шкіри протягом останніх шести років коливаються в межах
2,5–4 тис. м2 [2].
Виробництво шкіри є однією із високо забруднювальних технологій, питання утилізації
відходів досі знаходиться на стадії пошуку. Проблемою відходів шкіряного виробництва є їх
багатокомпонентний склад, а саме: мездра (20-30 % від переробленої шкіри), жир, шерсть
(вовна), органічні речовини різних класів, неорганічні солі важких металів тощо [3]. При чому в
залежності від технології, що використовується, відходи різняться за своїм складом і
характеризуються високою концентрацією мінеральних солей.
На сьогодні майже не існує ефективних технологій переробки органічних відходів
шкіряної промисловості, внаслідок чого десятки тисяч тонн відходів і осаду очисних споруд
підприємств шкіряного виробництва закопуються на звалищах та кар’єрах, що суперечить усім
принципам сталого розвитку [3, 4].
Найперспективнішим методом вирішення існуючих проблем на сьогодні є утилізація
відходів за допомогою метанового зброджування. Біогаз, що утворюється, можна
використовувати для енергетичних потреб підприємства [5]. Принаймні анаеробне
зброджування мездри та жирів з метою отримання біогазу входить до вимог законодавства
європейських країн щодо захисту навколишнього середовища [4].
Метою роботи було аналіз стану переробки та утилізації відходів шкіряної промисловості
та проблем, що виникають при використанні біогазових технологій.
Відомі наступні способи переробки органічних відходів шкіряного виробництва:
1.
Подрібнення відходів з наступним пресуванням, спалюванні у топках котлів,
сміттєспалюванні або газифікації з виробництвом золи та рідкого пального. Недоліки: повне
знищення цінної для землеробства органічної складової, забруднення навколишнього
середовища, сучасні закордонні технології потребують дорогого обладнання, високого тиску і
температури [6].
2.
Компостування органічних відходів тваринницьких комплексів. Недоліки:
тривалість зберігання – декілька років через специфічний агрохімічний та мікробіологічний
склад відходів шкіряного виробництва, компост низької якості [3].
3.
Прискорена біологічна ферментація з отриманням високоефективного добрива. В
тому числі отримання органічних добрив нового покоління із збалансованим вмістом
тривалентного хрому з відходів шкіряного виробництва (мулу, міздрі) методом біологічної
ферментації з додаванням тирси та інших рослинних відходів [3, 7]. Недоліки: використовують
тільки мездру та осади стічних вод промисловості, не включаючи інші компоненти відходів;
складність обмеженого насичення добрива важкими метал.
4.
Технологія ферментативної переробки органічних відходів шкіряного
виробництва з отриманням біогазу відсутня [6].
187
Біогаз утворюється внаслідок анаеробного розпаду органічного матеріалу. Виробництво
СН4 в значній мірі залежить від виду сировини, що зброджується, зокрема вихід біогазу із
чистого жиру становить 1440 л біогазу з 1 кілограму сировини [1]. Проблема зброджування
відходів шкіряної промисловості полягає у низькому співвідношенні C:N у сировині та
високому показнику рН [1]. Однак, для виведення цих показників на раціональні значення таку
сировину можна компонувати з відходами рослинництва або тваринництва, враховуючи
компонентний склад відходів шкіряної промисловості. Також введення целюлозовмісних
відходів дасть змогу знизити високі концентрації мінеральних солей у відходах за рахунок їх
сорбції на поверхні рослинних частинок, що повинно позитивно впливати на розвиток
мікроорганізмів.
Велика кількість і різноманітність відходів шкіряної промисловості вимагає якомога
швидшого технічного, економічного та екологічного вирішення. Саме тому анаеробне
зброджування є прийнятним технологічним рішенням, у якому відбувається розклад органічної
частини відходів шкіряного шламу біохімічним шляхом з одночасним виробництвом біогазу,
що забезпечує вирішення екологічних та енергетичних проблем.
1. P. Shanmugam, N. J. Horan Optimising the biogas production from leather fleshing waste by
co-digestion with MSW // Bioresource Technology, № 100. – 2009. – р. 4117–4120.
2. Л. Е. Касьян Стан та перспективи розвитку легкої промисловості україни // Науковий
вісник Ужгородського національного університету. Випуск 6(1). – 2016. – c. 147-149.
3. O.М. Бунчак Eколого-агротехнічне обгрунтування утилізації відходів шкіряного
виробництва та осаду очисних споруд: автореф. дис. … на здоб. ступеня к. с-г н.:
03.00.16 / Бунчак O. М.; НАН України. – Дніпропетровськ – 2011. – 23 с.
4. Правове регулювання енергозбереження в Європейському Союзі та в Україні // За заг.
ред. к. е. н. В. Г. Дідика. – К.. – 2007. – 165 с.
5. Л.П. Середа, М. М. Чернявський Перспективи використання мобільної біогазової
установки для внесення рідких органічних добрив // Збірник наукових праць Вінницького
національного аграрного університету. Серія: Технічні науки №12 (75). – 201. – с. 172179.
6. О.М. Бунчак Переробка методом біологічної ферментації органічних відходів шкіряного
виробництва та осаду очисних споруд в органічні добрива універсальної дії і їх вплив на
урожайність сільськогосподарських культур // Збірник наукових праць ІМТ НААН
«Механізація, екологізація та конвертація біосировини у тваринництві». Випуск 2(8). –
2011. – с.74-79.
