Выбор методу очищення стічні води від фенолов

МЕТОДИ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД ВІД РОЗЧИНЕНИХ ФЕНОЛОВ.

(Літературний огляд і вибір найбільш гідного метода).

Проблема повного очищення виробничих стоків розчинених у воді органічних речовин, зокрема фенолів, є одним із найбільш важливих і водночас важко розв’язуваних. Попри величезну число вітчизняних і зарубіжних розробок, цю проблему не вважається розв’язаною. Причин цього кілька. По-перше, розмаїття систем по хімічним складом та технічним умовам освіти і існування вимагає проведення індивідуальних досліджень кожному за конкретного випадку, що який завжди можливо. По-друге, технологія повної очищення води, зазвичай, диктує дотримання особливих умов, які важко здійсненні на практиці. По-третє, багато ефективні засоби глибокої очищення поєднані з більшими на економічними і ресурсними витратами, використанням дефіцитних реагентів із наступним регенерацією, утилізацією чи захороненням відходів; й у підприємств усе це виконати дуже складно. Тому пошуку нових ефективних способів очищення промислових стічних вод мовби є як і актуальным.

У багатьох фундаментальних досліджень з цієї проблеми розглядаються модельні системи, які з води та основний домішки — фенолів; у своїй всієї сукупності супутніх речовин не приділяється достатньої уваги. Методи очищення води часто розглядають окремо для різних класів домішок: мінеральних речовин, цих продуктів, розчинених газів і колоїдних растворов.

Для зниження концентрацій нафтопродуктів на воді рівня ГДК застосовують методи глибокої очищення, зазвичай, на заключних стадіях водоочистки.

При переробці нафти з досить високої концентрацією сірки утворюються стоки, містять, мг/л: нафтопродуктів — 3000; летючих фенолів — 5000; БПКполн — 75 000; ГПК — 85 000; сульфидов — 26 000; загальної сірки -35 000; загальна лужність становить 100 000, показник рН дорівнює 14.

Концентрація розчинених нафтопродуктів на воді визначається хімічним складом і структурою молекул забруднення. Нижче наведені значення розчинності найпоширеніших нафтопродуктів на воде:

Таблиця 1. |Речовина |Розчинність, мг/л | |Нафта |10 … 15 | |Дизельне паливо |8 … 22 | |Гас |2 … 5 | |Бензин |9 … 505 | |Мазут |… 2 | |Пентан |38.5 | |Октан |0.66 | |Декан |0.016 | |Додекан |0.0037 | |Бензол |1780 | |Толуолу |515 | |Фенолу |67000(160С) не ограничено (66 градусів) | |Формальдегід |необмежена | |Диоксан |необмежена |.

З аналізу представлених даних слід, що фенолу особливо небезпечний через його щодо хорошою розчинності у питній воді. Небезпечні й інші циклічні і ароматичні сполуки і спирты.

При виборі методу знешкодження фенолів у питній воді, передусім, слід встановити хімічний і груповий склад забруднень присутніх у ній. Далі виходячи з вимог, що висуваються до стану води та її обсягу, підбирають найбільш ефективний і дешевий метод очистки.

Методи глибокої очищення умовно можна розділити на дві групи: регенеративные і деструктивные.

До основним деструктивним методам знешкодження стічні води від розчиненої фенолу ставляться термоокислительные, окисні методи, а також електрохімічне окислювання і гідроліз. Деструктивні методи застосовують у у разі неможливості чи її економічною недоцільність вилучення домішок з стічні води, у разі через малого змісту домішок фенолу в відведених стічних водах установки ЭЛОУ-АВТ-4, не що вимагає повернення фенолу у виробництві. Вибір деструктивного методу для знешкодження стічних вод мовби виробляється переважно з урахуванням витрати стічні води, складу, кількості фенолу й виконання вимог до якості очищеної води та можливості її участі повторного использования.

Застосування регенераційних методів очищення стічні води хімічних виробництв дозволяє знешкоджувати стічні води та видобувати феноли, з подальшим застосуванням. Для установки ЭЛОУ-АВТ-4 використання цих методів недоцільно через малої кількості фенолів які у відведених стічних водах. Існують такі регенераційні методи вилучення фенолів — экстракционная очищення, перегонка, ректифікація, адсорбція, ионообменная очищення, зворотний осмос, ультрафильтрация, этерификация, полімеризація, поліконденсація, біологічна очищення і переклад фенолів в малорастворимые соединения.

Не всі з перелічених методів дозволяють виробляти очищення стічних вод від фенолів рівня ГДК і ниже.

У цьому роботі розглядаються ті методи, якими вдається очищати воду від фенолів рівня ГДК і ниже.

Фізичні властивості фенолов.

Фенолу (бензенол) — кристалічний речовина, з температурою плавлення 43 градусів, температурою кипіння 181 градусів, розчиняється у питній воді (при 15 градусів — близько 8%). З водою дає гідрат (температура плавлення 16 градусів), званий зазвичай карболової кислотою. Невеликі кількості води сильно знижують температуру плавлення фенолу. Вона має характерним запахом. Фенолу викликає опіки на шкірі. Є однією з перших застосованих до медицини антисептиків. Фенолу міститься у сечі людини і тварин, оскільки білкові амінокислоти, містять бензольное кільце, при розщепленні в організмі дають фенол.

ДЕСТРУКТИВНІ МЕТОДЫ.

Парофазное окисление.

Термічне парофазное окислювання протікає за температур 800,1000°С й у випаровуванні стічної води в печі при надлишку повітря [6]. Сутність цього методу залежить від окислюванні фенолів киснем повітря за підвищеної температурі. Застосування каталізаторів дозволяє знизити температуру процесу до 350,450°С. Як каталізаторів використовують алюмосиликатные носії з нанесеними з їхньої поверхню платиною чи палладієм. Можна застосовувати медно-оксидные і міднохромоксидные каталізатори [6,7], але де вони менш активні проти платиновими і палладиевыми.

Ступінь окислення становить 96−100%. При температурі 350−400°С очищення здійснюється повністю. Зниження температури приводить до зменшення глибини окислення. Процес протікає при невеличкому надлишку повітря (1.3 раза).

Процес глибокого окислення чутливий до дії низки сполук, містять сірку, миш’як, свинець, хлор і фосфор, що є дезактивирующими отрутою й знижують термін їхньої служби катализатора.

Суттєвим недоліком процесу вважають великі енерговитрати, пов’язані з переведенням на стічні води в парообразное стан. Тому доцільно використовувати цей процес на наступних случаях:

— де водяну пару, забруднені вуглеводнями, має необхідну температуру;

— чи тому випадку, коли потрібно отримувати высокочистую воду (без домішок органічних речовин і тяжких металів) потроху й у спеціальних целей;

— для невеликої кількості стічних вод мовби містять високотоксичні органічні домішки, вилучення і знешкодження яких іншими методами невозможно;

— при добуванні цінних мінеральних примесей;

— у разі горючих виробничих відходів, які можна використані замість топлива.

Жидкофазное окисление.

Жидкофазное окислювання нафтопродуктів киснем повітря здійснюється за нормальної температури 200…300°С і тиску 10…15 МПа;

Час експозиції становить 30…60 хв. У цьому окислюються 80…100% органічних і элементоорганических сполук. Діапазон концентрацій речовин, поданих на окислювання, може бути досить високим — від сотень мг/л за кілька г/л, причому без збільшення час перебування в реакторі [7].

