Размещено на http://www.allbest.ru/

Державний вищий навчальний заклад

«Український державний хіміко-технологічний університет»

АВТОРЕФЕРАТ

дисертації на здобуття наукового ступеня

доктора технічних наук

05.17.01 - Технологія неорганічних речовин

СУМІЩЕНІ ПРОЦЕСИ ОТРИМАННЯ ПОЛІОКСИДІВ ВОДНЮІ РЕКУПЕРАЦІЇ ДОМІШОК З РІДИННИХ СЕРЕДОВИЩ В НЕРІВНОВАЖНІЙ НИЗЬКОТЕМПЕРАТУРНІЙ ПЛАЗМІ

КРАВЧЕНКО ОЛЕКСАНДР ВАСИЛЬОВИЧ

Дніпропетровськ 2011

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність роботи. На сучасному етапі розвитку хімії високих енергій, зокрема, нерівноважної низькотемпературної плазми (ННТП), дослідження рідиннофазних процесів є першим кроком на шляху створення новітніх технологій і обладнання, які відрізняються високою ефективністю і можливістю їхнього широкого застосування на практиці. Унікальність методу ННТП полягає в тому, що один електрод, розташований в рідинній фазі, а інший винесений на деяку відстань від поверхні рідини. Це дає можливість реалізовувати в реакторі суміщені процеси різного типу. Особливий інтерес викликають пероксидні сполуки водню, які можна одержати під впливом ННТП. Слід зазначити, що наукові і прикладні аспекти процесів такого типу недостатньо опрацьовані, що є однією з найбільш серйозних перепон у розвитку технологій і обладнання для локального одержання перекисних сполук у місцях їхнього споживання. Як відомо, ці сполуки є сильними окисниками і активно використовуються в процесах поглибленого окиснення (Advancedoxidationprocess - AOP), в яких основними реагентами є оксигенвмісні радикали типу *OH, що утворюються при каталітичному розкладанні пероксиду водню. Окисна здатність і швидкість процесу в десятки, або навіть у сотні разів перевищує традиційні. Разом з очевидними перевагами, слід зазначити і деякі недоліки. Головними проблемами є швидке падіння концентрації окисника, що призводить до зменшення швидкості процесу; необхідність додавання каталізаторів, доставки та зберігання реагентів у місцях користування і т. ін. Все це ускладнює реалізацію технологій даного типу та збільшує ії вартість. Однією з можливостей уникнути зазначених недоліків є реалізація технології в одному пристрої, де б могли відбуватися суміщені процеси одержання окисника, його каталітичного розкладання з утворенням оксигенвмісних радикалів із високою реакційною здатністю та їхня взаємодія з рідинами, які мають у своєму складі небажані домішки, що підлягають рекуперації або руйнуванню. Технології цього типу можна віднести до умовно безреагентних, оскільки вони не потребують доставки і зберігання хімічних реактивів у місцях користування. Прикладом реалізації таких методів на практиці можуть слугувати процеси електро- або фотоелектро-Фентона. Вони є досить перспективними, але їх активне застосування нині стримується через значні витрати електроенергії при електролізі, а також складності при виготовленні та експлуатації електролізерів проточного типу для таких процесів. Тому виникає необхідність у розробці нових ефективних методів, які б сприяли аналогічному або навіть кращому результату при меншій вартості обладнання та знижених енергозатратах.

Реальною альтернативою електрохімічним способам міг би стати плазмохімічний метод. Відомо, що при впливі нерівноважної низькотемпературної плазми на розчин на міжфазній межі рідина/газ можуть перебігати різноманітні хімічні реакції, в тому числі і за участю молекул води, яка в даному випадку і є вихідною речовиною в процесі утворення поліоксидів водню. Практична можливість розробки плазмохімічних систем даного типу невід'ємно пов'язана з розвиненням уявлень про процеси синтезу поліоксидів водню, які відбуваються в тонкому прошарку на міжфазній межі рідина/плазма, вплив перекисних сполук на закономірності рекуперації неорганічних сполук і радіонуклідів, окисної деструкції органічних сполук і знезараження води. Оскільки така інформація практично відсутня в літературі, проведення даної роботи є своєчасною і актуальною задачею.

Зв'язок з науковими програмами, планами, темами. Робота виконана відповідно до планів науково-дослідних робіт Державного вищого навчального закладу «Український державний хіміко-технологічний університет», завдань держбюджетних науково-дослідних робіт Міністерства освіти і науки, молоді та спорту України: “Розробка технології дезактивації рідинних середовищ від трансуранових елементів із використанням установки люмінесцентного електролізу” № державної реєстрації 0196U000430 (1996 - 2000 рр.), “Електрохімічні та електрокаталітичні ефекти на межі поділу фаз” № державної реєстрації 0198U000325 (1998 - 2001 рр.); “Електрокаталіз та електрокаталізатори, що не містять благородних металів в електрохімічних системах” № державної реєстрації 0198U005197 (1998 - 2001 рр.), “Розробка технології очищення стічних вод ремонтного підприємства від забруднень мастилами та іншими продуктами переробки нафти з використанням методу люмінесцентного електролізу” № державної реєстрації 0103U001452 (2003 - 2005 рр.), “Розробка пілотної установки безперервної дії та відпрацювання на ній основних параметрів та умов очищення рідинних радіоактивних відходів” № державної реєстрації 01950020410 (1993 - 1995 рр.) та низки господарчих договорів: “Дослідно-промислове освоєння методу низькотемпературного плазмового електролізу для одержання особливо чистих речовин” (1996 р.), “Розробка та впровадження технології очистки стічних вод кіно-фотовиробництва електророзрядним методом” (1996 р.), “Розробка та створення технології очищення РАЗ” (1999 р.).

Мета і задачі работи. Створення наукових основ технологій суміщеного отримання поліоксидів водню і рекуперації домішок із рідинних середовищ у нерівноважній низькотемпературній плазмі шляхом розвинення уявлень про процеси, що перебігають у тонкому прошарку на міжфазній межі рідина/плазма, впливу перекисних сполук на закономірності рекуперації неорганічних речовин, окисної деструкції органічних сполук та знезараження води.

Для досягнення поставленої мети, необхідно вирішити наступні задачі:

1. Вивчити термодинаміку та кінетику процесів утворення поліоксидів водню, що перебігають у водних розчинах при впливі нерівноважної низькотемпературної плазми.

