2 Проведение лабораторных экспериментов по очистке сточных вод

При реализации технологического процесса в корпусе 4030 цеха № 29 осуществляется очистка сточных вод от ионов тяжелых металлов (ионы меди, железа) и взвешенных веществ, затем очищенные от механических примесей и ионов тяжелых металлов (железо, медь и алюминий) сточные воды направляются через канализацию ОЗС на доочистку на биологические очистные сооружения (цех № 31 АО «БСК»).

Произведенный в первом этапе исследовательских работ анализ позволил сделать вывод о несоответствии фактических концентраций загрязняющих веществ в очищенной сточной воде нормативным требованиям. Таким образом, актуальным является определение эффективных способов очистки с целью соответствия допустимым концентрациям загрязняющих веществ в сточных водах, поступающих на биологическую очистку.

2.1 Реагентная очистка сточных вод

Целью данного исследования являлось изучение и анализ применимости флокулянтов различных марок для осаждения загрязняющих веществ в сточной воде цеха № 29 известного компонентного состава (таблица 2.1) и подборе оптимальных условий процесса очистки.

Задачами исследования являлись:

- подбор наиболее эффективных реагентов в целях осаждения загрязняющих веществ;

- определение оптимальной дозы применяемых реагентов.

2.1.1 Методика проведения эксперимента

В качестве испытуемых реагентов, используемых для интенсификации очистки сточных вод производства винилхлорида, применялись коагулянты/ флокулянты, представленные тремя группами:

- анионные:

а) Besfloc K4045,

б) Flopam AN 956 VHM,

в) полиакриламид;

- катионные:

а) ВПК-402,

б) Каустамин-15,

в) Besfloc K6841;

- неионогенные: FA 920 VHM.

Анализ эффективности реагентной очистки проводился по следующим показателям:

- скорость осаждения взвешенных частиц;

- концентрация загрязняющих веществ (ионов меди, железа, алюминия и взвешенных веществ) в осветленном слое жидкости;

-определение показателя pH до и после применения флокулянта.

Процесс очистки (коагуляцию, флокуляцию) проводили в цилиндрах объемом 0,25 дм³. Проводили 3 серии опытов. В 3 цилиндра наливали по 0,25 дм³ исследуемой жидкости, затем проводили интенсивное перемешивание в течение 3 минут. Время осаждения во всех проводимых опытах составляло 30 минут. При этом каждые 5 минут производилась фиксация уровня осадка и сравнение с уровнем осадка в холостой пробе. При проведении лабораторных испытаний по реагентной очистке производился отбор осветленного слоя воды без взмучивания выпавшего на дно цилиндра осадка.

Таблица 2.1 - Состав исходной сточной воды (после узла отпарки)^*

Наименование показателя	Результат анализа
Массовая концентрация: - натрия хлорида, г/дм3	8,69
- ионов меди, мг/дм3	27,5
- ионов алюминия, мг/дм3	>0,56
- ионов железа, мг/дм3	33,0
Взвешенные вещества, мг/дм3	520
рН	10,2

*согласно письма АО «БСК» вх. № 02.07.02-10/841 от 12.10.2021 (Таблица 1 Анализ сточной воды производства винилхлорида после узла отпарки сточных вод в корпусе 1345)

2.1.2 Методы и подходы исследования

При выполнении эксперимента применялись методики анализа полученных результатов.

Измерение массовой концентрации взвешенных веществ в воде гравиметрическим методом.

В сточной воде производства винилхлорида в виде взвешенных частиц присутствуют окись алюминия, кокс, полимеры, песок.

Беззольный фильтр «синяя лента» складываем, смачиваем дистиллированной водой, помещаем в стаканчик для взвешивания и высушиваем в сушильном шкафу с открытой крышкой стаканчика до постоянной массы при температуре 105°С. Во время охлаждения в эксикаторе и во время взвешивания стаканчики закрываем крышкой, охлаждаем в эксикаторе до комнатной температуры в течение 30 мин. Первое взвешивание проводим через 30 мин: m₀₁ = 1,0492 г. Последующее взвешивание проводим через 30 мин: m₀₂ = 1,0491 г. Постоянная масса считается достигнутой, если разница между двумя последующими взвешиваниями не превышает ±0,0002 г: m₀ = 1,0491 г.

Анализируемую пробу сточной воды хорошо взбалтываем, отмеряем цилиндром 200 см³ пробы и фильтруем через фильтр, предварительно доведенный до постоянной массы. Оставшийся на стенках цилиндра осадок смываем небольшой порцией дистиллированной воды, сливая промывные воды на тот же фильтр. По окончании фильтрования осадок на фильтре дважды промываем холодной дистиллированной водой. Даём жидкости полностью стечь и переносим фильтр с осадком в тот же стаканчик для взвешивания, в котором высушивался фильтр до постоянного веса. Фильтр с осадком высушиваем при температуре 105°С в сушильном шкафу и доводим до постоянной массы.

Обработку результатов измерения массовой концентрации взвешенных веществ в воде выполняем по формуле, мг/дм3:

где m₁ – масса бюкса с фильтром и осадком, г;

m₀ – масса бюкса с фильтром, г;

V – объём пробы взятый на анализ, см³.

Измерение массовой концентрации ионов меди (II).

Для измерения массовой концентрации ионов меди (II) в сточной воде производства винилхлорида применяется фотоколориметрический метод.

Приготавливаем раствор диэтилдитиокарбамата свинца в четыреххлористом углероде. В делительную воронку вместимостью 500 см³ помещаем 50 см³ дистиллированной воды, прибавляем 0,1 г свинца (II) уксуснокислого, перемешиваем до растворения его и вводим в раствор 0,1 г диэтилдитиокарбамата натрия, предварительно растворенного в 50 см³ дистиллированной воды. Образуется белый осадок диэтилдитиокарбамата свинца. После этого приливаем 250 см³ четыреххлористого углерода и взбалтываем, осадок растворяется. Водный раствор отбрасываем, органический слой фильтруем через бумажный фильтр, собирая его в мерную колбу вместимостью 500 см³. Доводим раствор до метки, перемешиваем, переносим в склянку из темного стекла.

Приготавливаем раствор соляной кислоты (1:1). Смешиваем равные объемы концентрированной соляной кислоты и дистиллированной воды, приливая солянцю кислоту порциями при перемешивании в дистиллированную воду, после чего раствор необходимо охладить.

