Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Современное состояние применения ионизирующего излучения для очистки воды и водоподготовки 14
1.1. Радиационно-химическая очистка природной воды 16
1.2. Радиационная обработка бытовых, промышленных и сельскохозяйственных сточных вод 18
1.2.1. Радиационно-флотационная очистка 19
1.2.2. Радиационно-полимеризационная очистка 20
1.2.3. Радиационно-коагуляционная очистка 20
1.2.4. Радиационно-адсорбционная очистка 21
1.2.5. Радиационно-биологическая очистка 21
1.2.6. Комбинированный электронно-лучевой и химический метод 22
1.2.7. Терморадиационный метод 23
1.2.8. Радиационно-озоновая очистка 23
1.3. Источники ионизирующего излучения и установки для очистки воды 24
1.4. Способы обработки жидкости с использованием ускорителей электронов 27
1.5. Заключение 3 2
Глава 2. Повышение эффективности радиационного метода очистки сточных вод путем введения различных добавок 33
2.1. Влияние добавок на радиолиз растворов фенола 34
2.2. Влияние добавок на радиолиз растворов диметилакриловой кислоты 39
2.3. Способ очистки сточных вод от цианидов и роданидов 47
2.4. Способ разложения водо-нефтяной эмульсии 48
2.5. Заключение 50
Глава 3. Фоторадиационный метод очистки сточных вод 51
3.1. Фоторадиолиз водных растворов нитратов и фенола 51
3.2. Фоторадиолиз растворов ацетона и уксусной кислоты 61
3.3. Заключение 75
Глава 4. Комплексный метод очистки сточных вод 76
4.1. Очистка воды от диссоциирующих загрязнений 78
4.2. Оптимизация процесса очистки воды комплексным методом 92
4.3. Очистка воды от недиссоциирующих загрязнений 98
4.4. Заключение 102
Глава 5. Озонорадиационный метод очистки сточных вод 103
5.1. Озонорадиолиз цианидов, роданидов и ацетона в водных растворах 104
5.2. Озонорадиолиз ацетона в газовой фазе. 115
5.3. Очистка сточной воды в потоке аэрозоля 135
5.4. Разработка устройства для очистки воды с использованием низкоэнергетического ускорителя электронов 145
5.5. Установка для очистки воды в потоке аэрозоля 151
5.6. Очистка коммунальной сточной воды на установке с низкоэнергетическим ускорителем электронов в потоке аэрозоля 154
5.7. Заключение 173
Глава 6. Радиационно-химическая очистка воды от нефтепродуктов 175
6.1. Методика эксперимента 175
6.2. Удаление нефтепродуктов из водного раствора 177
6.3. Удаление нефтепродуктов из гетерофазной системы 193
6.4. Хромато-масс-спектрометрическое исследование радиа ционно-химической очистки воды от нефтепродуктов 198
6.5. Обсуждение результатов 209
6.6. Заключение 214
Глава 7. Радиационное обеззараживание производственных сточных вод 215
7.1. Обеззараживание технической воды машинострои тельного завода 218
7.2. Способ и установка для очистки сточных вод от микроорганизмов 223
7.3. Заключение 231
Глава 8. Приемы повышения коэффициента использования излучения для очистки сточных вод 232
8.1. Установки для реализации предложенных приемов повышения эффективности радиационного метода очистки стоков 237
8.1.1.Устройство для очистки водоемов от водонефтяной эмульсии 237
8.1.2. Устройство для проведения радиационно-химических процессов в системе газ- жидкость под воздействием ускоренных электронов 239
8.1.3. Установка для очистки сточных вод фоторадиационным методом 240
8.1.4. Передвижная радиационно-химическая установка 244
8.1.5. Установка для очистки СВ от цианидов и роданидов 247
8.1.6. Установка для очистки СВ от легколетучих загрязнений 250
8.1.7. Установка для очистки СВ комплексным методом 252
8.2. Заключение 254
Глава 9. Технико-экономическая оценка электронно-лучевой очистки воды 256
9.1. Энергетические и экологические характеристики различных методов очистки воды 264
9.2. Заключение 268
Выводы 269
Заключение 272
Список литературы
- Радиационно-полимеризационная очистка
- Способ разложения водо-нефтяной эмульсии
- Оптимизация процесса очистки воды комплексным методом
- Разработка устройства для очистки воды с использованием низкоэнергетического ускорителя электронов
Введение к работе
Проблема очистки воды и водоподготовки - одна из наиболее актуальных проблем жизнедеятельности человечества. Этому вопросу уделяется все возрастающее внимание на всех участках технологических процессов, требующих потребления воды. Применяемые в настоящее время методы очистки воды и сточных вод часто не обеспечивают полноценную очистку и не удовлетворяют современным экологическим требованиям.
