Ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів
Досліджено варіанти домембранного очищення дренажної води полігону депонування твердих побутових відходів — окиснювальних, сорбційних і коагуляційних; найбільш придатними можна вважати останні. При проведенні реагентної коагуляції активність коагулянтів може бути розташована у ряд оксисульфат алюмін...
Збережено в:
| Дата: | 2011 |
|---|---|
| Автор: | |
| Формат: | Стаття |
| Мова: | Ukrainian |
| Опубліковано: |
Видавничий дім "Академперіодика" НАН України
2011
|
| Назва видання: | Доповіді НАН України |
| Теми: | |
| Онлайн доступ: | http://dspace.nbuv.gov.ua/handle/123456789/38706 |
| Теги: |
Додати тег
Немає тегів, Будьте першим, хто поставить тег для цього запису!
|
| Назва журналу: | Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine |
| Цитувати: | Ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів / М.М. Балакiна // Доп. НАН України. — 2011. — № 9. — С. 171-179. — Бібліогр.: 12 назв. — укр. |
Репозитарії
Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine| id |
irk-123456789-38706 |
|---|---|
| record_format |
dspace |
| spelling |
irk-123456789-387062012-11-20T12:08:45Z Ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів Балакіна, М.М. Екологія Досліджено варіанти домембранного очищення дренажної води полігону депонування твердих побутових відходів — окиснювальних, сорбційних і коагуляційних; найбільш придатними можна вважати останні. При проведенні реагентної коагуляції активність коагулянтів може бути розташована у ряд оксисульфат алюмінію > сульфат алюмінію > сульфат заліза > оксид кальцію. Щодо електрохімічних методів, більш бажаною доцільно вважати гальванокоагуляцію, незаперечною перевагою якої є економічність і простота апаратурного оформлення процесу. The variants of premembrane purification methods for landfill leachate (oxidation, sorbtion, coagulation) are investigated. The methods of coagulation are the most suitable for these purposes. The coagulant activity at the reagent coagulation can be disposed in the row: aluminum oxysulphate > aluminum sulphate > ferrum sulphate > calcium oxide. As to electrochemical methods, the galvanocoagulation must be considered as the most preferable, since the economy and the simplicity of its apparatus design are an undoubted advantage. 2011 Article Ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів / М.М. Балакiна // Доп. НАН України. — 2011. — № 9. — С. 171-179. — Бібліогр.: 12 назв. — укр. 1025-6415 http://dspace.nbuv.gov.ua/handle/123456789/38706 628.472.3:628.31:66.066.3:620.190.7 uk Доповіді НАН України Видавничий дім "Академперіодика" НАН України |
| institution |
Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine |
| collection |
DSpace DC |
| language |
Ukrainian |
| topic |
Екологія Екологія |
| spellingShingle |
Екологія Екологія Балакіна, М.М. Ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів Доповіді НАН України |
| description |
Досліджено варіанти домембранного очищення дренажної води полігону депонування твердих побутових відходів — окиснювальних, сорбційних і коагуляційних; найбільш придатними можна вважати останні. При проведенні реагентної коагуляції активність коагулянтів може бути розташована у ряд оксисульфат алюмінію > сульфат алюмінію > сульфат заліза > оксид кальцію. Щодо електрохімічних методів, більш бажаною доцільно вважати гальванокоагуляцію, незаперечною перевагою якої є економічність і простота апаратурного оформлення процесу. |
| format |
Article |
| author |
Балакіна, М.М. |
| author_facet |
Балакіна, М.М. |
| author_sort |
Балакіна, М.М. |
| title |
Ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів |
| title_short |
Ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів |
| title_full |
Ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів |
| title_fullStr |
Ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів |
