CC BY
225
ЭКОЛОГИЯ
УДК 628.166-926.214
ПРИМЕНЕНИЕ ОЗОНИРОВАНИЯ В ТЕХНОЛОГИИ ОЧИСТКИ ПОДЗЕМНЫХ И ПОВЕРХНОСТНЫХ ВОД ОТ РАСТВОРЕННОГО ЖЕЛЕЗА
Д.В. Дергунов, Л.Н. Савинова, Н.А. Антоненко, Л.Э. Шейнкман
Приведены результаты экспериментальных исследований по применению озона для снижения концентрации железа в водной среде. Разработаны математические модели, отражающие функциональную связь между остаточной концентрацией железа в воде, начальной концентрацией и параметрами процесса озонирования. Адекватность полученных моделей оценена на высоком статистическом уровне. Полученные математические зависимости извлечения железа могут эффективно использоваться в комбинированных методах обезжелезивания природных и сточных вод.
Ключевые слова: подземные воды, сточные воды, железо, озонирование, водо-подготовка, моделирование.
Одним из наиболее распространенных загрязнителей, присутствующих в природной воде в больших количествах, особенно в воде подземных источников, являются железо и часто марганец [1]. Поскольку железо относится к токсичным тяжелым металлам, то согласно принятым санитарным нормам [2, 3] его содержание в питьевой воде не должно превышать уровня предельно допустимой концентрации (ПДК) 0,3 мг/л [4]. Подземные воды средней полосы России характеризуются содержанием железа в диапазоне 1-15 мг/л [5]. На большинстве территорий Тульской области зарегистрированы высокие концентрации железа в питьевой воде (от 0,32 до 2,38 мг/л) [6]. Значительные превышения ПДК железа обнаружены в питьевых водах г. Тулы (2 - 20 ПДК), Новомосковском районе (5,5 - 24,0 ПДК), Киреевском районе (2,9 - 34,0 ПДК), г. Донской (2,8 - 124,0 ПДК), Кимовском районе (3,0 - 80,0 ПДК), Узловском районе (4 -65 ПДК), Щекинском районе (1,4 - 55,0 ПДК), Веневском районе (6 - 20 ПДК), Заокском районе (1,1 - 19,5 ПДК), Богородицком районе (1,7 - 12,3
ПДК) [7]. В целом по Тульской области доля проб воды в источниках централизованного питьевого водоснабжения, не соответствующих гигиеническим нормативам по санитарно-химическим показателям, в 2015 г. составляла 45,1 % (в 2014 г. - 51,2 %, в 2013 г. - 51,4 % проб) [8].
Качество питьевой воды наряду с состоянием водопровода и наличием или отсутствием сооружений водоподготовки (станций обезжелези-вания, химической водоочистки и др.) определяется также природными свойствами воды.
В подземных (артезианских) водах, забираемых с большой глубины, железо может присутствовать в свободном виде (закисное - Ре2+, Бе0Н+, Бе(0Н)2, БеС03, в виде растворенного бикарбоната Бе(НС03)2); в поверхностных водах вследствие наличия избытка кислорода железо находится в окисленном трехвалентном состоянии - Бе3+, Бе(0Н)3, а также в виде минеральных (силикаты, фосфаты и пр.) и органических (гуминовые кислоты, сульвокислоты и пр.) комплексных соединений [1, 9]. Железо может содержаться в составе железобактерий (бактериальное железо), оно образуется в процессе жизнедеятельности железобактерий и серобактерий, окисляющих двухвалентное железо до трехвалентного состояния. Такие соединения находятся в виде коллоидов [1].
Главными источниками появления железа в природных водах являются процессы выветривания, эрозии почв и растворения горных пород. Значительные количества железа поступают с подземными водами, со сточными водами промышленных предприятий и сельскохозяйственных угодий. Из-за выпадения кислых дождей происходит закисление поверхностных и подземных вод. В кислых водных средах на базе системы Бе2+—Бе3+—Б042- образуется целый ряд соединений железа, характеризующихся различной растворимостью [10].
Существенное влияние на загрязнение водных объектов в Тульской области оказала реструктуризация угольной промышленности. Затопление горных выработок и выработанного пространства ликвидируемых шахт повлияло на загрязнение подземных питьевых водозаборов и подземных вод водоносных горизонтов, которые могут быть использованы для хозяйственно-питьевого водоснабжения городов и населенных пунктов [11, 12].
Шахтные воды, изливающиеся на поверхность, а также выходящие в виде родников, поступают на рельеф местности и в поверхностные водные объекты, нарушают их гидрологический и гидрохимический режим, загрязняют берега и русла малых и средних рек на большом протяжении вредными веществами, содержащимися в шахтных водах. Показатель кратности ПДК по железу на шахтном поле изменяется в пределах 7-210, на Воздремковском водозаборе 3,2 - 22,7, а на Троснянском водозаборе 4,5 - 11,7. Наибольшее влияние на Воздремковский водозабор оказывают шахтные воды шахты «Западная», с содержанием железа 18,35 - 23,47 мг/л (превышение ПДК в 61 - 78 раз). Содержание железа в воде шахты «Майская» - 15 - 29 ПДК, шахты «Владимировская» - 19 - 61 ПДК [11].
При высоких концентрациях железо негативно влияет на здоровье человека, накапливаясь в печени, способствует разрушению её клеток, а также вызывает аллергические реакции, которые могут привести к заболеваниям крови и желудочно-кишечного тракта [6, 10].