7. Пат. 85187 Україна, МПК (2013.01) G01F 11/00. Спосіб отримання органічних добрив
нового покоління із збалансованим вмістом тривалентного хрому / О.М. Бунчак,
І.П. Мельник, Н.М. Колісник, В. С. Гнидюк; власники О.М. Бунчак, І.П. Мельник,
Н.М. Колісник, В.С. Гнидюк. – № u201306563; заявл. 27.05.2013; опублік. 11.11.2013,
Бюл. № 21. – 4 с.
188
ПРОБЛЕМАТИКА ЧИСТОЇ ВОДИ В ПРОГРАМІ ЄС «ГОРИЗОНТ 2020»
Шукаєв С.М.1, Сулема О.К.2
Сікорського», Україна, Київ, [email protected], [email protected]
Проблема доступності водних ресурсів в певних регіонах планети існувала завжди, втім,
сьогодні все частіше постає ще одна не менш серйозна проблема – це проблема чистоти водних
ресурсів. Кількість промислових та енергетичних підприємств з часом зростає, особливо в
країнах з розвиненим промисловим сектором, але, на жаль, питанням утилізації виробничих
відходів та запобігання забрудненню вод приділяється значно менше уваги, ніж цього потребує
ситуація, яка складається в світі і, зокрема, у Європі. На сьогодні європейська спільнота активно
займається вирішенням проблем, пов’язаних із чистотою водних ресурсів. Ці питання знайшли
своє відображення також і у Програмі Європейського Союзу з досліджень та інновацій
«Горизонт 2020».
Програма «Горизонт 2020», яка стала восьмою Рамковою програмою ЄС та зараз є
найбільшою європейською програмою з фінансування досліджень та інновацій, розпочалась у
2014 році та розрахована на сім років. Програма передбачає принцип відкритих конкурсів, які
оголошуються Європейською Комісією за різними напрямами наукової та інноваційної
діяльності. Для цих конкурсів характерним є високий рівень конкуренції, а отже для
конкурентоспроможної участі необхідно мати гарне уявлення про засоби та інструменти, наявні
у Програмі.
20 березня 2015 року було підписано Угоду між Україною та Європейським Союзом про
участь країни у Програмі «Горизонт 2020» [1]. Зазначимо, що Рамкові програми ЄС є вкрай
потужним інструментом фінансування передових наукових досліджень у Європі, а тому
отримання Україною статусу асоційованого члена Програми надало можливість українським
науковцям та підприємцям відтепер рівноправно співпрацювати з європейськими партнерами,
зокрема, використовувати всі фінансові можливості Програми, розробляти власні проектні
пропозиції, формувати наукові консорціуми та отримувати фінансування як координатори
проектів.
Власне Програма «Горизонт 2020» поділена на три глобальні напрями: передова наука
(Excellent Science), промислове лідерство (Industrial Leadership) та суспільні виклики (Societal
Challenges). Чіткий акцент ставиться, в першу чергу, на важливості розвитку інновацій шляхом
заохочення співробітництва між дослідниками, промисловістю й суспільством. Проблематика
чистої води представлена у Програмі «Горизонт 2020» відразу декількома конкурсами за
напрямами «Промислове лідерство» та «Соціальні виклики».
Конкурс «Вода в контексті циркулярної економіки» (CIRC-02-2016-2017) оголошений за
напрямом «Промислове лідерство» і передбачає Інноваційні Дії (IA) [2]. Для подачі заявок він
відкривається 8 листопада 2016 року та складається з двох етапів. Кінцевий термін першого
етапу – 7 березня 2017 року, в той час як другий етап закінчується 5 вересня 2017 року. Бюджет
конкурсу на обидва етапи складає 30 млн. євро.
Хоча європейський водний сектор займає важливе місце в економіці та суспільстві, на
думку Європейської Комісії, він носить фрагментарний характер, і необхідно переглянути та
істотно змінити існуючі підходи до взаємодії державних і приватних суб’єктів з метою
збільшення ефективності вирішення проблем, пов’язаних із водою. В Європейській Комісії
впевнені, що новий підхід повинен розглядати не тільки проблеми очищення стічних вод та
скорочення використання води, але й питання переходу до циркулярної економіки.
Сучасні послуги, пов’язані із водними ресурсами, спрямовані, головним чином, на
економічне використання води та покращення її якості. Проте, з огляду на те, що в результаті
189
урбанізації, посилення конкуренції між різними галузями та екстремальних погодних явищ вода
стає все більш дефіцитним ресурсом, існує потреба у вдосконаленні систем водопостачання
шляхом виявлення рішень, які б підвищили як економічну, так і екологічну ефективність всієї
системи. Ці інноваційні рішення повинні відповідати цілям циркулярної економіки та
вирішувати, серед іншого, проблеми виснаження ресурсів (наприклад, шляхом її вилучення зі
стічних вод) та зміни клімату (зниження потреби в енергії або виробництва енергії).
Основну мету даного конкурсу Європейська Комісія вбачає у демонстрації масштабних
інноваційних рішень (тобто в ракурсі регіону, міста та/або річкових басейнів) відповідно до
пріоритетів Європейського Інноваційного Товариства з питань водних ресурсів та цілей Водної
Рамкової директиви [3]. Пропозиції за даною тематикою мають бути спрямовані на розвиток
водних послуг майбутнього та пропонувати інноваційні ідеї, які б включали, наприклад,
управління водними ресурсами та надання послуг з водопостачання, розповсюдження
повторного використання очищених стічних вод та використання опріснення води (у
відповідних випадках), завершення водного циклу за рахунок підвищення ефективності роботи
очисних споруд, в тому числі – відновлення енергії та повторного використання хімічних і
поживних речовин.