2. Встановити закономірності процесів рекуперації неорганічних речовин та радіонуклідів із рідинних середовищ у нерівноважній низькотемпературній плазмі.

3. Виявити загальні закономірності процесів окисної деструкції органічних речовин поліоксидами водню в нерівноважній низькотемпературній плазмі.

4. Встановити взаємозв'язок між умовами одержання поліоксидів водню та знезараженням води при суміщених процесах у нерівноважній низькотемпературній плазмі.

5. Розробити апаратурне оформлення та технологічні схеми суміщених процесів одержання поліоксидів водню і рекуперації домішок з рідинних середовищ у нерівноважній низькотемпературній плазмі.

Об'єкт дослідження - хімічні процеси, що перебігають при впливі нерівноважної низькотемпературної плазми.

Предмет дослідження - процеси суміщеного одержання поліоксидів водню і рекуперації домішок із рідинних середовищ, окисна деструкція органічних речовин і знезараження води в нерівноважній низькотемпературній плазмі.

Методи дослідження - потенціометрія; кондуктометрія; об'ємне титрування; атомно-адсорбційна, УФ-, видима та ІЧ-спектроскопія; рентгено-спектральний елементний аналіз, радіометричний аналіз; мікробіологічні методи; математичне моделювання; термодинамічні розрахунки.

Наукова новизна. Створені наукові основи технологій суміщеного отримання поліоксидів водню і рекуперації домішок з рідинних середовищ у нерівноважній низькотемпературній плазмі. Вперше:

· Виконані термодинамічні розрахунки для процесів утворення поліоксидів водню HO_nH (3 ? n ? 10) із H₂O₂. Показано, що ці реакції перебігають з виділенням тепла, при цьому зі зростанням кількості атомів оксигену в молекулі з 3 до 10 ДH⁰ реакції змінюється з - 4,1 до - 347,51 кДж. У всіх випадках отримані від'ємні значення вільної енергії Гіббса, що вказує на самовільний характер процесів утворення поліоксидів водню.

· Встановлено, що при реалізації ННТП на міжфазній межі рідина/газ основним процесом є утворення поліоксидів водню. Складено матеріальний баланс процесу. Запропонована і теоретично обґрунтована спрощена кінетична модель процесу отримання поліоксидів водню у вигляді двох послідовних стадій першого порядку:

OH HO₂* HO_nH.

Розраховані кінетичні параметри процесу утворення поліоксидів водню: константи швидкостей k₁ і k₂; вихідна концентрація *ОН; час досягнення і значення максимальної концентрації проміжного продукту HO₂*. Встановлено, що лімітуючою стадією при отриманні перекисних сполук є утворення HO₂* радикалів.

· Виходячи з запропонованої кінетичної схеми і одержаних констант швидкостей, розраховані кінетичні криві, що описують зміну концентрацій реагентів *OH і HO₂* у процесі утворення поліоксидів водню. Показано, що для досягнення максимальної концентрації поліоксидів водню при ННТП рідиною слід обирати дистильовану воду. Як правило, при наявності домішок у розчинах, константа швидкості k₁ дещо збільшується, а час досягнення максимальної концентрації проміжного продукту та його величина k₂ і стаціонарна концентрація поліоксидів водню при цьому зменшуються.

· Встановлено закономірності процесів рекуперації неорганічних речовин і радіонуклідів із рідинних середовищ в ННТП. Показано, що процес руйнування тіосульфату при впливі ННТП описується кінетичними рівняннями реакції першого порядку, а константа швидкості залежить від вихідної концентрації реагенту і збільшується з її зменшенням. Встановлено, що наявність у розчині радіонуклідів впливає на процес утворення поліоксидів водню, зменшуючи концентрацію оксигенвмісних радикалів та час досягнення максимальної концентрації проміжного продукту. При цьому спостерігається збільшення констант швидкостей послідовних стадій реакції k₁ і k₂. Виявлений взаємозв'язок між суміщеними процесами отримання поліоксидів водню та рекуперації, що перебігають за участю оксигенвмісних радикалів.

· Показано, що при обробці розчинів ПАР ННТП перебігають суміщені процеси синтезу поліоксидів водню і глибокого окиснення органічних речовин за рахунок їх взаємодії з оксигенвмісними радикалами, що утворюються як при прямому впливі ННТП, так і при каталітичному розкладенні поліоксидів водню. Встановлено, що окисна деструкція органічних речовин є реакцією першого порядку, а константа швидкості даного процесу зменшується зі зростанням концентрації ПАР, так само як і вихідна концентрація гідроксил-радикалів, константи швидкостей послідовних стадій утворення поліоксидів водню та їх вміст у розчині.

· Запропонована макрокінетична модель газорідинного реактора для ефективного проведення процесів із використанням нерівноважної низькотемпературної плазми. Порівняння моделі з реальними кінетичними закономірностями, що були одержані емпірично, показало коректність її застосування для широкого спектра рідиннофазних реакторів. Встановлено, що головними технологічними факторами, які будуть визначати інтенсивність процесів у реакторі з нерівноважною низькотемпературною плазмою, є час обробки, тиск у зоні реакції та відстань від анода до міжфазної межі рідина/газ.

Практична цінність отриманих результатів.

· Запропонований новий спосіб рекуперації домішок із рідинних середовищ, окисною деструкцією та знезараження води в нерівноважній низькотемпературній плазмі. Суть методу полягає в значному зростанні окиснювальної активності полі оксидів водню за рахунок утворення оксигенвмісних радикалів при впливі ультрафіолетового випромінювання, що індукується плазмою. Головною перевагою запропонованого способу в порівнянні з класичним методом Фентона є можливість його реалізації в одному пристрої, безреагентність, висока ефективність та можливість застосування в місцях використання.

· Показана висока ефективність впливу нерівноважної низькотемпературної плазми при знезараженні бактеріально забруднених питних та стічних вод, що мають у своєму складі патогенні, умовно патогенні та індикаторні бактерії. Встановлена висока вірулентність ННТП по відношенню до віруса поліомієліту та коліфагів. Показано, що проведення процесу в реакторі з динамічною плівкою рідини суттєво збільшує ефективність процесу.