З метою прискорення процесу підвищення глибини деструкції вуглеводнів жидкофазное окислювання проводять у лужної і слабощелочной середовищі; у своїй на швидкість окислення може вплив та вид лужного агента. Велику роль грає температура процесу. З підвищенням температури істотно зростає глибина окислення. Зі збільшенням тиску збільшується розчинність кисню у питній воді, що зумовлює прискоренню реакції. Тому процес жидкофазного окислення проводять при високих давлениях.

Параметри процесу визначаються виглядом забруднень. Так було в разі фенолів ступінь окислення 97…99% характеризується температурі 250…300°С. Надлишок кисню має становити 1.1…1.5 стосовно стехиометрическому.

При окислюванні фенольной стічної води якомога більше летючих з пором кислот (враховуючи оцтову кислоту) утворюється під час температурі близько 200 градусів. Окислювання фенолів у присутності луги дає змогу отримувати 3−4% -ные розчини ацетату натрію та інших солей [21].

Застосування каталізаторів при жидкофазном окислюванні дозволяє знизити температуру процесу до 180 °C і тиск — до 1.7 МПа [7]. У процесі жидкофазного окислення фенолу у питній воді на оксиде міді, заподіяну на активний оксид алюмінію, за нормальної температури 130…145°С, тиску 1.0…1.3 МПа і часу контакту 45…90 хв було досягнуто повна його деструкція [8].

Як каталізаторів використав основному метали перемінної валентності, їх оксиди і солі. Найчастіше це метали VIII групи, і навіть Сі, Мп та їхні сполуки. Каталізатори в реакційну середу вводять у вигляді диспергированных чистих металів чи завдані на оксид алюмінію чи активоване вугілля. Солі можна використовувати як розчинені гомогенні каталізатори чи як гетерогенные.

Застосування каталітичних систем дозволяє зруйнувати майже всі які в стоках органічні сполуки. Через війну обробки відбувається глибоке окислювання органічних речовин до С02 і Н2 О.

Метод жидкофазного окислення має такими перевагами — відсутність необхідності випаровування води, універсальність (поруч із фенолами можливо видалення з стічні води та інших веществ).

До вад жидкофазного окислення слід віднести складне аппаратурное оформлення процесу: насоси і компресори високого тиску, необхідність застосування дорогих конструкційних матеріалів і високолегованих сталей з усього тракту високого тиску, освіту накипу на теплопередающих поверхностях.

Озонирование.

Озонування — широко використовуваний спосіб глибокої очищення води від фенолів, і навіть з інших нафтопродуктів. Озон має великий окислительной здатністю, надає сильне бактерицидну дію, усуває неприємного запаху і присмак і повертає воді природний цвет.

Окисні властивості озону у питній воді виявлятися в реакціях прямого окислення, озонолиза, каталізу, окислення радикалами і полімеризації. Прямому окислювання піддаються деякі органічні сполуки. Каталітичне дію озону залежить від ініціюванні реакцій окислення розчиненим у питній воді кислородом.

Окислювання озоном протікає за місцем подвійний зв’язку бензольного кільця і паралельно окислюється гидрокисльный радикал із наступною рекомбинацией пероксирадикалов, пероксид водню реагує з озоном, створюючи води і кислород.

Для прискорення процесу ініціювання доцільно окислювання проводити в лужної середовищі. Що величина показника рН середовища, то більше вписувалося ступінь окисляемости озоном. Оптимальний значення рН для окислення фенолів концентрацією менш 50 мг/л — одно 11.4 [30], результати дослідів наведено в таблиці (2).

Таблиця 2.

Результати окислення озоном фенолів у водному растворе.

(початкова концентрація фенолів у питній воді 100 мг/л, рН = 12). |Фенолу |о-Крезол |м-Крезол | |Витрата |Зміст |Витрата |Зміст |Витрата |Зміст | |озону, |фенолу, мг/л |озону, |о-Крезола, |озону, |м-Крезола, | |мг/л | |мг/л |мг/л |мг/л |мг/л | |0 |96 |0 |99 |0 |99 | |54 |47 |49 |46 |57 |41 | |110 |12 |100 |11 |110 |2,7 | |180 |0,4 |150 |1,7 |150 |0,4 | |220 |0,2 |200 |0,2 |200 |- | |260 |0,1 |240 |0,1 |260 |- |.

Метод озонування дозволяє ефективно очищати воду від фенолів, при цьому утворюються альдегіди, щавлева і дикарбоновые кислоти, гидропероксид, діоксид вуглецю і вода. Озон може бути застосований для глибокої очищення слабко концентрованих стічні води, містять біологічно важко окисляемые речовини. З допомогою озонування можна досягнути очищення стічних вод рівня 0.05 мг/л і від. При озонування фенольних стічні води містять інші домішки вуглеводнів які виникають при обессоливании — зневодненні нафтопродуктів витрата озону значно зростає по порівнянню з витратою на озонування чистих водних розчинів, і становить 5…10 р озону і більше на 1 р фенолу [21].

Діяльність [10] відзначається, що ступінь очищення нефтесодержащих стічних вод, мають складний склад, з допомогою озонування може коливатися в межах 50…75%. Причому озонируемой воді залишаються проміжні продукти окислення вуглеводнів, непідвладні подальшого руйнування і є небезпечнішими, ніж вихідні речовини. Час контакту очищаемой води, що містить трохи більше 0.5 мг/л нафтопродуктів, з озоном в реакторі має не меншим 13−15 хв. При недотриманні його запровадження реакція окислення іде остаточно, тобто. не дуже до освіти С02 і М 2О, і виділяються дуже небезпечні кисневовмісні органічні сполуки. При окислюванні озоном бром-фтор-хлорорганики утворюються бромистая, фториста і соляна кислоти, а у разі хлорорганіки — фосген, є бойовим отруйним веществом.

Процес озонування ведуть у барботажных ваннах чи смесителях, у яких вода змішується з озонируемым повітрям чи киснем [13, 14]. Для виробництва 1 кг озону потрібно 15 кВт електроенергії. Витрата електроенергії на 1 кг окисленого фенолу становить 50−100 кВт год, в чистому водному розчині [31].

Перевагою цього методу очищення вважатимуться те що воду не вносяться хімічні реагенты.

До вад процесу озонування слід віднести: мале тривалість життя молекул озону; низький коефіцієнт корисної дії озонаторів; високу вартість озону; необхідність застосування коррозионно-стойких матеріалів для устаткування; токсичність озону (ГДК у повітрі 0.0001 мг/л); освіту при окислюванні високомолекулярних сполук проміжних токсичних органічних речовин; високу чутливість щодо порушень технологічних параметрів озонування (швидкості прокачування води та складу забруднень); неприпустимість присутності озонируемой воді клітинної маси водоростей і мікроорганізмів, оскільки высвобождаемые білкові сполуки і амінокислоти під час подальшого озонування можуть утворювати високотоксичні соединения.

Метод обробки хлором і хлорсодержащими агентами.

Однією з ефективних методів очищення стічних вод мовби від фенолів є окислювання «активним хлором». Встановлено, що, залежно від дози «активного хлору» утворюються хлорпроизводные фенолу. 2-хлорфенол; 2,6- дихлорфенол, трихлорфенол. Збільшення дози «активного хлору» до 6 мг на 1 мг фенолу призводить до окислювання фенолу до малеїнового ангідриду, що утворюється при взаємодії із жовтою водою малеиновую кислоту. Одновремено в воді утримуватися хлорфенолы, пирокатехин, пирагалол і хиноидные сполуки. Для руйнації фенолів необхідна доза «активного хлору» 8 мг на 1 мг фенолу. І тут в зворотному воді утримуватися, крім малеиновой кислоти, муконовая і мурашина кислота [1].

Отже, окислювання фенолу «активним хлором» іде за рахунок стадіям: хлорфенолы — многоатомные феноли і хиноидные сполуки — карбонові кислоты.

