Размещено на http://www.allbest.ru/

Національний технічний університет України

"Київський політехнічний інститут"

Спеціальність 21.06.01 - екологічна безпека

УДК 628.3: 628.143.23

Автореферат

дисертації на здобуття наукового ступеня

доктора технічних наук

Комплексні маловідходні технології захисту гідросфери від забруднення промисловими СКидами

Радовенчик Вячеслав Михайлович

Київ 2011

Дисертацією є рукопис

Робота виконана в Національному технічному університеті України "Київський політехнічний інститут" Міністерства освіти і науки, молоді та спорту України на кафедрі екології та технології рослинних полімерів

Науковий консультант: доктор технічних наук, професор Гомеля Микола Дмитрович, Національний технічний університет України "Київський політехнічний інститут", завідувач кафедри екології та технології рослинних полімерів

Офіційні опоненти:доктор технічних наук, старший науковий співробітник Донченко Маргарита Іванівна, Національний технічний університет України "Київський політехнічний інститут", провідний науковий співробітник кафедри технології електрохімічних виробництв

доктор технічних наук, професор Хоружий Петро Данилович, Інститут гідротехніки і меліорації НААНУ, завідувач лабораторії водопостачання та водовідведення

доктор технічних наук, професор Филипчук Віктор Леонідович, Національний університет водного господарства та природокористування, завідувач кафедри охорони праці і безпеки життєдіяльності

Захист відбудеться 2011 р. о 14³⁰ годині на засіданні спеціалізованої вченої ради Д 26.002.05 у Національному технічному університеті України «Київський політехнічний інститут» за адресою : 03056, м. Київ, просп. Перемоги, 37, корп. 19, ауд. 342.

З дисертацією можна ознайомитися у бібліотеці Національного технічного університету України «Київський політехнічний інститут» за адресою : 03056, м. Київ, просп. Перемоги, 37.

Автореферат розісланий 2011 р.

Вчений секретар О.М.Мовчанюк спеціалізованої вченої ради

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

стічний знешкодження токсичний

Актуальність теми. Стан гідросфери з кожним роком викликає все більше занепокоєння. Незважаючи на зниження обсягів промислового виробництва, інтенсивність забруднення природних вод зростає. Це зумовлено відсутністю достатніх коштів на підтримання задовільного стану очисних споруд та будівництво нових чи реконструкцію існуючих. Сьогодні в поверхневі водойми України щорічно скидається більше 10 млрд. м³ стічних вод при загальній потужності очисних споруд біля 8 млрд. м³. Таким чином, без очищення скида-ється біля 2 млрд. м³, до яких ще потрібно додати близько 1 млрд. м³ недостатньо очищеної води. Така ситуація сьогодні для території України вже є катастрофічною навіть без врахування постійного зниження потужності існуючих очисних споруд в результаті старіння. 58 % всього забору чистої води припадає на промисловість України. Реальна кількість стічних вод ще більша, оскільки сільське господарство характеризується значним безповоротним водоспоживанням.

З іншого боку, екологічна безпека та стійкий розвиток держави неможливий без екологічного благополуччя водних екосистем. Останнє в значній мірі забезпечується попередженням скиду забруднюючих речовин у водні об'єкти, розробкою та впровадженням ефективних маловідходних систем очищення води та утилізації відходів. Найбільшу перспективу мають технологічні системи, експлуатація котрих не супровожується утворенням значних об'ємів рідких чи твердих відходів або системи, в яких відходи використовуються в якості вторинної сировини в самих системах чи в інших галузях промисловості.

Найпоширинішим сьогодні на території України для очищення стічних вод промислових підприємств є реагентний метод, котрий не завжди забезпечує необхідну ефективність, вимагає використання значної кількості досить дорогих реагентів, супроводжується накопиченням на виробничих об'єктах високотоксичних шламів, що при зберіганні розпорошуються в довкіллі, забруднюючи його та вимагають значних затрат для їх зберігання чи складних технологій для утилізації. Повільно впроваджуються на промислових підприємствах перспективні іонообмінні технології. Основним стримуючим фактором для широкого їх застосування є відсутність ефективних технологій утилізації регенераційних розчинів. Тому модифікація реагентних методів та розробка простих та дешевих методів утилізації регенераційних розчинів є сьогодні актуальною, важливою для вирішення проблем комплексного ресурсозбереження в промисловому водокористуванні.

Незважаючи на важливість та актуальність для України, залишаються не вирішеними питання ефективного очищення води від радіонуклідів. Актуальною сьогодні є проблема очищення низькоактивних стоків, котрі складають основну масу стічних вод атомних електростанцій. Випарні установки, котрі сьогодні є традиційним обладнанням для дезактивації таких вод, не можуть забезпечити сучасних вимог до технологій очищення води через свою величезну енергоємкість, низьку продуктивність та ефективність.

Окремі категорії забруднювачів складають нафтопродукти та зважені речовини. І якщо сьогодні відділення значних концентрацій нафтопродуктів не викликає труднощів, то доочищення стоків до допустимих на скид концентрацій пов'язано із значним ускладненням та здорожчанням технології очищення. В залежності від дисперсності, видалення зважених речовини потребує влаштування високооб'ємних споруд із значними експлуатаційними витратами. Тому розробка нових технологій та реагентів для ефективного видалення нафтопродуктів та зважених речовин дозволить раціонально використаовувати водні ресурси при незначних капітальних та експлуатаційних витратах.

Таким чином, поєднання в технологічну лінію кількох ефективних процесів очищення води та утилізації чи зневоднення відходів дозволить комплексно вирішувати проблеми раціонального водокористування та суттєво підвищити екологічну безпеку промислових підприємств.

Зв'язок роботи з науковими програмами, планами, темами. Робота виконувалась в межах проекту 2.05.04/087-98 "Розробка екологічно чистої технології знешкодження та локалізації токсичних стічних вод" по програмі 2.5 - Проблеми екологічної безпеки України, пов'язана з науково-технічною програмою "Екологічно чисті технологічні процеси знешкодження та утилізації відходів", з темами "Розробка екологічно чистої технології вилучення з води та утилізації важких металів" ( №2192 ). Окремі результати досліджень були отримані в рамках науково-технічної програми “Граніт”, яка виконувалася згідно з Указом Президента України № 53/95 від 17.01.95 р. “Про систему прогнозування генетичного ризику впровадження нових технологій та забруднення навколишнього середовища”, частина результатів отримана в рамках науково-дослідних робіт „Розробка комплексної технології вилучення із стічних вод важких металів та виділення їх у вигляді продуктів, придатних до повторного використання” (2003 р., номер держреєстрації № 0103U008592) та “Розробка наукових основ хімічної технології очищення вод від пріоритетних екологічно небезпечних забруднювачів сорбційно-каталітичними методами” (2008 р., номер держреєстрації № 0108U000674) на замовлення Міністерства освіти і науки, молоді та спорту України.