Приготавливаем раствор соляной кислоты с массовой долей 5%. В мерную колбу вместимостью 100 см³ наливаем 50 см³ дистиллированной воды, приливаем 12 см³ концентрированной соляной кислоты (ρ=1,18 г/см³), перемешиваем, охлаждаем, доводим до метки дистиллированной водой и снова перемешиваем.

Приготавливаем раствор азотной кислоты с молярной концентрацией С_(HNO3) = 1 моль/дм³. В мерную колбу вместимостью 500 см³ наливаем 100 см³ дистиллированной воды и порциями при перемешивании приливаем 36 см³ концентрированной азотной кислоты (ρ=1,38 г/см³), доводим до метки дистиллированной водой и перемешиваем.

Приготавливаем стандартный раствора меди (II). Вскрываем стеклянную ампулу государственного стандартного образца состава раствора меди (II) с массовой концентрацией 1 мг/см³. Пипеткой отбираем 1 см³ раствора в мерную колбу 100 см³, доводим объем раствора до метки раствором азотной кислоты молярной концентрации С(HNO₃) = 1 моль/дм³ и перемешиваем. 1 см³ полученного раствора соответствует 0,01 мг ионов меди (II).

Подготавливаем пробу сточной воды. При наличии в анализируемой органических примесей, 60 мл анализируемой воды подкисляем до рН=4, кипятим до уменьшения объема на 1/3, охлаждаем и дистиллированной водой доводим до первоначального объема. После обработки воду профильтровываем через плотный фильтр.

В ряд делительных воронок вместимостью 250 см³ отбираем из бюретки 5, 10, 15, 20, 25 мл стандартного раствора ионов меди (II) с массовой концентрацией 0,01 мг/дм3. Доводим объем каждого раствора до 100 см³ дистиллированной водой. Приливаем пипеткой по 0,2 см³ раствора соляной кислоты (1:1) и по 10 см³ раствора диэтилдитиокарбамата свинца в ЧХУ. Смеси энергично встряхиваем в течение 2-х мин. После разделения слоев сливаем органический слой в кювету и замеряем оптическую плотность полученных растворов относительно четыреххлористого углерода на фотоколориметре при длине волны λ = 440 нм с толщиной поглощающего свет слоя 20 мм. Измерения производим 3 раза с целью исключения случайных результатов и усреднения данных. Результаты измерений представлены в таблице 2.2.

Таблица 2.2 – Оптическая плотность градуировочных растворов меди (II)

V, мл	D1	D2	D3	Dср
5	0,143	0,144	0,142	0,143
10	0,311	0,312	0,31	0,311
15	0,446	0,446	0,445	0,446
20	0,562	0,561	0,561	0,561
25	0,715	0,714	0,714	0,714

При построении граудировочного графика (рисунок 2.1) по оси ординат откладываем значения оптической плотности, а по оси абсцисс – величину концентрации в мг.

В делительную воронку вместимостью 250 см³ помещаем 10 см³ анализируемой сточной воды. Раствор нейтрализуем по универсальной индикаторной бумаге раствором соляной кислотой с массовой долей 5%, приливаем 0,2 см³ разбавленной соляной кислоты (1:1) и 10 см³ раствора диэтилдитиокарбамата свинца в четыреххлористом углероде.

Рисунок 2.1– Градуировочный график зависимости оптической плотности от концентрации меди

Замеряем оптическую плотность исследуемого раствора: D₁ = 0,231, D₂ = 0,232, D₃ = 0,230, D_ср = 0,231. По полученным данным, пользуясь градуировочным графиком, определяем массу меди в анализируемом растворе и вычисляем концентрацию меди в сточной воде, мг/дм³, по формуле:

где m – масса меди, найденная по градуировочному графику в анализируемой пробе, мг;

V_пр – объем пробы, взятый на анализ, см³.

Измерение массовой концентрации ионов алюминия.

Приготавливаем стандартный раствор алюминия с массовой концентрацией 0,01 мг/см³. Стандартный раствор алюминия с массовой концентрацией 0,01 мг/см³ готовим соответствующим разбавлением основного стандартного раствора алюминия с массовой концентрацией 1 мг/см³ непосредственно перед использованием.

Приготавливаем раствор сульфата аммония. 50 г сульфата аммония растворяем в 100 см³ дистиллированной воды.

Приготавливаем раствора гидроксида натрия. 5 г гидроксида натрия растворяем в 100 см³ дистиллированной воды.

Приготавливаем ацетатный буферный раствор (pH = 4,5). 19 г натрия уксуснокислого помещаем в мерную колбу вместимостью 1000 см³ и растворяем 200 см³ дистиллированной воды, приливаем 8,5 см³ ледяной уксусной кислоты и доводим объем раствора до метки дистиллированной водой. pH буферного раствора устанавливаем потенциометрически на pH-метре, доводим раствором гидроксида натрия до pH=4,5.

Приготавливаем раствор алюминона. 0,5 г алюминона растворяем в 125 см³ нагретой до кипения дистиллированной воды, раствор охлаждаем до комнатной температуры и прибавляем 125 см³ ацетатного буферного раствора.

Приготавливаем раствор аскорбиновой кислоты с массовой долей 3%. 3 г аскорбиновой кислоты растворяем в 97 см³ дистиллированной воды.

В мерные колбы вместимостью 100 см³ приливаем по 5, 10, 15, 20, 25 см3 стандартного раствора алюминия с массовой концентрацией 0,01 мг/см₃. Добавляем в колбы дистиллированной воды 20 см³, приливаем по 1 см³ сульфата аммония, 1 см³ раствора аскорбиновой кислоты, перемешиваем и добавляем 2 см³ раствора алюминона. Раствор перемешиваем, через 5 мин приливаем 10 см³ ацетатного буферного раствора и доводим объем раствора до метки дистиллированной водой. Так же приготавливаем раствор сравнения с повторением тех же операций, только без добавления стандартного раствора. Замеряем оптическую плотность градуировочных растворов на фотоэлектроколориметре по отношению к раствору сравнения при длине волны λ=525 нм, в кювете с толщиной поглощающего свет слоя 30 мм. Значения оптических плотностей градуировочных растворов представлены в таблице 2.3.

