Содержание к диссертации
Введение
Раздел 1. Очистка фенол содержащих сточных вод 9
1.1. Санитарно-химические показатели сточных вод 9
1.1.1. Физико-химические свойства воды 10
1.2. Источники фенолсодержащих сточных вод 14
1.3. Регулирование сброса сточных вод в водоем 17
1.4. Изучение методов очистки фенолсодержащих сточных вод 18
1.4.1. Физические методы 18
1.4.2. Химические методы 21
1.4.3. Физико-химические методы 25
1.4.4. Биологические методы 33
1.5. Электрокоагуляционная очистка сточных вод 36
1.5.1. Теоретические основы электрокоагуляционных процессов 36
1.5.2. Практическая реализация процесса электрокоагуляции для очистки сточных вод 40
Выводы к разделу 1 44
Раздел 2. Физико-химические исследования системы «вода-фенол» 45
2.1. Характеристика ливневых сточных вод г. Тюмени 45
2.1.1. Исследование ливневых сточных вод г. Тюмени 47
2.1.2. Методика исследований качества ливневых стоков г. Тюмени... 50
2.1.2.1. Отбор проб 50
2.1.2.2. Определение рН 50
2.1.2.3.Определение перманганатной окисляемости 50
2.1.2.4. Определение оптимальных режимов газохроматографического анализа фенола в ливневых стоках 52
2.1.2.5. Обработка результатов измерений 57
2.2. Исследование физико-химических параметров воды 59
2.2.1. Измерение удельной электропроводности воды 59
2.2.2. Измерение рН и равновесного водородного потенциала (А<р) воды 65
Выводы к разделу 2 77
Раздел 3. Ра счетно-теоретическое и практическое обоснование электрокоагуляционнои очистки фенолсодержащих сточных вод 78
3.1. Методика проведения исследований электрокоагуляционнои очистки фенолсодержащих сточных вод 78
3.1.1. Отбор проб и определение рН 78
3.1.2. Химический анализ проб 79
3.2. Определение режимов электрокоагуляционнои очистки фенолсодержащих сточных вод 83
3.2.1 Характеристика электрохимических процессов 83
3.2.2. Расчет параметров обработки воды в постоянном электрическом поле 88
3.3. Экологическая безопасность применения электрокоагуляционнои очистки сточных вод 93
Выводы к разделу 3 97
Раздел 4. Доочистка фенолсодержащих сточных вод, прошедших обработку в постоянном электрическом поле, методом сорбции 98
4.1 Методика исследований сорбции водных растворов фенола 99
4.1.1. Состав и свойства бентонита 99
4.1.2. Приготовление растворов глинистых суспензий 99
4.1.3. Применение метода сорбции на бентоните для очистки воды, содержащей фенол 99
4.1.4. Определение степени прозрачности 102
4.2. Электрокоагуляция как метод активации процесса сорбции 104
4.3. Технологическая схема очистки фенолсодержащих сточных вод..105
Выводы к разделу 4 108
Общие выводы 109
Приложения 110
Список литературы 114
- Санитарно-химические показатели сточных вод
- Характеристика ливневых сточных вод г. Тюмени
- Методика проведения исследований электрокоагуляционнои очистки фенолсодержащих сточных вод
- Методика исследований сорбции водных растворов фенола
Введение к работе
Аісгуальность темы диссертации. Создание условий для жизни и здоровья нации, основанные на сохранении природы [81, 99, 176], является приоритетным направлением, обеспечивающим устойчивое развитие Российской Федерации.
Ежегодно в реки России сбрасывается около 3 млрд. кубометров неочищенных сточных вод, что обусловлено перегруженностью или отсутствием очистных сооружений в большинстве субъектов Российской Федерации и оказывает существенное влияние на состояние водных ресурсов.
В индустриальных районах отмечается высокий процент содержания токсичных веществ в водоемах [38]. Поэтому промышленные сточные воды (СВ) - самые интенсивные загрязнители водоемов специфическими токсическими поллютантами (загрязнителями окружающей среды), заражая флору и фауну, оказывают непосредственное отрицательное воздействие на здоровье людей.