Проекти в рамках даного конкурсу повинні спиратися на накопичений досвід в тих
галузях, де на сьогодні вже відбулась успішна інтеграція методів управління водними ресурсами
в сектори економічної та соціальної діяльності. На думку Європейською Комісії, це
продемонструє потенціал використання системних еко-інноваційних підходів у сфері водних
ресурсів та створить нові можливості для збільшення робочих місць в різних регіонах Європи.
В результаті виконання проектів за даним конкурсом Європейська Комісія очікує: значне
скорочення поточного споживання води та енергії на регіональному рівні шляхом впровадження
замкнутих циклів води та енергії, а також за рахунок використання альтернативних джерел води
та переходу до «розумних» послуг водопостачання; посилений взаємозв’язок між системою
водопостачання та економічними і соціальними секторами; збільшення участі громадськості в
управлінні водними ресурсами; підвищення рівню задоволеності послугами, які надаються в
сфері водних ресурсів; створення нових ринків в короткостроковій і середньостроковій
перспективі тощо.
Інший конкурс, який безпосередньо пов’язаний із водними проблемами, оголошений за
напрямом «Соціальні виклики» та має назву «Ліквідація водного розриву» (SC5-33-2017) [4].
Конкурс також заплановано відкрити 8 листопада 2016 року, але на відміну від попереднього
конкурсу, він складається з одного етапу. Кінцевий строк подання проектних заявок – 7 березня
2017 року. Конкурс фінансується за схемою співфінансування ERA-NET, а його бюджет складає
10 млн. євро.
Зростаючі потреби у воді, нераціональне використання водних ресурсів та зміни клімату
збільшують навантаження на галузь водопостачання, водні об’єкти і пов’язані з ними
екосистеми та існуючі інфраструктури, в результаті чого виникає необхідність ліквідації
розриву водного циклу шляхом перегляду попиту та пропозиції на воду в кількісних та якісних
термінах. Дослідження в даній галузі щодо доступності та використання водних ресурсів
повинні бути систематично поєднані за соціально-економічним підходом, що досліджує питання
адаптаційних стратегій, участі, поведінки і прихильності зацікавлених сторін. Для більшої
ефективності та з метою підвищення доданої вартості інвестицій і створення транснаціональних
і міждисциплінарних досліджень і інноваційних процесів, зусилля та стратегічні програми
досліджень повинні бути інтегровані.
Діяльність в рамках даного конкурсу повинна, насамперед, враховувати пріоритети, що
були визначені Програмою стратегічних досліджень та інновацій в рамках Ініціативи Water Joint
Programming (JPI) [5], шляхом об’єднання необхідних фінансових ресурсів з національних (або
регіональних) дослідницьких програм з метою впровадження спільного конкурсу для
190
пропозицій, отриманих в рамках грантів ЄС зі співфінансування третім особам. Спільний
конкурс повинен розглядати дослідження та інновації для підтримки реалізації політики ЄС з
питань води, зокрема, в тематичній галузі «Ліквідація водного розриву» Програми JPI (підтема,
що стосується створення умов сталого управління водними ресурсами), та зміцнення соціальноекономічних підходів до управління водними ресурсами. Для кращого розуміння гідрологічних
процесів та більш ефективного аналізу і прогнозування впливу даних підходів Європейська
Комісія вважає за необхідне впровадження механізмів спостереження за водними ресурсами та
методів їх моделювання. На погляд Європейської Комісії, це сприятиме підвищенню
ефективності прийняття рішень щодо забезпечення довгострокової життєздатності водних
ресурсів, а також призведе до збільшення кількості інвестицій в інноваційний менеджмент та
задовольнятиме цілям циркулярної економіки.
Відповідно до стратегії ЄС щодо міжнародного співробітництва в галузі досліджень та
інновацій і типу даного конкурсу (співфінансування ERA-NET), пропозиції повинні включати
додаткові спільні конкурси, що мають співфінансуватися національними фондами країнучасниць майбутніх проектів.
Виконання проектів в рамках цього конкурсу, на думку Європейської Комісії, має
призвести до наступних результатів: покращення використання обмежених людських і
фінансових ресурсів в галузі водних досліджень та інновацій; зменшення фрагментації
досліджень води та інноваційної діяльності; поліпшення взаємодії, координації та узгодженості
між національним та ЄС фінансуванням у відповідних галузях досліджень через
транснаціональне співробітництво; покращення виконання науково-дослідних та інноваційних
програм шляхом обміну передовим досвідом; внесок в реалізацію цілей JPI з проблем води;
внесок в реалізацію цілей сталого розвитку.
Існують також й інші конкурси, пов’язані з проблематикою водних ресурсів, зокрема,
«Демонстрація інноваційних природньо-орієнтованих рішень в містах» (SCC-02-2016-2017) та
«Великомасштабні
демонстрації
природньо-орієнтованих
рішень
для
зниження
гідрометеорологічного ризику» (SC5-08-2017). З ними можна ознайомитись за
посиланнями [6,7].