Таблица 2.3 - Оптическая плотность градуировочных растворов алюминия

V, мл	D1	D2	D3	Dср
5	0,123	0,123	0,122	0,123
10	0,259	0,258	0,257	0,258
15	0,325	0,324	0,324	0,324
20	0,501	0,502	0,500	0,501
25	0,610	0,610	0,609	0,610

По полученным данным строим градуировочный график, откладывая на оси абсцисс массу алюминия в мг, а на оси ординат соответствующее им значение оптической плотности (рисунок 2.2).

В мерную колбу вместимостью 100 см³ на анализ отбираем 10 см³ анализируемой пробы воды, нейтрализуем пробу водным раствором аммиака с массовой долей 25% по универсальной индикаторной бумаге до рН = 7. Так как проба мутная, предварительно отфильтровываем через фильтр «синяя лента». Добавляем дистиллированной воды до объема примерно 25 см³, 1 см³ раствора сульфата аммония, 1 см³ раствора аскорбиновой кислоты, перемешиваем и добавляем 2 см³ раствора алюминона. Добавляем 10 см³ ацетатного буферного раствора и доводим объем раствора до метки дистиллированной водой. Замеряем оптическую плотность исследуемого раствора: D₁ = 0,340, D₂ = 0,341, D₃ = 0,340, D_ср = 0,340.

По полученным данным, пользуясь градуировочным графиком, определяем массу алюминия в анализируемом растворе и вычисляем концентрацию алюминия в сточной воде, мг/дм³, по формуле:

Рисунок 2.2 – Градуировочный график зависимости оптической плотности от концентрации алюминия

Измерение массовой концентрации ионов железа (III).

Приготавливаем стандартный раствор железа (III). Для этого 0,8634 г железоаммонийных квасцов растворяем в небольшом количестве дистиллированной воды, перенесли в мерную колбу вместимостью 1000 мл и добавляем по каплям соляную кислоты плотностью 1,19 г/см³ до получения прозрачного раствора. Доводим дистиллированной водой объем раствора до метки. В 1 мл этого раствора содержится 0,1 мг иона железа.

Приготавливаем 10% раствор сульфосалициловой кислоты. 100 г сульфосалициловой кислоты растворяем в 900 мл дистиллированной воды.

Приготавливаем раствор аммиака (2:3). 40 мл 25% аммиака разбавляем дистиллированной водой до 100 мл.

Приготавливаем раствора соляной кислоты плотностью 1,12 г/см³. К 65 мл дистиллированной воды прилили 100 мл соляной кислот плотностью 1,19 г/см³.

Производим подготовку пробы сточной воды. При наличии в анализируемой органических примесей 60 мл анализируемой воды подкисляем до рН=4, кипятим до уменьшения объема на 1/3, охлаждаем и дистиллированной водой доводим до первоначального объема. После обработки воду профильтровываем через плотный фильтр.

В мерные колбы вместимостью 100 см³ приливаем по 1, 2, 3, 4, 5 мл стандартного раствора железа (III). Затем добавляем 10 мл дистиллированной воды, перемешиваем, добавляем 5 мл 10% раствора сульфосалициловой кислоты, перемешиваем, добавляем 2,5 мл раствора аммиака и доводим дистиллированной водой до метки. Так же приготавливаем раствор сравнения с повторением тех же операций, только без добавления стандартного раствора. Замеряем оптическую плотность градуировочных растворов на фотоэлектроколориметре по отношению к раствору сравнения при длине волны λ=434 нм, в кювете с толщиной поглощающего свет слоя 50 мм. Значения оптических плотностей градуировочных растворов представлены в таблице 2.4.

Таблица 2.4 - Оптическая плотность градуировочных растворов железа

V, мл	D1	D2	D3	Dср
5	0,243	0,242	0,241	0,242
10	0,464	0,461	0,463	0,463
15	0,667	0,667	0,668	0,667
20	0,851	0,852	0,852	0,852
25	1,069	1,068	1,069	1,069

По полученным данным строим градуировочный график (рисунок 2.3), откладывая на оси абсцисс массу железа в мг, а на оси ординат соответствующее им значение оптической плотности.

В мерную колбу вместимостью 100 см³ на анализ отбираем 10 см³ анализируемой пробы воды. Затем добавляем 10 мл дистиллированной воды, перемешиваем, добавляем 5 мл 10% раствора сульфосалициловой кислоты, перемешиваем, добавляем 2,5 мл раствора аммиака и доводим дистиллированной водой до метки. Замеряем оптическую плотность исследуемого раствора: D₁ = 0,251, D₂ = 0,252, D₃ = 0,250, D_ср = 0,251.

Рисунок 2.3 – Градуировочный график зависимости оптической плотности от концентрации железа

По полученным данным, пользуясь градуировочным графиком, определяем массу железа в анализируемом растворе и вычисляем концентрацию железа в сточной воде, мг/дм³, по формуле:

2.1.3 Результаты проведения экспериментов по реагентной очистке сточных вод

Использование различных флокулянтов для очистки сточных вод

Нами была проведена серия экспериментов с использованием в качестве реагентов различных коагулянтов, флокулянтов и их смесей.

Флокулянт Каустамин-15

Первую серию опытов проводили, используя водорастворимый катионный флокулянт марки Каустамин-15. Каустамин-15 является четвертичным полиамином - полимером на основе эпихлоргидрина и диметиламина. Молекулярная масса от 1*10⁴ до 1*10⁶. Смешивается с водой в любых пропорциях. Стабилен при рН = 1-14.

Условия проведения исследования и дозировки флокулянта представлены в таблице 2.5.

Таблица 2.5 – Условия проведения эксперимента

№ образца	Наименование флокулянта	Доза флокулянта, мл	Концентрация флокулянта, %	Температура, oC
1	Каустамин-15	0,5	1	20
2		1	1	20
3		1,5	1	20
4		0,5	5	20
5		1	5	20
6		1,5	5	20

Результаты очистки сточной воды представлены в таблице 2.6 и на рисунке 2.4.

Таблица 2.6 – Результаты очистки сточных вод флокулянтом Каустамин-15.

№ образца	Концентрация в очищенной воде				Показатель рН
	Взвешенных веществ, мг/л	Ионов меди, мг/л	Ионов железа, мг/л	Ионов алюминия, мг/л
1	362,2	20,1	14,4	0,25	10,32
2	348,4	19,9	14,2	0,24	10,51
3	339,5	19,4	13,9	0,24	10,77
4	322,8	18,7	13,2	0,23	10,81
5	303,3	17,8	12,2	0,22	10,67
6	287,3	17,0	11,8	0,21	10,53

Рисунок 2.4 – Скорость осаждения (Каустамин-15)

Использование флокулянта Каустамин-15 не обеспечивает требуемой степени очистки ни по одному показателю. Эффективность очистки по взвешенным веществам колеблется в пределах от 30 до 45%, по ионам меди – от 27 до 38%, по ионам железа – от 56 до 64%, ионом алюминия – 55-63%. При этом, стоит отметить, что увеличение дозы флокулянта (до 1,5 мл 5%-ного) ведет к увеличению эффективности очистки и увеличению скорости осаждения взвешенных частиц.

