WWW.DISSERS.RU

БЕСПЛАТНАЯ ЭЛЕКТРОННАЯ БИБЛИОТЕКА

загрузка...
   Добро пожаловать!

Pages:     | 1 || 3 |

, %, % в) а) 0 150 300 450 600 750 150 300 450 600 750, с к.ж.

, с к.ж.

, % б) Рис. 4. Степень деструкции поллютантов при обработке их растворов в КМ + Cl- (а), КМ + ОН- (б) и озонировании (в):

1 – фенол, 2 - лаурилсульфат натрия, 3 - сульфонол (Сн = 5 мг/л) 150, с450 к.ж Максимальная скорость разложения при времени контакта жидкости к.ж. (табл. 1) при комбинированном воздействии электрического поля и озона в слабоминерализованной среде (КМ + Cl-) характерна для сульфонола (0,06 мг/л·с), а минимальная для фенола (0,008 мг/л·с). Таким образом, для достижения высоких скоростей и степеней деструкции разложение фенола целесообразно проводить при озонировании, сульфонола – при КМ + Cl- и лаурилсульфата натрия – при КМ + ОН-.

Таблица 1.

Скорости разложения исследованных поллютантов Скорость разложения (мг/л·с) Обрабатываемое соединение (Сн=5 мг/л) Озонирование (О3) КМ+Cl- КМ+OH- фенол 0,03 0,008 0,лаурилсульфат натрия 0,01 0,01 0,сульфонол 0,05 0,06 0,Процессы окисления органических соединений многостадийны и протекают с образованием промежуточных продуктов. Основными возможными продуктами процесса окисления СПАВ и фенола могут быть спирты, альдегиды, кислоты, а также СО2, СО и Н2О. Какие либо спирты при обработке исследуемых соединений в пределах чувствительности методов измерений не обнаружили.

В зависимости от типа соединения и способа обработки, кинетические кривые накопления карбоновых кислот и формальдегида были представлены двумя типами зависимостей. Так, при озонировании фенола выход карбоновых кислот в зависимости от времени контакта раствора с приэлектродной областью описывался кривой с насыщением. В случае обработки растворов СПАВ и фенола при КМ + Cl- и КМ + ОН- наблюдался экстремальный характер выхода одноосновных кислот. Максимальная концентрация карбоновых кислот ССН3СООН = 4 мг/л наблюдается при озонировании фенола, а минимальная ССН3СООН = 0,15 мг/л – при озонировании сульфонола.

Кинетика накопления альдегидов (в пересчете на формальдегид) описывалась кривой с насыщением за исключением обработки лаурилсульфата натрия при КМ + ОН-. В последнем случае (КМ + ОН-), при времени контакта раствора лаурилсульфата натрия (Сн = 5 мг/л) при к.ж. = 220 с наблюдался максимум концентрации формальдегида (ССН2О = 0,3 мг/л) и при дальнейшем увеличении времени обработки происходило снижение концентрации формальдегида. Максимальный выход одноосновных карбоновых кислот (в % от начального содержания углерода в растворе) 42 %, наблюдался при озонировании фенола, а максимальный выход альдегидов (10 %) - при озонировании лаурилсульфата натрия.

При комбинированном воздействии на водный раствор сульфонола одним из промежуточных продуктов также являлся фенол. Кинетика образования фенола характеризуется явно выраженным максимумом.

При увеличении времени контакта обрабатываемого раствора концентрация СОвозрастает, что свидетельствует об увеличении полноты превращения органических соединений. Максимальный выход СО2 (в % от начального содержания углерода в растворе) составлял: при озонировании фенола 17 %, лаурилсульфата натрия – 22 %, сульфонола – 13 %; при КМ + Cl- фенола -20 %, лаурилсульфата натрия – 37 %, сульфонола – 26 %; при КМ + ОН- лаурилсульфата натрия - 49 %, сульфонола – 57 %.

Таким образом, в зависимости от способа деструкции органических соединений выход продуктов разложения различен. Введение в раствор каких-либо минеральных добавок (в данном случае Cl- и ОН-) позволяет получать высокий выход диоксида углерода, являющимся одним из основных конечных продуктов деструкции. Так, например, выход СО2 при КМ + ОН- обработке водных растворов сульфонола был в 4,раза выше, чем при озонировании.