Мета і завдання дослідження. Мета роботи - розробка наукових засад для створення на промислових підприємствах комплексних маловідходних технологій очищення та повторного використання стічних вод, ефективного знешкодження рідких та твердих токсичних відходів, що утворюються в процесах очищення, нових підходів та інженерних рішень, що дозволяють одночасно утилізувати рідкі відходи різних галузей промисловості з отриманням корисних продуктів та повторним їх використанням в народному господарстві.

Для вирішення комплексної наукової задачі захисту гідросфери від забруднення необхідно розробляти технологічні системи, що забезпечують не лише ефективне очищення низькоконцентрованих стічних вод, а й просте та дешеве знешкодження чи утилізацію висококонцентрованих регенераційних розчинів і відпрацьованих електролітів, ефективне відділення концентрованих фаз забруднювачів від стічної води, утилізацію відходів з використанням отриманих продуктів в якості сировини для отримання корисних речовин чи висушування твердої фази для зручного тимчасового зберігання. Такий підхід дозволить запобігти скиду шкідливих речовин в поверхневі водойми та забезпечить раціональне використання водних ресурсів, мінімізацію шкідливого впливу на довкілля токсичних технологічних відходів. Досягнення поставленої мети та вирішення комплексної наукової задачі захисту водойм від забруднення вимагає вирішення таких завдань:

- дослідження ефективності вилучення іонів важких та кольорових металів іонообмінним методом з промивних та стічних вод для створення замкнутих водооборотних циклів на виробництві;

- дослідження процесів регенерації іонітів від іонів важких металів в залежності від типу, складу та концентрації регенераційних розчинів, рН середовища та розробка на основі отриманих результатів нових схем переробки відпрацьованих регенераційних розчинів;

- розробка ефективних процесів електрохімічного та реагентного вилучення металів з відпрацьованих регенераційних розчинів;

- вивчення та розробка нових технологій реагентного очищення високо- та низькоконцентрованих стічних вод на основі феритного методу видалення шкідливих речовин з водних розчинів;

- дослідження основних факторів, що визначають ефективність видалення іонів заліза, хрому, міді, нікелю, цинку та інших металів з водних розчинів феритним методом окремо та в сукупності;

- розробка методу контролю протікання реакції феритоутворення для забезпечення можливості оперативного керування технологічним процесом;

- дослідження можливості застосування феритного методу для видалення ізотопів цезію-137 з водних розчинів та визначення його ефективності;

- вивчення умов застосування суспензії магнетиту в процесах сорбційного очищення стічних вод;

- обгрунтування технологічних та інженерних заходів для ефективного видалення магніто-сорбційним методом важких металів, нафтопродуктів, зважених речовин;

- визначення можливих шляхів утилізації утворених шламів на основі їх фізико-хімічних характеристик;

- оцінка ефективності термічного зневоднення осадів для забезпечення зручності їх зберігання та транспортування;

- створення маловідходних комплексних технологій вилучення забруднювачів із стічних вод, котрі забезпечують захист довкілля від техногенного впливу.

Об'єкт дослідження - технологічні процеси в спорудах захисту гідросфери від забруднення шкідливими скидами промислових підприємств різноманітного фазово-дисперсного стану та хімічного складу.

Предмет дослідження - системи очищення стічних вод та відпрацьованих електролітів, промивних вод гальванічних виробництв, системи знешкодження та утилізації шламів, котрі попереджають скид в довкілля шкідливих речовин у концентраціях, що перевищують нормативні, чим підвищують екологічну безпеку промислових підприємств і знижують їх негативний вплив на довкілля.

Методи дослідження. Для визначення концентрацій іонів заліза, хрому, міді, нікелю, цинку та дисперсності часток в досліджуваних розчинах використовували спектрофотометричні методи аналізу та метод полярографії з використанням імпульсного диференційного полярографічного поляризатора РА-З.

Відносні магнітні властивості осадів вимірювали за методом приросту індуктивності котушки при внесенні в її робочий об'єм зразка суспензії фериту з допомогою мосту змінного струму Р 5010.

Фазовий склад осадів досліджувався методом рентгено-фазового аналізу на рентгенівському дифрактометрі ДРОН-УМ-1 з двома щілинами Солера з фільтрованим Сu - Kб - випромінюванням при швидкості зйомки 1?/хв.

Для визначення питомої активності радіоізотопів цезію-137 у воді було застосовано метод сцинтиляційного детектування з використанням г-радіометра РУГ-91 “Адані”.

Вологість часток визначали ваговим методом.

Фізико-хімічні характеристики шламу вивчали за методиками, визначеними ДСТУ та ГОСТ.

Наукова новизна одержаних результатів. В об'ємі представленої роботи проведено комплекс багатопланових експериментальних та теоретичних досліджень, результати котрих дозволили створити наукові та практичні засади розробки безпечних маловідходних технологічних схем для захисту гідросфери від забруднення промисловими викидами, а саме:

- здійснено подальший розвиток наукових засад створення замкнутих водоциркуляційних систем в гальванічних виробництвах на основі встановлення взаємозв'язку між іонним складом стічних вод та конструкціями локальних іонообмінних установок з урахуванням необхідної ефективності очищення води і забезпечення утилізації відходів, що утворюються, з виділенням корисних продуктів;

- вперше визначено залежності параметрів процесів регенерації іонітів від характеристик регенераційних розчинів, типу та форм іонітів, параметрів процесів регенерації з урахуванням ефективності електрохімічного вилучення важких металів з відпрацьованих регенераційних розчинів за умови їх багаторазового використання;

- вперше встановлено закономірності впливу основних факторів процесу феритизації на ефективність очищення водних розчинів від іонів металів, радіонуклідів та інших токсичних полютантів, визначено взаємозвязок між параметрами процесу при отриманні твердої фази з максимальними магнітними властивостями осаду, розроблено новий метод контролю процесу феритоутворення, що базується на вимірювання Eh та дозволяє оперативно керувати технологічним процесом; визначено умови очищення феритним методом відпрацьованих електролітів, регенераційних розчинів іонного обміну, концентрованих стоків, що є складними сумішами;

- встановлено залежність між складом шламів, утворених при очищенні токсичних стоків феритним методом та вимогами до якості пігментів для фарб на основі сполук заліза, визначено умови отримання фарб із утворених відходів;

- на основі результатів досліджень створено наукові засади та визначено основні параметри процесів очищення води та утилізації відходів для розробки комплексних безвідходних технологій вилучення токсичних забруднювачів із стічних вод, котрі забезпечують повернення у виробництво цінних компонентів та ефективний захист природних водойм від забруднення токсичними промисловими скидами.