Наиболее распространенный способ извлечения растворенного двухвалентного железа сочетает в себе химические и физические методы и заключается в его окислении и переводе в нерастворимую форму гидроокиси с последующей фильтрацией. Для окисления используют кислород воздуха, хлор, озон, перманганат калия. Частицы окисленного железа отфильтровываются на гранулированной загрузке [1, 4].
Озонирование является наиболее универсальным и высокоэффективным методом очистки воды в бактериологическом, физико-химическом и органолептическом плане. Одним из преимуществ озона с гигиенической точки зрения является неспособность в отличие от хлора к реакциям замещения. В воду не вносятся посторонние примеси и не возникают вредные для человека соединения хлора с органикой. Особенностью озона является его быстрое разложение в воде с образованием кислорода, т.е. озон обладает полной экологической безопасностью [5]. Озонирование обеспечивает эффективное удаление железа с одновременным обеззараживанием воды.
Во многих районах Тульской области и сельских населенных пунктах водоснабжение населения обеспечивается отдельными скважинами или группами скважин. И вода из-за нецентрализованного водоснабжения, отсутствия или неисправности станций обезжелезивания подается потребителю непосредственно из скважин в неочищенном виде. Таким образом, возникает необходимость очистки подземных вод от железа в малых объемах с дальнейшим обеззараживанием.
При озонировании воды эффективность удаления железа зависит от дозы озона. Чем выше доза озона, тем меньше остаточная концентрация железа в очищенной воде. Во многих случаях даже при небольших дозах достигается практически полное удаление железа. На глубину очистки воды от железа также влияет время контакта воды с озоном [13].
Исходя из вышеизложенного целью работы являются исследование озоновой технологии для очистки воды с высокими концентрациями железа и разработка математических зависимостей снижения содержания загрязнителя для использования в системах локальной очитки, в том числе малогабаритных установках. В Подмосковном научно-исследовательском и проектно-конструкторском угольном институте (ОАО «ПНИУИ», г. Новомосковск) проводились эксперименты по обезжелезиванию подземных вод озонированием [14, 15]. Для определения результативности озоновой технологии выполнялись лабораторные исследования химического состава хозпитьевых вод на содержание железа, а также полный химический анализ воды [15]. Для анализов вода отбиралась из артезианских скважин. Результаты экспериментов представлены в табл. 1.
Для установления связи остаточной концентрации железа с исходной концентрацией и временем озонирования используем программную среду 81айв11са V. 6.1 исходя из предположения, что эта зависимость в первом приближении задается линейной моделью вида
У = Ь0 + Ь1 х1 + Ь2х2 + ег, (1)
где У - остаточная концентрация железа, мг/л; Ь0, Ь1, Ь2 - параметры модели; х1 - начальная концентрация железа, мг/л; х2 - время озонирования, мин; ег - ошибка эксперимента (/ = 1,2,.. .Д).
В результате анализа по идентификации модели (1) методом наименьших квадратов получены следующие МНК-оценки параметров модели: Ь0 = 0,284102; Ь1 = - 0,011768; Ь2 = -0,028034. Стандартные ошибки оценок: 81.еггог(Ь<))=0,128075; 81.еггог(Ь1)=0,082757; 81.еггог(Ь2)=0,010940.
Таблица 1
Снижение концентрации железа при озонировании воды
Начальная Время озонирования мин Остаточная
№ концентрация концентрация
п/п железа железа
[Ге]0, мг/л [Ге]ь мг/л
1 1,46 4 0,08
2 1,46 8 0,015
3 1,3 4 0,16
4 1,3 8 0,02
5 1,14 4 0,23
6 1,14 8 0,12
7 1,95 8 0,02
8 1,6 8 0,23
9 1,54 8 0,015
10 1,45 8 0,02
11 1,42 8 0,01
12 1,4 8 0,03
13 1,28 8 0,01
14 1,22 8 0,02
15 1,2 8 0,04
16 1,12 8 0,015
По анализу эксперимента (табл. 1) линейная модель задается в виде [Гв] = 0,284102 - 0,011768[Гв]0 - 0,028034?. (2)
Значимость МНК-оценок параметров оценивается по 1-критерию Стьюдента, критическое значение которого на уровне значимости а = 0,05 при степени свободы V = 13 равно ?1-а(у) = t095 (13) = 1,77.
Расчетные значения модулей t-критерия для оценок МНК b0 и b2 превышают критическое значение: t[b0] = 2,21824 >t0,95(13) = 1,77 ; t{b2} = |-2,56249| >t0,95(13) = 1,77.
Следовательно, оценки b0 = 0,284102 и b2 = - 0,028034 значимы на уровне значимости а = 0,05. Параметр b1 имеет расчетную оценку критерия Стьюдента t{b1} = |- 0,14220|, что меньше критического значения (t{b1} = |- 0,14220 < t095 (13) = 1,77). Следовательно, оценка b1 = - 0,011768 не значима на уровне а = 0,05.
Оценка множественного коэффициента корреляции и детерминации соответственно R = 0,58927, R2 = 0,3472. Расчетное значение критерия Фишера F = 3,4577, а критическое при уровне значимости а = 0,05 и степенях свободы
V1 = 2, v2 = 13 - F1-a(v1, v2) = F0,95(2, 13) = 3,8.
Расчетное значение F-критерия не превышает критическое значение (F = 3,4577 < F095 (2, 13) = 3,8), что свидетельствует о незначимости коэффициентов R и R на уровне значимости а = 0,05 [16].
