Содержание к диссертации
Введение
1.1. Требования к качеству хозяйственно - питьевой воды ,. 7
1.2. Проблема загрязнения природных вод тяжелыми металлами... 7
1.2.1. Формы и пути поступления ионов тяжелых металлов в воду 8
1.2.2. Токсическое действие ионов тяжелых металлов на организм человека и животных 18
1.3. Методы очистки природной воды 25
1.3.1. Коагуляция 25
1.3.1.1. Механизм очистки воды коагулянтами 25
1.3.1.2. Физическая теория устойчивости и коагуляции ионостабилизированных коллоидных систем 29
1.3.1.3. Механизм процессов обесцвечивания и осветления воды 33
1.3.1.4. Получение и свойства некоторых коагулянтов 35
1.3.2. Магнитная обработка. Состояние теории омагничивания водных систем 53
1.3.3. Сорбция. Теория сорбционных процессов и классификация наиболее широко применяемых сорбентов 59
1.3.4. Озонирование 68
1.3.4.1. Общая характеристика метода 68
1.3.4.2. Физико - химические свойства озона. Предполагаемые механизмы озонирования, озонолиза. Пред озонирование 85
1.3.4.3. Влияние озона на различные примеси 92
2 . Методики определения характеристик исследуемой воды. Методы проведения процессов 99
2.1. Методика определения меди 99
2.2. Методика определения алюминия 100
2.3. Методика определения общего железа 102
2.4. Методика определения жесткости 103
2.5. Методика определения щелочности воды 104
2.6. Методика определения перманганатной окисляемости 104
2.7. Методика определения свинца и кадмия 105
2.8. Методика определения содержания остаточного озона 107
2.9. Методика определения массовой концентрации аммиака и ионов аммония 108
2.10. Методика определения массовой концентрации нитритов 109
2.11. Методика определения нитратов 110
2.12. Методика определения массовой концентрации фенолов 111
2.13. Методика определения массовой доли нефтепродуктов в природной воде 113
2.14. Методика определения массовой концентрации формальдегида 115
2.15. Методика определения марганца 117
2.16. Методика проведения коагуляционного процесса 119
2.17. Методика проведения сорбционного процесса 119
2.18. Методика проведения озоновой обработки воды 119
2.19. Методика обработки воды постоянным магнитным полем 121
2.20. Методика обработки воды переменным магнитным полем 121
3. Исходные характеристики природной воды. Коагуляционный метод 123
Выводы к главе 130
4.Метод омагничивания, как оптимизация коагуляции 131
Выводы к главе 140
5 .Коагуляционно - сорбционный метод 141
Выводы к главе 146
6.Метод коагуляционно — озоновой очистки 147
Выводы к главе 155
Основные выводы 156
Список литературы 157
Приложения 169
- Формы и пути поступления ионов тяжелых металлов в воду
- Физическая теория устойчивости и коагуляции ионостабилизированных коллоидных систем
- Сорбция. Теория сорбционных процессов и классификация наиболее широко применяемых сорбентов
- Методика определения массовой концентрации формальдегида
Введение к работе
Пресные воды России традиционно служат основным источником питьевого водоснабжения. Большинство отечественных систем водоснабжения крупных и средних населенных пунктов и промышленных предприятий в последние десятилетия проектировалось и создавалось на базе доступных водозаборов из открытых водоисточников. В начале массового строительства этих систем не прогнозировалось ухудшение качества поверхностных вод, связанное с интенсивным развитием химических, горнодобывающих, металлургических, лесоперерабатывающих и других производств.
Существенный вред качеству природных вод, используемых в системах водоснабжения, нанесли химизация и мелиорация сельскохозяйственных земель. Отрицательную роль сыграло недостаточное выполнение природоохранных мероприятий, которые требовалось осуществлять одновременно с использованием гербицидов» пестицидов, сбросом дренажных засоленных стоков с полей орошения, строительством прудов-накопителей. Чрезмерное зарегулирование русел рек не равнинных территориях, сброс в водотоки и водоемы в больших количествах очищенных бытовых и промышленных сточных вод, диффузные стоки с полей и городских территорий, чрезвычайные ситуации и аварийные выбросы токсичных элементов (включая радиоактивные) — все это также привело к значительному ухудшению качества вод в источниках хозяйственно-питьевого водоснабжения.