Таким чином, як бачимо, Європейський Союз демонструє значну зацікавленість у
питаннях, пов’язаних з покращенням якості та чистоти водних ресурсів, а досить широкий
спектр задач, які пропонується вирішувати в рамках вищеназваних конкурсів, дозволяє
науковцям та підприємцям запропонувати різноманітні інноваційні ідеї та рішення, які можуть
зацікавити Європу та бути ефективно впровадженими в Україні в галузі чистої води для
вирішення проблем, пов’язаних із якістю водних ресурсів.
1. Угода між Україною і Європейським Союзом про участь України у програмі Європейського
Союзу «Горизонт 2020» | від 20.03.2015 [Електронний ресурс]. – Режим доступу :
http://zakon2.rada.gov.ua/laws/show/984_018.
2. CIRC-02-2016-2017 [Електронний ресурс]. – Режим доступу :
http://ec.europa.eu/research/participants/portal/desktop/en/opportunities/h2020/topics/circ-02-2016-2017.html.
3. The EU Water Framework Directive - integrated river basin management for Europe [Електронний
ресурс]. – Режим доступу : http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/.
4. SC5-33-2017 [Електронний ресурс]. – Режим доступу :
http://ec.europa.eu/research/participants/portal/desktop/en/opportunities/h2020/topics/sc5-33-2017.html.
5. Water challenges for a changing world [Електронний ресурс]. – Режим доступу :
http://www.waterjpi.eu/.
6. SCC-02-2016-2017 [Електронний ресурс]. – Режим доступу :
http://ec.europa.eu/research/participants/portal/desktop/en/opportunities/h2020/topics/scc-02-2016-2017.html.
7. SC5-08-2017 [Електронний ресурс]. – Режим доступу :
http://ec.europa.eu/research/participants/portal/desktop/en/opportunities/h2020/topics/sc5-08-2017.html.
191
СТАН І ПЕРСПЕКТИВИ ВЕРМИТЕХНОЛОГІЙ В ПРОЦЕСАХ УТИЛІЗАЦІЇ
ОСАДІВ СТІЧНИХ ВОД
Щурська К.О., Кузьмінський Є.В.
Національний технічний університет України «Київський політехнічний
інститут»,Україна, м. Київ
[email protected]
Перспективними прийомами переробки та утилізації осаду стічних вод є методи, засновані
на використанні біологічних об'єктів. Дослідження вчених багатьох країн світу підтвердили, що
найперспективнішою і практично безвідходною біотехнологією переробки органічних відходів є
біотехнологія за допомогою вермикомпостування. Вермикомпостування і вермикультивування
як спосіб біоконверсії органічних відходів дає можливість вирішення не тільки
природоохоронних проблем, пов'язаних із забрудненням навколишнього середовища, але і
відкриває широкі можливості для використання біогумусу і біомаси черв'яків в сільському
господарстві, промисловості та медицині.
Черви Eisenia foetida здатні накопичувати в тілі важкі метали і переводити їх у зв'язані
форми, недоступні для рослин, що дозволяє розширити спектр застосування кінцевого продукту
переробки. Цей процес перебігає без застосування реагентів, що робить біологічну утилізацію
екологічно безпечною і не призводить до вторинного забруднення поверхневих водойм,
ґрунтових підземних вод, ґрунтів. Продукт, який отримують в процесі вермикомпостування з
органічних відходів – вермикомпост, або біогумус, піддається фізико-хімічній, біологічній та
мікробіологічній трансформації в кишечнику черв'яків. В результаті переробки червами осад
стічних вод втрачає неприємний запах, звільняються від шкідливої мікрофлори, набувають
зернисту структуру, втрачає токсичність для рослин.
Метою даної роботи є аналіз стану і перспектив вермитехнологій в процесах утилізації
осадів стічних вод.
50-ті роки минулого століття стали початком зародження вермикомпостування як
біотехнологічного напряму сільськогосподарської науки. У 1959 році американським лікарем
Барретом був селекціонований червоний каліфорнійський черв'як на основі дощового
черв'яка [1].
В кінці ХХ ст. у США, Західній Європі, Японії та інших країнах світу почали
впроваджувати технологію переробки органічних відходів методом вермикомпостування. З тих
пір вермитехнології набули широкого поширення на рівні дрібних і середніх підприємств, що
виробляють дощових черв'яків для любительського рибальства і на корм домашнім тваринам,
садову землю або органічне добриво «вермикомпост».
У США, Канаді, Японії, Франції і у ряді інших країн працюють підприємства, що
фінансуються державою або муніципальними органами, які утилізують за допомогою дощових
черв'яків осади стічних міських вод і органічні побутові відходи. У США були проведені
успішні експерименти по стабілізації за допомогою дощових черв'яків осадів стічних вод.
Дослідження показали, що переробка рідкого осаду черв'яками здатна замінити технології
висушування і ферментації, що традиційно використовуються, причому процес економічно
вигідний.
Широкомасштабні досліди по вермикомпостуванню міських відходів були закладені в
Лафкіне (Техас) з рідкими осадами міських стічних вод; у Кейсвіллі (Меріленд) із зневодненими
осадами; у Огдені (Юта) з твердими міськими відходами. Однією з основних проблем, з якою
стикалися ці підприємства, є висока вартість ручної праці, оскільки процес важко піддається
механізації.
192
До 2/3 загальних витрат на вермикомпостування йшло на придбання початкової популяції
черв'яків. Проте, вартість переробки однієї тонни сухої речовини мулу за допомогою черв'яків
виявилася дешевшою порівняно з вартістю його традиційної обробки на полях зрошування або
за допомогою зневоднення і компостування.