По оценкам значимости параметров модели (1) в соответствии с t-критерием Стьюдента и F-критерием Фишера можно сделать вывод о том, что линейная регрессионная модель (2) не является адекватной результатам эксперимента, построенного на 16 замерах остаточной концентрации железа, полученных при озонировании воды.
Упростим эксперимент и проведем анализ аппроксимации значений остаточных концентраций железа линейной моделью по первым шести экспериментальным точкам исходного эксперимента озонирования воды.
Идентифицированная в Statistica линейная множественная регрессия, отражающая связь остаточной концентрации железа от начальной концентрации железа и времени озонирования воды, построенная по 6 экспериментальным точкам, задается в виде
[Fe] = 0,779635 - 0,398438[Fe]0 - 0,02625t, (3)
где [Fe] - остаточная концентрация железа после озонирования, мг/л; [Fe]0 - начальная концентрация железа в воде, мг/л; t - время озонирования, мин.
Методом наименьших квадратов получены следующие МНК-оценки параметров модели: b0 = 0,779635, b1 = -0,398438 и b2 = - 0,026250. Расчетные значения модулей t-критерия для оценок МНК модели (2) превышают критическое значение t-критерия Стьюдента при уровне значимости а = 0, 05 и степени свободы V = 3 - t^(v) = t0,95 (3) = 2,35 (t{b0} = 7,0361 > (3) = 2,35; t{bj =
=|-4,90495| > t0,95 (13) = 2,35; t{b2} = |-4,9472| > (13) = 2,35).
Следовательно, оценки параметров модели
Ь0 = 0,779635, Ь1 = -0,398438 и Ь2 = - 0,026250 значимы на уровне значимости а = 0,05. Стандартные ошибки оценки МНК-параметров модели (2): 81.еггог(Ьс)=0,110805, Б1.еггог(Ь1)= 0,081232, 81.еггог(Ь2)=0,005306.
Коэффициенты множественной корреляции и детерминации, полученные при идентификации линейной модели (3), соответственно Я = 0,970456, Я2 = 0,94178. Расчетное значение Г-критерия Фишера при степенях свободыу1 = 2, V2 = 3 - Г(2, 3) = 24,2667. Стандартная ошибка оценки 81.еггог=0,02599. Критическое значение Б-критерия на уровне значимости а = 0,05 - Б1-а(у1, у2) = Б0,95(2, 3) = 9,55. О значимости коэффициентов Я и Я2 модели (2) на уровне а = 0,05 свидетельствует превышение расчетного значения Г-критерия Фишера над критическим значением (Г (2, 3) = 24,2667 > Г0,95 (2, 3) = 9,55).
Проведем проверку адекватности модели (3) по анализу автокорреляции остатков. Если ошибки наблюдений е, независимы и имеют нормальное распределение с нулевым средним и равными дисперсиями N(0, а2), то и остатки в1 должны иметь нормальное распределение.
Нарушение предположения о некоррелированности ошибок наблюдений (, = 1,2,..., N) приводит к тому, что в последовательности остатков
в, обнаруживается сериальная корреляция, определяемая с помощью критерия Дарбина-Уотсона [16]
N
I (в, - в,-,)2
ОЖ = ^-,
I в,2
,=1
где в, - остатки, , = 1,2,.,N.
Расчетное значение критерия Дарбина-Уотсона, составляет DW=2,52, сериальная корреляция остатков р = - 0,3114. Следовательно, в предсказанных моделью (3) значениях остаточных концентраций железа будет обнаруживаться хоть и незначительная, но ненулевая сериальная корреляция в остатках. Таким образом, значимость линейной модели (3), подтвержденная высоким значением коэффициента детерминации Я2 и критериями Стьюдента и Фишера, ставится под сомнение критерием Дарбина-Уотсона. Из этого следует, что либо неверно выбрана форма связи между переменными, т.е. процесс снижения концентрации железа при озонировании воды может иметь нелинейный характер, или в модели не учтен один или несколько существенных факторов, для чего требуются дополнительные исследования.
Исследования по выявлению закономерностей деструкции загрязняющих веществ озоном могут основываться на изучении механизмов и кинетики процессов воздействия озона на вещества.
Озон - аллотропная модификация кислорода О3, при нормальных условиях газообразное вещество с резким запахом, 1кип = 128 °С, в жидком и твердом состояниях окрашено в черно-фиолетовый цвет. Озон нестабилен и довольно легко распадается, особенно при нагревании (Ерасп= 104 кДж/моль), ядовит (ПДК=0,1 мг/м3). Молярная масса озона 48 г/моль. Коэффициент диффузии озона (р=1 атм., Т=300 К) равен 0,157 см /с, плотность газа 2,144 г/л. Озон имеет очень высокое сходство с электроном (1,9 эВ), что и обуславливает его свойства сильного окислителя [17, 18]. Он способен в мягких условиях реагировать с большинством органических, элементоорганических соединений и многими неорганическими веществами.
Озон слабо растворим в воде. Химическое поведение озона в воде можно описать реакциями двух типов в зависимости от того, реагирует ли он непосредственно в своей молекулярной форме или же разлагается (в соответствии с разнообразными механизмами) с образованием гидроксиль-ного радикала ОН, являющегося более сильным окислителем, чем сам озон (Е°=2,80 В). Стандартный окислительно-восстановительный потенциал озона Е°=2,07 В, что определяет его активность по отношению к различного рода загрязнениям воды. При диспергировании озона в воду осуществляются два основных процесса - окисление и дезинфекция. Кроме того, происходит значительное обогащение воды растворенным кислородом [17, 18].