Практичне значення одержаних результатів. Розроблені високоефективні маловідходні технології очищення стічних вод від іонів важких металів, нафтопродуктів, зважених речовин та радіонуклідів дозволяють значно знизити техногенне навантаження на навколишне середовище завдяки підвищенню якості очищеної води та різкому зменшенню кількості утворених шламів. Впроваджено феритну технологію очищення стічних вод в депо “Оболонь” Київського метрополітену. Проведено натурні випробування процесів очищення відпрацьованих електролітів ВАТ “Цукроавтомат” феритним методом. Запропоновано ефективні іонообмінні технології очистки гальванічних стоків від іонів важких металів, які забезпечують їх повне видалення із стічних вод і дозволяють організувати замкнуті цикли водокористування, повертати корисні продукти у виробництво. Впроваджено у виробництво іонообмінну установку очищення стічних вод від іонів цинку на ВАТ „Київський завод „Аналітприлад”, від хроматів на УкрНДІ спеціальних видів друку та від іонів міді на ДЕЗ „Авіаприлад”. Проведено натурні випробування магніто-сорбційного методу для видалення із стічних вод хроматів на заводі „Еталон”, розроблено та впроваджено установку магніто-сорбційного очищення стічних вод на Монетному дворі Нацбанку України. Розроблено та впроваджено на заводі електрохімічних покриттів ДАХК „Артем” обладнання для термічного зневоднення шламів гальванічного виробництва.

Особистий внесок здобувача. Всі основні наукові ідеї, положення і результати теоретичних та експериментальних досліджень отримано та сформульовано особисто автором. Експериментальні дослідження по обробці стічних вод феритним методом виконувались разом з аспіранткою Іваненко О.І., по вилученню важких металів із промивних вод та регенерації концентрованих розчинів - із аспірантками Глушко О.В. та Макаренко І.М., по нейтралізації кислих високомінералізованих розчинів - із аспіранткою Михайловською М.В. Окремі аспекти наукових проблем вивчалися спільно із науковими співробітниками Превер А.В., Сагайдак І.С., ст. викладачем Коваль О.С., доцентом Хохотвою О.П. Теоретичні узагальнення, математичні моделі, аналіз та інтерпретація отриманих результатів, висновки в роботі та рекомендації виконані безпосередньо автором.

Апробація результатів дисертації. Основні положення дисертації доповідались на конференціях, симпозіумах та семінарах: Міжнародна конференція "CERECO-94. The Ist. Hungarin - Ukrain Conference of Carpatian Euroregion Ecology", Ужгород, 1994 р.; Міжнародна екологічна конференця "Переработка отходов и очистка сточных вод", Маріуполь, 1996 р.; семінар "Экология воды и здоровье человека", Ялта, 1996 р.; IV Proceedings of the 7^th Gothenburg Symposium "Chemical Water and Wastewater Treatment.", Edinburgh, Scotland, 1996 р.; семінар Экология промышленного города", Маріуполь, 1997 р.; VI Міжнародний симпозіум "Чистая вода России - 2001", Екатеринбург (РФ), 2001 р.; Міжнародна науково-технічна клнференція «Новые технологии рециклинга вторичных ресурсов», Минск, 2001.; V Міжнародний конгрес "Вода: Экология и технология" ЭКВАТЕК - 2002, Москва, 2002 р.; ІІІ Международный конгресс по управлению отходами "WasteTech - 2003", Москва, 2003 р.; VІ Міжнародний конгрес "Вода: Экология и технология" ЭКВАТЕК - 2004, Москва, 2004 р.; Наукова конференція "Охорона водного басейну та контроль якості води", Київ, 2004 р.; V Міжнародна науково-практична конференція «Проблемы сбора, переработки и утилизации отходов», Одесса, 2004.; Міжнародна науково-практична конференція "І-й Всеукраїнський з'їзд екологів", Вінниця, 2006 р.; Міжнародна науково-практична конференція "Сучасні проблеми охорони довкілля, раціонального використання водних ресурсів та очистки природних і стічних вод", Миргород, 2007 р.

Публікації. Зміст дисертаційної роботи викладено у 66 наукових працях, в т.ч. у 2 монографіях, 38 статтях (29 у фахових виданнях), 13 тезах конференцій. По темі дисертації отримано 13 патентів України.

Структура і обсяг дисертаційної роботи. Дисертація включає вступ, шість розділів, висновки, додатки, список використаних джерел. Робота представлена на 346 сторінках основного тексту, включаючи 60 таблиць, 141 рисунок. Об'єм бібліографії - 584 джерела.

Основний зміст роботи

У вступі обгрунтовано актуальність роботи, сформульовані її мета, задачі дослідження, визначено наукову новизну, практичне значення одержаних результатів.

Перший розділ присвячено огляду та критичному аналізу патентної та науково-технічної літератури про сучасні методи знешкодження промислових стічних вод. Показано, що найбільш прийнятним для використання на підприємствах металообробки є іонообмінні методи, котрі дозволяють створювати замкнуті системи водопостачання із значною економією чистої води та відсутністю шкідливих скидів у довкілля. Визначено труднощі експлуатації іонообмінних систем, пов'язані із необхідністю періодичної регенерації іонітів та утилізації регенераційних розчинів. Оцінено можливості феритного та магніто-сорбційного методів, котрі в комплексі із іонообмінними методами дозволяють формувати ефективні системи захисту довкілля від забруднення токсичними речовинами. Відзначено значний вклад в розробку технологій знешкодження промислових скидів таких вчених як Андронов В.А., Вайнштейн П.А., Висоцький С.П., Гордін І.В., Гончарук В.В., Донченко М.І., Душкін С.С., Кафаров В.В., Когановський А.М., Клименко Н.А., Кочетов Г.М., Ласкорин Б.Н., Левін Г.М., Пантелят Г.С., Рогов В.М., Рода І.Г., Терновцев В.О., Филипчук В.Л., Хоружий П.Д., Шабалін А.Ф., Шмандій В.М., Яковлєв С.В. та багатьох інших. В першому розділі визначено і обгрунтовано основні завдання роботи та вибрані напрямки їх вирішення.