Основним чинником, від якого швидкість окислення фенолу, є величина рН. Найкращі результати досягаються при окислюванні фенолу в слабощелочной середовищі (рН=7.2…8.5). Практично для стічних вод мовби доза «активного хлору» перевищить 8−9 мг/л внаслідок витрати хлору на окислювання інших домішок, завжди присутніх в стічних водах.

Оптимальною температурою окислення є 400 З. Під час цієї температурі швидкість реакції окислення фенолу в 2−3 разу вищу, аніж за 20 градусів. збільшення температури більш 45 градусів недоцільно внаслідок переходу гипохлоритов в хлораты, мають нижчу окислительную способность.

На швидкість окислення фенолів «активним хлором» у невеликий ступеня надають позитивний вплив солі важких металів, наприклад, солі трехвалентного заліза [32].

Метод окислення диоксидом хлора.

Водні розчини діоксиду хлору у кислому середовищі досить стійкі. З підвищенням температури і рН швидкість розкладання діоксиду хлору збільшується, особливо у світу. У лужної середовищі діоксид хлору гидролизируется із заснуванням хлоритов і хлоратов. Фенолу легко окислюється диоксидом хлору. У кислої і нейтральній середовищах основним продуктом окислення є бензохинон. Витрата діоксиду хлору на окислювання 1 мг фенолу до бензохинона становить 1−1,2 мг. У лужної середовищі при надлишку діоксиду хлору продукти окислення фенолу — органічні кислоти (у тому числі ідентифіковані малеиновая і щавлева). Для повного окислення 1 мг фенолу до органічних кислот при тривалості контакту 15…20 хв необхідно 5 мг діоксиду хлору [33].

Обробка стічних вод мовби, забруднених фенолами, диоксидом хлору може призводити до утворення хиноидных сполук або до розриву бензольного кільця й освіті органічних кислот — кінцевих продуктів окисления.

Метод окислення киснем воздуха.

Феноли, розчинені в стічних водах, щодо легко окислюються киснем повітря. При взаємодії з киснем феноли перетерплюють глибокі структурні перетворення: гидроксилируются, утворюють хінони, оксихиноны карбонові, гуминовые кислоти перекисные сполуки, і навіть продукти ущільнення. Подальше окислювання можуть призвести до утворення діоксиду вуглецю та води. Глибина перетворення фенолів залежить від параметрів окислення. Многоатомные феноли окисляються інтенсивніше одноатомных. Особливо при рН=7. Наприклад, ступінь розкладання метилрезорциновой і диметлирезорциновой фракції за нормальної температури стічної води 40 градусів і рН=9,5…13 становить 30…50%, причому спостерігається освіту продуктів ущільнення і конденсації фенолів, погано розчинних у питній воді [34].

Пероксид водорода.

Пероксид водню один із найсильніших окислювачів, застосовують зазвичай, у вигляді 30% водного розчину. Розпад пероксиду водню — экзотермично, каталізується деякими металами перемінної валентності (залізо, мідь, марганець, кобальт, цирконій) та його солями. При окислюванні фенолу пероксидом водню у присутності двухвалентного заліза рН розчину знижується, у своїй окислившееся — трехвалентное залізо випадає в осад. Більше 90% фенолу окислюється протягом десяти хв. Для коригування рН в воду додають лужні агенти. Ефект очищення води під час використання гидрооксида кальцію вище [39].

Застосування пероксиду водню не призведе до вторинному забруднення води продуктами розкладання реагента.

Порівняння «чистих» окислювачів показує, що пероксид водню має цілу низку технологічних переваг. Основною з них можливість обробки стічних вод мовби широтою діапазону значень концентрацій, температур і рН. Так само важлива висока селективність окислення різних домішок стічних вод мовби при доборі умов проведення процесу. Ця обставина зазвичай дозволяє мінімізувати видатки реагенти. Іншим перевагою застосування пероксиду водню є його досить висока стабільність на відміну інших окислювачів, порівняльна простота апаратурного оформлення процесу. Окремо слід відзначити, що залишкова концентрація пероксиду водню сприяє процесу наступної аеробного, біологічного очищення, а природних водах пероксид водню, на відміну хлору, грає позитивну роль.

Радіаційна очистка.

Після обробітку води випромінюванням високої енергії (у-излучение З 50, Сs 137) відбуваються окислювання і полімеризація органічних і неорганічних речовин, зокрема біологічно не разлагаемых (граничні вуглеводні) і токсичних сполук, осадження колоїдних і зважених частинок, дезинфекція і дезодорація. Радіаційна очищення, що є швидким одностадийным процесом, дає комплексний ефект [15].

Очищена радіаційним способом вода можна використовувати для організації замкнутого водооборотного постачання. Радіаційна обробка не створює залишкової радіоактивності, оскільки застосовувані джерела мають енергію нижчі від межі ядерних реакций.

Продукти радиолиза води реагують з розчиненими у ній забрудненнями, повністю руйнуючи їх до ЗІ 2 і М 20 чи окисляя до сполук, котрі за токсикологічним показниками менш небезпечні, ніж исходные.

Основою процесу радіаційної очищення стічних вод мовби може статися соосаждение органічних речовин з осадом, що утворюється при радіаційної полімеризації у водних розчинах. Ці речовини можуть бути присутні в стоці або спеціально туди вводитися. Процес радіаційної полімеризації іде за рахунок ланцюговому механізму. Тож його реалізації необхідні невеликі дози випромінювання та мале час перебування у реакторе.

У-облучение кобальтом -60 в проточній системі при потужності дози 0,48 Вт/кг водних розчинів, містять 10 мг/л фенолів протягом 20 хв повністю розкладає його води та вуглекислого газу), орость розкладання становить 0,25 мг/(л мин).

Барботирование повітря через шар води, оброблюваної випромінюванням, різко інтенсифікує процес очищення, і органічні сполуки повністю розкладаються при меншою дозі опромінення, ніж без барботирования повітря. Підвищення температури до 80 градусів збільшує вдвічі вихід продуктів розкладання фенолу [40].

При очищенні опроміненням у-лучами слід передбачити підвищені заходи контролю над технікою безпеки під час роботи з радіоактивними ізотопами й немислимо організувати спеціальна підготовка обслуговуючого персонала.

Біологічна очистка.

Сутність біологічного очищення залежить від біохімічному окислюванні органіки і амонійного азоту у присутності бактерий-минерализаторов. Для нормального процесу синтезу клітинного речовини, отже, і ефективного очищення стічної води в водної середовищі мусить бути достатня концентрація всіх основних елементів харчування — вуглецю, зміст котрого зазвичай характеризується величиною біологічно споживаного кисню (БПК), азоту та фосфору; їх співвідношення має задовольняти наступному вимозі: БПК: азот: фосфор, рівного 100:5:1. У цьому ступінь їх видалення з стічні води в оптимальних умовах (t=25−30°С, рН=6.5−7.5, вказане співвідношення біогенних елементів, відсутність отруйних для мікроорганізмів речовин) становить 85−90% [2].

БІОХІМІЧНА ОЧИСТКА.

Ефект впливу сечовини на селективне прискорення биоразложения фенолу при біохімічної очищенні багатокомпонентної суміші стічних вод мовби докладно вивчено Шарифуллиным В. М. [41]. Сечовина ж виконує функцію як биогенной азотосодержащей добавки, але й речовини, утворить з фенолом легко окисляемое з'єднання включення. Відомі способи інтенсифікації біоочистки стічні води [45] передбачають: • застосування технічного кисню замість повітря; • використання специфічної мікрофлори; • створення раціональних технологічних схем; • оптимізацію температурного режиму процесса.