Окисление веществ под действием озона может происходить по прямому и непрямому механизмам (окисление радикалами, образующимися в результате перехода озона из газовой фазы в жидкость и его саморазложения), а также осуществляться за счет катализа и озонолиза [5, 17, 18,
19].
м
О,
Мокисленныи Прямое окисление
Инициаторы Активаторы
НО*
М_ . Разложение озона
^ М окисле
и окисление радикалами
Инициаторы
Рис. 1. Возможные пути окисления озоном
Окисление субстрата (М) может происходить одновременно по обеим схемам (рис. 1). Однако на практике действие одной из окисляющих форм (радикал гидроксила или озон) является преобладающим, что опре-
деляется условиями среды (в первую очередь, величиной рН), скоростью взаимодействия озона с присутствующими соединениями и природой образующихся продуктов (которые могут иметь способность к ускорению или замедлению разложения озона) [19].
Прямые реакции окисления растворенных веществ озоном описывают схемой
Вещество + 03 ^ Оксид вещества.
Примером таких реакций служит окисление ряда органических и
2+ 2+
минеральных веществ (Гв , Мп ), которые после озонирования осаждаются в форме нерастворимых гидроокисей или переводятся в диоксиды и перманганаты, удаляемые последующей очисткой на фильтрах.
В процессе воздействия озона двухвалентное железо окисляется до трехвалентного. В трехвалентном состоянии ион железа гидролизует, образуя нерастворимый гидроксид железа [20, 21]:
Гв2+ + о3-> Гвъ+ ——— Гв (он )31.
Процесс окисления двухвалентного железа может быть представлен схемой [18, 22]
Гв2+ + 03 + н20 ^ Гв3+ + 02 + 20Н-,
Гв3+ + 3Н20 ^ Гв (0Н )3 ^ +3Н+, 2Гв2+ + 03 + 3Н20 ^ 2Гв (0Н )3 ^.
Осаждение железа под действием озона может также подчиняться механизму [19]
2Гв2+ + 03 + 5Н20 ^ 2Гв (0Н )3 ^ +02 + 4Н +.
Кинетика прямых реакций окисления загрязнителей воды озоном может быть выражена уравнением [5, 23]
- 1п М = к [03 ], (4)
где [С0 ], [С ] - начальная и конечная концентрация вещества, мг/л; к -константа скорости реакции, л/(мольх); [03 ] - концентрация озона во время прохождения реакции, моль/л; ? - продолжительность озонирования, с.
Для разработки математической модели снижения концентрации железа при озонировании воды согласно кинетической схеме (2) были проведены дополнительные эксперименты. Объектом исследования являлись модельные растворы - имитаты природных и сточных (шахтных) вод с различным содержанием железа.
Исследования проводились в лабораторных условиях на установке очистки воды производительностью Qч=100 л/ч; производительность по озону М03 = 1,5 г/ч; расход озоно-воздушной смеси (ОВС) дОВС = 2 л/мин. Озонированию подвергались водные растворы железа различной концентрации. В состав установки входили следующие основные блоки: генератор озона; инжектор; бак реактор; нейтрализатор озона; бак чистой воды.
Расчет технологических параметров для экспериментальных исследований озонирования воды состоял из нескольких этапов.
1. Расчет контактной камеры для смешения озоно-воздушной смеси [24, 25]:
Рк = пН'
где Qч - расход озонируемой воды, м /ч; 1 - продолжительность контакта озона с водой, мин.; Н - глубина слоя воды в контактной камере, м, принимается обычно 4,5-5 м.
Необходимый объем контактной камеры при озонировании воды определяется по формуле
V - ш,
где V - объем контактной камеры, м .
При контакте озона с водой в течение Т=12 мин = 0,2 ч и расходе воды Qч =100 л/ч объем контактной камеры составит Ук =100-0,2 = 20 л.
2. Определение концентрации озона в озоно-воздушной смеси:
г -. МОъ
[О3 ]овс - '
овс
где [О3 ]ОВС - концентрация озона в озоно-воздушной смеси, мг/л; МО^ -производительность по озону, г/мин; яовс - расход озоно-воздушной смеси, л/мин.
Концентрация озона в ОВС составляет:
[О3]ОВС - - 0,0125 г/л -12,5 мг/л.
3. Определение дозы озона
[26]
[Оз ■ 1- яовс
где - доза озона, мг/л; 1 - время озонирования, мин; яовс - расход ОВС, л/мин; V - объем камеры, л.
При максимальном времени озонирования 12 мин доза озона составит
12,5-12■2 ДО - —---15 мг/л .
Оз 20
При проведении экспериментов по озонированию воды варьировались следующие параметры: начальная концентрация железа [Ре]0 - от 2,0 до 14 мг/л; время озонирования ? - от 4 до 12 мин; полученная раствором доза озона Б03 - от 5 до 15 мг/л.
Концентрация озона в озоно-воздушной смеси поддерживалась на постоянном уровне [О3]ОВС = 12,5 мг/л при объеме реактора озонирования
Ук = 20 л и расходе ОВС дОВС = 2 л/мин. Результаты экспериментов представлены в табл. 2.