Действующий в настоящее время ГОСТ 2761 - 84 « Источники централизованного питьевого водоснабжения. Гигиенические требования и правила выбора» морально устарел и нуждается в серьезной переработке. На сегодняшний день отсутствует научно обоснованная и аргументированная методология оценки качества исходной воды в метах водозаборов применительно к выбору технологической схемы ее очистки и обеззараживания. Эта задача существенно усложнилась в связи с
периодическим или постоянным присутствием в местах водозабора ингредиентов антропогенного происхождения, диапазон изменения концентраций которых в течение года может быть значительным.
Проблеме охраны водоисточников питьевого водоснабжения в течение длительного времени не уделялось должного внимания, поэтому их загрязнение и истощение привело к тому, что забираемая вода не может считаться натуральным продуктом, безопасным для здоровья людей. Введение с 2001 г. в действие новых СанПиН, регламентирующих качество питьевых вод (СанПиН 2.1.4.1074-01 «Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем водоснабжения. Контроль качества»), ужесточило требования к санитарно - гигиенической надежности станций водоподготовки. В то же самое время станции очистки и обеззараживания поверхностных вод, реализующие в настоящее время в основном реагентную обработку воды в отстойниках и скорых фильтрах с первичным и вторичным хлорированием, не всегда способны обеспечить требуемую санитарную безопасность и вкусовые качества подаваемой потребителям воды. Широко рекламируемые бытовые водоочистительные приборы не в состоянии решить основные задачи водоподготовки в масштабах отдельных регионов и страны в целом. Поэтому, экологически и экономически обоснованному техническому перевооружению и интенсификации водоочистных технологий на централизованных станциях питьевого водоснабжения альтернативы нет.
Формы и пути поступления ионов тяжелых металлов в воду
Многообразие форм и путей поступления металлов в воду связано с деятельностью целого ряда отраслей промышленности: текстильной, деревообрабатывающей, целлюлозно-бумажной, цветной и черной металлургии и др. В частности, в Тюмени масса сброса различного ряда примесей по данным департамента по охране окружающей среды с 1996 по 2000 г.г. колебалась в пределах 11-16 тыс. т., причем в р. Тура, в черте с. Салаирка и с. Покровского было зафиксировано превышение концентрации марганца в 90 и 85 раз соответственно, а также железа в 62 раза [3]. Поскольку тяжелые металлы содержатся также и в бытовых отходах, существует опасность, что они могут попадать из свалок в грунтовые воды и водоемы. Попавшие в воду соединения тяжелых металлов сравнительно быстро распространяются по большому объему. Частично они выпадают в осадок в виде карбонатов, сульфатов или сульфидов, частично адсорбируются на минеральных или органических осадках. Еще задолго до наступления насыщения тяжелые металлы из отложений могут переходить в воду, особенно при рН 7, оказывая вредоносное воздействие на окружающую среду. Частично этот процесс можно наблюдать в половодье, например при таянии снегов, когда бурные потоки воды уносят донные отложения. Значение рН уменьшается при попадании кислот в реки и в сильно заросшие водоемы, когда в результате активной деятельности растущих микроорганизмов выделяется особенно много С02- При переходе металлов в воду известную роль играет также образование хелатов с ионами этилендиаминтетраацетата и нитрилтриацетата, которые содержатся в очищающих препаратах и моющих средствах. Наряду с этими давно известными путями попадания в воду тяжелых металлов обнаружены реакции, в результате которых тяжелые металлы становятся растворимыми в воде, либо в липидах (маслах и жирах), проникая затем в организм и включаясь в цикл питания [5,6]: некоторые тяжелые металлы способны присоединять водород, переходя в форму летучих гидридов, в которой они покидают воду, для других- установлена возможность микробиологического алкилирования.