· На основі теоретичних і експериментальних досліджень запропоновано апаратурно-технологічне оформлення процесів суміщеного отримання поліоксидів водню і рекуперації неорганічних речовин, окисної деструкції органічних сполук і біологічних забруднень із рідинних середовищ у нерівноважній низькотемпературній плазмі. Рекомендації по їхньому застосуванню покладені в основу технологічних схем для дослідно-промислової перевірки запропонованих рішень. Техніко-економічна оцінка підтвердила їхню ефективність. Розроблені технології дезактивації рідинних середовищ від трансуранових елементів успішно пройшли дослідно-промислову перевірку на базі Науково-технологічного центру по комплексному поводженню з радіоактивними відходами, речовинами та джерелами іонізуючого випромінювання Українського державного об'єднання «Радон» (м. Жовті Води) і виробничого об'єднання «Південний машинобудівний завод ім. А.М. Макарова» та рекомендовані до промислового застосування.

Особистий внесок здобувача. Формулювання наукового напрямку роботи, обґрунтування ідеї, постановка задач, вибір об'єктів дослідження, інтерпретація результатів є особистим внеском здобувача. Автором особисто проведений критичний аналіз літературних даних по темі дисертації. Частина досліджень виконана спільно з д.т.н. В. Д. Барським, д.х.н. В. С. Кублановським, д.т.н. А. А. Півоваровим, к.х.н. А. Ф. Нестеренком, А. Г. Рудницьким.

Автор щиро вдячний співавторам, особливо світлій пам'яті к.х.н. А. Ф. Нестеренку, за ініціювання виконання цієї роботи.

Апробація результатів досліджень. Результати дисертаційної роботи доповідались та обговорювались на міжнародних та українських конференціях: Научн. техн. конф. “Химия, химическая технология, химическое машиностроение” (Днепропетровск, 1991), Республ. конф. “Повышение эффективности, совершенствование процессов и аппаратов химических производств” (Днепропетровск, 1991), Всесоюз. научно-технич. конф. “Интенсивные и безотходные технологии и оборудование” (Волгоград, 1991), II International Conference on Carpathian Euroregion “CERECO' 97” (Hungary, Miskolc, 1997), Семінар “Техніка та технологія поводження з рідкими радіоактивними відходами” МНС України (Київ, 1998), ІІІ Междунар. симп. “Вакуумные технологии и оборудование” (Харьков, 1999), 2-й Украинский Электрохимический Съезд (Днепропетровск, 1999), Междунар. научн.-практ конф. “Проблеми і перспективи очищення та повторного використання води” (Харків, 2000), VІ Международной научн.-практ. конф. “Вода: проблемы и решения” (Днепропетровск, 2001), Междунар. конф. по люминесценции, посвященной 110-летию со дня рожд. акад. С.И.Вавилова (Москва, 2001), ІІ International Conference on Ecological Chemistry (Chisinau, Republic of Moldova, 2002), IV International Conference on Carpathian Euroregion Ecology (CERECO`2003) (Miskolc-Tapolca, Hungary, 2003), ІІІ International Conf. on Oxidation Technologies for Water and Wastewater Treatment (Goslar, Germany, 2003), ІІІ International Conf. Ecological Chemistry 2005 (Chisinau, Republic of Moldova, 2005), 4-й Украинский Электрохимический Съезд (Алушта, 2005), Совместное заседание Научного Совета НАН Украины по проблемам «Неорганической химии» и «Электрохимии» (Миргород, 2007), 5^th IWA Specialised Conferenceon Assessment and Control of Micropollutants/Hazard ous Substrates in Water “Micropol and Ecohazard 2007” (Frankfurt on Main, Germany, 2007), 11-й Польсько-Український Симпозіум «Теоретичні і експериментальні дослідження між фазних явищ та їх технологічні застосування» (Красноброд (Замосць), Польща, 2007), IV Українська науково-технічна конференця з технології неорганічних речовин «Сучасні проблеми технології неорганічних речовин» з міжнародною участю (Дніпродзержинськ, 2008), VII Международная научно-техническая конференция “Повышение качества, надежности и долговечности технических систем и технологических процессов” (Египет, 2008), Третья Международная научная конференция “Современные достижения в науке и образовании” (Тель-Авив, Израиль, 2009), The Fifth World Congress “Chemical, Biological and Radiological Terrorism” (Croatia, 2009), International Conference “Security Management аnd Society - CATE 2009” (Brno, Czech. Republic, 2009), Symposium with International Participation “Medical Management of Chemical and Biological Causalities” (Sofia, Bulgaria, 2009), Международная научная конференция «Физика импульсных разрядов в конденсированных средах» (Николаев, 2009), The Eighth International Symposium “Chemical and Biological Medical Treatment” (Spiez, Switzerland, 2010), IV Международная научная конференция “Современные достижения в науке и образовании” (Будва, Черногория, 2010).

Публікації. Основні наукові положення і результати дисертації опубліковано у 55 наукових працях, серед яких одна монографія, 25 статей у фахових виданнях відповідно до вимог ВАК України, 2 патенти України і 8 патентів Російської Федерації, 19 тез доповідей на наукових конференціях і симпозіумах.

Структура та об'єм дисертації. Дисертація складається зі вступу, семи розділів, висновків, додатків, та списку літературних посилань. Загальний обсяг роботи 301 сторінки, які включають 222 сторінки основного тексту, 82 рисунка (26 стор.), 39 таблиць (14 стор.), 334 бібліографічних найменувань (38 стор.) та 2 додатки (3 стор.).

ОСНОВНИЙ ЗМІСТ РОБОТИ

У вступі обґрунтована актуальність роботи, сформульовані мета і задачі досліджень, показана наукова новизна і практична значимість отриманих результатів, висвітлений зв'язок проведених досліджень з державними науковими програмами, представлені відомості про особистий внесок автора, а також про апробацію і публікації.

У першому розділі наведено аналітичний огляд літератури за темою дисертації, який присвячений основним властивостям і методам одержання пероксиду водню, а також закономірностям процесів, які перебігають на міжфазній межі рідина/газ при впливі нерівноважної низькотемпературної плазми. Відзначено, що в більшості випадків всі вищеперераховані процеси перебігають через спільну стадію утворення оксигенвмісних радикалів, які в наступних стадіях можуть призводити, як до формування пероксидних сполук, так і приймати участь у процесах окисного руйнування неорганічних та органічних речовин. Незважаючи на те, що пероксид водню є продуктом багатотоннажної хімії, існуючі методи виробництва не дають можливості одержувати його в місцях користування, що особливо важливо при використанні пероксидних сполук для рекуперації та окисної деструкції домішок, які знаходяться в рідинних середовищах. Показано, при впливі ННТП на міжфазну межу рідина/газ, коли анод знаходиться в газовій фазі, а катод - у рідині, в одному реакторі можливе перебігання суміщених процесів утворення пероксидних сполук і окисної деструкції речовин різного типу. Зроблено висновок про те, що реальною альтернативою відомим способам міг би стати плазмохімічний метод. Відзначається, що практична можливість розробки систем даного типу невід'ємно пов'язана з розвиненням уявлень про процеси синтезу поліоксидів водню, що перебігають у тонкому прошарку на міжфазній межі рідина/плазма, вплив пероксидних сполук на закономірності рекуперації неорганічних речовин, окисної деструкції органічних сполук та знезараження води. Проте ця інформація практично відсутня в літературі.