Достаточно перспективным и одним из экологически совершенных методов очистки воды и сточных вод является радиационный. Он основан на снижении концентрации загрязнений в воде под действием ионизирующего излучения.
Преимущество радиационного метода очистки воды заключается, прежде всего, в комплексном действии излучения. Одновременно с разложением основного загрязнения происходит радиолиз всех сопутствующих соединений, ускоряются коагуляция и седиментация, устраняются цветность и запах, снижаются величины химического потребления кислорода (ХПК) и биологического потребления кислорода (БПК), происходит дезинфекция воды. Конечными продуктами разложения загрязнений являются СО2, Н2О, N2 и другие простые экологически безвредные соединения. После обработки стоков излучением в воде отсутствует наведенная радиоактивность, поскольку используемая энергия излучения (0,2 - 3 МэВ) значительно ниже энергии, необходимой для протекания ядерных реакций с участием присутствующих в сточной воде (СБ) элементов (> 10 МэБ). При этом если загрязнение не является радиационно-стойким и его исходная концентрация не превышает 100 мг/л, а требующаяся степень очистки < 90%, то дозы излучения, необходимые для очистки, невелики и радиационный метод является 1 .л 91 экономичес1Ш_.рш1абелшь1м по сравнению с другими существующими и используемыми в производстве методами.
Однако значительно чаще приходится иметь дело со стоками, в которых выше как исходная концентрация достаточно стойких загрязнений, так и требуемая степень очистки. Тогда хотя и сохраняются все преимущества радиационного метода, но возросшие энергетические затраты повышают стоимость очистки. Это обусловлено тем, что радиационно-химическое разложение загрязнений в воде чаще всего описывается уравнением псевдопервого порядка относительно поглощенной дозы, и скорость процесса экспоненциально падает с увеличением степени очистки.
Поэтому основная задача нашей работы была - снизить удельные энергетические затраты, т.е. повысить эффективность радиационного метода очистки воды и сточных вод.
Второй задачей наших исследований был поиск приемов устранения основного недостатка ускорителей - низкой проникающей способности электронов, которая является основной проблемой при разработке технологии очистки воды с использованием низкоэнергетических ускорителей электронов (наиболее дешевых, надежных и простых в эксплуатации).
Поиск проводился в различных направлениях. В диссертации представлены результаты работ по повышению эффективности радиационного метода очистки СВ с использованием добавок окислителей, изменения рН системы, насыщения СВ газами, комбинирования ионизирующего излучения и света (фоторадиационный метод), разложения летучих загрязнений в газовой фазе при поддержании в ней постоянной концентрации загрязнения, комплексный метод с использованием электродиализа и облучения, облучение в потоке аэрозоля для очистки стоков, содержащих как легколетучие, так и нелетучие загрязнения. Отдельная глава посвящена изучению процесса радиационной очистки воды от смеси нефтепродуктов. Особое внимание уделено установкам для реализации описанных приемов повышения эффективности радиационного метода очистки СВ. Как результат всех исследований предложен наиболее эффективный способ облучения воды в потоке аэрозоля; разработана, изготовлена и испытана для очистки коммунальных стоков установка с использованием такого приема обработки воды. Проведена экономическая сравнительная оценка предлагаемых технических решений [122, 123, 129, 135, 136, 161,215,216, 220].
В связи с поставленной целью в задачи работы входило:
Повышение выхода разложения примесей в воде за счет введения добавок, которые трансформируют первичные продукты радиолиза воды в необходимом направлении.
Повышение коэффициента использования излучения за счет совместного действия ионизирующего излучения и УФ - света.
Устранение медленного конечного участка кинетических кривых радиолиза примесей за счет совместного использования ионизирующего излучения и переноса ионов под действием электрического тока (электродиализа).
Повышение выхода разложения примесей в результате совместного действия ионизирующего излучения и радиолитического озона.
Повышение выхода разложения примесей путем переведения легколетучих загрязнений в газовую фазу и обл)Ления газовой фазы при стационарной концентрации примесей в ней.