По данным Всемирной организации здравоохранения (ВОЗ) из 750 идентифицированных химических загрязнителей 600 - это органические соединения, среди которых фенол как высокотоксичное вещество по степени загрязнения гидросферы занимает третье место после нефтепродуктов и тяжелых металлов [184].
В соответствии с отраслевым классификатором отходов производства и потребления [34, 153], определяемый уровень экологической опасности фенола, равен 2,14. Таким образом, фенол является потенциально опасным веществом, вызывающим аллергическое и раздражающее действие, и способствует развитию злокачественных образований у человека.
Характер патологических изменений, вызываемых фенолом, изменяется в зависимости от его концентрации, длительности воздействия и способа попадания в организм. В то же время, у животных наблюдаются
6 признаки острой интоксикации, независимо от того, каким способом был введен оксибензол, оказывающий воздействие на двигательные центры спинного мозга, что приводит к тремору (ритмическим колебательным движениям конечностей при поражении нервной системы) и тяжелым судорогам [178].
Фенол нарушает нормальный ход эмбриогенеза (процесс зародышевого развития организмов), приводя к появлению различных видов уродств у рыб. Отмечено [124, с. 104], что от конденсатов каталитического крекинга, включающего фенольные воды от щелочной промывки, через 24 часа после слива в реку неочищенных СВ остается рыб в живых от 3,1 до 34 %.
В результате биохимической деструкции фенола в воде водоемов происходит изменение всех элементов гидрохимического режима.
Поэтому решение проблемы обезвреживания фенол содержащих сточных вод (ФСВ) является актуальной научной проблемой и важной задачей в обеспечении экологической безопасности Российской Федерации.
В настоящее время продолжается увеличение содержания фенола в водных объектах Российской Федерации, обусловленное сбросом сточных вод нефтехимических и нефтеперерабатывающих заводов, компаний по производству фармацевтических препаратов, строительных материалов, а также ливневых стоков от железнодорожных магистралей и автозаправочных станций. Накопление фенолов в водных объектах активизируется совокупностью климатических, геологических и морфологических факторов Тюменского региона, что способствует снижению процессов самоочищения в водоемах. Нарушенная таким образом экосистема служит источником заболеваний кожи, эндокринной и иммунной системы, росту новообразований у человека.
Мероприятия, основанные на внедрении совершенных методов очистки фенолсодержащих сточных вод на техногенно загрязненных
территориях, способствуют снижению негативного воздействия на природную среду и реабилитации здоровья населения.
Цель работы заключается в разработке технологических решений очистки феиолсодержащих ливневых сточных вод для реализации этих решений в Западно-Сибирском регионе.
Достижение указанной цели осуществляется путем решения следующих основных задач:
установления влияния физико-химических параметров процесса взаимодействия «вода-фенол» на режимы очистки сточных вод; - определения оптимальных режимов газохроматографического анализа фенола в сточных водах;
обоснования электрокоагуляционного процесса для очистки феиолсодержащих сточных вод;
выбора оптимальных параметров электрокоагуляции и сорбции для очистки феиолсодержащих ливневых сточных вод.
Научная новизна
1. Разработан комбинированный метод очистки (ренолсодержащих сточных
вод, в основе которого лежит применение электрокоагуляционной обработки
в постоянном электрическом поле и сорбции фенола на бентоните.
Определены значения энергий активации (Еа) и Гиббса (ДО) процесса гидратации фенола концентрацией 0,001 мг/л: Еа= 6,7 кДж/(кмоль-К) и AG = -10,6 кДж/моль.
Определены оптимальные режимы газохроматографического анализа фенола в сточных водах на газовом хроматографе CHROM-5: давление (р) (газа-носителя гелия) = 0,0606 МПа, температура (7) (пламенно-ионизационного детектора) = 463 К; Т (испарителя) = 463 К и Г (термостата) = 503 К.
Установлены закономерности повышения степени очистки сточных вод, содержащих фенол при применении электрокоагуляционно-сорбционного метода.
s Практическая значимость
Проведение экологического мониторинга ливневых сточных вод позволяет разработать программу по введению штрафных санкций для автозаправочных станций, приводящих своей деятельностью к загрязнению окружающей среды.