Кожен з цих способів має чесноти та вади. Зупинимося що на деяких недоліках. Застосування технічного кисню вимагає додаткових витрат, ще, необхідно ретельне змішання газу з рідиною. Використання специфічної мікрофлори застосовується вкрай рідко через складність із підтримуванням заданого складу активного мулу. Раціоналізація технологічних схем краща для проектованих споруд, оскільки реконструкція існуючих установок вимагає серйозних капітальних видатків. Управління температурою в промисловому апараті призводить до значного подорожчання очищення. З іншого боку, перелічені способи інтенсифікації спрямовані в напрямі прискорення биоокисления всіх компонентів стічні води. Проте промислові стічні води містять широкий, спектр забруднювачів — від легко окисляемых до важко окисляемых компонентів, а швидкість процесу очищення визначається лише швидкістю биоокисления останніх. Тому питання — чи можна шляхом певних впливів прискорити биоокисление лише важко окисляемых речовин, що могла б значно здешевити інтенсифікацію біоочистки. Один із шляхів розв’язання такого завдання можуть грунтуватися на явище освіти між «складним» і «простим» особливого виду сполук — сполук включення, у результаті послаблюються внутримолекулярные зв’язку «складного» речовини і це набуває властивості «простого» речовини [46]. Для прискорення биоокисления фенолу підібрано легко окисляемое речовина, здатне утворювати сполуки включення. Діяльність [46] розглянуто освіту сполук включення деяких вуглеводнів з мочевиной. У роботі [41]было досліджувана вплив сечовини в напрямі прискорення биоокисления фенола.

Дослідження з прискоренню биоокисления фенолу в стічної воде.

Таблиця 3. Параметри стічної води (у присутності сечовини) | | |Після очищення | |Показники стоку |До очищення | | | | |Контроль |Досвід | |РН |9.2 |9.0 |9.0 | |ГПК, мг 02/л |720 |110 |90 | |Гликоля, мг/л |150 |0.96 |0.86 | |СПАВШИ, мг/л |7.4 |1.1 |1.8 | |Фенолу, мг/л |24.8 |0.08 |0.012 | |NН4+, мг/л |13.6 |1.1 |0.9 | |Фосфор, мг/л |0.02 |0.8 |0.7 | |NO2, мг/л |0.02 |0.5 |0.5 |.

Таблиця 4. параметри стічної води (у присутності суміші сульфату амонію і сечовини) | |До очі |після |Лушпайку | |Показники стоку | | | | | |Стки |Контроль |Досвід | |РН |9.8 |9.2 |9.3 | |ГПК, мг 0-г/л |620 |110 |90 | |Гликоли, мг/л |155 |1.1 |0.95 | |СПАВШИ, мг/л |8.2 |1.1 |1.3 | |Фенолу, мг/л |23.3 |0.1 |0.01 | |NH4+, мг/л |9.0 |0.9 |0.85 | |Фосфор, мг/л |1.4 |0.6 |0.85 | |NO2-, мг/л |0.006 |0.005 |0.005 |.

Запровадження сечовини у середу ролі добавки призводить до зниження концентрацій фенолу в стоках приблизно 10 раз. Питання механізмі цього ефекту складний, і що можна зробити перші предположения.

1. Сечовина надає селективне ускоряющее вплив на биоочистку, тобто збільшується швидкість биоразложения лише фенолу, тоді як інші компоненти стічної води помітне вплив не замечено.

2. Що Прискорює ефект сечовини проявляється як із збереженні нормального кількості внесеного з мочевиной азоту, і за його избытке.

Не виключено, що сечовина виконує на системі біохімічної очищення стічні води дві функции:

• як биогенная азотосодержащая добавка,.

• як стимулятор биоокисления деяких компонентів. У спосіб прискорення биоокисления є освіту легко окисляемого сполуки включения.

Отже, селективне прискорення биоразложения фенолу у присутності сечовини, придатна як ефективний засіб інтенсифікації біоочистки стічних вод.

Електрохімічна очистка.

При електрохімічної очищенні стічні води відбуваються процеси електрохімічного поновлення і окислення органічних домішок відповідно на катоді і аноді. Катодні процеси обумовлені приєднанням водню чи заміщенням электроотрицательных функціональних груп на водень. Анодные процеси можуть відбуватися під впливом атомарної кисню внаслідок взаємодії фенолу з перекисом водню, що утворюється при димеризации вільних гідроксильних радикалів, і навіть внаслідок безпосередньої віддачі електрона аноду молекулою органічного вещества.

Електрохімічне окислювання фенолу супроводжується освітою малеиновой кислоти і діоксиду вуглецю [14, с.17].

С6 Н5 ВІН + 7 НОН (НООСНС=СНСООН +2СО2 +8Н2.

Окислювання фенолу при концентрації більше однієї г/л на анодах з графіту і магнетита при щільності струму 100…200 А/м2 вимагає великих витрат електроенергії (0,3 … 0,5 кВт год на 1 р фенолу). При додаванні в стічну воду 2−3 р хлористого натрію на 1 р фенолу витрати знижується до 0,03…0,05 кВт год. температура 65…75 0С.

Запропоновано спосіб дозволяє збільшити ефективність і надійність процесу зменшити ймовірність утворення хлорорганічних сполук, знизити витрати електроенергії і активованого вугілля на очищення геотермальної води проти прямим електроліз і адсорбцией, створити практично безвідходний цикл очищення фенолу що містить води [47].

Органічні сполуки під час хлорування переходить до небезпечніші сполуки [10]. Метод характеризується невисокою глибиною окислення сполук із кількістю вуглецевих атомів понад п’ять, дуже небезпечна обслуговуючого персоналу через високої токсичності молекулярного хлору, устаткування має виготовлятися тільки з високолегованих сталей. Проте метод досить дешевий, і тому хлорування використовується лише у слаборозвинених країнах. У нашій країні від цього методу поступово отказываются.

Отже, порівняльний аналіз показав, перші два методу глибокої очищення води — паро-фазный і жидкофазный — лише для очищення малих кількостей води (лише кілька кубічних метрів в сутки).

Перспективними видаються методи озонування з УФ-инициированием і радіаційна обробка. Спільним недоліком цих методів є залежність ефективності очищення від молекулярного складу забруднень і швидкості потоку через реактор. Спільне їх використання дозволить різко підвищити ефективність очищення, зменшити кількість озону і доз у-излучения, виробляти обробку великих кількостей води та автоматизувати процес очистки.

РЕГЕНЕРАТИВНЫЕ МЕТОДЫ.

Застосування регенераційних методів очищення стічні води від фенолів застосовно переважно у виробництвах що з використанням великого їх кількості, головним чином заради повернення процес, зменшення втрат сировини, регентів, продукції. До таких методам належить екстракція, ректифікація, зворотний осмос і ультрафильтрация. Розгляд даних методів для умов установки ЭЛОУ-АВТ-4 буде поверхностным.

Экстракционная очистка.

Температура істотно впливає на ефективність процесу екстракції через зміну розчинності речовин і побудови взаємної розчинності органічної і водної фаз. Наявність у стічної воді нейтральних солей хлористого калію і натрію може высаливающее дію, тобто. знижувати розчинність извлекаемого компонента підвищити ефективність екстракції. Введення у стічну воду речовин, що підвищують розчинність в воді извлекаемого компонента (гидротропных речовин), як-от сечовина, гліцерин, ацетон, призводить до зниження ефективності процесу екстракції. На коефіцієнт розподілу впливає рН стічної води. Часто екстракція сумішшю двох розчинників виявляється ефективнішою, ніж роздільне застосування компонентів суміші. (синергетичний ефект). У ролі розчинників використовуються такі речовини: бензол, прості і складні ефіри, антраценовое олію, поглотительное олію, сирої бензол, побічні продукти виробництва бутилового спирту, бутилацетат. [21].