| title_full_unstemmed |
Ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів |
| title_sort |
ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів |
| publisher |
Видавничий дім "Академперіодика" НАН України |
| publishDate |
2011 |
| topic_facet |
Екологія |
| url |
http://dspace.nbuv.gov.ua/handle/123456789/38706 |
| citation_txt |
Ефективність домембранних методів очищення дренажних вод полігонів твердих побутових відходів / М.М. Балакiна // Доп. НАН України. — 2011. — № 9. — С. 171-179. — Бібліогр.: 12 назв. — укр. |
| series |
Доповіді НАН України |
| work_keys_str_mv |
AT balakínamm efektivnístʹdomembrannihmetodívočiŝennâdrenažnihvodpolígonívtverdihpobutovihvídhodív |
| first_indexed |
2025-07-03T20:36:17Z |
| last_indexed |
2025-07-03T20:36:17Z |
| _version_ |
1836659484614721536 |
| fulltext |
оповiдi
НАЦIОНАЛЬНОЇ
АКАДЕМIЇ НАУК
УКРАЇНИ
9 • 2011
ЕКОЛОГIЯ
УДК 628.472.3:628.31:66.066.3:620.190.7
© 2011
М. М. Балакiна
Ефективнiсть домембранних методiв очищення
дренажних вод полiгонiв твердих побутових вiдходiв
(Представлено академiком НАН України В. В. Гончаруком)
Дослiджено варiанти домембранного очищення дренажної води полiгону депонування
твердих побутових вiдходiв — окиснювальних, сорбцiйних i коагуляцiйних; найбiльш
придатними можна вважати останнi. При проведеннi реагентної коагуляцiї актив-
нiсть коагулянтiв може бути розташована у ряд оксисульфат алюмiнiю > сульфат
алюмiнiю > сульфат залiза > оксид кальцiю. Щодо електрохiмiчних методiв, бiльш
бажаною доцiльно вважати гальванокоагуляцiю, незаперечною перевагою якої є еконо-
мiчнiсть i простота апаратурного оформлення процесу.
В усьому свiтi широко практикується складування побутових вiдходiв на полiгонах (звали-
щах) — пiдприємствах для знешкодження та депонування вiдходiв. В Українi iснує 770 зва-
лищ, у тому числi тiльки в Київський областi їх нараховується 29 загальною площею
167,8 га [1].
Полiгон депонування твердих побутових вiдходiв (ТПВ) функцiонує як бiореактор. Вiд-
ходи, що там розмiщенi, зазнають в результатi взаємодiї мiж собою та пiд впливом атмо-
сферних явищ складних бiологiчних, хiмiчних та фiзичних змiн. Це призводить до утво-
рення рiзноманiтних сполук, у тому числi i токсичних. За рахунок надходження в тiло
полiгону атмосферних опадiв або води, що утворюється там як результат рiзноманiтних
процесiв, формуються так званi дренажнi води (фiльтрат). У дренажних водах присутнi
розчинники, полiхлордифенiли — дiоксини, iнсектициди, сполуки азоту (в основному, у ви-
глядi амонiю), розчиннi солi, важкi метали, причому в концентрацiях, що у десятки та сотнi
разiв перевищують встановленi гранично допустимi концентрацiї [2].
Фiльтрат, потрапляючи в грунтовi та поверхневi води, є основним фактором негативного
впливу полiгонiв ТПВ на довкiлля. Постiйне використання забруднених цими речовинами
водних джерел призводить до рiзкого зниження iмунiтету та розвитку лейкозоподiбних
захворювань як у людини, так i у тварин [3].
Однiєю з вимог безпечної експлуатацiї полiгонiв депонування ТПВ є вимога збирання
фiльтрату системою дренажних труб i його очищення перед скиданням до каналiзацiї або
ISSN 1025-6415 Доповiдi Нацiональної академiї наук України, 2011, №9 171
природних водойм [3]. Серед багатьох методiв, придатних для очищення дренажних вод
полiгонiв, найбiльш затребуванi на сьогоднi мембраннi технологiї [4–7]. Проте вода такого
складу не може бути безпосередньо пiддана зворотноосмотичнiй обробцi. Про це свiдчить,
наприклад, той факт, що при фiльтруваннi дренажної води полiгона № 5 крiзь зворотно-
осмотичну мембрану низького тиску спостерiгалось значне падiння питомої продуктивностi
мембрани — за вiсiм годин роботи мембрани її питома продуктивнiсть знизилась утричi;
графiчна обробка отриманих даних у координатах теорiї конвективного фiльтрування по-
казала, що процес описується рiвнянням фiльтрування з утворенням осаду на мембраннiй
поверхнi [7].