Флокулянт ВПК-402

Вторую серию опытов проводили, используя катионный флокулянт марки ВПК-402.

Полиэлектролит марки ВПК-402 – это катионный синтетический водорастворимый высокомолекулярный флокулянт, полученный методом радикальной полимеризации мономера диметилдиаллиламмонийхлорида, синтезируемого путем нагревания в щелочной среде аллилхлорида и диметиламина.

Условия проведения исследования и дозировки флокулянта представлены в таблице 2.7.

Таблица 2.7 – Условия проведения эксперимента

№ образца	Наименование флокулянта	Доза флокулянта, мл	Концентрация флокулянта, %	Температура, oC
1	ВПК-402	0,5	1	20
2		1	1	20
3		1,5	1	20
4		0,5	5	20
5		1	5	20
6		1,5	5	20

Результаты опытов представлены в таблице 2.8 и на рисунке 2.5.

Применение для очистки флокулянта ВПК-402 не обеспечивает требуемой степени очистки до нормативов БОС. Концентрация ионов меди в очищенной воде колеблется в пределах 15,5-19,1 мг/л, железа – 10,9-15,3 мг/л, алюминия – 0,2-0,24 мг/л и взвешенных веществ – 279,4- 340,5 мг/л. С увеличением концентрации и дозы флокулянта эффективность очистки и скорость осаждения возрастают.

Таблица 2.8 – Результаты очистки сточной воды флокулянтом ВПК-402.

№ образца	Концентрация в очищенной воде				Показатель рН
	Взвешенных веществ, мг/л	Ионов меди, мг/л	Ионов железа, мг/л	Ионов алюминия, мг/л
1	340,5	19,1	15,3	0,24	10,59
2	338,1	18,7	14,9	0,23	10,52
3	333,2	18,3	14,5	0,2	10,5
4	322,1	17,05	13,2	0,2	10,45
5	301,8	16,31	12,3	0,24	10,22
6	279,4	15,5	10,9	0,2	10,13

Рисунок 2.5 – Скорость осаждения (ВПК-402)

Флокулянт Вesfloс

Besfloc (Бесфлок) – полимерный флокулянт южнокорейского производства (компания «Kolon Life Science, Inc»), который используется в качестве эффективного дестабилизатора суспензий коллоидного типа, в том числе в комплексе с коагулянтами, повышая эффективность их работы за счет высокой молекулярной массы и возможности формирования более крупных хлопьев. В настоящее время в промышленном масштабе выпускаются анионные (марки K4046Р, K4045,  K4043,  K4041,  K4032,  K4034 и др.); катионные (марки K6841,  K6741, K6735, K6732, K6729,  K6729Р,  K6728, K6665,  K6651,  K6645,  K6641 и др.) и неионогенные (марки K4020, K4000) флокулирующие вещества.

Третью серию опытов проводили, используя анионный флокулянт К4045, катионный флокулянт К6841 марки Besfloc и смесевой флокулянт К6841 и ВПК-402 (1:2). Условия проведения исследования и дозировки флокулянта представлены в таблице 2.9.

Таблица 2.9 – Условия проведения исследования

№ образца	Наименование флокулянта	Доза флокулянта, мл	Концентрация флокулянта, %	Температура, oC
1	K4045	1	0,5	20
2	K6841	1	0,5	20
3	K6841: ВПК-402 = 1:2	1	0,5	20

Результаты опытов представлены в таблице 2.10 и на рисунке 2.6.

Анионный флокулянт К4045 не обеспечивает требуемой степени очистки. Эффективность очистки составляла: по взвешенным веществам – 78%, ионам меди – 83%, железа – 80%, алюминия – 71%. Использование катионного флокулянта К6841 марки Besfloc обеспечивает требуемую степень очистки (до требований БОС) по взвешенным веществам (эффективность 97%), ионам железа (98,5%), ионам алюминия (98,2%); по ионам меди достигнута концентрация в очищенной воде 0,01 мг/л (эффективность 99,96 %).

Таблица 2.10 – Результаты серии опытов с применением флокулянта Вesfloc

№ образца	Концентрация в очищенной воде				Показатель рН
	Взвешенных веществ, мг/л	Ионов меди, мг/л	Ионов железа, мг/л	Ионов алюминия, мг/л
1	114,4	4,7	6,72	0,16	9,56
2	15,3	0,01	0,5	0,01	7,42
3	33,7	0,03	1,39	0,04	7,87

Рисунок 2.6 – Скорость осаждения (Befloc)

Кроме того, флокулянт К6841 показал максимальную скорость осаждения: уплотнение осадка более чем в 10 раз произошло менее чем за 6 минут. Эффективность очистки воды при использовании смесевого флокулянта достигает достаточно высоких значений (92,9-99,8% по основным загрязняющим веществам), но, несмотря на это, очистка воды до требуемых нормативов не обеспечивается.

Флокулянты анионной и неионогенной групп

Четвертую серию опытов проводили, используя анионный флокулянт AN 956 VHM и неионогенный флокулянт FA 920 VHM серии Flopam марки SNF Floerger. Условия проведения исследования и дозировки флокулянтов представлены в таблице 2.11.

Таблица 2.11 – Условия проведения исследования

Номера образцов	Наименование флокулянта	Доза флокулянта, мл	Концентрация флокулянта, %	Температура, oC
1	FA920VHM	0,5	0,5	18
2		1	0,5	18
3	AN956VHM	0,5	0,5	18
4		1	0,5	18

Результаты опытов представлены в таблице 2.12 и на рисунке 2.7.

Использование анионного флокулянта AN 956 VHM и неионогенного флокулянта FA 920 VHM серии Flopam марки SNF Floerger обеспечивает требуемую степень очистки лишь по взвешенным веществам (норматив для БОС 110,6 мг/л). По содержанию ионов тяжелых металлов максимальная степень очистки наблюдается при применении флокулянта FA 920 VHM с концентрацией 0,5% и дозой 1 мл.