У другому розділі описано об'єкти та методи досліджень. При виникненні розряду ННТП між зовнішнім електродом - анодом і поверхнею електроліту, він мав форму конуса, який загострений у бік зовнішнього електрода. Для підтримання розряду була необхідна напруга 600 В, а струм у залежності від умов підтримували в діапазоні 0,002 0,2 А. Об'єм розчину, який оброблявся в комірці, в основній серії експериментів складав 30 см³. При дослідженні процесів рекуперації неорганічних домішок із рідинних середовищ використовували як природну воду різного складу, так і додатково мінералізовану за рахунок додавання солей різних металів у дистильовану або питну воду. Розчини радіонуклідів готували шляхом додавання у воду різного складу концентратів природних або штучних радіоактивних сполук. При дослідженні процесів окисної деструкції органічних речовин були обрані розчини, які мали у своєму складі синтанол ДС-10 (моноалкілові етери поліетиленгліколю на основі первинних жирних спиртів С_nН_2n+1O(С₂Н₄O)_mН при n = 10-18, m = 8-10) і оксиетильований неіоногенний ПАР ОП-7.

Склад розчинів після впливу ННТП визначали: титриметрією; гравіметрією; фотокалориметрією; атомно-абсорбційною спектрометрією; спектрофотометрією у видимій, УФ і ІЧ областях; кондуктометрією. Для визначення концентрації радіонуклідів у розчинах використовували рідинні сцинциляційні лічильники. Для проведення мікробіологічних досліджень води до і після обробки ННТП використовували щільні і рідинні харчові середовища (одну пробу засівали на 3 чашки з харчовим середовищем, результати вираховували по середньоарифметичній величині).

Третій розділ присвячено дослідженню термодинаміки і кінетики процесів утворення поліоксидів водню у водних розчинах під впливом ННТП.

Процеси, що перебігають в водних розчинах під впливом нерівноважної низькотемпературної плазми, можна умовно розділити на електрохімічні (перетворення на електродах) і плазмохімічні (контактна дія на рідиннофазні системи ультрафіолетовим випромінюванням, зарядженими частинками, які утворюються при іонізації газового середовища і ультразвукового опромінювання). Максимальний інтерес викликають процеси, що індуковані ННТП на міжфазній межі рідина/газ. Утворення кінцевого продукту ? пероксиду водню, як правило, пов'язано з перебігом наступних реакцій:

OH + *OH > H₂O₂ (1)

HO₂* + HO₂*> H₂O₂+ O₂ (2)

HO₂* + H*>H₂O₂ (3)

Пероксид водню схильний до полімеризації з утворенням поліоксидів водню. У загальному випадку процес можна описати наступним сумарним рівнянням:

(n - 1) H₂O₂ > HO_nH + (n - 2) H₂O. (4)

Використовуючи термодинамічний підхід, розглянемо вірогідність реалізації різних маршрутів при утворенні пероксиду водню та його полімерних сполук. Тепловий ефект реакцій розраховували за законом Гесcа при стандартній термодинамічній температурі 298 К. При розрахунках вільної енергії Гіббса були використані відповідні величини для продуктів реакції і вихідних речовин. При відсутності цих даних у літературі розрахунки енергії Гіббса були виконані з використанням ентропій і ентальпій утворення. Термодинамічні дані для реакцій утворення пероксиду водню за реакціями (1) ? (3) (табл. 1).

Як свідчить із одержані дані, усі реакції є екзотермічними з мінімальним виділенням тепла в процесі (2). Від'ємні значення енергій Гіббса вказують на вірогідність самовільного утворення пероксиду водню по всіх трьох маршрутах.

Таблиця 1. Тепловий ефект і вільна енергія Гіббса реакцій утворення пероксиду водню при температурі 298 К

Реакція	ДHO, кДж	ДGO, кДж
*OH + *OH>H2O2	- 262,4	- 188,8
HO2* + HO2*>H2O2+ O2	- 208,8	- 165,6
HO2* + H*>H2O2	- 416,3	- 363,3

Були розраховані теплові ефекти реакцій утворення поліоксидів водню, а для оцінки вірогідності їх перебігу - вільні енергії Гіббса. Результати розрахунків наведені в табл. 2.

Таблиця 2. Тепловий ефект і вільна енергія Гіббса реакцій утворення поліоксидів водню при температурі 298 К

Реакція	ДHO, кДж	ДGO, кДж
2H2O2 > HO3H + H2O	- 4,1	- 122,83
3H2O2 > HO4H + 2H2O	- 55,34	- 192,74
4H2O2 > HO5H + 3H2O	- 102,8	- 258,87
5H2O2 > HO6H + 4H2O	- 156,65	- 331,92
6H2O2 > HO7H + 5H2O	- 196,75	- 390,16
7H2O2 > HO8H + 6H2O	- 248,8	- 460,88
8H2O2 > HO9H + 7H2O	- 295,34	- 526,09
9H2O2 > HO10H + 8H2O	- 347,51	- 596,93

Як випливає з одержаних даних, процеси утворення поліоксидів водню йдуть із виділенням тепла, кількість якого зростає зі збільшенням числа атомів оксигену в молекулі. Оскільки у всіх випадках одержана від'ємна зміна вільної енергії Гіббса, то це вказує на самовільний перебіг процесів полімеризації у водних розчинах з утворенням поліоксидів водню різного складу. Разом з тим, слід зазначити, що, скоріш за все, збільшення кількості атомів оксигену в молекулі полімеру призведе до зростання кінетичних ускладнень у процесі полімеризації, які пов'язані зі стеричними проблемами і ростом ентропійної складової.