Разработанные методические указания для проведения газохроматографического анализа сточных вод могут быть использованы как метод оценки состояния окружающей среды.
3. Разработана технологическая схема и рекомендации режимов при проектировании аппаратов для очистки сточных вод, содержащих фенол.
Апробация работы
Результаты работы докладывались на Шестом Международном конгрессе «Вода: экология и технология. ЭКВАТЭК-2004», Москва, 1-4 июня 2004 г.; на Всероссийской научно-практической конференции, посвященной 60-летию Тюменской области и 10-летию Тобольского индустриального института, ТГПИ имени Д.И. Менделеева, Тобольск, 4 октября 2004 г.; на 10-й Международной конференции «Природные и интеллектуальные ресурсы Сибири (СИБРЕСУРС-10-2004)», Новосибирск, 5, 6 октября 2004 г.
Структура и объем работы
Диссертационная работа изложена на 136 страницах компьютерного набора. Она состоит из введения, четырех разделов, выводов, приложения и списка использованных литературных источников. Диссертация содержит 17 таблиц и 16 рисунков. Библиографический список содержит 194 наименования.
Автор выражает искреннюю благодарность за научное руководство доктору технических наук, профессору Шантарину Владиславу Дмитриевичу, старшему преподавателю Дрогалеву Владимиру Викторовичу за помощь в выполнении работы.
Санитарно-химические показатели сточных вод
В соответствии с определением в Водном Кодексе Российской Федерации [27]: «вода - химическое соединение водорода и кислорода, существующее в жидком, твердом и газообразном состояниях», при этом характерно следующее массовое содержание элементов: водорода 11,19% и кислорода 88,81%.
Направленность химических связей и распределение электронных плотностей в молекуле воды можно объяснить электростатическим взаимодействием между атомами водорода при образовании связей О-Н и гибридизацией s- и р-электронных орбиталей атома кислорода. Эффективный точечный заряд на водороде (qH), равный 0,8331-Ю 19 Кл; длина валентной связи ОН - rOH = 0,09572 им; валентный угол ХНОН=104,52 [13], способствуют тому, что связи О Н частично (на 40%) имеют ионный характер. Два колебания молекулы воды имеют близкие частоты (w/ =3614 см"1 и wj =3709 см"1); однако в силу того, что эти колебания принадлежат к различным типам симметрии, резонанс Ферми (совпадение частот колебаний и равенство колебательных квантовых чисел равно нулю) не наблюдается. В противном случае этим двум состояниям (v; =/ v2 =0, vs=0 и Vj =0 v2 =0, v3=I), все состояния молекулы воды v;_ v2, Vj (с vf 2) и v2 -2, v2, vj+2, имеющие одинаковую симметрию, взаимно возмущают друг друга [79, с. 356].
Жидкая вода, несмотря на свою подвижность и текучесть, является одной из немногих жидкостей, имеющих определенную структуру. Присутствие в молекуле воды донорно-акцепторной связи делает возможной ассоциацию в трехмерную сеть, стабилизированную водородными связями. Эта структура объясняет особые физические свойства воды.
Существует ряд моделей, в той или иной степени объясняющих наблюдаемые свойства воды. Двухструктурная модель, основывающаяся на представлениях О. Я. Самойлова [134], предполагает существование в жидкой воде льдоподобной структуры (образующей решетку или каркас), молекулы которой соединены Н-связями, и плотноупакованной структуры, состоящей из молекул, расположенных в полостях каркаса и образующих меньшее число Н-связей. Трансляционное движение молекул происходит в основном по полостям каркаса. Согласно некоторым представлениям, мономерных (не образующих Н-связей) молекул в плотноупакованной структуре почти нет. Наличие в воде молекул, объединенных Н-связями, важно для биологических процессов, так как, по мнению многих авторов, цепочки таких молекул способствуют быстрому переносу электронов и протонов в системе.