У Канаді (Торонто) працює підприємство, що переробляє за допомогою вермикультури
стічні мули в суміші з овочевими і фруктовими відходами. Одержаний продукт – «квіткова
земля» має собівартість в 10 центів за кілограм, причому більше половини складають витрати на
упаковку. Процес не механізований, річний об'єм виробництва – 500 т «квіткової землі».
У Японії для переробки стічних вод використовується метод, відомий як процес Ніїмік.
Стічні води фільтруються крізь шари ґрунту, заселені дощовими черв'яками.
У Франції на водостічних спорудах в Тулуз-Жінесто за допомогою вермікультури вдалося
понизити на одну третину витрати на очищення стічних вод. Є дані про використовування
вермикультури для переробки міських відходів і стоків в Італії, Данії, Німеччині, Угорщині і
інших європейських країнах.
Щодо України, то вперше черв'яків використали для промислових потреб та одержання
біогумусу у 1989 році, коли з Польщі було завезено 7 млн каліфорнійських черв'яків у село
Локитка Тлумацького району Івано-Франківської області. Друга партія – 10 млн шт. надійшла з
Угорщини від фірми «БіотряД» у господарство ім. Дзержинського Снятинського району ІваноФранківщини. Так почалась вітчизняна історія їх культивування в умовах господарства. Для
об'єднання зусиль на базі обласного підприємства «Сільгоспхімії» та Української
сільгоспакадемії у 1989 році була створена асоціація «Біоконверсія». До її складу увійшло понад
300 спільних підприємств, центрів, філіалів, фермерських господарств більшості областей
України, Росії, Прибалтики, Білорусії, Молдови [1].
Протягом 1990–1994 рр. при допомозі асоціації «Біоконверсія» було створено понад 150
вермигосподарств, більшість яких внаслідок непродуманої аграрної реформи припинили своє
існування. Тільки з 2005 р. в Україні почалося створення нових вермигосподарств і зараз їх
налічується більше 50. Понад 500 вермигосподарств сьогодні діє в Росії, Білорусі, Казахстані та
Прибалтиці. Однак внаслідок порушення відповідних технологічних процесів, зокрема
нехтування підбором компонентів субстрату для отримання співвідношення N:C в компостній
масі й інше, у більшості вермигосподарств одержують біогумус (вермикомпост) низької якості,
що негативно впливає на економічні та екологічні показники його виробництва [2].
Вивчення вермитехнологій в процесах утилізації осадів стічних вод в Україні знаходиться
на початковому етапі. Більшість науково-дослідних робіт присвячені утилізації, харчових,
побутових та відходів тваринництва.
І хоча технологія вермикомпостування вже широко застосовується в практиці, на
сьогоднішній день за допомогою традиційних підходів вермикомпостування важко впоратися з
величезними обсягами осадів очисних споруд міських каналізацій, промислових відходів, які є
агресивним середовищем, несприятливим для дощових черв'яків. Дослідження з вивчення
впливу осадів стічних вод каналізаційних очисних споруд на черв'яків показали, що інтактні
відходи викликають загибель досліджуваних організмів. Вирішення цієї проблеми можливе при
додаванні до осадів наповнювачів у пропорціях, які роблять ці субстрати вітальними. В будьякому випадку такий біогумус можна використовувати для вирощування тільки технічних
культур, квітів та декоративних рослин, для озеленення екологічно небезпечних ділянок [3, 4].
При переробці 1 т органічних відходів можна отримати 600 кг біогумусу і 100 кг біомаси
черв'яків. Вартість 1 т біогумусу на світовому ринку (в залежності від вологості) - від 400 до
1500 $. Вартість 1 кг дощових гнойових черв'яків з субстратом - 30-35 $. Середні дози біогумусу
під основні сільськогосподарські культури складають 3-6 т / га, що в 10 разів менше
рекомендованих доз традиційних органічних добрив [5].
193
У ряді країн накопичений досвід по утилізації осаду стічних вод за допомогою дощових
черв'яків. Він має напіввиробничий характер. Використання черв'яків дозволяє спростити
технологію переробки осадів, що відрізняється складністю і застосуванням великої кількості
хімічних реагентів. Тому використання вермитехнологій є перспективним для переробки осадів,
що накопичуються на невеликих водоочисних станціях. Вермитехнології з утилізації осадів
стічних вод дощовими червами в нашій країні не розроблені, є патентноспроможними і можуть
зайняти чільне місце серед сучасних екобіотехнологій.
1. Самаріна І.А. Підземний орач / І.А. Самаріна. - Агробізнес сьогодні. – 2012. – №13(236).
http://www.agro-business.com.ua/agronomiia-siogodni/1156-pidzemnyi-orach.html)
2. Сендецька О. Ефективність виробництва і застосування органічних добрив "біогумус”
виготовлених методом вермикультивування / О. Сендецька // Вісник Тернопільського
національного економічного університету. - 2014. - Вип. 1. - С. 164-171.
3. Горбунов В. Дождевые черви для повышения урожая, Москва: Астрель. – 2012. – 20 с.
ISBN: 978-5-17-077252-0.
4. Ручин А. Б. Вермикультивирование как путь решения некоторых экологических
проблем / А. Б. Ручин // Астраханский вестник экологического образования. – 2013. – № 1 (23). –
С. 137-140.