Метою даної роботи було порiвняння ефективностi варiантiв домембранної обробки дре-
нажних вод звалищ ТПВ. Дослiдження виконували з використанням дренажної води полi-
гона № 5 (с. Пiдгiрцi Обухiвського р-ну Київської обл.).
Зазначена вода вiдноситься до мiнералiзованих вод хлоридного класу з концентрацiєю
солей ∼ 7000 мг/дм2, має виражений гнильний запах, темно-коричневий колiр (кольоро-
вiсть 3 072 град за дихромат-кобальтовою шкалою) i високий вмiст органiчних речовин,
який характеризується хiмiчним споживанням кисню (ХСК) 3010 мг О/дм3 (табл. 1). Се-
ред органiчних сполук методом газової хромато-мас-спектроскопiї були виявленi пiперидин,
гiдразин, морфолiн i сполуки їх замiщення, а також карбоновi кислоти й їх ефiри; методами
високоефективної рiдинної хроматографiї та хромато-мас-спектроскопiї були iдентифiкова-
нi такi обмежено летки сполуки, як меланоїдини молекулярної маси вiд 100 000 до 1 000
i деяка кiлькiсть амiдинiв, синтетичних (катiонних, анiонних i неiонних) i бiологiчних по-
Таблиця 1. Показники дренажної води полiгона № 5 до i пiсля очищення
Показник
Вихiдна
дренажна
вода
Дренажна вода пiсля обробки
реагентною
коагуляцiєю
електро-
коагуляцiєю
гальвано-
коагуляцiєю
Водневий показник (pH) 8,3 5,0 8,5 6,6
ХСК, мг О/дм3 3010 1810 1167 1063
Кольоровiсть, град 3072 924 289 481
Na+, мг/дм3 1400 1397 1403 1410
K+, мг/дм3 1100 1095 1098 1105
Cs+, мг/дм3 44,6 44,7 45 44,9
Ca2+, мг/дм3 100 98,1 82 38
Mg2+, мг/дм3 88 86,2 72 53
Sr2+, мг/дм3 0,64 0,65 0,51 0,43
NH+
4 , мг/дм3 1510 1500 1010 978
Fe3+, мг/дм3 4,5 < 0,01 < 0,01 0,6
Кольоровi та важкi метали:
Al3+, мг/дм3 0,2 < 0,01 < 0,01 < 0,01
Cu2+, мг/дм3 0,18 0,15 < 0,01 < 0,01
Ni2+, мг/дм3 0,11 7,4 < 0,01 < 0,01
Zn2+, мг/дм3 0,51 0,48 < 0,01 < 0,01
Cd2+, мг/дм3 0,13 0,11 < 0,01 < 0,01
Pb2+, мг/дм3 0,30 0,27 < 0,01 < 0,01
Манган загальний, мг/дм3 0,06 0,05 < 0,01 < 0,01
Хром загальний, мг/дм3 0,85 < 0,01 < 0,01 < 0,01
Cl−, мг/дм3 2400 2402 2040 2280
SO2+
4 , мг/дм3 48 410 42 17
172 ISSN 1025-6415 Reports of the National Academy of Sciences of Ukraine, 2011, №9
верхнево-активних речовин. Для видалення такого складного набору органiчних речовин
були застосованi окиснювальнi, сорбцiйнi та коагуляцiйнi методи.
Вихiдна дренажна вода мiстить ∼5 мг/дм3 iонiв Fe3+ (див. табл. 1), що при наявностi
в системi пероксиду водню (система Раффа) може створити умови для вiльнорадикально-
го окиснення органiчних сполук дренажної води [8]. Проте введення в фiльтрат полiгона
пероксиду водню навiть у поєднаннi з УФ-опромiнюванням з метою продукування гiдро-
ксильних радикалiв виявилося неефективним (табл. 2).