Таблица 2.12 – Результаты серии опытов с применением анионного и неионогенного флокулянтов

№ образца	Концентрация в очищенной воде				Показатель рН
	Взвешенных веществ, мг/л	Ионов меди, мг/л	Ионов железа, мг/л	Ионов алюминия, мг/л
1	95,4	0,31	0,90	0,3	9,8
2	72,3	0,23	0,72	0,2	9,56
3	106,7	0,48	2,3	0,48	8,02
4	112,3	0,41	2,25	0,5	7,42

Рисунок 2.7 – Скорость осаждения

Флокулянт Полиакриламид

Пятую серию опытов проводили, используя анионный флокулянт на основе полиакриламида. Условия проведения исследования и дозировки флокулянтов представлены в таблице 2.13.

Таблица 2.13 – Условия проведения испытаний

Номер образца	Наименование флокулянта	Доза флокулянта, мл	Концентрация флокулянта, %	Температура, oC
1	Полиакриламид	0,5	1	20
2		1	1	20
3		1,5	1	20
4		0,5	5	20
5		1	5	20
6		1,5	5	20

Результаты испытаний представлены в таблице 2.14 и на рисунке 2.8.

Таблица 2.14 – Результаты серии опытов с применением полиакриламида

№ образца	Концентрация в очищенной воде				Показатель рН
	Взвешенных веществ, мг/л	Ионов меди, мг/л	Ионов железа, мг/л	Ионов алюминия, мг/л
1	246,2	2,15	3,68	0,39	10,3
2	238,7	2,11	3,60	0,39	10,46
3	232,6	2,06	3,52	0,35	10,5
4	221,1	1,98	3,36	0,31	10,66
5	207,9	1,88	3,17	0,2	10,32
6	183,6	1,65	2,93	0,2	10,1

Рисунок 2.8 – Скорость осаждения (Полиакриламид)

Применение флокулянта Полиакриламид не обеспечивает требуемой степени очистки сточной вод от загрязняющих веществ. Эффективность очистки от ионов меди колеблется в пределах 92-94 %, от ионов железа – от 88,8 до 91%, взвешенных веществ – от 53 до 65 %. Скорость осаждения и осветления возрастает с увеличением дозы флокулянта.

2.1.4 Повышение степени очистки сточных вод флокулянтами путем предварительного применения неорганических веществ, обладающих коагулирующими свойствами

Анализ литературных источников позволил установить, что при совместном осаждении нескольких металлов достигаются лучшие результаты, чем при осаждении каждого из металлов в отдельности, что связано с образованием смешанных кристаллов и адсорбцией ионов металлов на поверхности твердой фазы. 

Кроме этого, для улучшения качества и повышения эффективности процесса очистки воды от ионов меди необходимо наличие в воде ионов железа, характеризующих процесс очистки как совместное соосаждение металлов в сточной воде.

Имеющееся в сточных водах соотношение металлов Fe/Cu = 33,0/27,5 не обеспечивает очистки сточных вод до требуемых нормативов, поэтому в ходе лабораторного исследования по изучению возможности повышения степени очистки сточных вод от ионов меди при добавлении в сток железосодержащих соединений.

Условия проведения эксперимента

Флокуляцию проводили в цилиндрах объемом 0,250 дм³ (3 серии опытов). В три цилиндра наливали по 0,25 дм³ исследуемой жидкости, затем проводили интенсивное перемешивание в течение 3 минут. Время осаждения во всех проводимых опытах составляло 30 минут. Температура – 20 ^oC. рН исходной сточной воды – 10,2.

Концентрация ионов железа в исходной сточной воде составляла 33 мг/л. В первой серии экспериментов нами производилась оценка эффективности очистки сточной воды в зависимости от увеличения соотношения содержания железа и меди, т.е. увеличение концентрации ионов железа до 66 и 99 мг/л соответственно. В качестве флокулянта в данном случае был использован синтетический полимер на основе полиакриламида – Праестол 2510.

Условия проведения испытаний представлены в таблице 2.15.

Таблица 2.15 – Условия проведения испытаний

Номер образца	Концентрация ионов железа в исходной воде, мг/л	Наименование флокулянта	Доза флокулянта, мл	Концентрация флокулянта, %	Температура, oC
1	33,0	Праестол 2510	0,1	0,5	20
2	66,0		0,1	0,5	20
3	99,0		0,1	0,5	20

Результаты испытаний представлены в таблице 2.16 и на рисунке 2.9.

Таблица 2.16 – Результаты серии опытов

№ образца	Концентрация в очищенной воде				Показатель рН
	Ионов меди, мг/л	Ионов железа, мг/л	Ионов алюминия, мг/л
1	3,76	0,17	>0,56	10,0
2	0,01	2,03	0,38	9,8
3	0,2	0,5	>0,56	9,45

При проведении эксперимента установлено, что процессы хлопьеобразования и соответственно их осаждения происходят интенсивнее при повышенном содержании общего железа в сточной воде, сами хлопья имеют более плотную структуру и более крупные, что увеличивает скорость их седиментации (рисунок 2.10).

Рисунок 2.9 – Концентрация загрязняющих веществ в очищенной воде в зависимости от начальной концентрации Fe в воде (t = 20 ^oC)

При соотношении Fe/Cu в сточной воде, равном 33,0/27,5, обеспечивается требуемая степень очистки вод только от железа (0,17 мг/л при норме для БОС 0,63 мг/л); концентрация меди при этом остается на достаточно высоком уровне 3,76 мг/л. С увеличением концентрации ионов железа в исходной сточной воде в 2 раза, происходит одновременно уменьшение ионов меди до 0,01 мг/л и увеличение содержания ионов железа в очищенной воде (2,03 мг/л). При концентрации ионов железа в сточной воде 99 мг/л, концентрации ионов меди и железа в очищенной воде равны 0,2 и 0,5 мг/л соответственно. Стоит также отметить, что при добавлении хлорного железа в сточную воду, происходит ее закисление (уменьшение рН до 9,45).

Образец № 1 Образец № 2 Образец № 3

Рисунок 2.10 – Процесс осаждения сточной воды

Учитывая регламентные данные, температура сточной воды корпуса 4030 составляет 65 ^oC, нами была проведена следующая серия аналогичных экспериментов, но с увеличением температуры стока до 65 ^oC.

Условия проведения испытаний представлены в таблице 2.17.