Модель кластеров [191, 193] также предполагает наличие двух водных структур, но неоднородно распределенных по объему: скопления молекул, объединенных Н-связями (кластеры). Возникновение Н-связей при образовании кластера рассматривается как кооперативный процесс. При образовании Н-связи происходит смещение электронов, взаимодействующих с протоном другой молекулы. Это усиливает поляризацию молекул и тем самым увеличивает возможность образования следующих Н-связей. При усилении поляризации возрастает прочность Н-связей. Поэтому между тремя молекулами воды возникает некоторая дополнительная сила притяжения, отсутствующая между двумя молекула ми [192]. И. Попл показал возможность вычисления среднего искажения этого угла и величину необходимой для этого энергии, которую назвал «константой силы изгиба водородной связи». Д. Эйзенберг и В. Кауцман [175] отмечают, что эта модель находится в согласии с большинством экспериментальных данных о структуре воды.
Континуальная модель, предложенная И. Поплом, предусматривает отсутствие молекул воды с разорванными водородными связями, образующими кольцевые ассоциаты [192].
Энергия водородной связи занимает промежуточное положение между энергией ковалентных связей и ван-дер-ваальсовых взаимодей ствий.
Структура воды претерпевает существенные изменения в зависимости от внешних условий. При повышении температуры усиливается тепловое движение молекул, сокращается доля льдоподобной структуры и возрастает доля плотноупакованной структуры или мономерных молекул, таким образом, увеличивая концентрацию кластеров.
Электродный потенциал системы 2Н + 2ё = Н2(г) для воды (при рН = 7) составляет р = -0,414 В, поэтому НгО не обладает ярко выраженными окислительно-восстановительными свойствами.
Механизм реакции окисления воды включает промежуточное образование пероксокомплексов каталитически активных ионов, что позволило высказать предположение [152] о возможной каталитической активности катализаторов окисления воды и в других окислительных реакциях в водных растворах с участием кислорода.
Первично образующиеся в электрическом разряде в парах воды молекулярные ионы воды Н20+ легко вступают во взаимодействие с молекулами Н20, в результате чего образуется гидроксоний НзО+ и гидроксил ОН" [79, с. 504]:
Н20++Н20=Н30++ ОН . Таким образом, протекает самоионизация воды, несмотря на ее незначительную степень: при 20С лишь одна из 108 молекул воды находится в диссоциированной форме, что подтверждается весьма низкой электропроводностью предельно чистой воды, равной (3,80-1 О 8 1/Ом-см) [106,139].
Вода - очень слабый электролит. Концентрации ионов Н + и ОН" в воде равны 10" моль/л, поэтому вода не проявляет ярко выраженных кислотных или основных свойств и является амфотерным электролитом.
В зависимости от полярности связей растворителя фенол в растворах может находиться как в мономерной СбН5ОН, так и димерной форме (C6HsOH)a. Процесс растворения фенола в воде происходит таким образом, что он будет находиться в ней преимущественно в мономерной форме С6Н5ОН[157,с. 14].
Характеристика ливневых сточных вод г. Тюмени
Накопление поллютантов в средах и организмах, миграция вредных веществ в трофических цепях, ухудшение условий проживания людей, в особенности на урбанизированных территориях являются причиной распространения онкологических и инфекционных заболеваний. По данным [7] в 2003 году по сравнению с 1999 годом в Тюменской области увеличилось количество болезней кожи и подкожной клетчатки на 30 %, болезней эндокринной системы на 36 %, новообразований на 31 %. В г. Тюмени по сравнению с другими городами Тюменской области зафиксировано наибольшее число болезней. Одним из приоритетных веществ, загрязняющих источники водоснабжения г. Тюмени и влияющих на качество питьевой воды, является фенол [172], что объясняется его токсикологическим действием.
Верхнее и среднее течения р. Туры (Свердловская область) загрязняется в основном сточными водами горнодобывающей, и химической промышленности, предприятиями черной и цветной металлургии; нижнее течение (Тюменская область) - стоками предприятий машиностроительной, деревообрабатывающей, легкой и пищевой промышленности, МУЛ «Водоканал». Большие объемы сбросов неочищенных и токсичных промышленных сточных вод предприятий непосредственно отражаются на экологическом состоянии вод р. Туры, главного источника хозяйственно-бытового и питьевого водоснабжения города.