Разработка наиболее эффективного способа облучения воды в потоке аэрозоля с использованием низкоэнергетического ускорителя электронов.
Разработка радиационного метода очистки воды от нефтепродуктов в гомогенной и гетерогенной системах.
Разработка метода радиационного обеззараживания воды с использованием концентрирования и облучения.
Разработка конструкционных приемов для повышения равномерности поглощения энергии в облучаемой системе и увеличения глубины проникновения низкоэнергетических электронов в установках очистки воды с ускорителями электронов.
Ю.Разработка, изготовление и испытания установок очистки воды с использованием различных сочетаний воздействия ионизирующего излучения и других физико-химических факторов на очищаемую воду. 11 .Проведение технико-экономических расчетов для электронно-лучевых установок очистки воды.
Научная новизна работы связана с выяснением механизма комбинированных радиационных методов воздействия на очищаемую воду и, на этом основании, с разработкой эффективных методов очистки воды и сточных вод с использованием ионизирующего излучения и других физико-химических факторов, а также с созданием установок для реализации таких комбинированных методов очистки. Для решения этих задач потребовалось установление механизма разложения различных органических, неорганических и бактериальных загрязнений и выяснением особенностей совместного действия излучения и других физико- химических факторов на различные классы загрязнений.
В рамках этого исследования ползЛены результаты, имеющие самостоятельный научный интерес:
1. Определены добавки, введение которых изменяет механизм радиолиза водных растворов некоторых примесей (фенола, цианидов, роданидов) в необходимом направлении.
Обоснован механизм радиолиза водных растворов диметилакриловой кислоты (ДМАК) при различных рН раствора, рассчитаны константы скорости реакций анионов ДМАК с &щ и радикалами *0Н.
Установлено, что при фоторадиолизе водных растворов в реакциях участвуют и короткоживущие активные частицы, но не за счет прямого поглощения ими светового излучения, а в результате взаимодействия их с продуктами фотолиза и образования их при фотолизе продуктов радиолиза.
Определена роль сольватированных электронов и перекиси водорода в процессах фоторадиационного разложения фенола.
Установлено, что при переводе легколетучих соединений в газовую фазу при наличии в ней паров воды выход разложения этих соединений увеличивается более, чем на порядок, по сравнению с радиолизом их в жидкой фазе.
Определено, что при озонорадиолизе в потоке аэрозоля процессы разложения обусловлены как взаимодействием загрязнений с первичными продуктами радиолиза воды, так и взаимодействием загрязнений с первичными продуктами радиолиза воздуха (в первую очередь, с озоном в момент его образования) Л /
Найдено, что механизм разложения соединений в потоке аэрозоля при обработке его ускоренными электронами обусловлен как совместным действием ионизирующего излучения и радиолитического озона, так и ускорением процесса коагуляции и седиментации дисперсных частиц при таком совместном воздействии.
Установлено, что свежеобразованная поверхность осадка сорбирует присутствующие в растворе загрязнения.
Практическое значение результатов работы
Предложенный фоторадиационный метод очистки стоков повышает эффективность радиационного метода очистки воды до двух порядков.
Разработанный комплексный метод очистки стоков повышает эффективность радиационного метода более чем на порядок, при этом возрастает степень очистки.
Запатентованный способ очистки воды от легколетучих загрязнений снижает энергозатраты более чем на порядок.
Разработанный и испытанный на пилотной установке наиболее эффективный способ очистки коммунальной сточной воды облучением на низкоэнергетическом ускорителе электронов в потоке аэрозоля позволяет очищать стоки при низких энергетических затратах (более чем на порядок ниже обычных).
Запатентованные способы и установки для реализации предложенных приемов повышения эффективности радиационного метода очистки воды позволяют предлагать различные устройства для очистки конкретных стоков, содержащих разнообразные загрязнения.
Положения, выносимые на защиту На защиту выносятся результаты теоретических и экспериментальных исследований, связанных с разработкой эффективных методов очистки воды и сточных вод с использованием ионизирующего излзд1ения и других физико-химических факторов.
Основными защищаемыми положениями являются:
Метод введения добавок, которые трансформируют первичные продукты радиолиза воды в необходимом направлении.
Совместное действие ионизирующего излучения и УФ-света на водные растворы (фоторадиолиз).