5. Максимова С.Л. Развитие технологий вермикомпостирования и вермикультивирования
в Беларуси / С.Л. Максимова, Т.М. Шабанова, Ю.Ф. Мухин // Вестник Полесского
государственного университета. – 2008. – №1. – С. 44-47.
194
ПОЛІМЕРНІ МЕМБРАНИ З ПІДВИЩЕНОЮ СТІЙКІСТЮ ДО БІОЗАБРУДНЕННЯ
POLYMER MEMBRANES WITH HIGH RESISTANCE TO BIOLOGICAL CONTAMINATION
Вакулюк П.В., Главацька Н.В., Фуртат І.М.
Національний університет «Києво-Могилянська академія», Київ
National University of Kyiv-Mohyla Academy
Серйозною проблемою при тривалій експлуатації мембранних установок в процесах
фільтрації, фракціонування та водопідготовки є біозабруднення мембран. Це пов'язано з тим, що
під час роботи фільтраційних установок на поверхні мембрани поряд з продуктами розділення
осідають мікроорганізми, які активно розмножуються, внаслідок чого формують біоплівку, що
призводить до руйнування селективної поверхні мембрани і вторинного забруднення очищеної
води продуктами життєдіяльності мікроорганізмів. Розроблення і впровадження мембран з
антибактеріальними властивостями, більш стійких до біологічного забруднення, має величезне
значення для технологій водоочищення питних, промислових і стічних вод. Саме тому
актуальним є створення нових полімерних композитних мембран та удосконалення методів
модифікування вже відомих промислових полімерних мембран використовуючи як
модифікувальні агенти олігомерні та полімерні йоногенні речовини (аніон- і катіонактивні)
різної хімічної природи та будови. В цьому напрямку нами акцентувалася увага на використанні
недорогих та надійних методів іммобілізації бактерицидних агентів як в об’ємі так і на поверхні
мембран, зокрема за допомогою адсорбції та фотоприщепленої полімеризації, а також на
пошуку нових модифікувальних агентів та добавок в формувальні розчини, які б забезпечили
ефективну та довготривалу резистентність одержаних мембран до біозабруднення. Вивчення
впливу типу хімічної природи модифікувальних агентів, а також методів модифікування на
хімічну природу поверхні й структуру отриманих композитних мембран, їхні функціональні
властивості, а саме стійкість до біоколоїдного забруднення, має практичну цінність як у
науковому фундаментальному плані, так і в аспекті прикладного застосування.
Метою роботи було вивчення впливу модифікування поверхні полімерних мембран
антимікробними агентами для запобігання формування біоплівки. Відомо, що антибактеріальну
активністю характеризується значна кількість природних і синтетичних сполук, однак тільки
деякі з них можуть бути використані для іммобілізації на поверхні полімерних мембран з
урахуванням відсутності токсичності, збереження протягом тривалого часу антибактеріальних
властивостей і широкого спектру їх антибактеріальної дії.
Антибактеріальну активність мембран визначали щодо грапозитивних і грамнегативних
тест-культур (Staphylococcus aureus CCM 209 і Escherichia coli НВ 101). Адгезивні здатність до
поверхні досліджуваних мембран вивчали на грамнегативних (Рseudomonas fluorescens 8573,
Escherichia coli АТСС 25922, Escherichia coli НВ 101, Klebsiella pneumoniaе) і грампозитивних
(Staphylococcus aureus АТСС 25923) тест-культурах.
Досліджено транспортні, функціональні і антибактеріальні властивості модифікованих
полімерних мембран, отриманих шляхом іммобілізації на їх поверхні антимікробних агентів
природного і синтетичного походження. Встановлено, що модифіковані мембрани
характеризуються тривалої антибактеріальну активність щодо досліджених тест-культур
бактерій. Вивчено вплив модифікування мембран на формування на їх поверхні біоплівки.
Показано, що модифікування поверхні сприяє зниженню адгезії вивчених штамів бактерій до
мембрани і спрощує її регенерацію під час тривалого використання.
195
POLISH ACADEMY OF SCIENCES SCIENTIFIC CENTER IN KIEV
PRZEDSTAWICIELSTWO POLSKA AKADEMIA NAUK W KIJOWIE
ПРЕДСТАВНИЦТВО ПОЛЬСЬКА АКАДЕМІЯ НАУК У КИЄВІ
Bohdana Kmel’nyts’koho 49 off. 4, 01030
Kiev, Ukraine e-mail:
[email protected]
phone: +38 0968532681,
phone/fax: +380442340216
www.panukraina.pl
Director: Professor Henryk Sobczuk
Polish Academy of Sciences
Scientific Center in Kiev, formally
established in the end of 2012, is
engaged into numerous activities
closely related to dissemination of
scientific results of Polish science. An important part of activity is to help in development of scientific
contacts and information exchange between Polish and Ukrainian institutions and scientific community
members.
The basic form of activity is organization of common Polish-Ukrainian scientific conferences, round
tables, lectures, scientific workshops and other forms of contacts and information exchange. Organized
events concern basic and technical sciences, but there were also events organized concerning psychology,
law, sociology and other social sciences.
Since its establishment Center has organized more than one hundred conferences and seminars with
the active presence of Polish scientists, some of those conferences enjoyed participation of scientists from
other countries.
Organized events allow to propagate Polish
science results, create scientific contacts, and allow
for future applications with common projects
financed from various sources, especially from
Horizon 2020 program.