Таблица 2
Результаты дополнительных экспериментов по озонированию воды, содержащей железо
№ [Гв]0, мг/л т, мин £>03, мг/л [Fв]осm, мг/л
1 2 4 5 0,78
2 2 6 7,5 0,46
3 2 8 10 0,17
4 2 10 12,5 0,11
5 2 12 15 0,04
6 4 4 5 1,44
7 4 6 7,5 1,12
8 4 8 10 0,28
9 4 10 12,5 0,13
10 4 12 15 0,05
11 8 4 5 2,62
12 8 6 7,5 2,09
13 8 8 10 0,42
14 8 10 12,5 0,2
15 8 12 15 0,07
16 10 4 5 3,17
17 10 6 7,5 2,24
18 10 8 10 1,15
19 10 10 12,5 0,62
20 10 12 15 0,1
21 14 4 5 4,26
22 14 6 7,5 2,48
23 14 8 10 1,31
24 14 10 12,5 0,83
25 14 12 15 0,12
Рассмотрим линейную функцию связи остаточной концентрации железа [Гв] от начальной концентрации железа [Гв]0 и дозы озона Б0 .
Анализ экспериментальных данных (табл. 2) методом наименьших квадратов позволил идентифицировать модель вида
[Гв] = 2,5124 + 0,126368 [Гв]0 - 0,24224^, (5)
где [Гв] - остаточная концентрация железа после озонирования, мг/л; [Гв]0 - начальная концентрация железа, мг/л; - доза озона, мг/л.
Коэффициенты множественной корреляции и детерминации соответственно Я = 0,899, Я2 = 0,809. Расчетное значение Г-критерия Фишера Г (2, 22) = 46,657 превышает критическое значение Г (2, 22) = 46,657 > Г1-а(у1, у2 ) = ^ (2, 22) = 3,44.
Следовательно, коэффициенты Я и Я2 значимы на уровне значимости а = 0,05. Стандартная ошибка оценки 81.еггог=0,5239. Оценки параметров модели (3) Ь0 = 2,5124, Ь1 = 0,126368, Ь2 = - 0,24224 значимы на уровне а = 0,05 вследствие превышения расчетных значений /-критерия Стьюдента над критическим значением 11-а(у) = 110,95(22) = 1,717 (1;{Ь0> = 6,87327 >1,717; 1{Ьх> = 5,15005 >1,717; 1{Ь2> = |-8,17262| >1,717). Стандартные ошибки оценок параметров модели 81.еггог{Ь0>=0,365532, 81.еггог{Ь1>=0,024537, 81.еггог{Ь2>=0,02964.
Однако статистика Дарбина-Уотсона БЖ = 1,39 и сериальная корреляция остатков р=0,24 характеризуют неадекватность линейной модели (5) эксперименту за счет наличия автокорреляции в остатках.
Исходя из кинетики процесса озонирования (4) проведем аппроксимацию экспериментальных данных (табл. 2) нелинейной моделью вида
[Гв] = [Гв]0 ехр (-0,02275 ■ [03 ] • /), (6)
Коэффициент корреляции зависимости (6) Я = 0,9782. Объясненная доля дисперсии составила о = 0,9569.
Значение /-критерия Стьюдента /(24) = 46,50813 превышает критическое на уровне а = 0,01 (/1-а(у) = /0,99(24) = 2,49 < 46,50813), что свидетельствует о значимости параметра модели Ь = 0,02275, значение которого принадлежит 99 %-ному доверительному интервалу {0,021382; 0,024118}. Значимость коэффициента корреляции Я на уровне а = 0,01 подтверждается Г-критерием Фишера Г(1, 24) = 1017,81 (Г^ь У2) = £0,99(1, 24) = 7,82 < Г(1,24)) [16]. Таким образом, нелинейная модель (6) адекватно описывает процесс снижения концентрации железа в процессе озонирования воды.
При других размерностях переменных - концентрации озона и времени озонирования - модель (4) может быть записана в виде
[Гв] = [ Гв]0 ехр (-18,22896 • [03 ] • t), (7)
где [Гв] - остаточная концентрация железа, мг/л; [Гв]0 - начальная концентрация железа, мг/л; [03] - концентрация озона, моль/л; / - время озонирования, с.
Динамика снижения концентрации железа при озонировании воды, предсказанная моделью (7), представлена на рис. 2. Озон находит все большее применение как стерилизующий реагент в процессах приготовления питьевой воды. Озон эффективно обесцвечивает как питьевую, так и сточные воды, улучшает вкусовые качества, устраняет неприятные запахи,
снижает концентрацию органических соединений в воде и переводит многие трудно окисляемые вещества в продукты, способные участвовать в биохимических превращениях [17].
Применение озона в технологии очистки воды от растворенных форм железа обеспечивает высокую степень эффективности процессов нейтрализации и обезжелезивания природных и сточных вод и отвечает требованиям экологической безопасности озонируемых водных объектов.
Рис. 2. Снижение концентрации железа в процессе озонирования воды
Обезжелезивание подземных вод с высоким содержанием железа в условиях нецентрализованного водоснабжения может решаться путем разработки высокоэффективной технологии водоподготовки с применением малогабаритных водоочистных установок с учетом технологических решений по определению оптимальных доз окислителей и режимов процесса озонирования для достижения требуемого уровня очистки. Поиск оптимальных условий технологического процесса для достижения необходимого уровня очистки воды от железа осуществляется на основе прогнозных математических моделей. Для достижения этих целей предложены модели определения остаточных концентраций железа в процессе озонирования, позволяющие осуществлять прогноз степени очистки воды без проведения дополнительных опытов. Полученные математические зависимости снижения уровня железа могут эффективно использоваться в комбинированных методах обезжелезивания вод. Достоверность полученных результатов оценена с помощью современных математических методов статистической обработки экспериментов.
Список литературы
1. Рябчиков Б.Е. Современные методы обезжелезивания и деманга-нации природной воды // Энергосбережение и водоподготовка. 2005. №6. С. 5 - 10.