Для оцінки достовірності результатів, що були одержані термодинамічним методом, була проведена серія експериментів, в якій об'єктом досліджень була вибрана дистильована вода з величиною електропровідності 6·10⁶ 1·10⁵ Ом ¹·м¹. При впливі ННТП спостерігається накопичення пероксидних сполук (до 8 мМоль/дм³) і зменшується рН розчину (до 2). Як випливає з рівнянь, наведених вище плазмохімічних реакцій, більшість із них перебігають без участі протонів або гідроксил-іонів, тому їх баланс у розчині не має порушуватись. Проте утворення поліоксидів водню, більшість з яких є сильними кислотами і схильними до дисоціації зі звільненням протонів, може призвести до суттєвого зниження рН розчинів. Наприклад, H₂O₄ за своїми властивостями близький до H₂SO₃. На утворення поліоксидів водню також вказує значне збільшення питомої електропровідності при впливі ННТП (з 10,010-⁶ до 0,02 Ом^-1м^-1). Наведене значення електропровідності практично співпадає з відповідною величиною для 5 мМ розчину H₂SO₄. Таким чином, одержані дані підтверджують утворення поліоксидів водню при впливі ННТП на водні розчини.

Термодинамічний аналіз можливих реакцій, що призводять до утворення пероксиду водню і його поліоксидів, свідчить що кінетичний опис таких процесів суттєво ускладнюється участю великої кількості нестабільних активних часточок, які в більшості випадків мають радикальну природу. На жаль, ми не можемо зафіксувати у часі зміну їх концентрацій, тому експериментальне одержання кінетичних кривих для більшості реагентів неможливе. Разом з тим, без особливих експериментальних ускладнень можуть бути одержані кінетичні криві для кінцевого продукту реакції - пероксиду водню та його поліоксидів. Слід зазначити, що відомі методи аналітичного контролю не дають нам змоги зробити це диференційовано, тому всі експериментально одержані кінетичні криві є інтегральними і відображають сумарну концентрацію усіх стабільних перекисних сполук (розрахунок по пероксиду водню).

Для спрощення задачі знаходження інтегральних кінетичних параметрів системи ми описали процес отримання поліоксидів водню двома послідовними стадіями першого порядку:

OH HO₂* HO_nH. (5)

Підставою для такого наближення стали як результати термодинамічного аналізу системи, так і літературні дані, відповідно до яких, досліджувані процеси в більшості випадків мають псевдоперший порядок і задовільно описуються відповідними кінетичними рівняннями.

Чисельне рішення зворотної кінетичної задачі (знаходження кінетичних параметрів з експериментальних кінетичних кривих) було здійснено з використанням математичних засобів Mathcad 14.

Одержані результати ілюструють, що експериментальні дані задовільно описуються запропонованою кінетичною схемою. У табл. 3 наведені кінетичні параметри процесів, що перебігають у водних розчинах.

Таблиця 3. Кінетичні параметри процесу отримання поліоксидів водню при впливі ННТП на водні розчини

Склад розчину	[A0], мМ	k1 103, с-1	k2 103, с-1	tmax, с	[Bmax], мМ
Дистил. вода	8,81	2,03	32,74	91	0,45
Питна вода	6,88	2,19	8,95	208	1,07
0,005 М CuSO4	8,71	2,03	31,69	92	0,46
0,01 М CuSO4	8,12	2,04	24,71	110	0,55
0,02 М CuSO4	7,73	2,05	18,64	133	0,65
0,001 М NaCl	8,63	2,04	31,21	93	0,47
0,002 М NaCl	7,31	2,06	13,26	166	0,81
0,005 М NaCl	6,04	2,41	5,82	258	1,34

У всіх випадках лімітуючою стадією процесу є реакція утворення HO₂*, оскільки k₁ < k₂. Слід також зазначити, що зі зростанням забруднення води сторонніми домішками дещо збільшується контстанта швидкості реакції k₁, у той час як k₂ і вихідна концентрація гідроксил-радикалів зменшується. Ефект, що спостерігається, не викликає подиву, оскільки поява додаткових маршрутів споживання гідроксил-радикалів саме і призводить до зростання константи швидкості першої стадії і зменшення вихідної концентрації оксигенвмісних радикалів. Падіння константи швидкості k_2, з появою домішок, обумовлене процесами каталітичного розкладання перекисних сполук, а також їх хімічної взаємодії. Одержані кінетичні параметри процесів, що перебігають в водних розчинах різного складу, дають можливість розрахувати кінетичні криві залежності концентрацій учасників послідовних реакцій від часу (рис. 1, 2).

Як випливає з рис. 1, 2, при появі у воді домішок, вихідна концентрація гідроксил-радикалів зменшується, а швидкість її падіння в часі збільшується. У хімічному плані питна вода є доволі складною та багатокомпонентною системою, що не дає можливості виявити особисто роль не тільки кожної домішки, але навіть груп домішок різної природи. Для оцінки впливу домішок солей були розглянуті процеси, що перебігають у розчинах купрум(ІІ) сульфату та натрію хлориду. Як випливає із одержаних результатів (табл. 3), збільшення складу купрум(ІІ) сульфату в розчині призводить до зниження вихідної концентрації гідроксил-радикалів і константи швидкості реакції k₂ при незначному збільшенні k₁.



Рис. 1. Залежність концентрації перекисних сполук від часу впливу ННТП на водні розчини різноманітного складу: 1- 0,005 М NaCl; 2 - вода питна; 3 - 0,02 М CuSO4; 4 - вода дистильована	Рис. 2. Залежності концентрацій учасників послідовної реакції від часу, що перебігає під впливом ННТП на питну воду: 1 - *OH; 2 - HO2*; 3 - HOnH

Незважаючи на зростання концентрації солі у 4 рази, зміна основних кінетичних параметрів є незначною. Скоріш за все, це пов'язано з подвійною роллю іонів купруму(ІІ) в таких процесах, що призводить до значної взаємної компенсації різноспрямованих ефектів. Вплив натрію хлориду має більш виразний характер навіть при менших його концентраціях у порівнянні з купрум(ІІ) сульфатом (табл. 3). Такий сильний ефект обумовлений, скоріш за все, взаємодією хлорид-іонів з оксигенвмісними радикалами типу *OH, що призводить до їх виведення із зони реакції, а також додатковим розкладенням поліоксидів водню, каталізітором якого виступають гіпохлорити, які утворюються під час перебігу суміщених реакцій.