Трохи бiльший ефект по вiдношенню до вилучення органiчних речовин виявили озо-
нування та обробка гiпохлоритом кальцiю, який у водному середовищi дiє як активний
окиснювач. ХСК у першому випадку знизилось на 7, у другому — на 10%. При цьому
кольоровiсть зменшилася, вiдповiдно, на 70 i 90% (див. табл. 2). Таке рiзке зниження ко-
льоровостi можна пояснити специфiкою поведiнки речовин, що її зобумовлюють, — це ко-
ричневi та бурi високомолекулярнi меланоїдини — продукти складної окиснювально-вiд-
новлювальної взаємодiї речовин, якi мiстять вiльнi карбоксильнi або глiкозиднi гiдроксиль-
нi групи, з амiносполуками, амiаком або простими пептидами [9]. Очевидно, що в дано-
му випадку вплив окиснювачiв не має деструктивного характеру, не зачiпаючи основного
скелету меланоїдинiв, тодi як знебарвлення є результатом окиснення бiчних функцiональ-
них груп (амiнних i, головним чином, гiдроксильних) i порушення системи супряжених
зв’язкiв.
Використання дiоксиду мангану, що дiє одночасно як окиснювач i як каталiзатор окис-
нення, дозволило знизити ХСК на 18,5 i кольоровiсть на 39,9% (див табл. 2).
Ненабагато вiдрiзняються за здатнiстю до вилучення органiчних речовин iз дренажної
води полiгона такi вiдомi сорбенти, як монморилонiт i клiноптилолiт. В обох випадках ХСК
зменшилося менше, нiж на 10%, рiзниця мiж ефективнiстю зазначених сорбентiв не пере-
вищувала похибки дослiду (див. табл. 2).
Значно кращий результат був досягнутий при пропусканнi дренажної води через ко-
лонку з активним вугiллям — зниження ХСК на 74,8 i знебарвлення на 95,8%. Проте менш
нiж через двi години пiсля початку експерименту завдяки великiй кiлькостi рiзноматнiтних
домiшок у фiльтратi адсорбцiйна ємнiсть вугiлля вичерпалась i ступiнь очищення за ХСК
знизився до 19,8% (табл. 2).
Таблиця 2. Результати обробки дренажної води полiгона депонування ТПВ № 5 методами окиснення та
сорбцiї
Спосiб обробки дренажної води ХСК, мг О/дм3 Кольоровiсть, град
Вихiдна вода 3010 3072
Обробка окиснювальними методами:
УФ-опромiнювання 2998 3014
озонування 2776 460
гiпохлорит кальцiю 2710 305
дiоксид мангану1 2453 1846
Обробка сорбцiйними методами:
Черкаський монтморилонiт2 2754 2778
Сокiрницький клiноптилолiт3 2712 2740
активне вугiлля4 759 129
активне вугiлля через 2 год 2414 2452
Пр и м i т к и . 1 — марки Pyrolox (компанiя “Аmerican Minerals Inc.”, Эль Пасо, Техас); 2 — Черкаського
родовища; 3 — Сокiрницького родовища; 4 — марки F-300.
ISSN 1025-6415 Доповiдi Нацiональної академiї наук України, 2011, №9 173
Рис. 1. Вплив кiлькостi доданого оксиду кальцiю на ХСК (1 ), кольоровiсть (2 ) i pH середовища (3 ) дренаж-
ної води полiгона № 5
Коагуляцiйнi методи очищення з використанням оксиду кальцiю та сульфатiв залiза й
алюмiнiю широко застосовуються для очищення стiчних вод, у тому числi i дренажних вод
полiгонiв ТПВ [2].
На рис. 1 наведено результати обробки дренажної води полiгона № 5 оксидом кальцiю.
Цi результати показують, що при використаннi цього реагенту досягається досить високий
ступiнь очищення вiд органiчних речовин (36–40% за ХСК i 58–69% за кольоровiстю). Проте
для досягнення такого результату витрачається значна кiлькiсть реагенту i вiдчутно пiдви-
щується pH середовища. Це в свою чергу вимагатиме добавлення значної кiлькостi кислоти
для коректування pH до значень 4–6 перед подачею фiльтрату на мембранну обробку з ме-
тою попередження випадiння осадiв карбонатiв кальцiю та магнiю, що зумовить збiльшення
капiтальних i експлуатацiйних витрат.
При використаннi за коагулянти сульфату залiза та сульфату й оксисульфату алюмiнiю
було встановлено, що кривi ХСК i кольоровостi мають вузький мiнiмум при pH 5. Як видно
з рис. 2, а, ступiнь очищення за ХСК при застосуваннi сульфату залiза становить 24,4%,
знебарвлення — 64,2%. При добавленнi в дренажну воду сульфату й оксисульфату алю-
мiнiю ступiнь очищення за ХСК у першому випадку досягає 41,2, знебарвлення — 76,9%,
у другому — вiдповiдно, 46,8 i 73,6%.