2. СанПиН 2.1.4.1074-01. Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем питьевого водоснабжения. Контроль качества. М.: Информационно-издательский центр Минздрава России, 2002. 62 с.
3. ГН 2.1.5.1315-03. Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования. М.: Типография «Нефтяник», 2003. 84 с.
4. Особенности выбора методов одноступенчатого обезжелезивания и деманганации подземных вод / А.А. Аскерния [и др.] // ВСТ. 2015. №1. С. 22 - 28.
5. Медведева В.М., Пирогов Е.Н., Семеновых В.А. Инновационные технологии очистки воды // Безопасность жизнедеятельности на транспорте. 2015. №1. С. 32 - 38.
6. Григорьев Ю.И., Ляпина Н.В. Оценка риска загрязнения питьевой воды для здоровья детей Тульской области // Гигиена и санитария. 2013. №3. С. 36 - 38.
7. Оценка качества питьевой воды централизованного водоснабжения в районах Тульской области за 2005 - 2007 годы / В.В. Болдырева [и др.] //Здоровье населения и среда обитания. 2009. №1. С. 30 - 36.
8. О состоянии санитарно-эпидемиологического благополучия населения в Тульской области в 2015 году: государственный доклад. Тула: Управление Федеральной службы по надзору в сфере защиты прав потребителей и благополучия человека по Тульской области, 2016. 198 с.
9. Алексеев С.Е., Алексеева Л.П., Курова Л.В. Оценка эффективности различных реагентов при очистке подземных вод от железа и органических веществ // ВСТ. 2016. №1. С. 5 - 14.
10. Приоритетные направления в технологии очистки подземных вод от железа / А.В. Мамченко, И.В. Мисочка, И.И. Дешко, Н.Н. Кий, Н.Г. Герасименко // Химия и технология воды. 2009. Т. 31. №1. С. 57 - 77.
11. Экологический мониторинг при ликвидации шахт и разрезов /под общ. ред. А.П. Красавина, А.М. Навитнего, Ю.В. Каплунова. Пермь, ОАО «МНИИЭКО ТЭК», 2010. 315 с.
12. Комов В.Э. Проблема экологического состояния подземных вод в шахтерских регионах // Российская наука и образование сегодня: Проблемы и перспективы. 2016. №3(10). С. 61 - 63.
13. Потапенко В.А., Харчев В.Н., Евсютин Г.В. Анализ опыта применения озонаторных установок по очистке подземных вод // Материалы
научно-практической конференции «Экологические проблемы Тульского региона» / под общ. ред. проф. Н.И. Володина. Тула, 2002. С. 56 - 58.
14. Проведение исследований и разработка рекомендаций по защите водозаборов хозпитьевой воды г. Узловая и близлежащих населенных пунктов от вредного влияния ликвидируемых шахт «Майская», «Каменец -кая», «Смородинская» ДОАО «Тульское» и «Дубовская» ОАО «Тула-уголь»: отчет о НИР (заключ.) / ОАО «Подмосковный научно-исследовательский и проектно-конструкторский угольный институт (ОАО «ПНИУИ»)»; рук. В.П. Свиридов, исполнитель Б.В. Цыплаков [и др.]. Новомосковск, 2007. 151 с. № ГР 01.2.006.11321.
15. Исследования химического состава воды в процессе опытной проверки озоновой технологии очистки воды / В.А. Потапенко, Б.В. Цып-лаков, В.Н. Харчев, А.М. Восканян // Социально-экономические и экологические проблемы горной промышленности, строительства и энергетики: 1-я Междунар. конф. по пробл. горной промышленности, строительства и энергетики: в 2 т. Т.2. Тула: Изд-во ТулГУ, 2003. С. 281 - 284.
16. Норман Р. Дрейпер, Гарри Смит. Прикладной регрессионный анализ. 3-е изд. / пер. с англ. М.: Издательский дом «Вильямс», 2007. 912 с.
17. Разумовский С. Д. Озон в процессах восстановления качества воды // ЖВХО им. Д.И. Менделеева. 1990. Т. 35. №1. С. 77 - 88.
18. Лунин В.В., Попович М.П., Ткаченко С.Н. Физическая химия озона. М.: Изд-во МГУ, 1998. 480 с.
19. Degremont. Технический справочник по обработке воды: в 2 т. Т.1. / пер. с фр. СПб: Новый журнал, 2007. 878 с.
20. Rip G. Rice, Myron E. Browning, Robert S. Kerr. Ozone for industrial water and wastewater treatment: A literature survey. Environmental Research Laboratory, Office of Research and Development, U.S. Environmental Protection Agency, 1980. 376 p.
21. Sallanko Jarmo, Lakso Esko and Ropelinen Jyrki. Iron Behavior in the Ozonation and Filtration of Groundwater //Ozone: Science & Engineering. 2006. 28: 4. P. 269-273. DOI: 10.1080/01919510600721795.
22. Драгинский В.Л., Алексеева Л.П., Самойлович В.Г. Озонирование в процессах очистки воды. М.: ДеЛи принт, 2007. 400 с.
23. Орлов В.А. Озонирование воды. М.: Стройиздат, 1984. 88 с.
24. Кожинов В.Ф. Очистка питьевой и технической воды. Примеры и расчеты: учеб. пособие для вузов. 4-е изд. М.: ООО «БАСТЕТ», 2008. 304 с.
25. Кожинов В.Ф. Установки для озонирования воды. М.: Стройиздат, 1968. 171 с.