У четвертому розділі приведено результати досліджень закономірностей процесів рекуперації неорганічних речовин і радіонуклідів із рідинних середовищ при дії ННТП. Результати досліджень показали (табл. 4), що застосування методу нерівноважної низькотемпературної плазми для обробки забруднених вод дає можливість знижувати концентрацію важких металів, за виключенням молібдену і барію, до рівня, який відповідає Державному стандарту України на питну воду.

Таблиця 4. Концентрація металів у питній воді до і після обробки ННТП, мг·дм^-3

Метал	Вихідна концентрація	Ступінь вилучення, %	Вихідна концентрація	Ступінь вилучення, %
Алюміній	0,100	0	1,850	88,6
Барій	0,100	0	0,320	9,4
Залізо	0,160	6,2	0,720	76,4
Кадмій	0,001	0	0,002	50,0
Кобальт	0,040	25,0	0,140	85,7
Марганець	0,047	63,8	0,150	69,3
Мідь	0,012	83,4	1,070	96,3
Молібден	0,070	42,9	0,910	3,3
Нікель	0,030	0	0,130	92,2
Свинець	0,010	0	0,050	80,0
Стронцій	0,480	0	0,480	10,4
Хром	0,060	0	0,090	11,1
Цинк	0,100	0	3,760	95,0
Магній	7,000	11,7	7,010	26,0

Разом з процесами вилучення катіонів також була приділена увага закономірностям руйнування натрій тіосульфату під впливом ННТП. Одержані результати наведені на рис. 3, 4.

Рис. 3.Залежність рН водного розчину натрій тіосульфату від часу (с). Вихідна концентрація Na2S2O3 (ммольл-1): 1 - 126,5; 2 - 12,6;3 - 1,3	Рис. 4.Кінетичні криві руйнування натрій тіосульфату при різних вихідних концентраціях

Аналіз результатів показав, що у всіх випадках процес задовільно описується кінетичним рівнянням реакції першого порядку. Разом з тим, слід зазначити, що на всіх кінетичних кривих спостерігається перегиб, який вказує на зменшення константи швидкості при переході до нижчих концентрацій реагенту. Такий ефект свідчить про зміни природи лімітуючої стадії, на що додатково вказує зміна рН розчину (рис. 3). На основі кінетичних кривих були розраховані константи швидкостей з використанням інтегрального графічного методу. Як випливає з табл. 5, зі зменшенням концентрації натрій тіосульфату константи зростають.

Таблиця 5. Константи швидкостей реакції руйнування натрій тіосульфату (k₁ і k₂) при різних вихідних концентраціях (С₀) у розчині

С0, мМ	k1, c-1	k2, c-1
125,00	1,2*10-3	4,8*10-4
12,50	1,7*10-3	6,3*10-4
1,25	3,2*10-3	8,8*10-4

Одержаний ефект вказує на тісний взаємний зв'язок процесів руйнування натрій тіосульфату і утворення поліоксидів водню. Скоріш за все, ці процеси перебігають за участю оксигенвмісних радикалів і є взаємозалежними.

Вперше для обробки рідинних радіоактивних відходів із використанням ННТП

був реалізований плівковий режим протоку рідини з використанням циліндричного реактора, у верхній частині якого була розміщена форсунка. Через неї на стінки реактора подавали плівку розчину з об'ємною витратою 30 - 40 літрів на годину. Як випливає із одержаних даних, всього за кілька циклів у випадку похідних урану досягається ступінь вилучення, близький до 100%. При цьому ефективність застосування ННТП суттєво зростає при комбінуванні з фільтрацією. Слід зазначити, що ступінь вилучення радіонуклідів значною мірою визначається їх природою (рис. 5, 6) і може варіюватися в межах 20 - 100%. Максимальне значення спостерігається для америцію, а мінімальне - для цезію.

Розглянемо суміщений із рекуперацією радіонуклідів процес утворення поліоксидів водню, що реалізується в розчинах, які мають у своєму складі 20 мг·дм^-3 радіоізотопів урану. Кінетична крива для перекисних сполук має традиційний вид із виходом на граничну концентрацію через деякий час від початку обробки розчину ННТП. На відміну від розглянутих вище залежностей (розділ 3), концентрація перекисних сполук від часу має дещо інший характер. Накопичення поліоксидів водню перебігає швидше, але їх гранична концентрація втричі менша у порівнянні з дистильованою водою.

Значне зменшення рН у часі вказує на полімеризацію Н2О2 з утворенням поліоксидів водню. З кінетичної кривої накопичення перекисних сполук були розраховані кінетичні параметри процесу утворення поліоксидів водню. При порівнянні з дистильованою водою зрозуміло (табл. 6), що в присутності похідних урану спостерігається значне зменшення вихідної концентрації *ОН радикалів.

Рис. 5. Залежність ступеня вилучення похідних урану(VI) із водних розчинів від кількості рециклів обробки: вихідна концентрація урану, мг·дм-3: (1, 1') - 15, (2, 2') - 30; 1, 2 - фільтрація та обробка ННТП; 1', 2' - тільки фільтрація	Рис. 6. Залежність ступеня очистки водних розчинів радіоактивних ізотопів від кратності обробки ННТП: 1 - америцій, 2 - уран, 3 - стронцій, 4 - цезій

За цих обставин константи швидкостей k1 і k2 збільшуються, що вказує на залучення оксигенвмісних частинок, які утворились при впливі ННТП, до процесів рекуперації радіонуклідів.

Таблиця 6. Кінетичні параметри процесу одержання поліоксидів водню при впливі ННТП

Склад розчину	[A0], мМ	k1 103, с-1	k2 103, с-1	tmax, с	[Bmax], мМ
Вода дистильована	8,81	2,03	32,74	91	0,45
Вода з 20 мг·дм-3 радіоізотопів урану	3,31	2,63	109,00	35	3,02

Із залученням одержаних кінетичних параметрів були симульовані кінетичні криві для учасників реакції утворення поліоксидів водню. Слід зазначити, що загальний характер залежностей не дуже відрізняється від дистильованої води, проте спостерігається значне зниження концентрацій всіх учасників реакції. Окрім цього, за рахунок збільшення констант швидкостей обох стадій, зменшується час досягнення граничної концентрації продукту реакції.

П'ятий розділ присвячено закономірностям окисної деструкції органічних речовин при впливі ННТП на рідини.