В 2002 году наблюдалось значительное повышение в р. Туре города допустимых норм по фенолам - более чем в 100 раз [100], в 2003 году содержание фенолов в воде реки Туры превышало ПДК в 2-8 раз [114]. Загрязнение реки фенолом обусловлено как выносом из сопредельной территории [116], так и сбросом загрязненных стоков на территории Тюменской области. Из 26 контролируемых предприятий в г. Тюмени только 13 имеют очистные сооружения. Через 16 водовыпусков сбрасываются стоки в р. Туру или ее пойменные водоемы без очистки. На долю нормативно очищенных стоков приходится 27,3 % общего объема сточных вод. Количество сбрасываемых фенолов возрастает за счет увеличения концентрации стоков из-за перегрузки КОС Тюменского управления "Водоканал", завода «Пластмасс», ООО «Тюменская овчинно-меховая фабрика» [85].
Данное обстоятельство способствует снижению процессов самоочищения в природной среде [50, 137, 138] и приводит к накоплению фенолов в водоемах, почве, атмосфере, живых организмах [55].
Таким образом, на основании данных о загрязнении водных объектов [99, 114] и заболеваниях [7, 172] в Тюменской области, можно сделать вывод о прямой зависимости между здоровьем населения и качеством воды.
Существенное влияние играют ливневые стоки от железнодорожной магистрали, автозаправочных станций, поскольку при попадании нефтепродуктов в воду может происходить экстрагирование из них фенолов. Фенол, являясь гидрофильным веществом, взаимодействует с водой путем ион-дипольного или диполь-дипольного механизма.
Так, анализ среднегодовых данных [2] по химическому составу сточных вод до и после флотационной очистки Московского НПЗ показывает, что эффективность очистки по нефтепродуктам в среднем составляет 48,4 %, по фенолам находится в пределах от 1 до 42 %, а в некоторых случаях наблюдается увеличение (!) количества фенолов после применения флотации от 1 до 13 %. Повышение концентрации фенола в воде, может получить следующее объяснение.
Проведенное нами исследование экологической обстановки реки Тюменки, притока реки Туры, в районе железной дороги указывает на увеличение содержания фенола до 6 ПДК, в районе расположения завода «Пластмасс» - 5 ПДК, в районе Областного краеведческого музея -4 ПДК (см. табл. 2Л). Фенольное загрязнение происходит вследствие загрязнения ливневыми стоками железной дороги. Уменьшение количества фенолов вниз по течению реки Тюменки связано с частичным разбавлением,, тем не менее, вода, загрязненная карболовой кислотой, поступает в р. Туру, Динамика фенольного загрязнения ливневых стоков г. Тюмени в течение 2004 года на основе проведенного мониторинга состояния атмосферных стоков железнодорожной магистрали и автозаправочных станций, позволила установить периоды, в течение которых наблюдалось превышение ПДК в (20-60) раз: весенний паводковый (апрель-май) и летний (июль - август).
Методика проведения исследований электрокоагуляционнои очистки фенолсодержащих сточных вод
Испытания проводились с использованием модельных растворов, содержащих фенол концентрацией 20 мг/л, а также проб воды от ливневых стоков автозаправочных станций.