Таблица 2.17 – Условия проведения испытаний

Номер образца	Концентрация ионов железа в исходной воде, мг/л	Наименование флокулянта	Доза флокулянта, мл	Концентрация флокулянта, %	Температура, oC
1	33,0	Праестол 2510	0,1	0,5	65
2	66,0		0,1	0,5	65
3	99,0		0,1	0,5	65

Результаты испытаний представлены в таблице 2.17 и на рисунке 2.11.

Таблица 2.17 – Результаты серии опытов

№ образца	Концентрация в очищенной воде			Показатель рН
	Ионов меди, мг/л	Ионов железа, мг/л	Ионов алюминия, мг/л
1	3,8	0,2	>0,56	10,1
2	0,4	0,17	>0,56	9,6
3	0,25	0,5	0,46	9,15

Рисунок 2.11 - Концентрация загрязняющих веществ в очищенной воде в зависимости от начальной концентрации Fe в воде (t = 65 ^oC)

Образец № 1 Образец № 2 Образец № 3

Рисунок 2.12 – Процесс осаждения при температуре 65 ^oC

С увеличением температуры эффективность очистки от ионов железа увеличивается, а от ионов меди – наоборот, уменьшается. Так, например, при концентрации железа в воде 66 мг/л, концентрация его в очищенной воде составила 0,17 мг/л, т.е. эффективность очистки увеличилась в 12 раз (при комнатной температуре концентрация железа в очищенной воде 2,03 мг/л). Эффективность очистки от ионов меди (при соотношении Fe/Cu = 66:27,5) при комнатной температуре составила 99,96 %, а при нагревании – 98,5 %

Таким образом, при увеличении содержания ионов железа в сточной воде, а именно при добавлении реагента железо (III) хлорид 6-водный FeCl₃*6 Н₂О, происходит более эффективное осаждение меди за счет образования смешанных кристаллов и адсорбции ионов меди на поверхности твердой фазы; при этом оптимальным является соотношение Fe/Cu = 99:27,5 (рисунок 2.12).

При следующих испытаниях проведена серия аналогичных экспериментов, но с использованием реагента, синтезированного на кафедре «Общая химическая технология» (филиал УГНТУ в г. Стерлитамаке).

Синтез данного соединения был осуществлен в две стадии, температура первой стадии не более 30 ^оС, второй стадии не более 60 ^оС, давление – атмосферное. В таблице 2.19 представлены физико-химические свойства синтезированного реагента (СР).

Таблица 2.19 – Физико-химические характеристики соединения

Наименование	Показатель
1	2
1. Внешний вид	Сиропообразная масса от бесцветного до желтого цвета
2. Растворимость в дистиллированной воде при 400С	полная

1	2
3 3. Стабильность, об/мин (3000 об/мин., τ = 15 мин.)	устойчив (не расслаивается)
4. Относительная вязкость водного раствора в соотношении 1 : 1 об. при 200С,СПз не менее	1,35
5. Плотность при 200С, г/см3 не менее	1,0815
6. Массовая доля азота, % не менее	19,7
7. рН	6,0

Продолжение таблицы 2.19

Условия проведения экспериментов и дозировки флокулянта представлены в таблице 2.20. Испытания провели с использованием реагента железо (III) хлорид 6-водный FeCl₃*6 Н₂О и при различных температурных режимах (комнатной температуре и температуре 65 ^oC).

Таблица 2.20 – Условия проведения испытаний

№ образца	Концентрация ионов железа в сточной воде, мг/л	Наименование флокулянта	Доза флокулянта, мл	Концентрация флокулянта, %	Температура, oC
1	33,0	СР	0,1	1	20
2	99,0		0,1	1	20
3	99,0		0,1	1	65

Результаты очистки сточной воды представлены в таблице 2.21 и рисунке 2.13.

Таблица 2.21 – Результаты очистки сточной воды синтезированным реагентом

№ образца	Концентрация в очищенной воде			Показатель рН
	Ионов меди, мг/л	Ионов железа, мг/л	Ионов алюминия, мг/л
1	3,54	0,4	>0,56	9,7
2	0,3	1,1	0,46	9,35
3	0,22	0,5	0,38	9,55

Рисунок 2.13 - Результаты очистки сточной воды синтезированным реагентом

Анализ таблицы 2.21 и рисунка 2.13 показывает, что наибольшая степень очистки от ионов меди и ионов алюминия наблюдается в третьем образце, т.е. при увеличенном содержании общего железа и повышенной температуре (65 ^oC). Применение флокулянта без добавления соосадителя FeCl₃*6 Н₂О (образец №1) нецелесообразно (рисунок 2.14), т.к. при этом осаждаются лишь ионы железа, а концентрация ионов меди остается на высоком уровне (3,54 мг/л).

Образец №1 Образец №2 Образец №3

Рисунок 2.14 – Процесс осаждения

2. Применение ионообменного сорбента в целях очистки сточных вод

Метод ионного обмена основан на пропускании воды через фильтрующий слой ионообменного материала, нерастворимого в воде.

В качестве ионообменного материала использовался катионообменный сорбент (КОС) производства ООО ПКФ «Полипласт».

Условия проведения испытаний:

- диаметр стеклянной колонки – 3,5 см,

- высота слоя смолы – 15,7 см.

Эксперимент проводился при температурах – 20 и 65 ^oC.

Полученный фильтрат анализировали на содержание меди, железа, алюминия и определяли показатель pH. Результаты очистки сточной воды представлены в таблице 2.22.

Таблица 2.22 – Результаты очистки сточной воды КОС

Температура процесса, oC	Концентрация в очищенной воде			Показатель рН
	Ионов меди, мг/л	Ионов железа, мг/л	Ионов алюминия, мг/л
20	0,74	58,2	0,47	0,5
65	0,46	4,44	0,46	0,6

Использование катионообменного сорбента не обеспечивает требуемой степени очистки сточной воды. Эффективность очистки от ионов меди при температуре 20 и 65 ^oC составляет 97,3 и 98,3 % соответственно.

2. Извлечение хлористого натрия из сточных вод производства винилхлорида

Анализ стока из трубопровода осветленной сточной воды из сборника поз. Е-9 после насоса Н-81,2 за период с 01.01.2021 по 17.10.2021 г. показал, что содержание примесей в сточной воде изменяется довольно значительно. В таблице 2.23 представлены значения минимальной, максимальной и средней концентраций примесей в стоке за указанный период.