Розглянуто вплив магнітної обробки фенольной води на процес дефеноляции способом екстракції у роботі [19].

Магнітне полі надає певним чином впливати на водні системи, теоретична сутність якого зовсім зрозуміла. Зміни під впливом омагничивания відбуваються саме у структурі води, наприклад — поява розвиненою системи водневих зв’язків, вплив на орта — пара модифікації водної молекули, орієнтацією спинов протонів окремими молекулах. Ці зміни пов’язані з наявністю у питній воді різних домішок. Сумарний результат впливу магнітного поля прийнято називати ефектом намагничивания чи магнітним эффектом.

Екстракція фенолів з омагниченной води відбувається повніше, ніж із неомагниченной. Досягнення певного ефекту очищення від фенолів в разі омагниченной води знадобиться менше розчинника, ніж у випадку очищення неомагниченной води, внаслідок омагничивания зменшується також залишкове зміст розчинника в очищеної воді. Отже знижується й энергорасходы на регенерацію розчинника що з омагниченной води, що з экстракта.

Багато ускладнень під час проведення промислового процесу екстракції фенолів викликає освіту емульсії у системі розчинник — вода в экстракционных апаратах. Хоча суть і причини цього явища не з’ясовані, контролю над экстрагированием омагниченных вод, що у цих умовах освіти емульсії немає. Різко знизилася швидкість освіти відкладень, як і колоні, і у кипятильнике тракту регенерації розчинника з фенольного экстракта.

Очищення перегонкою і ректификацией.

Існують такі способи: проста перегонка, перегонка в присутності водяної пари чи інертного носія, азеотропную перегонка, ректифікація, вакуум-выпарка.

Вакуум-выпарка.

Методом, які мають широке промислове освоєння, є выпарка, в ході якого можна отримати роботу концентрат і скондесувати чисту воду з паровий фази. Випарювання широко застосовується для концентрування фенолу при змісті справи до розчині щонайменше 5−6%. З іншого боку, його пов’язані з великим витратою енергії, що робить її економічно недоцільним, особливо в очищенні низько концентрованих стічних вод.

Ионообменная очистка.

При ионообменной обробці стічні води, містять феноли, поруч із іонним обміном протікають процеси хемосорбції і зниження фізичної адсорбції органічних речовин ионитами [21,5]. Диффузионные труднощі під час обміну великих органічних іонів зумовлюють доцільність застосування «мало які зшили» іонообмінних смол. Значне збільшення обсягом при набряканні «малосшитых» смол дає можливість дифундувати у яких великим органічним ионам.

При ионообменном поглинанні органічних іонів швидке досягнення рівноваги зазвичай значно менше, аніж за обміні неорганічних іонів. Слід враховувати, що поглинання великих органічних іонів має всередині дифузний характер, тому швидкість фільтрування стічної води через шар ионита мусить бути, зазвичай, невелика. Ефективність ионообменной очищення стічних вод мовби від фенолів значною мірою залежить від мінерального складу стічні води. Наявність у воді мінеральних солей віддзеркалюється в рівновазі ионообменного процесу [21].

Присутність многовалентных катионів при поглинанні органічних підстав призводить до витіснення органічних речовин, у розчин і різкого зниження ємності ионитов.

Для видалення фенолу з стічні води запропоновані різні иониты: сульфокатионы і сильноосновные аниониты; аниониты Permutit ES, Amberlite 410, і навіть катионит CS-1; сильноосновной анионит DoweX-1 (327 кг/м 3), бифункциональный анионит LF (230 кг/м 3), слабоосновной анионит Wofatit M (47,8 кг/м 3), сульфоуголь Escasbo (58,9 кг/м 3) [21]. Ступінь очищення стічних вод мовби від фенолу зазвичай становить 95%. Запропоновано регенерувати иониты 0,5 М розчином сірчаної кислоти чи 5−10% розчином їдкого кали.

Застосування вітчизняних ионитов дозволяє забезпечувати з стічні води більш 90−95% фенолів. Аниониты АВ-17 і ЭДЭ-10П в ОН-форме сорбують фенолу з водних розчинів внаслідок іонного обміну та молекулярної сорбції [11]. Застосування сильноосновного анионита АВ-16 дає змогу знижувати концентрацію фенолів у питній воді від 450 до 22 мг/л [21]. Ємність анионита при цьому сягає 70% (мас.). Введення ЄІАС у розчин мінеральних солей (NaCL і Na2SO4) зменшує ємність анионитов. Слід зазначити, що ємність анионита АВ-17 фенолом постійна за зміни рН не більше 6−12, а анионит ЭДЭ-10П має максимальну ємність при рН=8,5 [5]. Поглиненна фенолу смолою КУ-21 пропорційно концентрації фенолу у воді й значно збільшується при зменшенні крупности частинок смоли, що є додатковим підтвердженням фізичного характеру адсорбції фенолу з води катионитами. Позитивні результати отримано при добуванні фенолів з стічних вод мовби газосборников коксохімічного провадження з допомогою сульфоугля [21].

Значну поглинальну здатність мають аниониты — сополимеры, в частковості продукти полімеризації і сополимеризации похідних винилпиридина [5], здатні до комплексообразованию з фенолами.

ЭЛЕКТРОСОРБЦИОННАЯ ОЧИСТКА.

Успіх застосування электросорбционной технології великою мірою залежить від експлуатаційних характеристик використовуваних сорбентів, яких пред’являються такі вимоги: стійкість до окислювання, хімічна, механічна, гидролитическая стійкість, достатня сорбционная ёмкость, відсутність забруднюючих органічних і неорганічних примесей.

Традиційно за ролі адсорбентів використовують активовані угли.

При зануренні пари пористих електродів (один є катодом, другий — анодом) в стічну воду відбуваються такі процессы.

Неорганічні катиони і аніони притягуються до пористого електрода і адсорбуються під впливом електричного поля. У деяких випадках (наприклад, при адсорбції іонів важких металів) катиони розряджаються лежить на поверхні катода (катод відновлення до чистих металів) отже виводяться зі стічної воды.

У стадії регенерації, на зміну полярності електродів, адсорбированные аніони і катиони вступають у воду, сбрасываемую в дренаж.

Органічні речовини руйнуються в межэлектродном просторі за трьома механизмам:

1. Анодное окислювання (руйнація будинків-пам'ятників у анодном пространстве).

2. Руйнування атомарным киснем, що утворюється в анодном просторі. Він частково входить у окислительную реакцію з органічними речовинами, асоціює в молекули і розчиняється у питній воді, а надлишок видаляється в газоподібному виде.

3. Окислювання активним хлором, тоді як стічної воді містяться хлоридіони. Водний розчин, у якому хлор і продукти його гідролізу (CL2, HOCL, CL2O, CLO-, CLO3 -) є сильним окислювачем [20].

Описані реакції інтенсифікуються зі збільшенням напруження і сили тока.

Відпрацювання технології доочищення стічних вод мовби від домішок методом электросорбции здійснена на реальних стічних водах ВАТ «Ярославська перевалочна нафтобаза». Стічні води, усреднённый склад яких представлено Таблиці 5.

Спочатку стічні води проходять попередню очищення від нафтопродуктів і зважених забруднень при пропущенні їх крізь систему, що містить дві нефтеловушки і відстійник. Інакше забруднення забивають пори, агломерируют між собою, створюючи в порах і поверхні гранул вугілля «вторинну перегородку», яка бере участь у процесі уловлювання механічних домішок, збільшує товщину шару і перешкоджає проходженню жидкости.