Згiдно з даними [10], найбiльш ефективне очищення коагуляцiєю вiд речовин, якi зу-
мовлюють кольоровiсть води, досягається у вузький областi pH, яка для солей алюмiнiю
становить 4,2–6,2, для солей залiза — 3,5–5, що вiдповiдає найкращим умовам формування
високозаряджених позитивних гiдроксокомплексiв. Збiг значень pH, при яких процес коагу-
ляцiї залiзними й алюмiнiєвими коагулянтами вiдбувається найбiльш ефективно, може бути
пояснений двома моментами. З одного боку, мелаїдини, що присутнi в водi, у розчинах при
pH > 3 iснують у виглядi полiiонiв, негативний заряд яких знижується при вiддаленнi вiд
pH 5 iз наближенням до iзоелектричної точки, що знаходиться при значеннях pH, близьких
до нуля, погiршуючи тим самим здатнiсть адсорбуватися на позитивно заряджених гiдрок-
сокомплексах алюмiнiю та залiза. З пiдвищення pH до 8 вiдбувається пригнiчення кислотної
дисоцiацiї меланоїдинiв [9]. З iншого боку, цьому сприяє сольовий склад очищуваної води,
що мiстить ∼ 7000 мг/дм3 хлоридiв i сульфатiв натрiю, калiю, кальцiю та магнiю.
174 ISSN 1025-6415 Reports of the National Academy of Sciences of Ukraine, 2011, №9
Рис. 2. Вплив pH середовища (1, 1
′, 2, 2
′, 3, 3
′) (а) i кiлькостi введеного коагулянту (4, 4
′, 5, 5
′, 6, 6
′) (б )
на ХСК (1–6 ) i кольоровiсть (1 ′–6 ′) дренажної води полiгона № 5 при обробцi сульфатом залiза (1, 1
′, 4,
4
′), сульфатом (2, 2
′, 5, 5
′) i оксисульфатом алюмiнiю (3, 3, 6, 6
′)
Залежнiсть ефективностi видалення органiчних речовин вiд кiлькостi введеного коагу-
лянту (рис. 2, б ) показує, що введення до дренажної води коагулянтiв спочатку приводить
до рiзкого зниження ХСК i кольоровостi; надалi у випадку сульфатiв залiза й алюмiнiю
спостерiгається деяке зростання цих показникiв, що може бути пов’язаним iз вичерпанням
запасу лужностi. У випадку оксисульфату алюмiнiю досягнутi значення ХСК i кольоро-
востi лишаються практично постiйними, оскiльки цей коагулянт потребує значно меншого
лужного резерву. При оптимальнiй дозi в 120 мг/дм3 зазначений коагулянт дозволяє досяг-
ти майже 50%-го очищення за ХСК i 80%-го знебарвлення. Застосування дробної коагуляцiї,
змiшаного коагулянту — оксисульфату алюмiнiю та сульфату залiза в спiввiдношеннях 1 : 1
i 1 : 2, анiонних флокулянтiв LT–27 i LT–31 i катiонного флокулянту C–573 у кiлькостi
вiд 0,01 до 10 мг/дм3 не привело до iстотного покращення результатiв. Очевидно, пiсля
осадження меланоїдинiв i деяких iнших органiчних речовин залишаються бiльш низько-
молекулярнi сполуки, що не пiддаються видаленню коагулянтами. Оптимальна доза для
сульфату алюмiнiю дорiвнює 120, для сульфату залiза — 200 мг/дм3, при цьому перший iз
зазначених коагулянтiв знижує ХСК на 42,9, кольоровiсть — на 72,3%, другий — вiдповiдно,
на 39,4 i 69,9%. Порiвняння коагулюючої здатностi алюмiнiєвих i залiзного коагулянтiв iз
такої оксиду кальцiю показує, що для досягнення аналогiчних результатiв необхiдна кiль-
кiсть оксиду кальцiю, що на порядок перевищує кiлькiсть зазначених коагулянтiв.