Комплексный метод очистки сточных вод: совместное действие ионизирующего излучения и переноса ионов под действием электрического тока (электродиализа).
Исследование процессов разложения смеси нефтепродуктов с водой в гомогенной и гетерогенной системах.
Радиационный метод очистки воды от легколетучих загрязнений переводом их в газовую фазу и облучением газовой фазы при равновесной концентрации загрязнения в ней.
Озонорадиационный метод очистки воды от различных видов соединений.
Очистка коммунальной сточной воды в потоке аэрозоля.
Радиационное обеззараживание воды.
Приемы повышения коэффициента использования излучения для очистки сточных вод.
Установки для реализации предложенных приемов повышения эффективности радиационного метода очистки воды и сточных вод.
Технико-экономическая и экологическая оценка электронно-лучевой очистки воды.
Радиационно-полимеризационная очистка
Современный период истории человечества характеризуется заметным ростом населения, интенсивным развитием различных областей промышленности, сельского хозяйства, транспорта, расширяющимся использованием природных источников энергии (угля, нефти, газа) и т.п. Все эти факторы оказывают отрицательное воздействие на окружающую среду, приводят к загрязнению почвы, воды, воздуха, сельскохозяйственных продуктов вредными веществами и, как следствие, представляют опасность для здоровья человека.
Традиционные методы очистки воды, такие как механические, биологические, химические, термические, по тем или иным показателям не всегда отвечают современным экологическим требованиям. Так, например, недостатки одного из наиболее распространенных методов очистки воды - биологического - обусловлены, в первую очередь, токсичностью многих загрязнений по отношению к микроорганизмам активного ила, а также избирательностью метода, что диктует необходимость лимитирования как качественного, так и количественного состава подаваемой на биоочистку воды. Кроме того, биоочистка воды сопровождается образованием избыточного активного ила, опасного в санитарно-гигиеническом отношении, отторжением значительного количества посевных и производственных площадей под отстойники, пруды аэрации и биотенки, условиями труда, вредными для обслуживающего персонала. И, наконец, вода, прошедшая биоочистку, перед использованием обязательно должна быть подвергнута доочистке от микроорганизмов (в основном, методом хлорирования). Экологическое несовершенство метода хлорирования заключается в токсичности самого хлора для всего живого, в образовании хлорпроизводных соединений, обладающих канцерогенными свойствами, в коррозионном действии самого хлора.
Многие из указанных проблем очистки воды могут быть решены с помощью радиационно-химических методов.
Ионизирующее излучение образует в любой системе высокореакционноспособные продукты (электроны, свободные радикалы, ионы, возбужденные частицы и т.п.), которые, взаимодействуя с присутствующими загрязняющими веществами, инициируют их превращения, что в конечном итоге приводит к очистке системы. Например, в случае воды и сточных вод такими продуктами являются радикалы ОН, гидратированные электроны eaq и атомы Н. Радикалы ОН инициируют окислительное разложение загрязняющих веществ, a eaq и атомы Н - восстановительное разложение. Кроме того, ионизирующее излучение оказывает и бактерицидное действие. Поэтому радиационная обработка обеспечивает не только разложение загрязняющих веществ, но и обеззараживание облучаемой системы.
Первые исследования радиационной обработки отходов (главным образом с целью их обеззараживания) были выполнены в 50-е годы. В 60-е годы эти исследования были посвящены радиационно-химической очистке воды [1]. Позднее стали разрабатываться радиационно-химические методы очистки выбросных газов. Сейчас такие исследования выполняются по направлениям [2, 3]:
В настоящее время в рассматриваемой области достигнуты определенные успехи. Об этом свидетельствуют разработка радиационно-химических методов очистки различных жидких, газообразных и твердых отходов, установление механизма процессов, протекающих при радиационной обработке многих систем, создание мощных электронных ускорителей, строительство ряда крупных опытно-промышленных и промышленных установок, широкая география проведения исследований и технологических разработок, обширная научная и научно-техническая литература, включающая сотни статей и обзоров, авторские свидетельства и патенты, монографии и брошюры, представительные форумы специалистов, организуемые Российскими и международными организациями.
Природная вода (из рек, озер, водохранилищ, артезианских колодцев и т.п.), предназначенная для питьевых и технических целей, может быть загрязнена вредными примесями и содержать патогенные микроорганизмы. Содержание этих примесей и уровень инфекции сравнительно невелики. Поэтому для радиационной обработки такой воды требуются относительно небольшие дозы, и в данном случае можно говорить об экономической конкурентоспособности метода.