Химическую посуду, предназначенную для отбора и хранения проб, промывали насыщенным раствором карбоната натрия, а затем дистиллированной водой. Пробы воды, прошедшие обработку в постоянном электрическом поле, для измерения значений рН и определения концентрации фенола отбирали в межэлектродном пространстве пипеткой на 100 см3, опуская ее на глубину 0,2 м от верхней части установки; затем переносили в стеклянные колбы с притертыми пробками вместимостью 0,001 м . Значения рН проб воды, измеряли иономером «И-160». Изменение величины рН в зависимости от времени элеюрокоагуляционной обработки воды, содержащей фенол концентрацией 20 мг/л, в однородном электрическом поле напряженностью 55, 60 и 80 В/см (см. рис. 3.2) показывает, что в течение первых пяти минут происходит увеличение рН. Таким образом, происходит увеличение концентрации ионов ОН", Наиболее сильное влияние на изменение рН оказывает электрокоагуляционная обработка в однородном электрическом поле напряженностью 80 В/см - рН увеличивается до 9?8. Также увеличение рН в течение первых пяти минут происходит при электрокоагуляционной обработке в однородном электрическом поле напряженностью 60 и 55 В/см соответственно до 9,1 и
В последующем происходит уменьшение рН до 5,9, что является следствием связывания ионов ОН" с катионами ЛІ + и способствует формированию золя гидроокиси алюминия и его гидроксидных форм: Л10Н2+, А1 (ОН)І+И А1{ОН)з, - способных притягивать к себе фенолят-ион QftCr
Определение содержания фенола проводилось в соответствие с «Методикой определения суммарного содержания летучих фенолов в пробах природных и очищенных сточных вод ускоренным экстракционно-фотометрическим методом без отгонки (извлечение из
ПНД Ф14Л :2.104-97) [16] спсктрофотомстрическим методом без разбавления и концентрирования пробы.
Мерным цилиндром отбирали 80 см3 анализируемой воды и помещали в делительную воронку вместимостью 100 см\ Добавляли 0,15 см3 20 %-ого раствора серной кислоты, 5 см3 хлороформа и экстрагировали фенолы в течение 180 с. После расслаивания пробы в течение 420-600 с сливали органическую фазу и вновь перемешивали экстракт. При наличии воды вновь проводили разделение дисперсной (органической) и дисперсионной фазы.
Экстракт переносили в делительную воронку вместимостью 25 см3, добавляли 5 см раствора гндроксида натрия (I моль/л) и экстрагировали фенол в течение {60 -420) с.
После расслоения приливали 1 см3 10 %-ого раствора соляной кислоты, добавляя затем по каплям до рН 7 - 9 по универсальной индикаторной бумаге; 0,2 см3 буферного раствора (NII4CI+NH4OH, рН= 10,0- -10,2), затем по ОД см3 2 %-ого раствора 4-аминоантипирина и 8 %-ого раствора гексацианоферрата (III) калия, перемешивая пробу после добавления каждого раствора. Через 300 с добавляли 3 см3 хлороформа и экстрагировали окрашенное в розовый цвет соединение в течение 300 с. После расслоения и отстаивания фаз нижний органический слой сливали в бюкс с притертой крышкой вместимостью 25 см . Объем экстракта доводили до метки хлороформом.
Аналогично выполняли холостой опыт, используя 80 см свежепрокипяченной и охлажденной дистиллированной воды. Оптическую плотность экстракта измеряли в кюветах с толщиной поглощающего слоя 50 мм на спектрофотометре СФ-56 [146] при X = 470 нм относительно чистого растворителя. Массовую концентрацию летучих фенолов в анализируемой пробе воды находили по градуировочному графику. Для построения градуировочного графика готовили образцы с массовыми концентрациями фенола 0,0005 до 25 мг/л. Условия проведения анализа соответствовали приведенным выше.
Для всех градуировочных графиков погрешности, обусловленные процедурой приготовления, не превышали 3 % относительно значения массовой концентрации фенола. Анализ образцов для градуировки проводили в порядке возрастания их концентрации. Измеряли оптическую плотность проб с добавками градуировочного раствора с фенолом и без него по отношению к хлороформу. Для построения градуировочпого графика каждую искусственную смесь спектрофотометрировали 3 раза с целью исключения случайных результатов и усреднения данных. Усредненную оптическую плотность холостого опыта (проба, не содержащая фенола) вычитали из усредненной оптической плотности проб с добавками фенола. Повторяли процедуру дважды и при построении градуировочного графика использовали средние значения оптической плотности, полученные для каждого образца.
Методика исследований сорбции водных растворов фенола
Для исследования процесса сорбции на бентоните фенола, пробу воды брали с помощью пипетки на 100 см2 на расстоянии 12 см от осевшей на дно камеры глины. Проводили дополнительное фильтрование на фильтре «Синяя лента».