У другому розділі представлено об'єкти та методи дослідження. Об'єктами дослідження обрані стічні води різних промислових підприємств та шлами їх очищення. В розділі приведені основні методи дослідження процесів іонообмінного вилучення металів із стічних вод та електролітичного висадження їх із регенераційних розчинів, зазначено методики визначення концентрацій катіонів та аніонів при проведенні досліджень, описано методики дослідження ефективності феритної та магніто-сорбційної обробки стічних вод. Також наведено методики досліджень по освітленню стічних вод відстоюванням з використанням коагулянтів та часток магнетиту, приведено перелік приладів, котрі використовувалися в процесі досліджень та схему математичної обробки результатів експериментів.

Третій розділ присвячено детальному вивченню іонообмінних методів вилучення із води іонів важких та кольорових металів з метою створенню нових маловідходних технологій. Бiльшiсть промислових пiдприємств металообробної галузi широко використовують гальванiчнi дiльницi для електрохiмiчної обробки поверхні металiв. При цьому утворюються надзвичайно токсичнi стiчнi води та нерацiонально використовуються цiннi матерiали. Як показує досвiд, найбiльш доцiльно в таких випадках застосовувати iонообмiннi методи, котpi дозволяють не лише повторно використовувати очищену воду, а й повернути у виробництво цiннi складовi у виглядi металiв або їх солей. Незважаючи на тривалий тepмін успiшної експлуатації iонообмiнних установок, до сьогоднi в цiй технологiї є досить багато вузьких мiсць, що перешкоджає її широкому впровадженню. Найбiльш суттевими є недостатня вивченiсть процесiв сорбцiї iз багатокомпонентних розчинiв та вiдсутнiсть ефективних маловiдходних процесiв регенерацiї iонітів. Саме вирішенню цих питань, перш за все, була присвячена дана робота.

На прикладі іонів міді було вивчено вплив іонів жорсткості на сорбцію двохзарядних важких металів на сильно- та слабокислотних катіонітах (табл.1; рис. 1, 2).

Як видно з табл. 1, ємність катіонітів в динамічних умовах суттєво знижується в присутності іонів жорсткості. В більшій мірі на сорбцію міді впливають іони кальцію, в порівнянні з іонами магнію, що пояснюється вищою селективністю першого. При цьому більш ефективне вилучення іонів міді в присутності іонів жорсткості забезпечує слабокислотний катіоніт Lewatit TP-207 в порівнянні із сильнокислотним катіонітом КУ-2-8.

Проте, як видно з ізотерм сорбції (рис. 1), при низьких значеннях концентрацій іонів міді краще сорбує мідь сильнокислотний катіоніт.

Кращі результати по вилученню іонів міді в присутності іонів жорсткості отримано при використанні слабокислотного катіоніту DOWEX-MAC-3. В даному випадку відмічено високу ємність іоніту як по іонах міді, так і по іонах жорсткості. При цьому селективність іоніту вища по іонах міді (рис. 2), тому іони жорсткості менше впливають на його ефективність при очищенні води від іонів важких металів. Хоча різниця в селективності іоніту по іонах міді та іонах жорсткості недостатня, щоб ефективно вилучати іони міді з води з високою жорсткістю без її пом'якшення. Це необхідно враховувати при організації водоциркуляційних систем.

Таблиця 1. Порівняльна характеристика іонітів КУ-2-8 та Lewatit TP-207 при сорбції іонів міді в присутності іонів жорсткості

Іоніт	Види іонів	Концентрація іонів, мг-екв/дм3	ПОДЄ, мг-екв/дм3
КУ-2-8	Cu2+	31,25	2214,8
		16,00	2342,0
	Mg2+	31,25	3121,0
		16,00	2595,0
	Ca2+	31,25	2570,0
		16,00	2475,0
	Cu2+, Mg2+	31,25; 31,25	1035,9*
	Cu2+, Mg2+	16,00; 16,00	1153,0*
	Cu2+, Ca2+	31,25; 31,25	1006,3*
	Cu2+, Ca2+	16,00; 16,00	942,0*
Lewatit TP-207	Cu2+	31,25	2165,0
		16,00	2353,0
	Mg2+	31,25	2230,0
		16,00	2150,0
	Ca2+	31,25	2300,0
		16,00	2450,0
	Cu2+, Mg2+	31,25; 31,25	1537,0*
	Cu2+, Mg2+	16,00; 16,00	1440,0*
	Cu2+, Ca2+	31,25; 31,25	1468,8*
	Cu2+, Ca2+	16,00; 16,00	1182,8*

Примітка. * - після регенерації 10%-вим розчином NaCl.

Інша ситуація виникає при наявності у воді іонів з різними зарядами. Наприклад, в електролітах кадміювання одночасно з іонами кадмію можуть бути присутні протони, іони натрію та амонію, тризарядні іони алюмінію. Як видно з таблиці 2, однозарядні катіони мало впливають на сорбцію іонів кадмію, а в сольовій формі його ємність навіть зростає в порівнянні з кислою формою, що пояснюється підкисленням розчинів при сорбції за великих концентрацій. За малих концентрацій іонів кадмію форма катіоніту при витісненні однозарядних катіонів практично не впливає на ємність катіоніту.

В присутності іонів алюмінію внаслідок високої селективності катіоніту по тризарядних катіонах, іони кадмію повністю витісняються алюмінієм. Тому перед вилученням іонів кадмію з води необхідно видалити іони алюмінію іонообмінним способом або гідролізом при корегуванні рН розчину.