Для разработки научных основ питьевой водоподготовки, научного обоснования гидрогеологических основ поиска полезных ископаемых и в ряде других случаев, связанных с вопросами рационального комплексного использования водных ресурсов, значительный интерес представляет изучение форм миграции ионов металлов в природных водах. Решение этих вопросов в настоящее время тормозится отсутствием в достаточной мере систематизированных и надежных методов анализа, позволяющих определять формы одного и того же элемента в природных водах сложного состава. Такое определение, кроме того, часто затруднено из-за низкой концентрации исследуемого элемента, недоступной анализу различными химическими и физико-химическими методами. Обзор используемых на сегодняшний день расчетных и экспериментальных методов выявления форм миграции элементов в природных водах и анализ этих данных позволяют заключить, что вследствие многообразия химических свойств элементов и весьма разнообразного состава природных вод вряд ли возможна разработка унифицированных методов, позволяющих расшифровать во всех случаях формы миграции элементов в сложных природных объектах. ЖЕЛЕЗО
Главными источниками соединений железа в поверхностных водах являются процессы химического выветривания горных пород, сопровождающиеся их механическим разрушением и растворением. В процессе взаимодействия с содержащимися в природных водах минеральными и органическими веществами образуется сложный комплекс соединений железа, находящихся в воде в растворенном, коллоидном и взвешенном состоянии. Значительные количества железа поступают с подземным стоком и со сточными водами предприятий металлургической, металлообрабатывающей, текстильной, лакокрасочной промышленности и с сельскохозяйственными стоками [7].
В воде железо находится в основном во взвешенной форме и растворенной. Взвешенная форма представляет собой преимущественно железосодержащие минералы, гидрат оксида железа и соединения железа, сорбированные на взвесях. Истинно растворенную и коллоидную форму обычно рассматривают совместно. Растворенное железо представлено соединениями, находящимися в ионной форме, в виде гидроксокомплекса и комплексов с растворенными неорганическими и органическими веществами природных вод. В ионной форме мигрирует главным образом Fe(II), a Fe(III) в отсутствие комплексообразующих веществ не может в значительных количествах находиться в растворенном состоянии [8].
В результате химического и биохимического (при участии железобактерий) окисления Fe(II) переходит в Fe(III), которое, гидролизуясь, выпадает в осадок в виде Fe(OH)3. Как для Fe(II), так и для Fe(III) характерна склонность к образованию гидроксокомплексов типа [Fe(OH)2J+, [Fe2(OH)2] +, [Fe(OH)3] , [Те2(ОІГ)з] , [Fe(OH)3] и других, сосуществующих в растворе в разных концентрациях в зависимости от рН и в целом определяющих состояние системы железо-гидроксил [9]. Основной формой нахождения Fe(III) в поверхностных водах являются комплексные соединения его с растворенными неорганическими и органическими соединениями, главным образом гумусовыми веществами. При рН=8,0 основной формой является Fe(OH)3. Коллоидная форма железа наименее изучена, она представляет собой гидрат оксида железа Fe(OH)3 и комплексы с органическими веществами.
Содержание железа в поверхностных водах суши составляет десятые доли миллиграмма, вблизи болот - единицы миллиграммов. Повышенное содержание железа наблюдается в болотных водах, в которых оно находится в виде комплексов с солями гумусовых кислот - гуматами. Наибольшие концентрации железа (до нескольких десятков и сотен миллиграммов в 1 дм3) наблюдаются в подземных водах с низкими значениями рН [10]. Являясь биологически активным элементом, железо в определенной степени влияет на интенсивность развития фитопланктона и качественный состав микрофлоры в водоеме.
Физическая теория устойчивости и коагуляции ионостабилизированных коллоидных систем
В основу современной физической теории устойчивости и коагуляции ионностабилизированных коллоидных систем положены представления о молекулярных силах притяжения и электростатических силах отталкивания между частицами золя, являющимися основными слагающими (молекулярная и электростатическая компоненты) расклинивающего давления жидкой пленки. Как видно из рисунка 1.2а, на результирующей потенциальной кривой взаимодействия частиц при больших расстояниях между ними наблюдается неглубокий минимум (дальняя потенциальная яма), свидетельствующий о превалировании сил молекулярного притяжения. Это объясняется тем, что силы молекулярного притяжения убывают по степенному закону, а силы электростатического отталкивания — по экспоненциальному. На средних расстояниях (около 100 нм), отвечающих размеру эффективных ионных оболочек частиц, преобладают силы электростатического отталкивания, энергетический барьер на результирующей кривой. При более близких расстояниях значительно преобладают силы притяжения, что характеризуется резким спадом результирующей кривой (ближняя потенциальная яма).
Отрицательный неглубокий минимум на результирующей кривой при сравнительно больших расстояниях между частицами хорошо согласуется с явлением тиксотропии коллоидных систем; положительный максимум на кривой для средних расстояний поясняет неэффективность части столкновений частиц при медленной коагуляции, а глубокая потенциальная яма на близких расстояниях отвечает физическому контакту обеих частиц. Это устойчивое состояние системы, при котором она обладает наименьшей свободной энергией. Некоторые авторы полагают, что на поверхности частиц (в основном лиофильных систем) все же остается несколько молекулярных слоев дисперсионной среды.