Вища концентрація нафтопродуктів, проти приведённой вище, призводить до зниження ефективності і продовження терміну роботи адсорбенту внаслідок блокування «активних центрів» і забивання пор.

Таблиця 5. Склад стічні води доі після очищення. | | |Концентрація, МГ/ДМ3 | |Склад стічної води |ПДС | | | | |Вихідна |Очищена | | | |стічна вода |стічна вода | |РН |6.5−8.5 |7.46 — 7 |6.5 | |Сульфати |29.4 |60.3−41.3 |сліди | |Хлориди |16.8 |452.4−340.1 |10.2 | |Залізо общ |0.19 |6.4−3.2 |0.24 | |Феноли |0.004 |0.23 — 0.0625 |0.005 | |Нафтопродукти |0.264 |6.1−4,0 |0,064 | |СПАВШИ |0,1 |0,82−0,5 |0,02 | |Кальцій |41.4 |274,05−83,7 |19,64 | |Натрій |12 |370−220 |5,5 |.

Відпрацьовані у процесі сорбції ионообменные фільтри регенерують електрохімічним способом. Витрата електроенергії до процесів адсорбції і регенерації визначає економічність процесу у целом.

Як електродів використовують нержавіючу сталь марки 17Х18Н9Т. Адсорбентом служить активоване вугілля марки БАУ. Адсорбент розташовується в межэлектродном просторі, яке поділяється діелектричним мембраной.

Напруга, подаване на електроди, відповідно до досліджень [23] варіюється від 2 до 30 У, за зростанням напруження збільшується сила струму з 43 мАЛО до 0.2 Проте й температура в межэлектродном території 15 °C до 60 °C.

У Таблиці 1 приведён склад очищеної стічної води після Другої щаблі очищення при напрузі 25 У про силу струму 0.2 А.

Як очевидно з Таблиці 1, электросорбционная технологія забезпечує знешкодження стічних вод мовби складного складу до ПДС. З іншого боку, скорочується водоспоживання з зовнішніх джерел рахунок повернення очищеної води в технологічний цикл.

До переваг цього методу очищення можна отнести:

1. Відсутність реагентів, отже, зменшення кількості отходов.

У результаті очищення додаткової мінералізації не происходит.

2. Комплексна очищення з усіх видів представлених загрязнений.

3. Невисокі енергетичні затраты.

Адсорбційна очистка.

Адсорбція універсальний методом, що дозволяє практично повністю видобувати домішки з рідкої фази. Адсорбционный метод грунтується на переважної адсорбції молекул забруднень під впливом силовим полем в порах адсорбента.

Адсорбційна очищення ефективна в усьому діапазоні концентрацій розчиненої домішки, але її переваги виявляються найповніше по порівнянню коїться з іншими методами очищення при низьких концентраціях загрязнений.

Найпоширенішими адсорбентами очищення води є активовані вугілля. Максимальна очищення характеризується збільшенні часу контакту води та адсорбенту до 30…50 хв. Звичайна швидкість течії води через адсорбер становить 10 м³ /ч.

Очищення води від молекулярно розчинених органічних речовин може вироблятися вітчизняних активованих вугіллі марок ЗУ, КАД-иодный, БАУ, ДАК, СКТ, АР, АГ та інших. Принципи добору активованих вугілля для адсорбційної очищення досі не вироблені. Вважається, що з видалення зі стічної води низькомолекулярних речовин активовані вугілля повинні мати розвиненою микро-макропористой структурою, Для адсорбції із води великих молекул рекомендується використовувати активовані вугілля з розвиненою мезо-макропористостью [42].

Під час проведення процесу очищення води орієнтуються на оптимальну регенерацію. Тож у вітчизняної практиці очищення застосовують активоване вугілля КАД-иодный [43,44].

Питома поверхню активованих вугілля дорівнює 500…1000 м 2 /р, Сорбционная ємність — 150…500 мг загального органічного вуглецю на 1 р активованого вугілля, ступінь видалення органічних речовин — 90…100%.

Здатність активних вугілля сорбировать значну кількість кисню із води та його каталітичні властивості дозволяють домогтися значного збільшення ефективності очищення (у кілька разів) з допомогою хімічного окислення токсичних низькомолекулярних сполук. Однією з варіантів застосування озонування є насичення води озоном перед сорбционной обробкою. Доза озону становить 2…3 мг/л при к.п.д. процесу 97…100%.

Як іншого варіанта використання активних вугілля може бути метод окислення сорбированных речовин мікроорганізмами, так звану биосорбцию [45]. У процесі високі швидкості очищення досягаються за рахунок концентрування компонентів біохімічної реакції (субстрату, кисню, ферментів і мікроорганізмів) лежить на поверхні пір сорбенту. У сорбционном процесі з попереднім озонуванням води одиницею обсягу активного вугілля сорбируется і окислюється на 30…50% більше органічних сполук, ніж за звичайної биосорбции.

Биосорбцию реалізують в традиційних спорудах (аэротенках, биофильтрах, фільтрах) чи спеціальних установках. Кількість забруднень, вилучених з допомогою активного на процесі біосорбції, зазвичай в 2…10 разів перевищує максимальну сорбционную ємність активного на статичних умовах, поза біологічного процесса.

БИОСОРБЦИОННЫЙ СПОСІБ ОЧИСТКИ.

Биосорбционный метод реалізується із застосуванням різноманітних дисперсних матеріалів, у присутності яких ведеться біологічна трансформація компонентів стічних вод мовби. Стосовно компонентами стічних вод ці матеріали може бути активними (активовані вугілля тощо.) чи інертними (пісок, скляні кульки, керамзит тощо.). Інертні матеріали, сорбируя мікроорганізми лежить на поверхні макропор, тим щонайменше, що немає значної сорбционной здатністю стосовно загрязнениям стічної води. Тому поняття біосорбції найповніше характеризує спільний процес біологічної та адсорбційної обробки стічні води [25].

Відомо, що речовини, є добре біологічно окисляемыми, зазвичай погано адсорбуються, і навпаки, добре сорбирующиеся речовини часто виявляються стійкими до биоокислению. Завдяки вдалому доповнення переваг й усунення основних недоліків адсорбції і біологічного окислення спільний процес біосорбції чудово зарекомендувало себе для очищення стічних вод мовби різного состава.

Активний вугілля регенерують переважно термическими методами: пором в поличкових печах й у печах зі зваженим шаром, або мокрим окислением.

відмовитися від регенерації сорбентів і тим самим уникнути витрат, пов’язаних із стадією регенерації, дозволяє заміна дорогих вугільних адсорбентів різними відходами виробництва. Як таких дешевих сорбентів в системах біологічного очищення було запропоновано природні глинисті матеріали, зола з газогенераторов Вінклера та інші матеріали, які мають адсорбционными свойствами.

Заміна активного вугілля дешевим відходом виробництва — золою тепло електростанційдозволила уникнути необхідності регенерації адсорбенту, а однократна його дозування запобігла збільшення зольності активного мулу і прийняти додаткову навантаження на систему насосів. Додаткові дози мулу за кількості 10…50% використовували у випадку значних залпових обурень в поступающем потоці, і навіть під час пуску очисних споруд після тривалих простоїв за технологічними причинам.

Перспективи практичного використання биосорбционных технологій пов’язані із застосуванням нових ефективних і дешевих сорбционных матеріалів, розвитком дослідницьких робіт з вивченню феномена альтернативних способів регенерації традиційних адсорбентів — активних углей.