Для учета возможной сорбции поверхностью фильтра «Синяя лента» фенола был проведен холостой опыт. Воду, содержащую 20 мг/л фенола, объемом 80 см пропускали через фильтр и анализировали, как описано в главе 3. Как показали результаты проведения холостого опыта, потери фенола составили 5 мкг/л фенола, что соответствует 0,025 %, В дальнейших исследованиях этот фактор учитывали при количественном анализе.
Как показывают результаты количественного анализа, приведенные в табл. 4Л, после перемешивания водных растворов фенола концентрацией 20 мг/л с бентонитом (0,1 %) степень очистки составляет 58,46 и 87,65 % соответственно при перемешивании в течение 300 и 900 с.
При сорбции на бентоните концентрацией 0,5 % степень очистки при перемешивании в течение 300 и 900 с составляет 65,80 и 98,85 % (см. таблицу 4.1) соответственно.
Учитывая допустимые значения степени прозрачности вод категорий культурно-бытового назначения [180], отстаивание проводили до достижения степени прозрачности, равной 10 см.
Степень прозрачности выражалась высотой столба жидкости (h, см), через который отчетливо виден специальный шрифт.
Исследуемую воду отбирали на расстоянии 20 см от дна камеры отстаивания и наливали в цилиндр, под дно которого подкладывали шрифт.
Высота букв шрифта составляла 2 мм, а толщина линий букв -0,5 мм. Сливали воду до тех пор, пока сверху через слой можно будет отчетливо прочесть шрифт. Это и являлось высотой столба, оставшейся воды, измеряемой линейкой.
Результаты определения степени прозрачности растворов показали, что для достижения необходимой степени прозрачности водным растворам, содержащим 0,1 % бентонита, требуется больше времени (10800 с (3,0 ч)), чем для отстаивания прозрачности водных растворов, содержащих 0,5 % (7200 с (2,0 ч)). Полученные результаты объясняются тем, что во время отстаивания при более высокой концентрации глинистых суспензий увеличивается высота слоя осадка, и, следовательно, механическое давление частиц твердой фазы.
После обработки фенолсодержащей воды в постоянном электрическом поле требуется меньшее количество бентонита (0,1 %) и времени перемешивания 900 с. Время отстаивания составляет 10800 с (3 ч).
При смешивании водных растворов фенола, прошедших обработку в постоянном электрическом поле, с бентонитом происходит активизация процесса сорбции за счет миграции электронов по структурам связанного состояния воды. Поэтому происходит формирование промежуточных биполярных состояний и сочетание метода элекгрокоагуляции и сорбции является наиболее эффективным.
В структуре бентонита между крайними кремнекислородными тетраэдрами расположены обменные катионы. При смешивании водных растворов фенола, прошедших обработку в постоянном электрическом поле, с бентонитом происходит активизация процесса сорбции за счет миграции электронов по структурам связанного состояния воды, благодаря чему и формируются промежуточные биполярные состояния. В процессе набухания бентонита происходит обменный процесс между ионами Na+ и Н . Следовательно, механизм адсорбции фенола определяется миграцией ионов водорода, которые соединяются с группами ОН" бентонита и вытесняют ноны натрия.
Сочетание метода электрокоагуляции и сорбции является наиболее эффективным. При этом очистку рекомендовано проводить Б последовательности: электрокоагуляция-сорбция. Так как проведение сорбции перед элекгрокоагуляцией способствует загрязнению электродов бентонитом.
На основе проведенных опытов предложена двухступенчатая технологическая схема электрокоагуляционно-сорбционной очистки ливневых сточных вод, содержащих фенол (см. рис. 4.2). Фото электрокоагулятора представлено в приложении 5.
Сточная вода поступает в элсктрокоагулятор 7, сделанный из нержавеющей стали. В электрокоагуляторе расположено восемь электродов, которые представляют собой алюминиевые пластины размером 450x100 мм и толщиной 2 мм. Соединение электродов осуществляется по монополярной схеме. Удаление пены из камеры электрохимической очистки осуществляется по мере ее накопления через пеновыводное устройство 2.