The Center published a number of books and
conference materials, between others a book
dedicated to the memory of Professor Wojciech
Aloysius Świętosławski, an eminent Polish
scientist, pupil of Kiev Polytechnic Institute,
extremely talented chemist, with great competence
and scientific intuition working in the areas of
technology and engineering.
The director personally actively organizes
contacts with the important persons in
Ukrainian science. Main contacts cover
cooperation with Ministry of Science of
Ukraine, National Academy of Sciences of
Ukraine, National Agrarian Academy of
Sciences of Ukraine, National Medical
Academy of Sciences, Universities, Technical
Universities and Research Centers, in Kiev
and other cities of Ukraine.
After political change in Ukraine there is an urgent need for development of cooperation with European
Union. Poland is the most needed partner for H2020 projects. High potential of Ukrainian science makes it
possible to develop a good cooperation teams with Polish colleagues.
Dyrektor Przedstawicielstwa PAN prof. Henryk Sobczuk (w środku) wraz z rektorem Politechniki Kijowskiej
prof. Michałem Zgurowskim (3 od prawej) po okresowym spotkaniu organizacyjnym.
Director of Scientific Center in Kiev prof. Henryk Sobczuk (in the center) with the Rector of Kiev Polytechnic
Institute prof. Michael Zgurowsky (3-rd from the right) after one of meetings
Dyrektor Przedstawicielstwa PAN prof. Henryk Sobczuk podczas obchodów Dni Nauki w Kijowie, obok w
Prezydium zasiada Wiceminister Nauki i Oświaty Ukrainy Maksim Stricha (z wąsami)
Director of Scientific Center in Kiev prof. Henryk Sobczuk during celebration of Science Days in Kiev, beside
in the presidium there is the Vice Minister of Science and Education of Ukraine Maxim Strikha (with mustache).
Fotografia ze spotkania Prezesa PAN Jerzego Duszyńskiego z Ministrem Nauki Ukrainy Sergiejem Kvitem, od
lewej Henryk Sobczuk, Paweł Kowal, Sergiej Kvit, Jerzy Duszyński oraz Konsul Generalny w Kijowie Rafał Wolski
(25 września 2015r)
Photograph from the meeting of President PAS Jerzy Duszynski with Minister of Science and Education of
Ukraine Sergiey Kvit, from the left: Henryk Sobczuk, Paweł Kowal, Sergiej Kvit, Jerzy Duszyński and Consul
General in Kiev Rafał Wolski (25 Sept. 2015r)
Pamiątkowe zdjęcie z roboczego
spotkania Prezesa Polskiej Akademii Nauk
prof. Jerzego Duszyńskiego z Prezesem
Narodowej Akademii Nauk Ukrainy prof.
Borysem Jewgeniejewiczem Patonem (25
września 2015r).
Commemorative photo taken at the
meeting of President of PAS prof. Jerzy
Duszyński and President NASU prof. Boris
Paton (25 Sep. 2015)
www.panukraina.pl
РУБРИКИ
• Обзор водной отрасли
КАНАЛЫ РАСПРОСТРАНЕНИЯ
• образовательные семинары УВО WaterNet и партнеров
• Водные хроники
• Лидеры рынка
• Жизнь водного общества
• целевая рассылка по профильным предприятиям
• специализированные выставки и конференции
• редакторская подписка
ЦЕЛЕВАЯ АУДИТОРИЯ
ПРОФЕССИОНАЛЫ ОТРАСЛИ
ПОТЕНЦИАЛЬНЫЕ ЗАКАЗЧИКИ
• производители оборудования
по водоподготовке и для очистки
сточных вод
• проектные и архитектурные
организации
• дистрибьюторы
• инсталляторы
• коммунальные предприятия
• отраслевые выставочные
мероприятия
ПРОФЕССИОНАЛЫ
СМЕЖНЫХ ОТРАСЛЕЙ
Производители:
• насосного оборудования
• предприятия фармацевтической,
химической, металлургической,
энергетической и пищевой промышленности
• трубной обвязки
• дистрибьюторы лабораторного
оборудования
• климатического оборудования
• фитингов и изоляционных
материалов
• дистрибьюторы водогрейных и
паровых котлов
ВОЗМОЖНОСТИ ДЛЯ РЕКЛАМОДАТЕЛЕЙ
• Рекламный блок 1/2 А4 – 1500 грн
• Рекламный блок А4 – 2700 грн
• PR – статья 4000 знаков – 3800 грн
• Больше возможностей и полезной информации на сайте www.waternet.com.ua
«Київський політехнічний інститут імені Ігоря Сікорського»
Факультет біотехнології і біотехніки
Кафедра екобіотехнології та біоенергетики
ТЕХНОЛОГІЯ БІОЛОГІЧНОГО ОЧИЩЕННЯ
ГОСПОДАРСЬКО-ПОБУТОВИХ ТА ВИРОБНИЧИХ СТІЧНИХ ВОД
ВІД ОРГАНІЧНИХ ЗАБРУДНЮЮЧИХ РЕЧОВИН, БІОГЕННИХ
ЕЛЕМЕНТІВ ТА КСЕНОБІОТИКІВ
Схема компактного апарата для реалізації технології
глибокого біологічного очищення стічних вод
із симультанним видаленням СПАР
Схема технології глибокого біологічного очищення
міських стічних вод із симультанним видаленням СПАР
1 - очищувані стічні води, що пройшли споруди решіток; 2 - пісковловлювач; 3 - піщана пульпа
на пісковий майданчик; 41 - первинний відстійник; 42 - біофлокулятор-флотатор; 5 флотаційний шлам на обробку; 51 - споруди біологічної обробки флотаційного шламу; 6, 7 аноксидний, аеробний біореактори; 8 - повітродувна станція; 9 - вторинний відстійник; 10 стічні води на знезараження і випуск у природну водойму; 11 - насос; 12 - надлишковий
активний мул; 13 - рециркуляційна мулова суміш; 14 - зворотний активний мул; 15 - сирий
осад первинних відстійників на обробку
Об’єми аноксидних і аеробних біореакторів, за розробленою технологією із поділом потоку
зворотного активного мулу до аноксидних біоректорів І і ІІ ступеня, співвідносяться таким
чином – 25:33:29:13 (%).