26. Improvement of Wastewater Coagulation Using Ozone / M.T. Orta de Velasquez, Corro J.M. Altamirano, Ramirez I. Monje and Brito O. Manero // Ozone: Science & Engineering. 1998. 20: 2. P. 151-162.
Дергунов Дмитрий Викторович, канд. техн. наук, инж., dmitrov@,tsu.tula.ru, Россия, Тула, Тульский государственный университет,
Савинова Людмила Николаевна, канд. хим. наук, доц. eliard@yandex.ru, Россия, Тула, Тульский государственный университет,
Антоненко Наталья Александровна, асп., ahsatan-natik@rambler.ru, Россия, Тула, Тульский государственный университет,
Шейнкман Леонид Элярдович, д-р техн. наук, проф., eliard@yandex.ru, Россия, Тула, Тульский государственный университет
APPLICATION A TECHNOLOGY OF CLEANING OZONIZATION
GROUND WATER AND SURFACE WATER FROM THE DISSOLVED IRON
D.V. Dergunov, L.N. Savinova, N.A. Antonenko, L.E. Sheinkman
The results of experimental studies by using ozone for reducing concentration of iron in the aquatic environment are discussed. The mathematical models which reflecting functional relationship between residual concentration iron in water, initial concentration and parameters of the ozonization process. Adequacy of obtained models rated at a high statistical level. These mathematical relationships iron extraction can be effectively using in the combined methods of iron removal for natural water and sewage.
Key words: ground water, waste water, iron, ozonization, water conditioning, modeling.
Dergunov Dmitriy Viktorovich, candidate of technical sciences, engineer, dmitrov@, tsu.tula.ru, Russia, Tula, Tula State University,
Savinova Lyudmila Nikolaevna, candidate of chemical sciences, docent, eliard@, yandex.ru, Russia, Tula, Tula State University,
Antonenko Natalya Alexandrovna, postgraduate, ahsatan-natik@, rambler.ru, Russia, Tula, Tula State University,
Sheinkman Leonid Elyardovich, doctor of technical sciences, Full Professor, eliard@yandex.ru, Russia, Tula, Tula State University
Reference
1. Rjabchikov B.E. Sovremennye metody obezzhelezivanija i demanganacii prirodnoj vody // Jenergosberezhenie i vodopodgotovka. 2005. №6. S. 5 - 10.
2. SanPiN 2.1.4.1074-01 «Pit'evaja voda. Gigienicheskie trebova-nija k kachestvu vody centralizovannyh sistem pit'evogo vodosnabzhenija. Kontrol' kachestva». Informacionno-izdatel'skij centr Minzdrava Rossii, 2002. 62 c.
3. GN 2.1.5.1315-03 «Predel'no dopustimye koncentracii (PDK) himicheskih veshhestv v vode vodnyh ob#ektov hozjajstvenno-pit'evogo i kul'turno-bytovogo vodopol'zovanija». M.: Tipografija «Neftjanik», 2003. 84 c.
4. Osobennosti vybora metodov odnostupenchatogo obezzhelezivanija i demanganacii podzemnyh vod / A.A. Askernija [i dr.]// VST. 2015. №1. S. 22 - 28.
5. Medvedeva V.M., Pirogov E.N., Semenovyh V.A. Innovacionnye tehnologii ochistki vody // Bezopasnost' zhiznedejatel'nosti na transporte. 2015. №1. S. 32 - 38.
6. Grigor'ev Ju.I., Ljapina N.V. Ocenka riska zagrjaznenija pit'evoj vody dlja zdorov'ja detej Tul'skoj oblasti // Gigiena i sanitarija. 2013. №3. S. 36 - 38.
7. Ocenka kachestva pit'evoj vody centralizovannogo vodosnabzhenija v rajonah Tul'skoj oblasti za 2005 - 2007 gody / V.V. Boldyreva [i dr.] //Zdorov'e naselenija i sreda obitanija. 2009. №1. S. 30 - 36.
8. O sostojanii sanitarno-jepidemiologicheskogo blagopoluchija na-selenija v Tul'skoj oblasti v 2015 godu: Gosudarstvennyj doklad. - Tula: Upravlenie Federal'noj sluzhby po nadzoru v sfere zashhity prav potrebitelej i blagopoluchija cheloveka po Tul'skoj oblasti, 2016. 198 s.
9. Alekseev S.E., Alekseeva L.P., Kurova L.V. Ocenka jeffektivnosti razlichnyh reagentov pri ochistke podzemnyh vod ot zheleza i organicheskih veshhestv //VST. 2016. №1. S. 5 - 14.
10. Prioritetnye napravlenija v tehnologii ochistki podzemnyh vod ot zheleza / A.V. Mamchenko, I.V. Misochka, I.I. Deshko, N.N. Kij, N.G. Gerasimenko // Himija i tehnologija vody. 2009. T. 31. №1. S. 57 - 77.
11. Jekologicheskij monitoring pri likvidacii shaht i razrezov /Pod obshhej redakciej A.P. Krasavina, A.M. Navitnego, Ju.V. Kaplunova. - Perm', OAO «MNIIJeKO TJeK», 2010. 315 s.
12. Komov V.Je. Problema jekologicheskogo sostojanija podzemnyh vod v shahterskih regionah //Rossijskaja nauka i obrazovanie segodnja: Problemy i perspektivy. 2016. №3(10). S. 61 - 63.