Заміною активним вугілля можуть бути буроугольный напівкокс, буре вугілля, кокс, торф. Проте слід пам’ятати, що ємність цих адсорбентів значно коротші, ніж в активованих вугілля, і є підстави використані лише очищення стічних вод.

Останнім часом з’явилися нові високоефективні адсорбенти — углеводородные волокнисті матеріали (УВМ). УВМ мають більший обсяг мікропор (> 1.5 див 2 /р). Порівняйте у активованого вугілля АГ-3 обсяг мікропор дорівнює 0.2 див 1 т. Структура перового простору УВМ представляє собою сукупність елементарних волокон завтовшки від 1 до 5 мкм, у яких на стадії активації вытравливаются пори площею межах 0.5…50 нм. Завдяки такій структурі процес встановлення адсорбционного рівноваги в УВМ протікає значно швидше, ніж у звичайних активованих углях.

Прочностные властивості перелічених вище УВМ невисокі, при експлуатації УВМ марки АНМ спостерігається суффозия, тобто винесення частинок матеріалу. Карбонетканол — більш міцний матеріал, але що налагоджене його серійне производство.

УВМ ще дорогі, але проста електрична регенерація (причому нагревательным елементом може бути сам матеріал) робить ці адсорбенти перспективнішими, ніж активовані угли.

Реалізація биосорбционного способу очищення промислових стоків хімічної промисловості наведені у таблиці 6. 46].

Таблиця 6.

Ефективність биосорбционного способу очищення промислових стоків. |Варіанти |Джерело |Склад стічної |Ступінь | |биосорбционной |освіти |води, мг/л |очищення, % | |технології |стічних вод мовби | | | |ПАУ, 0,5 кг/м 3 ,|Нафтопереробка, |ГПК — 440…1400 |66…92 | |однократна |органічний |СПАВШИ — 5…5,5 |88…99,9 | |дозування |синтез |Фенолу- 2,3…6,7 |99,9 | | | |Виважені | | | | |вещества-19…39 |67…96,7 | |Зола |Нафтопереробка, |ГПК — 440…1400 |50,5…87,3 | |теплоэлетростанци|органический |СПАВШИ — 5…5,5 |80,5…97,5 | |і, 0,5 кг/м 3, |синтез |Фенолу- 2,3…6,7 |99,7 | |однократна | |Виважені | | |дозування | |вещества-19…39 |29,3…92,6 | |Зола |Нафтохімія, |ГПК — 180…500 |60…96 | |теплоэлетростанци|производство |Сульфиды-13…60 |99,9 | |і, 0,4 кг/м 3, |синтетичних |СПАВШИ- 0,4…1,5 |16…40 | |однократна |каучуков |Зважені | | |дозування | |речовини- 10…20 |99,7…99,9 |.

Порівняльний аналіз регенеративних методів дозволяє укласти таке. Задля чистоти великих обсягів води ефективніше використовується адсорбционный метод.

Запровадження сечовини у середу ролі добавки призводить до зниження концентрацій фенолу в стоках приблизно 10 раз. Сечовина надає селективне ускоряющее вплив на биоочистку, тобто збільшується швидкість биоразложения лише фенолу, тоді як у інші компоненти стічної води помітне вплив не замечено.

Очищення шляхом перекладу фенолу в легко выделяемые.

соединения.

Виділення з стічні води фенолів пов’язаний із значними матеріальними витратами. Тому часто доцільніше переводити феноли до інших сполуки (малорастворимые, більш леткі тощо.), виділення яких із стічні води технічно нескладне трудностей.

При значному змісті в стічної воді фенолу, можливо, виділити в вигляді фенолформальдегидных смол. Процес конденсації фенолів чи його похідних з формальдегідом проводять при надмірному кількості формальдегіду у присутності лугів чи кислот [14]. Через війну конденсації утворюються резольные смоли. У разі значного надлишку формальдегіду в лужної середовищі [29] і за низьких температурах (20…60 градусів) утворюються фенолоспирты, не котрі вступають у подальшу реакцію конденсації. Вищі температури (понад 70 відсотків градусів) сприяють взаємодії фенолоспиртов друг з другом.

З метою скорочення часу, який буде необхідний конденсації фенолу з формальдегідом, запропоновано проводити конденсацію за високої температури (150 …160 градусів) і підвищеному тиску (0,5 … 0,6 МПа) [21].

Резольная смола — суміш порівняно низькомолекулярних лінійних і розгалужених продуктів. Молекулярна маса їх змінюється від 400 до 800 … 1000. Що Настає резольная смола розчинна у питній воді. Виділена із води смола можна використовувати як склеивающего матеріалу в виробництві фанери, деревостружкових плит та інших виробів [21].

Освіта фенилового ефіру поліетилен гликоля при конденсації фенолу з окисом етилену. (реакція освіти ОП-7, ОП-10).

Дані методи використовуються ефективніше під час видалення фенолів з щодо великий концентрацією фенолу, при стабільному змісті нафтопродуктів на стічних водах (їх кількість має бути постійним). З за неможливості стабілізувати кількість фенолів в стічних водах спрямованих на очищення, витрата впроваджуються реагентів ні відповідатиме розрахунковому значенням, що сприятиме збільшення змісту реагентів в відведених з установки стічних вод мовби та його перевитрата як втрат (порушення норм ГДК). Вважаю дані методи неспроможні від використання на установці ЭЛОУ-АВТ-4.

Вывод.

Порівняння даних методів очищення фенолів показує, що очищення пероксидом водню є найефективнішою для установки ЭЛОУ-АВТ-4. Перевагою застосування пероксиду водню є його щодо висока стабільність на відміну інших окислювачів, порівняльна простота апаратурного оформлення процесу. Особливо слід відзначити, що залишкова концентрація пероксиду водню сприяє процесу наступної аеробного, біологічного очищення, а природних водах пероксид водню, на відміну хлору, грає позитивну роль. Основною з них є можливість обробки стічних вод мовби широтою діапазону значень концентрацій, температур і рН. Так само важлива висока селективність окислення різних домішок стічні води при доборі умов проведення процесу. Ця обставина зазвичай дозволяє мінімізувати видатки реагенты.

Електрохімічна очищення стічні води від фенолів економічно більш вигідна, ніж інші методи знешкодження [3,4,14]. Витрати на электрохимическую очищення стічних вод мовби від фенолів вдвічі менша за вартість озонування й у 5 разів дешевші адсорбционного методу має цілу низку технологічних преимуществ.

Електрохімічне окислювання фенолу при малих концентраціях у питній воді протікає повільно й вимагає значної витрати електроенергії, проте зміст солей в стічних водах виведених з установки ЭЛОУ-АВТ-4 у великих кількостях дасть змогу зменшити витрати электроэнергии.

Для видалення фенолів з стічні води установки ЭЛОУ-АВТ-4 необхідно додатково інтенсифікувати процес окислення киснем повітря на До- 620 (вдосконалити насадку, чи збільшити кількість, додатково встановивши углеродисто-волокнистый матеріал, вживаний у реакторі К-620). Також слід передбачити одне із наступних варіантів очищення стічних вод від фенолів: застосування пероксиду водню (чи розглянути можливість використання відходів виробництва пероксиду водню цех № 32.), використання електрохімічної очищення чи комплексне використання даних методів, причому запровадження пероксиду водню після електрохімічної очистки.