Переваги розробленої технології
1 - корпус; 2 - вертикальні перегородки; 3 - секція біофлокуляції-флотації; 4 - похила
перегородка-екран; 5 - секція аноксидного очищення стічних вод; 6 - секція аноксидної
обробки флотаційного шламу; 7 - секції аеробного очищення стічних вод; 8 - секція вторинного
відстоювання; 9 - трубопровід зворотного активного мулу; 10 - трубопровід надлишкового
активного мулу; 11 - трубопровід рециркуляції мулової суміші; 12 - трубопровід подачі стічних
вод на очищення; 13 - трубопровід відведення очищених стічних вод; 14 - система аерації; 15 трубопровід подачі стічних вод із секції біофлокуляції-флотації до секції аноксидного
очищення стічних вод; 16 - отвори для переливу флотаційного шламу; 17 - отвори для
переливу продуктів аноксидної обробки флотаційного шламу; 18 - отвори для переливу
мулової суміші; 19 - рециркуляційні насоси; 20 - запірно-регулювальна арматура; 21 трубопровід подачі робочої рідини із стисненим повітрям; 22 - збірний лоток; 23 - трубопровід
відведення надлишкового активного мулу.
Контакти
НТУУ "КПІ ім. Ігоря Сікорського"
03056, м. Київ, академіка Янгеля, 3, корп. №4, к. 182.
тел./факс: +38 044 454 97 79
Саблій Л. А., д.т.н., професор – [email protected]
Россінський В. М., к.т.н., докторант – [email protected]
 зниження об’єму аеробного реактора ІІ ступеня до 50%
порівняно з технологією за схемою Bardenpho;
 економія електроенергії до 25%;
 зменшення витрат осаду до 30%;
 зменшення витрат на обробку і утилізацію осадів до 35%;
 зниження навантаження на активний мул за СПАР до 75%;
 забезпечення стабільної роботи очисних споруд в умовах
нерівномірного надходження забруднюючих речовин;
 забезпечення необхідного ступеня очищення стічних вод від
біогенних елементів та ксенобіотиків.
Публікації, охоронні документи, впровадження
За напрямком досліджень опубліковано більше 30 наукових
робіт у фахових виданнях України, матеріалах міжнародних
конференцій, симпозіумів, конгресів, форумів.
Розроблені технічні рішення захищені 8 патентами на винахід і
на корисні моделі.
Технологія впроваджена на 6 об'єктах виробничих підприємств і
водопровідно-каналізаційного господарства населених
пунктів України.
«Київський політехнічний інститут ім. І. Сікорського»
Факультет біотехнології і біотехніки
Технологія комплексного біологічного очищення
Технологія
комплексного
циркуляційної
води
рибницькихбіологічного
господарствочищення
циркуляційної води рибницьких господарств
1
2
3
4
Вода з
рибницьких
басейнів
8
5
Очищена вода у
басейни
6
7
Підживлювальна
вода
Осад на
зневоднення
8
Умовні позначення: 1- блок механічного очищення; 2 – фітореактор з водними рослинами; 3 – біофільтр;
4 – реактор з носієм типу «Вія»; 5,6 – відстійник; 7 – блок терморегуляції та аерації; 8 - насос.
Переваги технології
- просте та надійне апаратне оформлення
- найвищі кондиції якості очищеної води порівняно
із іншими схемами очищення
- зменшення кількості відходів у 3-5 разів
- отримання цінних кормів в процесі відновлення
якості води
- зниження витрат на очищення води на 20-30%
- екологічна чистота технології
- можливість інтеграції у схемі очищення систем
гідропоніки
Область використання –
відновлення якості циркуляційної
води рибницьких господарств із
замкнутим циклом
водозабезпечення
Автори:
Кузьмінський Є.В., д.х.н, професор
Саблій Л.А., д.т.н., професор
Кононцев С.В., к.т.н., доцент
Козар М.Ю., к.т.н.
Наукове видання
ЧИСТА ВОДА.
ФУНДАМЕНТАЛЬНІ, ПРИКЛАДНІ ТА
ПРОМИСЛОВІ АСПЕКТИ
Матеріали ІV Міжнародної
науково-практичної конференції
26-28 жовтня 2016 р.,
«Київський політехнічний інститут ім. Ігоря Сікорського»
Тези доповідей учасників конференції
подаються в авторській редакції
Підп. до друку 12.10.2016. Формат 60х84 1/8. Папір офс. Гарнітура Times.
Спосіб друку – ризографія. Ум. друк. арк. 28,36. Обл.-вид. арк. 47,91. Наклад 120 пр.
Зам. № 15-195
_____________________________________________________________________________

Національний технічний університет України

Transkrypt

Podobne dokumenty

współpraca europejska nr 3(10)