§ 3.3. Деструкция органических соединений, растворенных в воде, в ДБР и СПКП В качестве катализаторов были исследованы пять видов оксидных систем: медь-, никель-, серебро-, титан- и совмещенный оксидно-титано-никелевый катализатор.

Эксперименты показали, что степень деструкции сульфонола в присутствии катализатора на основе оксида меди была наименьшей (достигала в максимуме 80 %).

Кроме того, этот катализатор оказался неустойчив к действию разряда. Катализаторы на основе оксидов никеля, серебра и титана не изменяли своих каталитических свойств на протяжении всего периода времени проведения экспериментов (~600 ч).

В ходе эксперимента было обнаружено, что степень деструкции органических соединений в СПКП, существенно выше по сравнению с ДБР. Максимальные степени разложения (до 99,9 %) достигались за наименьшее время контакта при проведении процессов очистки воды в СПКП. Так, например, при к.ж.=25 с в СПКП (NiO) степень разложения сульфонола составляла 64 %, а уже при к.ж.=200 с - 95 %.

, %, % 5 б) 2 а) 50 50, с150 200, с150 к.ж. к.ж.

Рис. 5. Степень разложения лаурилсульфата натрия (а) и сульфонола (б) (Сн= 5 мг/л) при обработке их растворов в 1 – ДБР, 2 – СПКП (NiO), 3 – СПКП (TiO2), 4 – СПКП (TiO2+NiO), 5 – СПКП (Ag2O) Показано (рис. 5), что тип катализатора оказывает существенное влияние на степень разложения исходного соединения. Оксидно-титано-никелевый катализатор (СПКП (TiO2+NiO)) целесообразно использовать для деструкции линейной органической молекулы (лаурилсульфата натрия). Степень деструкции ароматических соединений (фенола и сульфонола) при обработке их водных растворов в ДБР или СПКП выше, нежели при деструкции лаурилсульфата натрия. В СПКП (Ag2O) при к.ж.=с, степень деструкции фенола составляла 99 %, сульфонола – 97 %, а лаурилсульфата натрия – 83 %.

Говоря об эффективности процессов разложения исследованных соединений, можно сделать вывод, что ДБР и СПКП целесообразно использовать для соединений, содержащих в своем составе ароматическую группу. По степени устойчивости к воздействию активных частиц разряда (методы ДБР и СПКП) изученные соединения можно расположить в следующий ряд: лаурилсульфат натрия – сульфонол - фенол.

Таблица 2.

Скорости разложения исследованных органических соединений Обрабатываемое Скорость разложения (мг/л·с) соединение СПКП СПКП СПКП СПКП ДБР (Сн=5 мг/л) (TiO2) (NiO) (Ag2O) (TiO2+NiO) фенол 7,6 8,0 9,4 6,8 10,лаурилсульфат 0,03 0,14 0,06 0,17 0,натрия сульфонол 0,34 0,39 0,46 0,61 0,Для нахождения скорости деструкции, растворенных в воде органических соединений, проводилась обработка кинетических кривых разложения исходных соединений (табл. 2). Скорость деструкции большинства исследованных органических молекул в СПКП, с использованием индивидуальных катализаторов, значительно выше, нежели при использовании ДБР. Скорость разложения фенола в СПКП (TiO2+NiO) выше, чем в СПКП (NiO), СПКП(Ag2O) и СПКП(TiO2) соответственно в 1,1, 1,4 и 1,раза, в то время как степень деструкции фенола наименьшая ( = 94,2 %). Рассчитано, что скорость разложения сульфонола в СПКП (TiO2+NiO) ниже, чем в ДБР в 2,6 раза.