Бібліографічний список 1. Петров А. А., Бальян Х. В., Трощенко О. Т. Органічна хімія. М., ВШ., 1969 2. Гранично допустимі концентрації шкідливих речовин у повітрі й садити воді. 2-ге вид., -Л.: Хімія, 1975. 3. Томилов О. П., Осадченко І.М., Фукс Н. Ш. Хімічна Промисловість., 1972, № 4, з. 267…271 4. Вишняков В. Г., Лохматова Т. Ф. Електрохімічний метод очищення стічних вод мовби. Огляди щодо окремих виробництвам хімічної промисловості. М., вид. НИИТЭХИМ, 1974, вип. 12 (62), з. 71…88 5. Звегинцева Г. В. Оглядова інформація з хімічного промисловості СРСР. М., вид. НИИТЭХИМ, 1970, вип. 13, з. 1…41 6. Эппель С. А., Бабиков А. Ф., Кочеткова Р. П. Гідродинаміка і явища перенесення в двухфазных дисперсних системах. Іркутськ: Іркутський політехнічний інститут, 1989. С. 54. 7. Зубарєв С.В., Кузнєцова Є.В., Берзун Ю. С., Рубинская Е. В. Застосування окисних методів очищення стічних вод мовби нафтопереробних і нафтохімічних виробництв. М.: ЦНИИТЭНефте-хим, 1987. 8. Эппель С. А., Бабиков А. Ф., Быргазова Л. М., Кочеткова Р. П. //Гідродинаміка і явища перенесення в двухфазных дисперсних системах. Иркутск: Иркутский політехнічний інститут, 1989. З. 83. 9. Шаболдо П.І., Самарін А.Ф., Зінчук Л. Н., Проскуряков В. А. //ЖПХ. 1984. № 6. З. 1287. 10. Галуткина К. А., Немченко О. Г., Рубинская Е. В. та інших. Використання методу хімічного окислення у процесі очищення стічних вод мовби нафтопереробних і нафтохімічних виробництв. /Тематичний огляд. М.: ЦНИИТЭНефтехим, 1979. 11. Лур'є Ю.Ю., Краснов Б. П. ЖПХ, 1964. т.37, з. 864 …867 12. В. М. Бельков, Чои Санг Уон. Методи глибокої очищення стічних вод мовби від нафтопродуктів. Хімічна промисловість, 1998. № 5, з. 14…22. 13. Розумовський С. Д., Зайков Г. Е. Озон і реакція з органічними сполуками. М.: Хімія, 1974. 14. Сахарнов А. В. Очищення стічні води і газових викидів в лакофарбової промисловості. М., «Химия2, 1971. 144с. 15. Петряев О. Н., Власов В.І., Сосоновская А. А. Нові методи очищення стічних вод./Обзорн. Інформ. Мин-сюо: Белорус. НИИ НТІ. 1985. З. 16. Хайдин П.І., Роїв Г. А., Яковлєв Є.І. Сучасні методи очищення нефтесодержащих стічні води. М.: Химия, 1990. 17. Роїв Г. А., Юфин В. А. Очищення стічних вод мовби і вторинне використання нафтопродуктів. М.: Надра, 1987. 18. Кульский Л. А. Теоретичні основи зовнішньої і технологія кондиціонування води.// Київ. «Наукова думка», 1983.-525с. 19. Розробка та впровадження способу дефеноляции омагниченных стічні води. Звіт про НДР. Кохтла-Ярве, 1975, 28 з. 20. Яковлєв З. У., Краснобородько І. Р., Рогів У. М. Технологія електрохімічної очищення води. // Л.: Стройиздат, Ленингр. отд-ние, 1987. — 312 з. 21. Проскуряков В. А., Шмідт Л. И. Очищення стічні води у хімічній промисловості. Л.: Хімія, 1977. 22. Абрамов Є. Р. Электросорбционная очищення і кондиціювання питної води // Матеріали Міжнародного конгресу «Вода: екологія й технологія.» Москва 6−9 вересня, 1994, т. 2. з. 341−351. 23. Н. В. Криворотова, В. М. Макаров, Є.В. Саксин Электросорбционная технологія очищення стічних вод мовби складного складу. Хімічна промисловість. 2000, № 3, з. 52 … 56 24. Яковлєв С.В., Швеців В.М., Морозова К. М. //ТОХТ. 1993. Т. 27. № 1. З. 64.

25. В. В. Нагаев, А. С. Сироткин, М. В. Шулаев. Реалізація биосорбционного способу очищення промислових стічних вод мовби. Хімічна промисловість. 1998 № 10, з. 29…30 26. Кувшинников І.М., Чарикова Т. А., Жильцова В. М. Дьяконова Н.Н.//Хим. пром. 1994.№ 6. З. 4)0. 27. Хімія промислових стічних вод мовби. Пер. з англ./Под ред. А. Рубіна. М.: Хімія, 1983. 28. І.М. Кувшиников, Є.В. Черепанова, А.І. Яковлєв, О.Н. Єгорова. Хімічна промисловість, 1998. № 3, з. 23…29. 29. Миколаїв А.Ф. Синтетичні полімери і пластичні маси з їхньої основі. Вид. 2-ге. М. — Л., «Хімія», 1966. 768 з. 30. Грінберг А. М. Обесфеноливание стічних вод мовби коксохімічних заводів. М., «Металургія», 1968. 212с. 31. Кохут О. И. Очищення промислових стічних вод мовби. М., Госстройиздат, 1962, з. 396 …406. 32. Милованов Л. В. Очищення стічні води підприємств кольорової металургії. М., «Металургія», 1971. 384с. 33. Лур'є Ю.Ю., Белевцев О. Н., Овчиникова І.В. Водопостачання і санітарна техніка, 1973, № 4, із сьомої …11. 34. Кирсо У. Е., Губергриц М. Я., Куйв К. А. ЖПХ, 1968, т.41, № 6, з. 1257…1261. 35. Ковальова Н. Г., Ковальов В. Г. Біохімічна очищення стічних вод мовби підприємстві хімічної промышленности-//М.: Химия, 1987,160 з. 36. Роїв Г. А., Юдін В. А. Очищення стічних вод мовби і вторинне використання нафтопродуктів. М.:Недра, 1983. 37. Карелін Я.А., Попова І.А., Євсєєва Л.А., Євсєєва О. Я. Очищення стічні води нафтопереробних заводів. М.: Стройиздат, 1982. 38. Яковлєв С.В., Карелін Я.А., Ласкавим Ю. М., Воронов ЮВ. Очищення виробничих стічних вод мовби. М.:Стройиздат. 1985. 39. Фишман Г.І., Певзнер І.Дз., Райкіна С.Л. та інших. пластичні маси, 1975, № 5, з. 40 …42. 40. Долин П.І., Шубін В.М., Брусенцова С. А. Радіаційна очищення води. М., «Наука», 1973. 152с. 41. В. М. Шарифуллин М.М. Зитдинов Інтенсифікація біохімічної очищення фенолсодержащих стічні води. Хімічна промисловість. 2000, № 4, з. 41 … 42. 42. Кельцев Н. П. Основи адсорбційної техніки. М.: Х, 1984 43. Грінберг А. М. Обесфеноливание стічні води коксохімічних заводів. М.: Металургія. 1968. 44. шевченків М.А. Физическо-Химические основи процесів знебарвлення і дезодорації води. Київ: Наукова думка, 1973. 45. Овейчик Авт. Євсєєва О.Я. Євсєєва Л. А. Проблеми великих міст. Оглядова інформація. М.: ГОСИНТИ, 1990. Вип. 11. 46. А. В. Селюков, Ю.І. Скурлатов, Ю. П. Козлов. Застосування пероксиду водню в технології очищення стічних вод мовби. Водопостачання і санітарна техніка. 1999, № 12. із 25-ма … 27 47. Очаків В. В. Адамова К.С. Електрохімічна очищення минерализованных фенолу містять геотермальних вод. Водопостачання і санітарна техніка. 1998. № 7, с. 24.