Рисунок 1.2 Потенциальные кривые, характеризующие парное взаимодействие частиц: - в обычном ионо стабилизирован ном золе: /- энергия электростатического отталкивания, 2 - энергия молекулярного притяжения, 3 -результирующая потенциальная кривая; б - при нейтрализационной ив-концентрационной коагуляции (номера кривых на б возрастают с уменьшением (pQ - потенциала, на в - с увеличением z).
Первые количественные расчеты по устойчивости лиофобных золей произведены Б. В. Дерягиным еще в 30-е годы и завершены им совместно с Л. Д. Ландау в начале 40-х годов; аналогичные взгляды в дальнейшем развиты в работах Фервея и Овербека [26]. По начальным буквам фамилий авторов — основоположников физической теории устойчивости и коагуляции ионностаби-лизированных коллоидных систем ее часто называют теорией ДЛФО. Для двух предельных случаев коагуляции — нейтрализационной и концентрационной — эта теория дает объяснения, согласующиеся с эмпирическими закономерностями.
При нейтрализационной коагуляции, наблюдаемой у золей со слабо заряженными частицами, теория, развитая Б. В. Дерягиным, позволяет определить, при каком критическом значении -потенциала р0і р (по уточненным представлениям, область электростатических сил отталкивания определяется потенциалом р& отвечающим границе слоя Штерна; р5 Ро ) » снижающегося вследствие уменьшения адсорбции потенциал определяющих ионов, исчезает энергетический барьер, т. е. когда результирующая потенциальная кривая коснется оси абсцисс только в одной точке. где С — константа; А — постоянная притяжения; є — диэлектрическая проницаемость раствора; 1/% (или К) — толщина диффузных слоев, окружающих обе притягивающиеся коллоидные частицы. В эмпирической зависимости, установленной Эйлером и Крофом, є В - некоторая критическая величина, определяемая экспериментально; Ро В характеризует условие коагуляции, а ро В — условие устойчивости системы. Концентрационная коагуляция, наблюдаемая у золей с сильно заряженными частицами, согласно теории ДЛФО, происходит вследствие электростатического эффекта сжатия двойного электрического слоя в результате увеличения концентрации индифферентного электролита в системе — толщина ионных атмосфер уменьшается. При этом наблюдается увеличение глубины вторичного потенциального минимума, что обусловливает возрастание вероятности дальней агрегации, а также изменяется форма потенциальных кривых парного взаимодействия частиц (рис. 1.2, в). Па основании теоретических расчетов Б. В. Дерягин и Л. Д. Ландау установили, что энергетический барьер исчезает на диаграмме «энергия — расстояние между частицами золя», когда достигается порог коагуляции:
Порог концентрационной коагуляции не зависит от р0 - потенциала и определяется значениями постоянной А, диэлектрической проницаемости раствора є, температуры среды Г и валентности проти воиона z (в шестой степени), константы С, слабо зависящей от асимметрии электролита, т. е. от отношения числа зарядов катиона и аниона, заряда электрона е. Полученное выражение дает теоретическое обоснование эмпирическому правилу Шульце— Гарди, и вычисленные по нему отношения значений порогов коагуляции для одно-, двух-, трех- и четырехвалентных ионов в первом приближении согласуются с опытными данными.
Существуют и другие причины устойчивости коллоидных систем; так, устойчивость водных дисперсий может быть обусловлена образованием на поверхности частиц достаточно развитых гидратных слоев. Между гидратными оболочками отсутствует молекулярное притяжение, так как сила взаимодействия молекул слоя практически равна силе взаимодействия молекул среды. Для сближения частиц необходимо совершить работу по удалению гидратных оболочек, что обусловливает значительные силы отталкивания. Гидратация частиц происходит в случае, когда поверхностные молекулы дисперсной фазы сильно взаимодействуют с молекулами воды за счет химических связей или прочных мостиков. Частным примером таких систем являются гидрозоли, и Si02 и гидроксидов многовалентных металлов.