, %, % 80 а) б) 60 0 10 20 30 40 0 10 20 30 40 Сн, мг/л Сн, мг/л Рис. 6. Степень разложения в ДБР (а) и СПКП (TiO2) (б) органических соединений в зависимости от их начальной концентрации в растворе (к.ж. = 100 с) 1 – фенол, 2 – сульфонол, 3 – лаурилсульфат натрия Эксперименты показали (рис. 6), что с увеличением начальной концентрации загрязнителя в воде, независимо от способа обработки, эффективность их разложения уменьшается, причём этот эффект наиболее выражен для лаурилсульфата натрия, а наименее – для фенола. Введение в зону разряда катализатора увеличивает степень очистки, независимо от вида обрабатываемого соединения. При изменении начальной концентрации сульфонола с 0,5 до 50 мг/л степень разложения в ДБР падала с 99,9 % до 48 % (в 2,1 раз), а в СПКП она уменьшалась лишь с 99,9 % до 85 % (в 1,2 раза).

Для деструкции фенола предпочтительно использование катализатора оксид никеля, для деструкции лаурилсульфата натрия и сульфонола – оксид серебра. При обработке как в ДБР, так и СПКП водных растворов фенола скорость разложения и степень деструкции выше, чем при обработке СПАВов.

В качестве продуктов окисления плазмохимическими методами фенола и лаурилсульфата натрия выявлены одноосновные карбоновые кислоты, альдегиды и диоксид углерода; при окислении сульфонола - одноосновные карбоновые кислоты, формальдегид, фенол и диоксид углерода.

В зависимости от вида загрязнителя кинетические кривые образования продуктов деструкции были представлены двумя типами зависимостей. При воздействии ДБР, независимо от обрабатываемого органического соединения, выход карбоновых кислот и альдегидов в зависимости от времени контакта раствора с зоной плазмы описывался кривой с насыщением. Отметим, что при обработке сульфонола как в ДБР, так и СПКП на кинетической кривой образования фенола виден характерный максимум. В СПКП (TiO2) при обработке лаурилсульфата натрия и сульфонола наблюдались экстремальные зависимости образования одноосновных кислот. Это может быть связано с тем, что карбоновые кислоты в рассматриваемом случае не являются конечными продуктами деструкции и могут разлагаться до других конечных продуктов окисления.

Процесс деструкции исследованных органических растворов в ДБР и СПКП протекает неодинаково. В СПКП (NiO) и СПКП (TiO2 + NiO) происходит накопление карбоновых кислоты и альдегидов, в то время как концентрация СО2 ниже, чем при обработке растворов в ДБР, СПКП (TiO2) и СПКП (Ag2O). Использование последних позволяло достигать высоких степеней, скоростей разложения и максимальных выходов конечных продуктов разложения (СО2 до 70 %). Суммарный выход конечных продуктов разложения (карбоновых кислот, альдегидов, спиртов и СО2) во всех случаях (ДБР, СПКП) оказывался довольно высоким и варьировался в пределах от 60 до 98 %. Причём применение катализатора, в частности Ag2O, увеличивало выход конечных продуктов разложения соответственно: для фенола – с 86 до 89 %, лаурилсульфата натрия – с 65 до 86 % и сульфонола с 61 до 97 %, что также показывает преимущество СПКП по сравнению с чисто плазменными процессами.

Поскольку при обработке водных растворов СПАВ и фенола в ДБР и СПКП в качестве основных продуктов деструкции наблюдались насыщенные карбоновые кислоты, поэтому были проведены исследования по разложению раствора муравьиной кислоты при воздействии на него ДБР (рис. 7, 8). При обработке раствора муравьиной кислоты максимальная степень превращения составляла 80 %. Эффективная константа скорости разложения муравьиной кислоты при озонировании водного раствора составляет 30 лмоль-1с-1. Расчёт эффективной константы скорости разложения по данным рис. 7 даёт другое её значение – 3180 лмоль-1с-1 (т.е. выше в 100 раз).

СНС(О)ОН, мг/л, % ССН О, мг/л ССО, мг/л 2 1,0,0,0,0 50 0 50 100 150, с150 200, с к.ж.

к.ж.