Об'єктом дослідження було вибрано хімічно чистий синтанол ДС-10, розчинений у дистильованій воді. Дослідження проводили з використанням установки, аналогічної тій, що описана в попередніх розділах. При цьому разом з переміщенням анода було передбачено різне розташування катода щодо донної частини реактора і поверхні рідини. Параметри змінювали в наступних діапазонах: тиск у зоні організації розряду 10-760 торр; катодна щільність струму 20-120 А/м²; величина вихідного об'єму (6-100)10-⁶ м³; вихідна концентрація ПАР (0,1-1,4)10-³ г/м³; висота розташування анода над поверхнею рідини (1-13)10-³ м.

Кінетичні дослідження проводили при різних вихідних концентраціях ДС-10 у розчині. Встановлено, що концентрація синтанолу зменшується зі збільшенням часу обробки розчину ННТП. Одержані кінетичні криві, що задовільно описуються кінетичними рівняннями першого порядку. Були розраховані кінетичні параметри окисної деструкції ПАР, які наведені в табл. 7:

Таблиця 7. Кінетичні параметри окисної деструкції синтанолу ДС-10 під впливом НТНП.

С0, г/м3	k, с-1	t1/2, c
100	3,99*10-3	174
800	2,03*10-3	341
1400	1,53*10-3	453

Як випливає із результатів, наведених у табл. 7, при збільшенні вихідної концентрації ПАР у 14 разів, константа швидкості зменшується практично втричі, при цьому в тій же пропорції падає час напівперетворення. Одержаний ефект є незвичним для більшості хімічних реакцій, у тому числі і для реакцій, що перебігають за багатостадійним механізмом. Це вказує на взаємну залежність процесів, що перебігають у даних системах (синтезу поліоксидів водню і окисну деструкцію органічних сполук) за участю оксигенвмісних радикалів:

R + *OH > CO₂ + H₂O; (6)

R + HO₂* > CO₂ + H₂O. (7)

Радикали *OH і HO₂*, що є окисниками при деструкції органічних речовин, утворюються двома способами: 1) під впливом ННТП на водний розчин (детально ці процеси розглянуті в розділі); 2) при каталітичному розкладанні пероксиду водню під впливом ультрафіолетового випромінювання, що індукується плазмою. В останньому випадку ці процеси можна описати наступними реакціями:

H₂O₂ + hн > 2HO*; (8)

HO* + H₂O₂ > HO₂* + H₂O. (9)

Сумарну швидкість деструкції органічних речовин можна записати наступними рівняннями:

. (10)

А враховуючи стадії утворення радикальних частинок:

. (11)

Як випливає з наведених рівнянь, швидкість руйнування органічних речовин по маршрутах за участю вторинних хімічних реакцій, значною мірою буде залежати від вмісту пероксидних сполук, які утворюються в плазмохімічному процесі. При цьому частина оксигенвмісних радикалів, що приймають участь в реакціях (6) і (7), утворюються при безпосередньому впливі ННТП на рідину. Залучення таких частинок має призводити до інгібування утворення поліоксидів водню в присутності органічних речовин, що і спостерігається в експерименті (рис. 7). При цьому зберігається загальний характер залежності, подібний до дистильованої води, а рН падає зі зростанням часу обробки розчину ННТП.

Виходячи з кінетичної кривої накопичення пероксидних сполук, були розраховані кінетичні параметри процесу утворення поліоксидів водню. У результаті розрахунків були одержані наступні параметри: А₀ = 1,096 мМ; k₁ = 0,89 10^-3с^-1; k₂ = 16,4 10^-3с^-1, t_max = 188 c, [B_max] = 0,05 мМ. Порівняння з дистильованою водою показало, що в присутності ПАР спостерігається значне зниження вихідної концентрації *ОН радикалів, констант швидкостей k₁ і k₂, максимальної концентрації проміжного продукту [B_max] і збільшення часу її досягнення t_max, що вказує на залучення оксигенвмісних частинок, які утворюються під впливом ННТП, у процеси деструктивного окиснення органічних речовин. По одержаних кінетичних параметрах були симульовані кінетичні криві для учасників реакції утворення поліоксидів водню (рис. 8). Як випливає із одержаних даних (рис. 8), загальний характер залежностей практично не змінюється при додаванні ПАР, однак спостерігається значне зниження концентрацій всіх учасників послідовної реакції. Окрім цього, за рахунок падіння констант швидкостей обох стадій, суттєво збільшується час досягнення граничної концентрації на кінетичній кривій для продукту реакції.

Був також вивчений вплив різноманітних технологічних параметрів на ефективність окисної деструкції неіоногенного ПАР ОП-7. Функцією відклику були обрані ступінь окисної деструкції (Y₁) і концентрація пероксидних сполук, що утворюються (Y₂).

Рис. 7. Залежність рН і концентрації пероксидних сполук від тривалості впливу ННТП на водний розчин синтанолу ДС-10 (1 г/дм3): 1 рН; 2 концентрація пероксидних сполук	Рис. 8. Залежність концентрацій учасників послідовної реакції від часу, що перебігає під впливом ННТП водний розчин синтанолу ДС-10 (1 г/дм3): 1 ? *OH; 2 ? HO2*; 3 ? HOnH

У результаті математичної обробки отриманих експериментальних даних були одержані наступні математичні моделі:

поліоксид водень рекуперація плазма

; (12)

(13)

де - час впливу розряду, сек; С₀ - вихідна концентрація ПАР, мг/л; рН - вихідний рН розчину; Р - тиск у зоні реакції, кПа; V₀ - об'єм розчину, що обробляється, мл. У першій моделі було досягнуте значення коефіцієнта парної кореляції 0,91, а в другій - 0,97, що вказує на досить високу достовірність математичного описання. Аналіз математичних моделей показав, що основний вплив на процес деструкції ПАР має час обробки розчину ННТП. Включення в модель тільки цього фактора дає можливість описати 85% одержаного експериментального матеріалу з вірогідністю 95%. Подальше включення таких факторів як вихідна концентрація ПАР і рН розчину дозволяє підняти рівень математичного описання до 93% і 95% відповідно.

Показано, що кінцевими продуктами окисної деструкції ПАР є карбонові кислоти, які в подальшому окиснюються до вуглекислого газу і води. Основний вплив на процес руйнування ПАР у реакторах з динамічною плівкою рідини мають такі технологічні параметри як сила току, вихідна концентрація поверхнево-активних речовин, рН та кількість рециклів. Порівняння деструкції синтанолу ДС-10 при потужності обладнання 500 Втч^-1 показало значну перевагу ННТП, що реалізований у реакторі з плівковим протіканням рідини, в порівнянні з методами озонування і електрохімічного окиснення.