Таблица 2.23- Значения минимальной, максимальной и средней концентрации примесей в стоке

Показатель	Минимум	Максимум	Среднее	Норма по ПАК
рН	9,2	12,2	10,4	7,0
Взвешенные, мг/л	5,0	100,0	20,0	279,3
Ионы хлора. мг/л	2663	5386	4125	3166
Ионы меди, мг/л	0,3	3,0	1,0	3,0
Ионы железа, мг/л	0,24	1,2	0,6	1,23
NaCl, г/л	4,268	8,876	6,611

Максимальный разброс значений в 20 раз наблюдается для содержания взвешенных частиц. Наименее подвержены изменениям в 1,3 раза значения рН сточной воды. Следует отметить, что все показатели, характеризующие содержание примесей в стоке кроме концентрации хлорида натрия имеют значения нижеуказанных в нормах ПАК. Концентрация хлорид аниона в сточной воде превышает значения ПДК для водных объектов рыбохозяйственного назначения.

Таким образом, извлечение хлорида натрия из сточной воды производства винилхлорида представляет собой актуальную задачу.

Для извлечения хлористого натрия из сточных вод исследовался процесс их переработки в мембранном электролизере, содержащем катионообменные и анионообменные мембраны. Примерная схема процесса электрохимической переработки приведена на рисунке 2.15.

Рисунок 2.15 – Принципиальная схема мембранного электролизера

К – катионообменная мембрана; А – анионообменная мембрана.

Перед работой в 1 камеру электролизера заливается слабый раствор гидроксида натрия, во 2 камеру электролизера заливается раствор сточной воды, содержащей хлорид натрия, в 3 камеру электролизера заливается слабый раствор соляной кислоты и в 4 камеру электролизера заливается слабый раствор серной кислоты. Щелочь, соляная и серная кислота в соответствующих камерах электролизера необходимы для создания начальной проводимости камер при включении напряжения между электродами.

Включение напряжения на аппарате приводит к появлению электрического тока, обусловленного перемещением ионов в растворах. Ионы натрия под действием кулоновской силы начинают двигаться к катоду и, мигрировав через катионообменную мембрану, извлекаются из 2 камеры электролизера концентрируясь в его 1 камере. Ионы хлора под действием кулоновской силы движутся к аноду и, извлекаясь из 2 камеры, концентрируются в 3 камере, поскольку их дальнейшему движению к аноду препятствует катионообменная мембрана. На электродах происходит разложение воды. На катоде выделяется водород, и генерируются ионы OH^-:

.

На аноде выделяется кислород и происходит генерация ионов Н⁺:

.

Ионы Н⁺ мигрируют в 3 камеру электролизера и задерживаются в ней катионообменной мембраной. Таким образом, происходит извлечение хлористого натрия из 2 камеры электролизера и концентрирование гидроксида натрия в 1 камере, а соляной кислоты в 3 камере аппарата.

Сточная вода, используемая в эксперименте взята из трубопровода осветленной сточной воды из сборника поз. Е-9 после насоса Н-81,2 содержала 8,34 г/л хлорида натрия и имела рН, равную 10,4.

Для исследования процесса извлечения хлорида натрия из сточной воды и процесса генерирования гидроксида натрия и соляной кислоты в соответствующих камерах электролизера нами в лаборатории электрохимии (филиал УГНТУ в г. Стерлитамаке) был изготовлен аппарат, схематично представленный на рисунке 2.16.

Конструкция электролизера представляла собой фильтр-прессную сборку из четырех ячеек, разделенных электродными пластинами. Каждая ячейка состояла из четырех камер, выполненных из пластин ПВХ и разделенных ионообменными мембранами катионообменной К марки МК-40 и анионообменной А марки МА-40. Рабочая поверхность каждой мембраны равнялась 60 см². Через камеры 2 циркулировала сточная вода. Через анодные камеры циркулировал 0,1 Н раствор H₂SO₄

Рисунок 2.16 – Мембранный электролизер

- анод; + катод; К - катионообменная мембрана; А - анионообменная мембрана.

Катодные камеры перед опытом заполнялась 0,1 Н раствором NaOH, а камеры 3 – 0,1 Н раствором HCl. Растворы NaOH и HCl, генерируемые в катодных камерах и камерах 3 аппарата, по мере накопления, собирались в соответствующих емкостях.

Для исследования процесса извлечения хлорида натрия из стока объем сточной воды, циркулирующей во 2-х камерах аппарата, во всех опытах оставался одинаков и составлял 1 л.

На рисунке 2.17 представлена зависимость концентрации хлорида натрия в сточной воде, циркулирующей во 2-х камерах электролизера от времени его работы. Видно, что на процесс извлечения хлорида натрия из стока влияет мембранная плотность тока. Так с ростом плотности тока на мембранах увеличивается интенсивность извлечения хлорида натрия и уменьшается его остаточная концентрация, достигнутая в опыте. Следует отметить, что в начальные моменты времени скорость извлечения ионов хлора из 2 камер электролизера ниже, затем наблюдается ее рост, а потом снова уменьшение. Особенно это выражено для мембранной плотности тока равной 10 мА/см². Такая зависимость концентрации хлорида натрия, очевидно, определяется высоким присутствием ионов гидроксила в сточной воде. В результате сначала происходит извлечение ионов гидроксила, а затем ионов хлора.

Рисунок 2.17 – Зависимость концентрации хлорида натрия в сточной воде

В таблице 2.24 приведены величины скорости извлечения хлорида натрия из стока и его остаточная концентрация и рН раствора после опыта. Так при мембранной плотности тока 10мА/см² скорость извлечения хлорида натрия из стока равна 0,067 г/л·мин, а при мембранной плотности тока 40 мА/см² скорость извлечения хлорида натрия из стока составляет 0,184 г/л·мин. Остаточная концентрация хлорида натрия в сточной воде изменяется от 300 мг/л при мембранной плотности тока, равной 10 мА/см² до 60 мг/л при мембранной плотности тока, равной 40 мА/см². Следует отметить, что во всех опытах остаточная концентрация хлорида натрия, достигнутая в сточной воде после ее обработки в мембранном электролизере имеет значения ниже ПДК для водных объектов рыбохозяйственного назначения, известно, что ПДК ионов хлора для водоемов рыбохозяйственного значения составляет 300 мг/л.