В работах [1-5] найдено, что дозы около 1 кГр обеспечивают очистку и обеззараживание природной воды из подмосковных водохранилищ. В работе [6] указано, что дозы порядка нескольких килогрей достаточны для снижения цветности сильноокрашенной воды одной из рек Карелии до необходимого уровня.
Важной задачей, ждущей своего решения, является очистка природной воды от токсичных и канцерогенных хлорсодержащих органических веществ. Многими исследователями [6, 7, 8-22] показано, что облучение воды, загрязненной 1,2-дихлорэтаном, 1,1,1 трихлорэтаном, трихлорэтиленом, тетрахлорэтиленом, хлорбензолом, 4-хлорфенолом, 2,4-дихлорфенолом, пентахлорфенолом или некоторыми другими хлорсодержащими органическими соединениями, приводит к их разложению.
Следует отметить, что радиационная обработка воды в сочетании с озонированием обуславливает синергетический эффект, т.е. результат }/1/ совместного эффекта превышает сумму результатов отдельных эффектов. В частности, предварительное озонирование воды, загрязненной трихлорэтиленом и тетрахлорэтиленом, приводит к существенному уменьшению дозы ионизирующего излучения, необходимой для разложения указанных веществ [15,16]. Учитывая это, в Австрии запланировано строительство соответствующей крупной пилотной установки (см. [15]).
На очистных сооружениях близ г.Майами (США) технология электронно-лучевой очистки природной воды (наряду с другими объектами) отрабатывается с помощью крупной пилотной установки [23]. Основу ее составляет ускоритель электронов трансформаторного типа с изолированным сердечником (энергия электронов 1,5 МэВ, мощность пучка 75 кВт). Максимальная производительность установки составляет 0,61 м3/мин.
Способ разложения водо-нефтяной эмульсии
Одним из приемов повышения эффективности радиационного метода очистки является воздействие на механизм радиационно-химического процесса распада загрязнений в воде с целью увеличения выхода разложения основного компонента загрязнений. Поскольку сточные воды - это разбавленные водные растворы, разложение загрязнений в которых происходит за счет их взаимодействия с первичными продуктами радиолиза воды со скоростью v, определяемой константой скорости К, и концентрациями самого загрязнения С3 и первичных продуктов радиолиза воды Сп, то очевидно, что с ростом концентраций С3 и Сп увеличивается эффективность процесса очистки:
Однако часть активных частиц может рекомбинировать быстрее, чем реагировать с растворенным загрязнением. Поэтому необходимо подобрать условия, при которых наиболее полно используются первичные продукты радиолиза воды, и, по возможности, поднять значение Сп. Такие условия создавались введением различных добавок.
Сведения о том, что в некоторых случаях, несмотря на сравнительно низкую концентрацию органических веществ в СВ (104- 10"2 моль/л), наблюдается цепное окисление растворенных соединений с выходами, достигающими десятков и более молекул на 100 эВ поглощенной энергии, имеются в литературе [1, 86 - 88]. Однако цепное радиационное разложение в разбавленных водных растворах обычно протекает только на начальном участке кинетических кривых, выход разложения быстро уменьшается, вероятно, из-за падения концентрации загрязнения и инги бирующего действия продуктов радиолиза на реакции продолжения цепи [89].
Одним из путей повышения эффективности разложения загрязнений является введение реагентов, которые трансформируют неспособные вести цепь продукты в частицы, принимающие участие в реакциях продолжения цепи. Например, такой добавкой могут быть ионы Fe2+ в растворах спиртов [90], кислород, перманганат калия и пероксид водорода в растворах фенола [91, 92].
Растворы для экспериментов готовили на дистиллированной воде, фенол марки «ч.д.а.» очищали перегонкой. Интервал изучаемых концентраций фенола в водных растворах 0,5 - 10,0 мг/л. Источником у-лучей служила установка 60Со, мощность дозы 1.10"3 - 0,1 Гр/с, дозы облучения 10-4.103 Гр. Облучение проводили в стеклянных ампулах с притертыми пробками при комнатной температуре. Пероксид водорода и перманганат калия вводили в раствор непосредственно перед облучением, кислород барботи-ровали через раствор во время облучения. Содержание фенола и перокси-да водорода в исследуемом растворе определяли фотоколориметрически по интенсивности окраски соединений фенола с 4-аминоантипирином [127] и пероксида водорода с Ti(S04)2 [169].