Рис. 7. Кинетика разложения муравьиной Рис. 8. Кинетика образования формальдекислоты (1) и степень ее разложения (2) гида (1) и CO2 (2) при воздействии ДБР на в ДБР от времени контакта жидкости с раствор муравьиной кислоты зоной разряда (Сн = 5 мг/л, к.г. = 2,2 с) На рис. 8 представлены зависимости суммарной концентрации (в газовой и жидкой фазах) формальдегида и диоксида углерода от к.ж., образующихся при воздействии ДБР на раствор муравьиной кислоты. Расчёты балансов по углероду (в пересчёте на имеющийся в молекулах атомарный углерод) между его расходованием в виде кислоты и образованием в виде СО2 и НСОН показали, что он сходится в пределах 6 %, то есть указанные продукты – это основные продукты деструкции, а вид кинетических кривых говорит о том, что это и конечные продукты, причём выход СО2 примерно в 3 раза превышает выход НСОН. Следовательно, при использовании ДБР и СПКП при обработке муравьиной кислоты и других рассматриваемых органических соединений в воде кроме O3 принимают участие и другие активные частицы, например, короткоживущие радикалы. Это приводит к увеличению скорости процессов деструкции, т.е. снижению энергозатрат и повышению эффективности очистки.

§ 3.4. Очистка ливневого стока плазмохимическими методами Обработке подвергались не только модельные растворы, но и ливневый сток с территории г. Иваново (табл. 3).

Таблица 3.

Изменение концентраций загрязняющих веществ ливневого стока при его обработке в СПКП (TiO2) До обра- После обработки, мг/л ПДКр.х., Показатель ботки, Время контакта (к.ж.), с мг/л мг/л 20 54 76 135 нефтепродукты 0,05 15,56 4,86 3,26 3,96 1,69 0,фенол 0,001 0,384 0,164 0,105 0,082 0,019 0,СПАВ 0,028 0,364 0,226 0,184 0,130 0,073 0,формальдегид 0,25 0,25 1,17 1,70 1,89 3,49 4,КК 0,01 0 0 1,07 0,97 2,02 1,ХПК 15 79,2 70,5 68,2 55,6 47,3 24,Cl- 300 3,5 3,4 2,6 2,6 3,1 2,акт.хлор отсут. - 0,15 0,14 0,16 0,16 0,NO3- 40,0 4,47 3,32 3,14 5,84 3,21 3,NH4+ 0,5 0,016 0,015 0,013 0,014 0,013 0,НСО3- 8,74 8,92 9,50 9,60 12,62 13,pH 6-8 7,68 7,80 7,83 7,75 7,80 7,Показано, что с увеличением времени контакта раствора с зоной разряда концентрации большинства анализируемых соединений (нефтепродуктов, фенолов, СПАВ) уменьшалась после обработки ливневого стока в СПКП (TiO2). Однако, концентрация формальдегида и одноосновных карбоновых кислот (КК) увеличивалась, что не удивительно, поскольку они являются продуктами распада более сложных органических молекул. Несмотря на высокие начальные концентрации (относительно ПДКр.х.) органических соединений, степени разложения большинства из них остается достаточно высокой, а именно по нефтепродуктам и фенолам 98 %, по СПАВ 82 %. Достаточно высокие степени разложения органических соединений подтверждают тот факт, что СПКП (TiO2) можно использовать для очистки воды от высокотоксичных соединений. Кроме того, концентрация бикарбонат иона после СПКП (TiO2) возросла в 2 раза, значение ХПК снизилось в 3,3 раза. Оценка потенциальной токсичности (ПТ) и токсичности методом биотестирования показала, что после обработки ливневого стока плазмохимическими методами токсичность снижалась в среднем в 2,3 раза.

§ 3.5. Оценка токсичности растворов Для оценки экологической эффективности применения того или иного метода очистки была оценена токсичность методом биотестирования обработанных растворов. Результаты (тест-организм - Daphnia Magna и Poecillia Reticulata Peters (гуппи)) показали, что раствор фенола и СПАВ с концентрацией 5 мг/л оказывал острое токсическое действие на тест – организмы. Применение различных методов по-разному влияет на токсические свойства раствора. Для большинства из рассматриваемых видов обработки очень важное значение имеет длительность воздействия. Выявлено, что наиболее значительно токсичность модельных растворов снижалась после ДБР, в то время как максимальные степени деструкции исходных соединений наблюдались при комбинированных способах обработки (СПКП и КМ).

Pages:     | 1 || 3 |






© 2011 www.dissers.ru - «Бесплатная электронная библиотека»