Таблица 2.24 - Скорость извлечения хлорида натрия из стока и его остаточная концентрация

Плотность тока, мА/см2	Скорость извлечения NaCl, г/л·мин	Минимальная концентрация NaCl, мг/л
10	0,067	300
20	0,091	110
30	0,138	77
40	0,184	60

Исследование процесса генерирования гидроксида натрия и соляной кислоты в 1 и 3 камерах электролизера отличалось от первой серии экспериментов тем, что объем сточной воды, циркулирующей во 2-х камерах аппарата, был увеличен до 10 л. Такая необходимость обусловлена следующим: необходимо, чтобы изменение содержания хлорида натрия в сточной воде было незначительным и таким образом не оказывало влияния на достижение максимальной концентрации продуктов, генерируемых в камерах концентрирования.

На рисунке 2.18 приведена зависимость концентрации гидроксида натрия в катодных камерах электролизера от времени работы аппарата.

Установлено, что в начальные моменты времени концентрация гидроксида натрия, генерируемая в катодных камерах электролизера возрастает, затем скорость роста концентрации уменьшается и в конечном итоге становится равной нулю. Значение скорости генерирования гидроксида натрия в 1-х камерах электролизера определяется мембранной плотностью тока.

В таблице 2.25 представлены значения скорости генерирования гидроксида натрия в аппарате в течение первых 60 мин работы и его максимальная концентрация.

Так при мембранной плотности тока 10мА/см² скорость генерирования гидроксида натрия равна 1,33 г/л·мин, а при мембранной плотности тока 40 мА/см² скорость генерирования гидроксида натрия составляет 3,42 г/л·мин.

Таблица 2.25 - Скорость генерирования гидроксида натрия в аппарате и его максимальная концентрация

Плотность тока, мА/см2	Скорость генерирования NaOH, г/л·мин	Максимальная концентрация NaOH, г/л
10	1,33	98,2
20	1,93	149,8
30	2,67	194,3
40	3,42	218,1

Максимальная концентрация гидроксида натрия в 1-х камерах электролизера изменяется от 98,2 г/л при мембранной плотности тока 10 мА/см² до 218,1 г/л при мембранной плотности тока 40 мА/см².

Рисунок 2.18 - Зависимость концентрации гидроксида натрия в катодных камерах электролизера от времени работы аппарата

На рисунке 2.19 приведена зависимость концентрации соляной кислоты, генерируемой в 3-х камерах электролизера от времени. Характер изменения концентрации соляной кислоты генерируемой в электролизере аналогичен характеру изменения гидроксида натрия.

В таблице 2.26 представлены значения скорости генерирования соляной кислоты в аппарате в течение первых 60 мин работы и ее максимальная концентрация.

Таблица 2.26 - Скорость генерирования соляной кислоты в аппарате и ее максимальная концентрация

Плотность тока, мА/см2	Скорость генерирования HCl, г/л·мин	Максимальная концентрация HCl, г/л
10	0,412	37,1
20	0,698	51,9
30	0,942	69,2
40	1,095	75,9

Так при мембранной плотности тока 10мА/см² скорость генерирования соляной кислоты равна 0,412 г/л·мин, а при мембранной плотности тока 40 мА/см² скорость генерирования гидроксида натрия составляет 1,095 г/л·мин. Максимальная концентрация гидроксида натрия в 3-х камерах электролизера изменяется от 37,1 г/л при мембранной плотности тока 10 мА/см² до 75,9 г/л при мембранной плотности тока 40 мА/см².

Анализ проведенных серий опытов по реагентной очистке сточных вод показал, что из рассматриваемых флокулянтов наилучшие показатели по скорости осаждения, содержанию взвешенных веществ и других примесей в очищенной воде имеют следующие марки: Besfloc, Flopam, полиакриламид, ВПК – 402, Каустамин-15, а также синтезированный в лаборатории филиала реагент.

Рисунок 2.19 - Зависимость концентрации соляной кислоты, генерируемой в 3-х камерах электролизера от времени

Применяемые раздельно флокулянты марки ВПК-402, Каустамин-15 обеспечивают неудовлетворительную скорость осаждения взвешенных частиц, при этом практически не наблюдается образования хлопьев, сохраняется мутность раствора и наблюдается более низкая степень очистки по сравнению с другими марками флокулянтов.

Сравнивая используемые марки флокулянтов, следует отметить, что при использовании флокулянта Besfloc K6841 с 0,5 % концентрацией с высоким катионным зарядом и высокой молекулярной массой наблюдается наибольшая степень очистки 97,05%. Как видно из рисунка 2.6 при добавлении флокулянта процесс осаждения взвешенных веществ завершается за 5 минут. При этом наблюдалось образование крупных рыхлых хорошо оседающих хлопьев и быстрое осветление исследуемой жидкости, флокулированные частицы оседали на дно цилиндра. Совместное применение флокулянта с ВПК-402 обладает меньшей эффективностью, степень очистки составляет 93,51%.

Результаты экспериментов показали, что применение анионных флокулянтов марок Вesflok, Flopam не обеспечивает достаточно высокой степени очистки и составляет соответственно 77,98 и 78,38 %. При этом наблюдалось образование мелких хлопьев. Аналогичные результаты наблюдалось при применении флокулянта Полиакриламид, но стоит отметить, что при увеличении дозы флокулянта до 1,5 мл, осаждение взвешенных веществ возрастает. Неионогенный флокулянт Flopam показал большую степень очистки 86,08%, чем анионные флокулянты.

Кроме того, установлено, что наибольшая степень очистки от ионов меди и ионов алюминия наблюдается при применении синтезированного нами реагента вместе с соосадителем FeCl₃*6 Н₂О (температура процесса 65⁰С).

Результаты проведенных экспериментов по электрохимической очистке показали, что переработка сточной воды производства винилхлорида в мембранном электролизере позволяет извлекать из стока хлорид натрия до остаточных концентраций, равных 60 мг/л, что значительно ниже, чем ПДКрх (300 мг/л по ионам хлора). При этом, наряду с процессом очистки сточной воды от хлорида натрия возможно получение гидроксида натрия с концентрацией до 218 г/л и соляной кислоты с концентрацией до 75,9 г/л, которые могут использоваться как в производственном процессе, так и для корректировки рН сточной воды.

Таким образом, целесообразным является дальнейшее продолжение исследовательских работ по интенсификации процесса очистки указанными реагентами и с помощью электрохимических методов с целью установления оптимальных режимных параметров процесса и дальнейшей разработки принципиальной технологической схемы очистки сточных вод.