Сорбция. Теория сорбционных процессов и классификация наиболее широко применяемых сорбентов
Сорбент — материал, на поверхности или в объеме пор которого происходит концентрирование поглощаемого вещества, т.е. сорбция. Сорбционные явления основаны на физическом и химическом взаимодействии сорбата (материал, подвергающийся сорбции) и сорбента. Физическая сорбция обусловлена силами молекулярного взаимодействия, в основном дисперсионными. Последние возникают при сближении молекул материала сорбента и сорбируемого вещества и проявляются в упорядочении движения частиц вследствие взаимного притяжения. Дисперсионные взаимодействия неспецифичны, присущи всем веществам и различаются в конкретных случаях лишь количественно. Потенциальная энергия взаимодействия двух атомов равна: U(r) = bjr»-Cjr\ (1.19) где г— расстояние между центрами атомов; b — эмпирическая константа; С„ — константа поляризации. Приведенное выражение показывает, что сорбционные взаимодействия проявляются только на очень малых расстояниях. Теоретически, если взаимное притяжение атомов максимально на расстоянии г о, то при г = 1,5 го их взаимодействие ослабевает в 4—5 раз. И наоборот, при г 0,5 г0 превалируют силы отталкивания [85]. Иногда дисперсионные взаимодействия усиливаются водородными связями и электростатическими (индукционными или ориентационными) силами. Эти дополнительные взаимодействия специфичны для определенного вида сорбируемых веществ или свойств поверхности сорбента. Сорбция — процесс самопроизвольный, протекающий с выделением некоторого количества теплоты.
В отличие от физической сорбции, носящей обратимый характер с сохранением индивидуальности сорбата и сорбента, хемосорбция — скорее химический процесс на границе раздела фаз. Этот процесс обычно необратимый и значительно более экзотермичный, чем физическая сорбция. Сорбция из жидких растворов значительно сложнее, чем из парогазовой смеси, так как включает взаимодействия сорбента с сорбируемым веществом и с растворителем (водой); при этом также следует учитывать взаимодействие растворителя с сорбатом. Поэтому, несмотря на то, что сорбция из водных растворов исследуется и используется почти 200 лет, она изучена значительно менее сорбции из парогазовой фазы. В основном механизм сорбции из растворов в том или ином виде объясняют представлениями, выведенными для газовой фазы, лишь дополняя или ограничивая условиями, специфическими для жидкой фазы. Отличия в подходе к подобному переносу отражаются на виде и точности моделей и расчетов систем сорбционной очистки воды.
Основные сведения о сорбционных свойствах материала и характере сорбции на нем определенных веществ могут быть получены из изотерм сорбции, характеризующих зависимость сорбционной способности А от концентрации С (или давления Р) сорбируемого компонента при постоянной температуре: A = f(C) для жидкой фазы или A =f(P) для газов. Брунауэр, Эммет и Теллер выделили пять основных типов изотерм сорбции (рис. 1.3). Выпуклые участки изотерм /, // и IV типов указывают на наличие в сорбентах микропор, но, кроме того, сорбенты II и IV имеют еще и макропоры. Изотермы III и V типов встречаются реже и описывают сильное межмолекулярное взаимодействие в веществе сорбата. Крутизна изотермы / типа характеризует размер микропор сорбентов: а — ультрамикропористых, б— микропористых. Изотерма IV6 принадлежит переходи о-пористому сорбенту; IVe — однородно макропористому, a IVa — со смешанной структурой [86,87].
Наиболее общую классификацию изотерм сорбции и жидкой фазы дал Смит. В практике инженерных исследований и расчетов часто используют простое эмпирическое уравнение Фрейндлиха A=KC, (1.20) где Кип -константы. Данное уравнение в области средних концентраций дает хорошее совпадение с экспериментальными данными; изотерма линеаризуется в координатах IgC/IgA. Рисунок 1. 3. Типы изотерм сорбции по БЭТ [87]. Уравнение изотермы сорбции Ленгмюра выведено на основе молекулярно-кинетической теории и представлений о мономолекулярном характере процесса сорбции; в применении к растворам оно имеет вид где Am - емкость монослоя; Ъ - константа; С - концентрация вещества. В области малых концентрации уравнение Ленгмюра переходит в уравнение Генри A = KC(K = Aab), (1.22) то есть сорбционная емкость прямо пропорциональна концентрации вещества в растворе. Как известно, при адсорбции конкурируют два вида межмолекулярных взаимодействий: гидратация молекул растворенного вещества, т. е. взаимодействие их с молекулами воды в растворе, и взаимодействие молекул адсорбирующегося вещества с атомами поверхности твердого тела. Разность энергий этих двух процессов и представляет собой энергию, с которой извлеченное из раствора вещество удерживается на поверхности погруженного в раствор адсорбента. Наиболее сильное адсорбционное взаимодействие наблюдается, если в структуре молекул имеются двойные связи, образующиеся с участием п-электронов. Поэтому ароматические соединения сорбируются значительно лучше алифатических.