Влияние добавок перманганата калия на радиолиз водных растворов фенола показано на рис.2.1. Видно, что уже при дозе 30 Гр в присутствии 60 мг/л КМп04 разлагается 90% фенола. Выход разложения фенола G(-CflsOH) увеличивается от 2,4 (в отсутствие перманганата) до 30,5 молекул/100 эВ. Эффективная константа скорости разложения фенола, рассчитанная по формуле: при этом увеличивается в 20 раз (табл. 2.1). При исследовании действия Н202 на водные растворы фенола без облучения установлено, что окисление фенола только пероксидом водорода в используемых концентрациях (1.10"4 - ЗЛО"3 моль/л протекает медленно, и полностью фенол окисляется только через 4-20 суток в зависимости от исходной концентрации фенола и Н202.
Полученные данные по радиационному окислению фенола (10,0 мг/л) в водных растворах, содержащих Н202, приведены на рис. 2.2, из которого следует, что присутствие пероксида водорода ускоряет радиацион-но-химическое окисление фенола. G(-Cfl5OH), рассчитанный при поглощенной дозе 30 Гр в присутствии Н202, растет с увеличением концентрации Н202 от 1.10"4 до 2,3.10"3 моль/л соответственно от 2,5 до 10,5 молекул/100 эВ, эффективные константы скорости радиационного разложения фенола при этом в 1,5-4 раза превышают аддитивную величину эффективных констант скорости разложения, найденную при раздельном действии Н202 и радиации на те же растворы (табл.2.1) [91].
Оптимизация процесса очистки воды комплексным методом
Во всех облученных пробах наблюдается пост-эффект, заключающийся в том, что через 20-24 часа после облучения из воды выпадает осадок, а величина ХПК воды существенно снижается (кривые 2,4 на рис. 5.9).
Кинетика процесса очистки в этом случае описывается линейной функцией In С(/С = kD + В, где Со - химическое потребление кислорода в исходной воде, мг/л; С - химическое потребление кислорода в облученной воде, мг/л, при поглощенной дозе D, кГр; к - эффективная константа скорости радиационной очистки воды, кГр"1; В - эмпирическая величина, зависящая от величины пост-эффекта.
Эффективные константы скорости очистки воды, а также радиаци-онно-химические выходы разложения загрязнений, измеренные после сформирования осадка в воде, облученной в потоке аэрозоля и в барбо-тажном режиме РХА, соотносятся между собой аналогично отношениям этих показателей, измеренных без пост-эффекта сразу после облучения (см. таблицу 5.8).
Из данных таблицы 5.8 видно, что эффективная константа скорости радиационной очистки при облучении воды в потоке аэрозоля в 8,5 раз больше, чем при облучении в барботажном режиме РХА. Следовательно, очистка воды облучением потока аэрозоля дает 8,5 - разовую экономию энергетических затрат по сравнению с барботажным режимом облучения при равной степени очистки воды. Пост-эффект (пост-радиационная седиментация) повышает этот выигрыш еще в 1,5 раза.
Объяснить полученные результаты можно, проанализировав состав СВ и условия ее обработки.
Прежде всего, в сточной воде находятся взвешенные вещества (156 мг/л). Из данных [162] следует, что под действием ионизирующего излучения снижается устойчивость коллоидных и грубодисперсных систем. В большинстве случаев для этого требуются малые дозы излучения (от 1 до 103 Гр). По-видимому, изменение устойчивости связано с изменением со 141 стояния электрического слоя на поверхности дисперсной фазы под действием заряженных частиц, в частности, ускоренных электронов.
На стабильность водных коллоидных систем существенное воздействие могут оказать окилительно-восстановительные реакции коллоидных частиц с продуктами радиолиза воды и некоторыми свободными радикалами, образующимися из растворенных веществ. Эти реакции также могут приводить к коагуляции золя. В исследуемой воде такими растворенными веществами, влияющими на процесс коагуляции, являются нефтепродукты и синтетические поверхностно- активные вещества (СПАВ). Кроме того, в этой воде находятся ионы сульфатов и железа. Следовательно, в такой воде при ее облучении будут идти реакции, характерные для сильно разбавленных водных растворов ферросульфата в нейтральной среде, т.е. окисление двухвалентного железа до трехвалентного, которое в виде коллоида гидроокиси железа выпадает в осадок.