Введення в дренажну воду iонiв залiза або алюмiнiю можливе також в процесi електро-
коагуляцiї, коли коагулюючi гiдроксиди утворюються за рахунок гiдратацiї катiонiв мета-
лiв, якi видiляються в результатi їх анодного розчинення, причому при очищеннi стiчних
вод вiддають перевагу залiзним анодам [11].
Електрокоагуляцiйна обробка дренажної води полiгона № 5, як i при реагентнiй коагу-
ляцiї, виявила залежнiсть результату вiд вихiдного значення pH при проведеннi процесу —
зниження цього показника з власного значення, що становить 8,3, до 7 дозволило зменшити
ХСК на 15,3, iз 7 до 6 — на 5,1, iз 6 до 5 — на 2,0%. Зменшення кольоровостi при pH 7 ста-
новило 86,6, при pH 6 — 90,6%, а надалi кольоровiсть практично не змiнювалася (рис. 3, а).
У випадку електрокоагуляцiйного очищення доза введеного коагулянту визначається
анодною щiльнiстю струму (ia) та тривалiстю процесу обробки дренажної води (τ). Зi збiль-
ISSN 1025-6415 Доповiдi Нацiональної академiї наук України, 2011, №9 175
Рис. 3. Вплив pH середовища (1, 1
′) (а), анодної щiльностi струму (2, 2
′) (б ) i тривалостi процесу (3, 3
′)
(в) на ХСК (1–3 ) i кольоровiсть (1 ′–3 ′) дренажної води полiгона № 5 при обробцi електрокоагуляцiєю
шенням ia вiд 1 до 5 А/дм2 ХСК рiзко, на 51,8% знижується (рис. 3, б ) за рахунок збiль-
шення кiлькостi iонiв залiза, що надходять до фiльтрату при розчиненнi стального аноду,
потiм збiльшення ia призводить до деякого пiдвищення ХСК. Кольоровiсть в iнтервалi
1–5 А/дм2 знижується на 70,7%, надалi це зниження виражено не так помiтно; загальний
ступiнь знебарвлення становить 85%. Дослiдження термiну перебування оброблюваної води
в електрокоагуляторi показало, що ХСК пiсля 10 хв обробки залишається майже постiйним,
тодi як кольоровiсть продовжує знижуватися (рис. 3, в).
Одержанi результати демонструють бiльш високий ступiнь очищення дренажної во-
ди полiгона № 5 вiд органiчних речовин електрокоагуляцiєю, нiж реагентною коагуляцiєю
(див. табл. 1), що пояснюється утворенням активнiших гiдроксидiв, якi мають бiльшу ад-
сорбцiйну ємнiсть порiвняно з одержаними хiмiчним шляхом [11]. Крiм того, при електро-
коагуляцiї можливе протiкання численних процесiв, якi можуть сприяти видаленню орга-
нiчних речовин, — катодне вiдновлення i анодне окиснення органiчних сполук, вiдновлення
їх воднем i окиснення киснем, якi видiляються вiдповiдно на катодi й анодi внаслiдок еле-
ктролiзу молекул води, електрохiмiчна деструкцiя та деструкцiя пiд дiєю активного хло-
ру [11]. Завдяки пiдлуговуванню в прикатоднiй дiлянцi також спостерiгається пом’якшення
води за рахунок видалення лужноземельних елементiв у виглядi карбонатiв i гiдроксидiв;
зменшується кiлькiсть амонiйного азоту, що видiляється у виглядi амiаку або в результа-
176 ISSN 1025-6415 Reports of the National Academy of Sciences of Ukraine, 2011, №9
Рис. 4. Вплив спiввiдношення залiзо : кокс у завантаженнi гальванокоагулятора (1, 1
′) (а), тривалостi
процесу (2, 2
′) (б ), вихiдного значення pH (3, 3
′) (в) i кiлькостi доданого пероксиду водню (4, 4
′) (г) на
ХСК (1–4 ) i (1 ′–4 ′) дренажної води полiгона № 5 при обробцi гальванокоагуляцiєю
тi електроокиснення. Внаслiдок сорбцiї i/або окиснювально-вiдновлюваних процесiв зни-
жується кiлькiсть хлоридiв i сульфатiв.