Методика определения массовой концентрации формальдегида
Сущность метода Определение основано на образовании окрашенного в желтый цвет продукта реакции формальдегида с ацетилацетоном в присутствии ионов аммония. Интенсивность окраски образующегося соединения пропорциональная содержанию формальдегида в пробе. Измерение оптической плотности проводят на фотоколориметре или спектрофотометре (А.=412 нм).
Мешающее влияние мутности, цветности, а также ионов металлов, образующих с ацетилацетоном окрашенные комплексы, устраняется отгонкой формальдегида с водяным паром. Более высокомолекулярные альдегиды, а также кетоны и соединения других классов при концентрациях, реальных для поверхностных и очищенных сточных вод, определению формальдегида не мешают. Нормы погрешности 20-25%. Ход определения Пробу воды объемом 200 см. помещают в перегонную колбу (если выполнялась консервация, пробу предварительно нейтрализуют раствором КОН или гидроксида натрия до рН=7-8 по универсальной индикаторной бумаге), добавляют 25 г. сульфата натрия и отгоняют в мерный цилиндр 100 см дистиллята.
Дистиллят тщательно перемешивают стеклянной палочкой, отбирают 25 см и помещают в стакан или коническую колбу вместимостью 100 см , добавляют 2,0 г. ацетата аммония и 0,5 см3 раствора уксусной кислоты 1/1 (или 2 см3 ацетата о-аммонийного буферного раствора) и 1.0 см3 раствора ацетилацетона, смесь перемешивают до полного растворения реактивов и выдерживают на водяной бане 30 минут при (40±3) С. Измеряют оптическую плотность раствора на фотоэлектроколориметре или спектрофотометре при длине волны 412 нм в кюветах длиной 5 см., по величине которой определяют концентрацию формальдегида по градуировочной зависимости или по уравнению градуировочной зависимости. Градуировочную зависимость строят используя растворы с концентрацией формальдегида 0; 1.5; 3.0; 4.5; 6.0; 8.0; 10.0 мкг/дм3. Вычисление результатов
Массовую концентрацию формальдегида в анализируемой воде рассчитывают по где Сх - массовая концентрация формальдегида в анализируемой воде, мкг/дм3.; С - содержание формальдегида в аликвоте дистиллята, найденное по градуировочной зависимости, мкг; Vg - объем аликвоты дистиллята, см ; VB - объем пробы воды, взятой для отгонки, дм3; 1.2 - коэффициент, учитывающий степень отгонки формальдегида. 117 2.15. Методика определения марганца. ГОСТ 4974-72. Вода питьевая.
Методы определения содержания марганца Сущность метода Метод основан на окислении марганца до перманганат-иона Мп04 . Окисление происходит в кислой среде персульфатом аммония или калия в присутствии серебра в качестве катализатора, при этом появляется розовое окрашивание. Чувствительность метода составляет 10 мкг /дм при объеме исследуемой воды 500 см3. Ход определения
Для анализа берут пробу в 50 см 3 воды, добавляют 1 см 3 4%-ного раствора гидроксида натрия и 1 см 3 10%-ного раствора сульфата магния. Тщательно перемешивают после добавления каждого реактива и оставляют для образования хлопьев гидроксида магния, который в виде осадка оседает на дно.
Если исследуемая вода была подкислена при отборе пробы, то перед определением марганца в исследуемой воде объемом 50 см нейтрализуют кислоту 4%-ным раствором гидроксида натрия по фенолфталеину (1 %-ный спиртовой раствор) количество израсходованной щелочи пересчитывают на объем исследуемой воды, и это количество добавляют в исследуемую воду перед началом определения. Затем проводят соосаждение марганца , как описано выше. После отстаивания большую часть раствора над осадком сливают сифоном, а остаток отфильтровывают через неплотный фильтр. Осадок растворяют на фильтре в 10 см 20 %-ой фосфорной кислоты, собирая фильтрат в мерную колбу вместимостью 50 см .