Известно [162], что введение органических веществ в разбавленные водные аэрированные растворы ферросульфата существенно повышает ра-диационно-химический выход образования трехвалентного железа. Величина эффекта зависит от природы и свойств органической добавки и может достигать значений, характерных для цепных процессов. Это объясняется возникновением в растворе органических радикалов, которые взаимодействуют с кислородом, образуя перекисные радикалы. Последние инициируют цепное окисление ионов двухвалентного железа.
Оценка скоростей реакций, происходящих, например, в разбавленном водном растворе сульфата железа при облучении его в жидкой фазе и в потоке аэрозоля, показывает, что при стационарной концентрации озона в газовой фазе радиационно-химического аппарата 9,3.10"6 моль/л [163] реализация реакций (5.4, 5.5, 3.12 и 3.13) даст возможность повысить скорость окисления двухвалентного железа более чем на порядок.
В разбавленных водных растворах сульфата железа с концентрацией менее 1.10"4 моль/л (используемая в эксперименте сточная вода содержит 1.10"5 моль/л соли железа) сравнительно низкая скорость окисления Fe2+ перекисью водорода приводит к тому, что при низкой концентрации ионов железа такое окисление его за время облучения практически не происходит, а развивается во времени, обуславливая пост-эффект. Образующееся трехвалентное железо в форме Fe(OH)3 в виде коллоида коагулирует и выпадает в осадок, захватывая с собой и другие загрязнения из раствора. Удаление загрязнений обусловлено и их сорбцией на выпадающих в осадок дисперсных частицах, коагуляция и седиментация которых инициируется облучением.
Таким образом, в облучаемой сточной воде, содержащей взвешенные вещества, соли железа, нефтепродукты, СПАВ и другие загрязнения, происходят коагуляция, образование крупных коллоидных частиц и ускоряется их седиментация. В результате формируется осадок, который в момент образования сорбирует на себя загрязнения из водного раствора. Через сутки после облучения размер частиц сформировавшегося осадка достигает величины 10-50 мкм, и он легко отфильтровывается.
Показатели качества исходной коммунальной СВ и очищенной воды после облучения в потоке аэрозоля дозой 1,3 кГр и отделения образовавшегося осадка представлены в таблице 5.7.
Полученные результаты свидетельствуют о комплексном действии излучения: одновременно с разложение органических загрязнений (из числа проанализированных компонентов это нефтепродукты и СПАВ) происходит очистка воды практически от всех присутствующих в ней загрязнений, устраняются цветность и запах, снижаются до санитарных норм величины ХГЖ и биологического потребления кислорода (БПК), происходит дезинфекция воды.
Эти процессы обусловлены как взаимодействием загрязнений с первичными продуктами радиолиза воды, так и взаимодействием загрязнений с первичными продуктами радиолиза воздуха (в первую очередь, с озоном в момент его образования) в аэрозольной системе.
Разработка устройства для очистки воды с использованием низкоэнергетического ускорителя электронов
Следовательно, природа и концентрация присутствующих в воде соединений влияет на процесс радиационной инактивации биологических объектов. Иначе говоря, радиационная чувствительность микроорганизмов зависит от среды облучения, и доза, необходимая для обеззараживания реального стока или воды определенного химического состава, должна исследоваться в условиях облучения конкретной воды и источника облучения.
Результаты исследования возможностей увеличения радиационной чувствительности микроорганизмов и значительного снижения летальных доз при совместном действии на воду ионизирующего излучения и других физико-химических факторов (синергетический эффект) представлены в работах [50, 197 - 200]. Так, в работе [198] на ускорителе электронов У-10 при облучении электронами с энергией 8 МэВ стоков животноводческого комплекса при барботаже воздуха через слой стока во время облучения при дозе 2 кГр достигается 100%-ная гибель бактерий и гельминтов, в то время как без обогащения кислородом такой эффект требует дозы 4 кГр.
Синергизм наблюдается и при совместном действии радиации и температуры, так что при терморадиационном обеззараживании можно снизить дозы в 2 - 3 раза по сравнению с радиационным методом. Так, например, для уничтожения кишечной палочки требуется доза излучения 0,6 кГр при 57С, при комнатной температуре такой же эффект достигается при дозе 1,5 кГр [50].