Рис.1. Залежність обмінної ємності катіонітів КУ-2-8 (1, 3, 5) та Lewatit TP-207 (2, 4, 6) по іонах міді від рівноважної концентрації та від концентрації іонів кальцію: 1, 2 - без іонів кальцію; 3, 4 - концентрація кальцію 31, 25 мг-екв/дм³; 5, 6 - концентрація іонів кальцію 1000 мг-екв/дм³

Рис. 2. Ізотерми адсорбції іонів кальцію (1), магнію (2) та міді (3, 4, 5) на катіоніті DOWEX MAC - 3 в Na⁺-формі (1; 2; 3), в Ca²⁺-формі (4) та Mg²⁺-формі (5)

Таблиця 2. Результати сорбції іонів Cd²⁺ на катіоніті КУ-2-8 в присутності іонів Al³⁺ та NH₄⁺

Концентація іонів, мг-екв/дм3	Форма іоніту	ОДЄ, мг-екв/дм3
Cd2+	Al3+	NH4+		до проскоку	повна
17,8	-	-	H+	1145	1939
17,8	-	-	Na+	1568	2215
17,8	-	-	H+(75 %), Na+(25 %)	1247	2009
17,8	-	-	H+(50 %), Na+(50 %)	1365	2073
17,8	-	-	H+(25 %), Na+(75 %)	1486	2180
17,8	177,8	-	H+	534 / 2083*	- / 3881*
17,8	177,8	-	Na+	712 / 2776*	- / 5277*
17,8	177,8	-	H+(75 %), Na+(25 %)	578 / 2251*	- / 4180*
17,8	177,8	-	H+(50 %), Na+(50 %)	615 / 2437*	- / 4561*
17,8	177,8	-	H+(25 %), Na+(75 %)	667 / 2602*	- / 4949*
1,78	-	5,56	H+	889	1601
1,78	-	5,56	NН4+	1068	1690
1,78	-	5,56	H+(75 %), NН4+(25 %)	928	1622
1,78	-	5,56	H+(50 %), NН4+(50 %)	979	1650
1,78	-	5,56	H+(25 %), NН4+(75 %)	1031	1670

Примітка. * - по іонах алюмінію.

Із приведених результатів видно, що іонним обміном легко розділити одно-, дво- та тризарядні катіони. Суміш двозарядних катіонів розділяти складно, навіть якщо це будуть катіони магнію та іони важких металів. Тому в гальванічних виробництвах доцільно влаштовувати локальні циркуляційні системи промивки деталей із змінними іонообмінними фільтрами окремо для різних видів покриттів - цинкування, кадміювання і ін. Це спрощує задачу вилучення іонів важких металів як із води, так і з відпрацьованих регенераційних розчинів.

Як уже було сказано вище, важливою є проблема регенерації катіонітів після сорбції катіонів важких металів. Спосіб регенерації краще вибирати з урахуванням подальшої переробки відпрацьованих розчинів. Найбільш вивчені процеси кислої регенерації з використанням 3 - 7%-вих розчинів соляної та сірчаної кислот. Вони забезпечують ефективне відновлення ємності як слабо-, так і сильнокислотних катіонітів. Проте при вилученні із відпрацьованих розчинів важких металів їх електрохімічним відновленням внаслідок високої кислотності ефективність вилучення ряду металів різко знижується при зниженні концентрації іонів металів за рахунок конкуруючої реакції відновлення водню. Тому були вивчені процеси десорбції катіонів важких металів сольовими розчинами (рис. 3, 4). Як видно із рисунку 3, при застосуванні сульфату натрію було досягнуто ефективної десорбції катіонів міді та цинку із сильнокислотного катіоніту КУ-2-8. Аналогічна ситуація спостерігається і для кадмію та нікелю. Ефективність регенерації зростає із підвищенням концентрації солі до 150 г/дм³. Подальше підвищення концентрації солі обмежується її розчинністю.

Рис. 3. Залежність ступеню регенерації іоніту КУ-2-8 в Zn²⁺-формі від концентрації Na₂SO₄ і питомої витрати регенераційного розчину: 1 - С_с.н.=50 г/дм³, рН 5,6; 2 - С_с.н.=100 г/дм³, рН 5,6; 3 - С_с.н.=150 г/дм³, рН 5,6; 4 - С_с.н.=100 г/дм³, рН 7,8.

Рис. 4. Криві регенерації катіоніту КУ-2-8 від іонів міді розчином хлориду амонію (початкова концентрація NH₄Cl 200 г/дм³, рН=5.8) при використанні регенераційного розчину: 1 - одноразово; 2 - двохразово; 3- триразово.

При застосуванні хлориду амонію концентрацію солі можна підняти до 200 г/дм³. Отримані регенераційні розчини можна використовувати багаторазово до повного насичення іонами міді (рис. 4). Насиченню амонійного розчину іонами міді сприяє утворення мідноаміачних комплексів. Насичені міддю амонійні розчини можна використовувати для травлення друкованих плат практично без корегування.

На відміну від сильнокислотних, обмінна ємність слабокислотних катіонітів після сорбції важких металів, кальцію та магнію відновлюється лише з допомогою кислот. Застосування сольових розчинів неефективне. Як видно із рис. 5, не впливають солі і на ефективність кислої регенерації.

При організації замкнутих циклів промивки деталей крім іонів важких металів потрібно видаляти супутні катіони та аніони. В даному випадку однозарядні катіони легко сорбуються катіонітом в кислій формі на другій стадії катіонування. На першій стадії вилучаються катіони важких металів. Аніони легко уловлюються на низькоосновних аніонітах в основній формі. При цьому катіоніт в кислу форму легко переводиться розчинами кислот, а аніоніт в основну форму - розчинами основ, включаючи і розчин аміаку (рис. 6).

Однією із найскладніших проблем, що виникають при очищенні промивних вод гальванічних виробництв, є очищення води від хроматів, котрі добре розчинні у воді при будь-яких рН середовища і по токсичності значно переважають сполуки тривалентного хрому.

В роботі показано, що хромати легко вилучаються із води на високоосновному аніоніті АВ-17-8. При цьому за селективністю хромати перевищують будь-які присутні у воді аніони.

Слід відмітити, що ємність іоніту залежить від переходу хроматів в біхромати. Тому ємність іоніту у слабокислому середовищі вдвічі вища, ніж у нейтральному чи лужному (рис. 7). В сильнокислому середовищі ємність іоніту по хроматах дещо знижується через конкуруючу сорбцію аніонів кислот. В даному випадку для ефективної сорбції хроматів та вилучення домішок важких металів на першій стадії слід застосовувати Н-катіонування води.

Рис. 5. Залежність ступеню регенерації катіоніту Lewatit ТР-207 в Ni2+-формі від питомої витрати та концентрації регенераційного розчину: 1 - 1 % H2SO4; 2 - 3 % H2SO4; 3 - 5 % H2SO4; 4 - 7 % H2SO4; 5 - 5 % H2SO4 + 15 % Na2SO4.

Рис. 6. Криві регенерації катіоніту КУ-2-8 від іонів амонію розчинами соляної кислоти: 1 - 10 %; 2 - 5 %; 3 - 3 %.