13. Potapenko V.A., Harchev V.N., Evsjutin G.V. Analiz opyta primenenija ozonatornyh ustanovok po ochistke podzemnyh vod // Materialy nauchno-prakticheskoj konferencii «Jekologicheskie problemy Tul'skogo regiona». Pod obshh. redakciej d.t.n., prof. N.I. Volodina. Tula. 2002. S. 56 - 58.
14. Provedenie issledovanij i razrabotka rekomendacij po zashhite vodozaborov hoz-pit'evoj vody g. Uzlovaja i blizlezhashhih naselennyh punktov ot vrednogo vlijanija likvid-iruemyh shaht «Majskaja», «Kameneckaja», «Smorodinskaja» DOAO «Tul'skoe» i «Dubovskaja» OAO «Tulaugol'»: otchet o NIR (zakljuch.) /OAO «Podmoskovnyj nauchno-issledovatel'skij i proektno-konstruktorskij ugol'nyj institut (OAO «PNIUI»)»; ruk. V.P. Sviridov, ispolnitel' B.V. Cyplakov [i dr.]. Novomoskovsk, 2007. 151 s. № GR 01.2.006.11321.
15. Potapenko V.A., Cyplakov B.V., Harchev V.N., Voskanjan A.M. Issledovanija himicheskogo sostava vody v processe opytnoj proverki ozonovoj tehnologii ochistki vody // Social'no-jekonomicheskie i jekolo-gicheskie problemy gornoj promyshlennosti, stroitel'stva i jenergetiki: 1-ja Mezhdunar. konf. po probl. gornoj promyshlennosti, stroitel'stva i jenergetiki: V 2t. T.2. TulGU. Tula, 2003. S. 281 - 284.
16. Norman R. Drejper, Garri Smit. Prikladnoj regressionnyj analiz. 3-e izd.: Per. s angl. M.: Izdatel'skij dom «Vil'jams», 2007. 912 s.: il.
17. Razumovskij S.D. Ozon v processah vosstanovlenija kachestva vody //ZhVHO im. D.I. Mendeleeva. 1990. Tom 35. №1. S. 77 - 88.
18. Lunin V.V., Popovich M.P., Tkachenko S.N. Fizicheskaja himija ozona. M.: Izd-vo MGU, 1998. 480 s.
19. Degremont. Tehnicheskij spravochnik po obrabotke vody: v 2 t. T.1.: per. s fr. SPb: Novyj zhurnal, 2007. 878 s.
20. Rip G. Rice, Myron E. Browning, Robert S. Kerr. Ozone for industrial water and wastewater treatment: A literature survey. Environmental Research Laboratory, Office of Research and Development, U.S. Environmental Protection Agency, 1980. 376 p.
21. Sallanko, Jarmo, Lakso, Esko and Röpelinen, Jyrki. Iron Behavior in the Ozonation and Filtration of Groundwater //Ozone: Science & Engineering, (2006). 28: 4, P. 269D273.
22. Draginskij V.L., Alekseeva L.P., Samojlovich V.G. Ozonirovanie v processah ochistki vody. M., DeLi print, 2007. 400 s.
23. Orlov V.A. Ozonirovanie vody. M.: Strojizdat, 1984. 88 s.
24. Kozhinov V.F. Ochistka pit'evoj i tehnicheskoj vody. Primery i raschety: Ucheb. posobie dlja vuzov. 4-e izd. M.: OOO «BASTET», 2008. 304 s.
25. Kozhinov V.F. Ustanovki dlja ozonirovanija vody. M.: Strojizdat, 1968. 171 s.
26. de Velasquez M.T. Orta, Corro J.M. Altamirano, Ramirez I. Monje and Brito O. Manero. Improvement of Wastewater Coagulation Using Ozone //Ozone: Science & Engineering, (1998) 20: 2, P. 151-162.
УДК 502.52
ОСОБЕННОСТИ ПРОСТРАНСТВЕННОЙ ДИФФЕРЕНЦИАЦИИ ЛЕСНЫХ ЭКОСИСТЕМ КАТУНСКОГО ХРЕБТА
О.В. Журавлева, А.В. Каранин, М.Г.Сухова
Изучение лесных экосистем высокогорных регионов представляет значительный интерес, так как именно они составляют основной экологический каркас территории. На основании материалов полевых наблюдений и данных космического зондирования оценивались особенности пространственной дифференциации лесных сообществ, прежде всего по степени сомкнутости древостоя, одного из самых высоких хребтов Центрально-Алтайской провинции. Основные тенденции изменения лесных фитоценозов на верхней границе леса проявляются в продвижении границы леса и в увеличении сомкнутости крон залесенных участков. Полученные данные по пространственному и высотному распределению сомкнутых и разреженных древостоев могут служить индикатором различных процессов.
Ключевые слова: Центрально-Алтайская провинция, лесные экосистемы, разреженность древостоя, пространственная и высотная дифференциация.
Изучение лесных экосистем высокогорных регионов представляет значительный интерес, так как именно они составляют основной экологический каркас территории и, как следствие, от этого зависит жизнеустой-чивость природной среды в целом. Ландшафтная структура горных территорий мозаична, что обусловлено значительными высотными и экспозиционными градиентами температур и осадков. Кроме того, экосистемы способны реагировать даже на незначительное изменение климатических параметров, что приводит зачастую к изменениям высотно-ярусных структур. Основные тенденции изменения лесных фитоценозов на верхней границе леса предгорных и горных участков прослеживаются в продвижении границы леса и в увеличении сомкнутости крон залесенных участков, что связывается с климатическими сдвигами [1, 2].
Цель исследований - на основании материалов полевых наблюдений и данных космического зондирования оценить особенности простран-