Имеются данные об увеличении бактерицидного эффекта излучения с ростом мощности дозы (при одной и той же интегральной дозе), что согласуется с общей теорией радиочувствительности живых организмов. При облучении водных растворов, моделирующих сточные воды г. Санкт-Петербурга (общее микробное число от 500 000 до 4 000 000 клеток/мл на ускорителях электронов ЛУЭ-5-2 и ЛУЭ-8-5 обеззараживание воды достигается уже при дозе 0,5 кГр для мощности дозы 0,24 кГр/с по сравнению с дозой 1,5-2 кГр, которая необходима для дезинфекции такого раствора в случае мощности дозы 0,025 кГр/с [200].
Сравнительный анализ литературных данных [50, 197-200] о радиационном обеззараживании показал, что, в основном, эксперименты проводили на искусственно приготовленных водных суспензиях микроорганизмов, а не на натуральном стоке. Ценность этих работ в том, что они дают представление о сравнительной радиочувствительности микроорганизмов в водной среде, о влиянии физико-химических факторов на эффективность радиационной дезинфекции. Однако для технико-экономической оценки радиационного метода необходимы результаты экспериментов, проведенных на реальных сточных водах.
Обеззараживание технической воды машиностроительного завода Наши эксперименты проводились на реальной технической воде машиностроительного завода [201]. Число микроорганизмов (микробное число) в образцах воды до и после облучения ее различными дозами определяли стандартным методом [159]. Облучение образцов воды проводили у-квантами 60Со с мощностью дозы 6 - 940 Гр/мин.
В многочисленных радиобиологических исследованиях [202] показано, что вероятность выживания клеток уменьшается с дозой облучения, согласно формуле:
Для некоторых клеток на кривой изменения их выживаемости появляется плечо, которое характерно для тех случаев, когда увеличение дозы облучения практически не оказывает влияния на гибель клеток. Существенное увеличение гибели клеток наблюдается при превышении определенной величины дозы облучения. Наличие плеча на кривой выживаемости свидетельствует о том, что клетка содержит п чувствительных мишеней, каждая из которых инактивируется по одноударному механизму, а сама клетка инактивируется только в том случае, если все п мишеней получили по одному или более ударов. В этом случае вероятность выживания клеток уменьшается с дозой облучения согласно уравнению:
Вопрос о соответствии изменения выживаемости клеток с дозой облучения формулам (7.1) и (7.2) решается экспериментально, однако принято считать, что наличие плеча характеризует способность клеток восстанавливаться от радиационных поражений.
Радиочувствительность микроорганизмов определяется величиной коэффициента К. Чем больше значение К, тем более эффективно инакти-вируются клетки. Наряду с коэффициентом К используют для характеристики радиочувствительности параметр Д0 = 1/К. Для одноударной модели инактивации клеток Д0 определяет дозу, при которой выживаемость облученных клеток составляет 37% от исходного числа. Если известно или определено значение К (или Д,), то можно по формулам (7.1) и (7.2) рассчитывать дозные зависимости гибели микроорганизмов и выбрать те дозы облучения, которые приведут к желаемому уровню обеззараживания технической воды.
На рис. 7.1 приведены данные о проценте выживших клеток при различных дозах облучения оборотной технической воды машиностроитель 219 ного завода [201]. Полученные результаты свидетельствуют о том, что при дозах до 500 Гр выживаемость микроорганизмов снижается на 5 порядков, причем рассчитанное на основании экспериментальных данных значение Д0 для такой воды составляет 40 Гр. При этом дозовая зависимость выживаемости микроорганизмов описывается одноударной моделью (уравнение 7.1), что позволяет использовать экспоненциальный закон для расчета количества оставшихся после облучения живых клеток.
На рис. 7.2 приведены результаты расчетов величин доз, необходимых для снижения концентрации клеток в воде, исходное содержание микроорганизмов в которой изменяется от 10 до 1010 кл/мл. При проведении расчетов использовано не только определенное экспериментально значение Д0 = 40 Гр, но и значения для других менее радиационно-чувствительных образцов микроорганизмов, которые характеризуются значениями Д0 , равными 50, 60, 70 и 80 Гр. На графике нанесены дозы, необходимые для снижения концентрации микроорганизмов в воде до уровня содержания клеток в пределах от 0,1 до 100 кл/мл.
Похожие диссертации на Комбинированные радиационные методы очистки воды и сточных вод