Найбільш складним процесом при іонообмінному очищенні води від хроматів є регенерація аніоніту в хроматній формі та переробка регенераційних розчинів. Як видно з рис. 8, десорбція хроматів проходить ефективно, з високою швидкістю лише при використанні концентрованих розчинів лугу при значному надлишку останнього - від 10 до 90 г-екв на 1 г-екв ємності іоніту.

Швидше процес проходить при застосуванні розчинів аміаку, але ступінь регенерації при цьому не перевищує 50 % (табл. 3). Регенерація проходить лише за рахунок розкладу біхроматів на хромати. Для подальшого витіснення хроматів із високоосновного аніоніту основності аміаку недостатньо. Лише при комплексному використанні розчину аміаку та хлориду амонію ступінь регенерації сягає 87 % внаслідок заміщення хроматів на хлориди.

Повної регенерації аніонітів від хроматів було досягнуто при обробці аніоніту в хроматній формі органічними відновниками (наприклад, гліцерином) в кислому середовищі. В даному випадку іоніт переходить в сольову форму, а хромат перетворюється на сіль тривалентного хрому. Солі тривалентного хрому широко використовуються при обробці шкіри та хутра. В роботі визначено умови отримання розчинів хрому (ІІІ) заданого складу.

Рис. 7. Вплив рН на обмінну ємкість аніоніту АВ-17-8: 1 - рН 2; 2 - рН 3; 3 - рН 4,3; 4 - рН 5; 5 - рН 6.

Рис. 8. Залежність ступеню десорбції хромат-аніонів з аніоніту АВ-17-8 від сумарного екві-валентного співвідношення реагентів та вилу-ченого хрому (VI) для різних композицій реге-нераційних розчинів: 1 - NH4OH - 20 г/дм3, NH4Cl - 30 г/дм3; 2 - - NH4OH - 20 г/дм3, NH4Cl - 50 г/дм3; 3 - NH4OH - 40 г/дм3, NH4Cl - 30 г/дм3; 4 - NH4OH - 40 г/дм3, NH4Cl - 50 г/дм3; 5 - NH4OH - 40 г/дм3; 6 - NH4Cl - 50 г/дм3.

Таблиця 3. Результати повторної сорбції іонів Cr (VI) на аніоніті АВ-17-8

№ п/п	Регенераційний розчин	Форма іоніту	Реагент для повторної сорбції	ОДЄ, мг-екв/дм3	Зниження ємкості свіжого іоніту, %
	Реагент	Концентра-ція, %			до проскоку	повна
1	NaOH	10	OH-	K2Cr2O7	694,5	1211,2	62,7
2	NH4OH	10	OH-	K2Cr2O7	39,5	894,2	46,1
3	NH4OH	4	Cl-	K2Cr2O7	833,9	1269,4	50,2
4	NH4OH	4	OH-	H2CrO4	734,2	1147,8	47,6
5	NH4OH	10	OH-	H2CrO4	821,7	1444,4	52,2
6	NH4OH	10	Cl-	H2CrO4	1101,2	2344,4	87,6
7	NH4OH	15	OH-	H2CrO4	1176,1	1570,9	56,8

Кращим варіантом переробки відпрацьованих регенераційних розчинів, що містять іони важких металів є електрохімічне відновлення металів.

Як було встановлено, кадмій та цинк легко відновлюється як з кислих, так і нейтральних розчинів при використанні як однокамерних, так і двокамерних електролізерів. Метали виділяються у вигляді порошку при щільності струму 1 - 7 А/дм². При переході від одно- до двокамерного електролізера вихід за струмом металу зростає внаслідок підвищення рН в катодній зоні. Виділений метал відправляють на повторне використання, а отриману кислоту або сіль - на повторну регенерацію катіоніту.

Був розроблений також процес регенерації іоніту сульфатом натрію з електрохімічним вилученням цинку в двохкамерному електролізері (рис. 9). Вихід за струмом падає при зниженні концентрації іонів цинку в розчині при його відновленні.

В цілому, на прикладі виділення цинку було показано, що в двокамерному електролізері можна ефективно відновлювати цинк з отриманням розчину сірчаної кислоти концентрацією до 10 %.

На основі ПФЕ плану 2³ було розраховано рівняння регресії для відновлення регенераційних розчинів, що містять іони цинку (рис. 10). Очевидно, що основними факторами, котрі суттєво впливають на ефективність регенерації, є концентрація сульфату натрію, водневий показник та питома витрата регенераційного розчину. Як видну з рисунку, при збільшенні концентрації сульфату натрію в регенераційних розчинах зростає і вміст іонів цинку. Причому, максимальна концентрація фіксується у перших 2-3 умовних об'ємах. Збільшення концентрації сульфату натрію супроводжується також зменшенням залишкових концентрацій іонів цинку у 6-9 умовних об'ємах. Аналогічно рішення можуть бути представлені і для інших значень рН, що дає можливість визначати умови регенерації, найбільш придатні для вилучення іонів важких металів.



Рис. 9. Залежність виходу за струмом від щільності струму, часу електролізу та перемішування розчину при електрохімічному вилученні цинку із застосуванням аніонообмінної мембрани МА-40 (концентрація сульфату натрію - 100 г/дм³): 1 - С_Zn²⁺=14.38 г/дм³, j=0.82 А/дм², без перемішування; 2 - С_Zn²⁺=16.35 г/дм³, j=1.64 А/дм², без перемішування; 3 - С_Zn²⁺= 16.35 г/дм³, j=2.48 А/дм², без перемішування; 4 - С_Zn²⁺= 12.75 г/дм³, j=1.64 А/дм², при перемішуванні; 5 - С_Zn²⁺= 12.25 г/дм³, j=2.48 А/дм², при перемішуванні.

Y=15,78+0,27·C-1,89·рН-2,98·V-0,02·C·pH-0,02·C·V+0,53·pH·V+0,00005·C·pH·V.

Рис. 10. Область рішень рівняння регресії для умови рН=6.