Проте, незважаючи на перелiченi переваги, слiд вiдзначити, що електрокоагуляцiя ста-
вить свої вимоги до технологiї обробки води: необхiднiсть наявностi електрообладнання (ви-
прямлячi струму, електрощити, електроарматура), пiдготовка бiльш квалiфiкованого пер-
соналу, перiодична замiна електродного блоку. Набагато простiший в апаратурному оформ-
леннi i не потребує зовнiшнього джерела струму метод гальванокоагуляцiї, що грунтується
на процесах, якi виникають пiд час контактування очищуваної води та повiтря з гальвано-
парою — сумiшшю матерiалiв iз рiзними електрохiмiчними потенцiалами [11].
При проведеннi дослiджень з очищення дренажної води полiгона була використана галь-
ванопара з напiвелементiв залiзна стружка — кокс, спiввiдношення яких у завантаженнi
гальванокоагулятора (Q) є iстотним фактором регулювання ефективностi процесу очищен-
ня. Данi, наведенi на рис. 4, а, показують, що при Q = 3 : 1 ступiнь очищення за ХСК
i знебарвлення дренажної води досягає максимуму i надалi практично не змiнюється.
Варiювання умов проведення процесу фазоутворення за рахунок тривалостi процесу та
pH очищуваної води дозволило обрати зазначенi параметри гальванокоагуляцiйної обробки.
Так, ступiнь очищення за ХСК стає помiтним через 30 хв i пiсля 40 хв майже не змiнюється
ISSN 1025-6415 Доповiдi Нацiональної академiї наук України, 2011, №9 177
(рис. 4, б ). Збiльшення значення pH, при якому вiдбувається процес, вiд власного викликає
пiдвищення ХСК i кольоровостi, тодi як зменшення цього показника до 5 дозволяє знизити
ХСК на 64,5%; при подальшому зниженнi pH зменшення ХСК невеликi (рис. 4, в).
Як показують данi, наведенi в табл. 1, пiсля обробки дренажної води гальванокоагуля-
цiєю зменшується не тiльки вмiст органiчних забруднювачiв, але i деякi iнши показники.
Насамперед звертає на себе увагу той факт, що знижується твердiсть дренажної води i кон-
центрацiя кольорових i важких металiв до слiдової кiлькостi. Причиною цього можуть бути
декiлька процесiв, що вiдбуваються одночасно: сорбцiя катiонiв металiв гiдроксидами за-
лiза (III) i гетитом, якi продукуються пiд час гальванокоагуляцiї; взаємодiя iонiв металiв
iз гiдроксильними iонами з утворенням гiдроксидiв; вiдновлення iонiв кольорових металiв
на поверхнi катодно-поляризованого коксу; взаємодiя Fe2O3 iз гiдроксидами iнших металiв
з осадженням їх у виглядi феритiв [11, 12]. Приблизно на тритину знижується концентра-
цiя iонiв амонiю, що може бути пов’язане з окиснювально-вiдновлювальними процесами або
комплексоутворенням. Залишкова кiлькiсть анiонiв Cl− i SO2−
4
нижче вихiдної, що можна
пояснити їх зв’язуванням в оксисульфат i оксихлорид залiза [11].
Продукування в процесi гальванокоагуляцiї значної кiлькостi iонiв Fe2+ дозволяє ви-
користати для вилучення органiчних сполук iз дренажної води полiгона реагент Фентона
(систему H2O2–Fe2+) [8]. На рис. 4, г наведено залежнiсть показникiв гальванокоагуляцiйно-
го очищення вiд кiлькостi доданого пероксиду водню. При концентрацiї H2O2 0,2 моль/дм3
спостерiгається максимальний ступiнь очищення фiльтрату за ХСК, який становить 81,4%.
З подальшим пiдвищенням дози H2O2 ступiнь очищення знижується. Скорiше за все, це
пов’язане з поступовим зростанням фракцiї органiчних речовин в реакцiйнiй сумiшi, що не
пiддаються окисненню в даному процесi.