Шостий розділ присвячено дослідженню процесів, що перебігають при обробці води ННТП.

Основна увага в цьому розділі була приділена знезараженню питної води за рахунок окисної деструкції бактерій і вірусів. При цьому максимальна ефективність була досягнута в реакторах плівкового типу (схема установки наведена на рис. 9). Реактор 1 являє собою порожню трубку з діелектричного матеріалу з катодом 4, який виконаний у вигляді кільця та коаксіально розміщених анодом 3. Оброблена рідина рівномірно розподіляється за допомогою форсунки 2 на стінки реактора, після чого стікає вниз у вигляді плівки, де і попадає в зону обробки ННТП. Рідина збирається в прийомній ємності 13, звідки, при необхідності, подається на фільтри 14. У подальшому оброблена рідина може бути повернена в технологічний процес, спрямована в злив або на повторну обробку з метою підвищення якості очищення.

Слід зазначити, що вплив нерівноважної низькотемпературної плазми на рідини, що досліджувались у стаціонарному та плівковому режимах має скоріш кількісні, ніж якісні відмінності. Так, наприклад, об'ємна щільність струму в стаціонарній комірці - 3 А/дм³, у той час як у плівковому режимі ця величина досягає 3000-4500 А/дм³. Враховуючи, що потужність ультрафіолетового випромінювання в першому наближенні можна вважати пропорційно залежною від струму, то при рівних відстанях від поверхні анода до розчину питома потужність, що віднесена на одиницю об'єму рідини, може підвищитись на 2-3 порядки. Слід зазначити ще одну відмінну рису плівкового режиму протікання рідини. Синхронно з термічним впливом реалізується декомпресійний ефект від зниження тиску з 100-103 до 7-14 кПа. Якщо врахувати, в цей проміжок часу (у відповідності до закону Фарадея) на катоді виділяється певна кількість водню, а на міжфазній межі рідина/газ - кисню, то плівку розчину можна характеризувати як киплячий шар. Таким чином, незважаючи на зовнішню схожість процесів, що відбуваються при плівковому та стаціонарних режимах реалізації ННТП, одержані результати суттєво відрізняються.



Рис. 9. Блок-схема установки для обробки рідини в проточному режимі: 1 - реактор; 2 - форсунка; 3 - анод; 4 - катод; 5 - електромагніт; 6 - джерело живлення електромагніту; 7 - джерело живлення розряду; 8 - поглинач вологи першого ступеня; 9 - поглинач вологи другого ступеня; 10 - вакуумний насос; 11 - необроблений розчин; 12 - плівка рідини; 13 - розчин після обробки; 14 - фільтри

Враховуючи, що в плівковому режимі тривалість перебування рідини в зоні впливу нерівноважної низькотемпературної плазми не перевищує 0,1 - 0,2 с, розглянемо взаємодію тліючого розряду з клітиною, що реалізується в кілька етапів. Перший етап - фізичний з тривалістю близько 10-¹⁶ с, в результаті чого відбувається іонізація і збудження молекул, що вступили у взаємодію з потоком активних частинок, які утворилися у газовій фазі. Другий етап - фізико-хімічний з тривалістю близько 10-¹¹ призводить до утворення вільних радикалів. Тривалість анігіляції вільних радикалів з молекулами довкілля, також і біологічних об'єктів, триває 10-⁶ - 10-³ с. Порівняння даної величини з часом перебування порції оброблюваної рідини показує, що цього часу достатньо для одержання летальної дози випромінювання. Третій етап - біологічний, він пов'язаний з репарацією пошкоджених клітинних культур і в залежності від дози опромінювання продовжується від 10 секунд до 10 годин.

У табл. 8 наведені результати експериментів щодо інактивації різних мікроорганізмів під впливом ННТП у залежності від кількості рециклів оброблюваного розчину. При високих концентраціях мікроорганізмів (порядка десятків і сотень тисяч у 1 дм³ розчину) тривалість експозиції, як це видно із даних табл. 8, необхідно збільшити.

Таблиця 8. Вплив ННТП на виживання мікроорганізмів від кількості ре циклів оброблюваного розчину

Кількість рециклів	Вірус поліомієліту	Коліфаги	Бактерії паратифу
	Снач	Скон	Снач	Скон	Снач	Скон
	особ./дм3	особ./дм3	особ./дм3
1	4,1102	Одиничні особи	8,0102	1,2102	2,010-2	0
	--	--	2,0106	3,0103	3,0103	Одиничні особи
2	4,1102	0	8,0102	Одиничні особи	4,0104	0
	--	--	2,0106	4,0101	4,0105	Одиничні особи
3	3,7105	Одиничні особи	8,0102	0	1,5106	0
	--	--	2,0106	Одиничні особи	--	--
4	3,7105	0	2,0106	0	--	--

Найбільш стійкими з досліджених мікроорганізмів до впливу ННТП виявились коліфаги. Тут бактерицидний ефект відчувається лише при три-чотириразовому проходженні оброблюваної рідини через зону реакції.

Випромінювання, яке виникає при реалізації нерівноважної низькотемпературної плазми, безпосередньо взаємодіє з водою, а це призводить до її іонізації з утворенням вільних радикалів. Вільні радикали легко вступають у реакцію з ближніми молекулами і призводять до їх деструкції, що в кінцевому результаті призводить до загибелі клітин. Такий вторинний вплив складає близько 85% від сумарної дії всього іонізуючого випромінювання. Слід зазначити, при реалізації нерівноважної низькотемпературної плазми ? це не єдиний фактор впливу на мікроорганізми. Певну роль відіграють електрохімічний вплив і УФ-випромінювання.

Використання ННТП дозволяє підійти комплексно до проблеми очищення питної води, оскільки в одному реакторі одночасно перебігають процеси, що призводять до руйнації органічних сполук, у тому числі поверхнево-активних речовин та галогенвмісних сполук, біологічних забруднень, а також дають можливість вилучати з рідини шкідливі неорганічні і радіоактивні речовини. Використання одного вертикального проточного реактора форсункового або щілинного типів дозволяє обробляти 50 л води на годину, що достатньо для побутових цілей. Електрична схема живлення реактора досить проста і має низьке енергоспоживання (до 200250 Вт·год^-1), що забезпечує її високу надійність, низьку собівартість пристрою та невелику вартість експлуатації пристрою.

...