У четвертому розділі описано процеси очищення багатокомпонентних стоків, відпрацьованих електролітів, регенераційних розчинів феритним методом. При використанні в промислових технологічних процесах електролітів багатокомпонентного складу виникає проблема як очищення самих промивних вод, так і утилізації відпрацьованих електролітів та регенераційних розчинів. Для очищення таких вод та утилізації концентрованих розчинів може бути використаний феритний метод, що є, фактично, модифікацією реагентного методу. Суть його полягає в попередній обробці стічних вод сполуками заліза (ІІ) та заліза (ІІІ) і подальшому осадженні отриманої суміші лугом. В процесі такої обробки переважна кількість забруднень стічної води фіксується в матриці магнетиту чи фериту, що формується в процесі обробки лугом. Значна частина забруднень сорбується на утворених частках твердої фази, сорбційна здатність котрої в процесі формування є максимальною. Частки утвореної твердої фази при визначених умовах осадження мають кристалічну структуру та магнітні властивості, що сприяє їх більш швидкому осадженню у водному середовищі та забезпечує можливість відділення їх від очищеної води з допомогою магнітних фільтрів. Перевагою феритного методу є також можливість забезпечення при відповідних умовах залишкових концентрацій важких металів на рівнях, менше ГДК на скид в міську каналізаційну систему та скорочення технологічного циклу в результаті швидкого осадження сформованих часток кристалічної структури. На користь феритного методу свідчить також можливість використання отриманого осаду в якості пігменту, сорбенту чи сировини для виготовлення елементів радіотехнічних пристроїв та магнітних рідин, що дозволяє говорити про комплексність запропонованої технології.

Головними умовами, котрі повинні виконуватись при реалізації феритного методу є відповідне співвідношення між концентраціями іонів двох- і трьохвалентного заліза та лужне середовище.

Встановлено, що частки з помітними магнітними властивостями утворюються в діапазоні зміни параметру K=[Fe²+]/[Fe³+] = 0,01-3,0 (рис. 11). При К>3,0 магнітних властивостей у отримуваних осадів не зафіксовано. Відмічено стійкий зв'язок між магнітними властивостями та об'ємом осаду. Найкращі магнітні властивості мають осади, отримані при К=0,5. Значний вплив на властивості осаду справляє не лише температура, але й реагент, який застосовується для осадження (рис. 12). Якщо для NaOH й NН₄ОH магнітні властивості часток фіксувались зразу після осадження, то для Са(ОН)₂ цей період становив при температурах 40, 20 й 10 °С відповідно 0.5, 2.5, 5.5 годин.

Значною перевагою феритного методу є можливість впровадження його на існуючих очисних спорудах шляхом заміни традиційного коагулянту на суміш іонів двох- та трьохвалентного заліза. Експерименти, проведені при концентрації іонів Fe²⁺ 3 г/дм³ і температурі 20 °С показали, що навіть при рН=10 протягом 1 години об'єм осаду гідроксиду заліза зменшується лише у два рази, тоді як для магнетиту об'єм зменшується більше ніж у 7 разів.

Позитивним фактором є і низькі залишкові концентрації іонів заліза в оброблених розчинах (рис. 13).

Найбільш простим шляхом реалізації феритного методу є окислення визначеної частини іонів заліза (ІІ) до заліза (ІІІ) в лужному середовищі. Однак відсутність ефективних експрес-методів контролю утворення магнетиту в розчині гальмує впровадження феритної технології.

Рис. 11. Залежність відносних об`єму осаду (1) та його магнітних властивостей (2) від співвідношення концентрацій К=[Fe²⁺]/[Fe³⁺] (С_зал=16,755 г/дм³; рН=9,5; t=23 єC).

Рис. 12. Залежність зміни магнітних властивостей осаду від температури розчину й виду осаджувача (С_зал=3 г/дм³; рН=9,5; K=0,5): 1 - NaOH; 2 - NH₄OH; 3 - Ca(OH)₂.

Проведені нами дослідження показали, що в процесі аерації розчину при різних початкових рН (рН_п) rpафік зміни Eh суміші з часом має одну характерну точку, в якій Eh набуває мінімального значення (рис. 14). В цій точці процес утворення магнетиту набуває максимальної швидкості, а процес окислення Fe²⁺ значно сповільнюється. Порівняння приведених rpафіків із графіками зміни магнітних властивостей осаду в процесі аерації підтвердило такий висновок (рис. 15). Як видно, збільшення ОВП свідчить про утворення в розчині переважної більшості можливих магнітних частинок.

Рис. 13. Залежність залишкової кон-центрації іонів заліза від температури: (рН=10, [Fe²⁺]=3 г/дм³, У[Fe²⁺]+[Fe³⁺]= 3 г/дм³, К=0.5): 1 - Fe²⁺; 2 - Fe²⁺+Fe³⁺.

Рис. 14. Зміна Eh в залежності від тривалості аерації при різних початкових значеннях рН ( [Fe²⁺]=2 г/дм³, Т=23 єС): 1 - рН_п=8,0; 2 - рН_п=9,8; 3 - рН_п=11,0.

Характерною особливістю процесів очищення води від сполук хрому (УІ) реагентними методами є необхідність проведення попереднього відновлення його до хрому (ІІІ), оскільки іони хрому (УІ) перебувають у водних розчинах у вигляді аніонів і не гідролізуються при регулюванні рН. Як правило, відновлення хрому проводили в кислому та слабокислому середовищі. При відновленні хроматів іонами Fe²⁺ в лужному середовищі вирішується одночасно дві проблеми - хром (УІ) відновлюється до здатного до гідролізу хрому (ІІІ), а в розчині утворюється суміш іонів Fe²⁺ та Fe³⁺, що робить можливим протікання реакції феритоутворення.

Проведені нами дослідження показали, що магнітні властивості характерні для осадів, котрі отримані в діапазоні співвідношення концентрацій K]=[Fe²+]/[Cr⁶+] в початкових розчинах 5-25 (рис. 16). Максимальні магнітні властивості мають осади при співвідношенні К₁ біля 15.

Рис. 15. Зміна приросту індуктивності катушки (1) та Eh (2) в залежності від часу аерації (рН=10, [Fe²⁺]=30 г/дм³, Т=23 єС).

Рис. 16. Залежність відносних магнітних характеристик осаду фериту хрому від спів- відношення концентрації іонів К₁=[Fe²⁺]/[Cr⁶⁺]: (?[Cr⁶⁺]+[Fe²⁺]=5 г/дм³, рН=9.5, t=30 ?С).

Оскільки реагентний метод очищення стічних вод передбачає відділення твердої фази шляхом відстоювання, то важливим параметром утворюваних осадів є їх седиментаційні властивості. Дослідження, проведені з метою порівняння вказаних властивостей осадів при роздільному та спільному осадженні іонів заліза (ІІ) та хрому (УІ) показали, що в останньому випадку відстоювання проходить значно швидше, а об'єм осаду феритів в декілька разів менший, ніж сумарний об'єм осадів гідроксидів при роздільній нейтралізації розчинів.