Проведенi дослiдження показали ефективнiсть гальванокоагуляцiї в очищеннi дренаж-
ної води полiгона № 5 вiд органiчних забруднювачiв. Крiм того, мiкроструми, якi утворюю-
ться в полi гальванопари, згубно дiють на патогенну мiкрофлору стiчних вод, забезпечуючи
тим самим їх глибоке знезараження. I незаперечною перевагою цього методу очищення є йо-
го економiчнiсть i простота апаратурного оформлення [11, 12].
Таким чином, проведенi дослiдження показали, що з розглянутих методiв домембран-
ного очищення дренажних вод полiгона № 5 — окиснювальних, сорбцiйних i коагуляцiй-
них, найбiльш придатними можна вважати останнi. При проведеннi реагентної коагуляцiї
активнiсть коагулянтiв може бути розташована у ряд оксисульфат алюмiнiю > сульфат
алюмiнiю > сульфат залiза > оксид кальцiю. Щодо електрохiмiчних методiв, бiльш бажа-
ною доцiльно вважати гальванокоагуляцiю, незаперечною перевагою якої є економiчнiсть
i простота апаратурного оформлення процесу.
1. Краснянский М.Е. Утилизация и рекуперация отходов. – Донецк: Лебедь, 2004. – 122 с.
2. Экологическая биотехнология / Под ред. К.Ф. Форстера и Д.А. Вейза. – Ленинград: Химия, 1990. –
383 с.
3. Варнавская А.И. Анализ условий образования и состава сточных вод полигонов твердых бытовых
отходов // Экология и промышленность. – 2008. – № 1. – С. 7–14.
4. Поворов A., Павлова B., Ерохина Л.И. и др. Комплексная установка по очистке дренажных вод
полигонов твердых отходов // Тез. 2-го Междунар. конгресса по управлению отходами. – Москва,
2001. – С. 159–160.
5. Шлее Ю., Никогосов Х.Н., Ткачев А.А. Современные технологии строительства полигонов для за-
хоронения отходов с использованием геосинтетических материалов // Экология и пром-ть России. –
2003. – № 1. – С. 18–22.
178 ISSN 1025-6415 Reports of the National Academy of Sciences of Ukraine, 2011, №9
6. Гончарук В.В., Шкавро З.Н., Бадеха В.П. и др. Очистка дренажной воды свалок твердых бытовых
отходов с использованием оксида кальция для предмембранной обработки // Химия в интересах
устойчивого развития. – 2005. – 13. – С. 605–612.
7. Гончарук В. В., Балакина М.Н., Кучерук Д.Д. и др. Очистка дренажных вод свалок твердых бытовых
отходов баромембранными методами // Химия и технология воды. – 2006. – 28, № 5. – С. 462–471.
8. Сычев А.Я., Исаак В. Г. Гомогенный катализ соединениями железа. – Кишинев: Штиинца, 1988. –
217 с.
9. Сапронов А. Р., Жушман А.И., Лосева В.А. Общая технология сахара и сахаристых веществ. –
Москва: Пищевая пром-ть, 1979. – 464 с.
10. Бабенков Е.Д. Очистка воды коагулянтами. – Москва: Наука, 1977. – 356 с.
11. Ковалев В. В., Ковалева О.В. Теоретические и практические аспекты электрохимической обработки
воды. – Кишинэу: Изд.-полиграф. центр Молдав. гос. ун-та, 2003. – 414 с.
12. Феофанов В.А., Дзюбинский Ф.А. Гальванокоагуляция: теория и практика бессточного водопользо-
вания. – Магнитогорск: ООО “МиниТип”, 2006. – 368 с.
Надiйшло до редакцiї 23.03.2011Iнститут колоїдної хiмiї та хiмiї води
iм. А.В. Думанського НАН України, Київ
M.М. Balakina
The efficiency of premembrane purification methods for landfill leachate
The variants of premembrane purification methods for landfill leachate (oxidation, sorbtion, coagu-
lation) are investigated. The methods of coagulation are the most suitable for these purposes. The
coagulant activity at the reagent coagulation can be disposed in the row: aluminum oxysulphate >
> aluminum sulphate > ferrum sulphate > calcium oxide. As to electrochemical methods, the
galvanocoagulation must be considered as the most preferable, since the economy and the simplicity
of its apparatus design are an undoubted advantage.
ISSN 1025-6415 Доповiдi Нацiональної академiї наук України, 2011, №9 179
|