В результаті досліджень також встановлено, що максимальні магнітні властивості мають добре сформовані, щільні, низькодефектні осади при К₁=15. Це одночасно передбачає їх мінімальний об'єм. Відносно залишкових концентрацій іонів металів у оброблених розчинах варто відмітити, що при співвідношенні К₁=[Fе²⁺]/[Сг⁶⁺]?3, сполуки хрому (УІ) в очищеній воді не зафіксовані, а залишкові концентрації заліза і хрому (ІІІ) складають менше 2,5 мг/дм³. Причому, такі параметри феритного методу очистки зберігаються в усьому діапазоні К₁, де спостерігається формування твердої фази із магнітними властивостями.

Вивчення можливості застосування феритного методу для видалення іонів міді показало, що помітні з практичної точки зору магнітні властивості мають осади, отримані в діапазоні K₂=[Fe²⁺]/[Cu²⁺]=1-10. Максимальні магнітні властивості зафіксовані для осаду з К₂=4. Застосування феритного методу дозволяє значно знизити навантаження на очисні споруди та підвищити їх продуктивність, оскільки утворені осади седиментують у водному середовищі значно швидше та займають менший об'єм. При використанні магнітного поля ефективність процесу може бути ще значно покращена. Впровадження феритного методу сприяє зниженню залишкових концентрацій іонів міді та заліза в оброблених розчинах. Проведені нами досліди показали, що при відповідних умовах залишкові концентрації вказаних іонів не перевищують граничних норм на скид в міську каналізацію.

Для іонів нікелю та цинку формування часток з магнітними властивостями спостерігається в інших умовах. Оскільки отримати ферит нікелю та цинку описаним раніше методом не вдалося, то ми дослідили таку можливість, виходячи із стехіометричної формули магнетиту, замінюючи частину іонів заліза (ІІ) іонами нікелю (ІІ) чи цинку у відповідності з приведеними нижче формулами:

Размещено на http://www.allbest.ru/

При цьому змінним слугував параметр Х у приведених формулах. Дослідження залежності магнітних властивостей осадів від умов осадження показало, що магнітні властивості осаду для іонів нікелю зберігаються при зміні Х в межах 0 - 0,8. При Х = 0,2 магнітні властивості осаду більші, ніж для "чистого" магнетиту (Х=0). При осадженні іонів цинку магнітні властивості осаду зберігаються при зміні Х в межах 0 ч 0,6, а максимальні магнітні властивості відповідають значенню Х=0,07.

Відносно залишкових концентрацій іонів нікелю, цинку та заліза в маточних розчинах було встановлено, що при рН ~ 9 вони нижче граничних норм на скид в каналізаційні системи.

Для видалення із стічних вод промислових підприємств одночасно іонів заліза, нікелю, цинку, хрому, міді та інших металів відповідні дослідження з оцінки ефективності феритного методу раніше не проводилися.

Виходячи з отриманих раніше співвідношень між концентраціями іонів заліза (ІІ), заліза (ІІІ) та інших металів, можна записати, що для отримання осадів з максимальними магнітними властивостями загальний вміст відповідних іонів заліза може бути розрахований за формулами:

Размещено на http://www.allbest.ru/

Якщо співвідношення між сумою концентрацій іонів заліза (ІІ) та заліза (ІІІ) і сумою концентрацій іонів інших металів позначити через К_з, то, виходячи із вищеприведених залежностей, прийнятне для технологій очищення води значення К_з=92.

Проведені дослідження показали, що хороші магнітні властивості осад проявляє при співвідношенні концентрацій К_з > 50. При цьому максимум магнітних властивостей спостерігається при К_з=92. Співвідношення К_З ? 368 відповідає умовам утворення магнетиту.

Більш важливими видаються залишкові концентрації іонів металів в обробленій воді при зміні К_З в діапазоні від 0 до 368. Як показали наші дослідження, залишкові концентрації іонів металів в межах даного діапазону менші граничних норм на скид у міську каналізацію. Проведені дослідження показали, що при дотриманні оптимального співвідношення ?[Fe²⁺+Fe³⁺]/?[Me]=92 збільшення водневого показника сприяє підвищенню відносних магнітних властивостей отриманого ocaду та зниженню залишкових концентрацій іонів металів в обробленій воді.

Високу ефективність забезпечує феритний метод і при видаленні із водних розчинів ізотопів цезію. Використання фероціанідів металів у якості колектора ізотопів цезію дозволяє видаляти їх із водних розчинів навіть при досить незначних активностях розчину та надійно фіксувати в об'ємі часток магнетиту, що суттєво спрощує видалення таких осадів з води та їх захоронення. Необхідною умовою при цьому є підтримання рН на рівні 7,5-9,5, коли фероціаніди металів досить стійкі та забезпечують необхідну ефективність процесу.

Виходячи з отриманих результатів, при наявності у стічних водах іонів перерахованих важких металів, загальні залежності процесу очищення будуть описуватися системою наступних рівнянь:

[Fe²⁺] = 4[Cu²⁺] + 15[Cr⁶⁺] + 4[Ni²⁺] + 19[Zn²⁺];

[Fe³⁺] = 10[Ni²⁺] + 40[Zn²⁺];

К3 = [Fe²⁺+Fe³⁺] / У[Me] = 92;

У = ?Ме_і / ГДК_Ме =7,46 - 0,49·рН - 0,06·T +0,005·pH·T.

Було розраховано, що навіть при найбільш несприятливих умовах (рН=9 та температурі 30 °С) сума співвідношень не перевищує 2,5 при допустимій згідно нормативних документів 4,0. При збільшенні рН та температури спостерігається практично лінійне зменшення залишкових концентрацій металів у стічних водах. Необхідні перевірки показують, що представлена система рівнянь адекватно описує процес феритного очищення стічних вод від іонів важких металів.

П'ятий розділ присвячено вивченню процесів використання та утилізації твердої фази, що формується при застосуванні феритного методу. Цілком очевидно, що навіть самі ефективні технології не можуть вважатися екологічно безпечними, якщо їх використання супроводжується утворенням значних об'ємів твердих чи рідких токсичних відходів. Це твердження відноситься і до феритного методу. Тому подальші дослідження проводились у двох напрямках - використання суспензії магнетиту в процесах очищення води та утилізація твердої фази в різних галузях промисловості.

...