Проблемы экологии автотранспорта / volume1

экологические задачи, связанные с загрязнением окружающей среды нефтью НП, включая:

-определение остаточного содержания НП в почвах в результате многолетнего накопления техногенных углеводородов;

-изучение направленности процессов трансформации состава разлитой нефти и НП в почвах;

-оценка уровня нефтезагрязнения и степени его деструкции в процессе проведения рекультивационных работ, что необходимо при создании новых эффективных способов очистки нефтезагрязненных территорий;

-мониторинг, как объектов нефтегазового комплекса, так и особо охраняемых природных объектов.

[1]Глязнецова Ю.С., Зуева И.Н., Чалая О.Н., Лифшиц С.Х. Нефтезагрязнение почвогрунтов и донных отложений на территории Якутии (состав, распространение, трансформация) - Якутск: Асхаан, 2010. - 160 с

[2]Другов Ю.С., Родин А.А. Экологические анализы при разливах нефти и нефтепродуктов. Практическое руководство: 2-е изд. – М., 2007. С.177-214.

НОВЫЙ МЕТОД МОНИТОРИНГА СОДЕРЖАНИЯ ЖЕЛЕЗА В ВОДЕ ХОЗЯЙСТВЕННО-ПИТЬЕВОГО НАЗНАЧЕНИЯ

Горюнова А.Г., Бабкина С.С., Росин И.В.

Московский государственный открытый университет, 107996, РФ, г. Москва, улица П.Корчагина, 22, alevtinagoryunova@yandex.ru

Работы по созданию «виртуального» мониторинга, основанного на формировании прогнозной информации о качестве поверхностных вод, приобретают особую значимость. Это необходимо для своевременного обнаружения возможного загрязнения водоисточников различными токсикантами, включая железо, и принятия соответствующих решений по его локализации и ликвидации. Для создания такого мониторинга в течение последних 10 лет проводилось изучение сезонных и годовых изменений основных параметров качества воды

251

Москворецкого водоисточника в зоне ответственности Рублевского отделения Центра контроля качества воды (РО ЦКВ). Отбор проб осуществляли в семи постоянных пунктах слежения на р. Москве − с. Каринское, г. Звенигород, с. Успенское, с. Ильинское, Западная станция водоподготовки, Рублевская ГЭС и в устье ее основного левого притока р. Истры − с. Дмитровское. Для проведения анализов применяли стандартизированные методики, использующиеся в РО ЦКВ. На основе полученных данных были построены графики сезонных изменений всех исследованных параметров качества воды и проведен их анализ. Получены усредненные данные за десятилетний период, анализ которых показал, что выявленные сезонные изменения исследованных параметров достаточно устойчивы и повторяются с небольшим разбросом (порядка 1015%) в течение 10 лет, то есть система реки находится в устойчивом состоянии. Эта повторность дала возможность осуществить поиск корреляционных зависимостей между исследованными параметрами и концентрацией железа в воде. В результате проведенных исследований было выявлено, что коэффициент корреляции в течение всего периода наблюдений содержания железа и цветности находится в диапазоне 0,60- 0,83; а содержания железа и мутности 0,76-0,92. Однако при довольно стабильных корреляционных зависимостях построить калибровочные графики в координатах СFe-мутность и СFe- цветность для дальнейшего определения по ним содержания железа в воде не удается из-за большого разброса экспериментальных точек. Причиной этого является постоянное изменение соотношений СFe/мутность и СFe/цветность во времени, то есть величины этих соотношений зависят от времени отбора и анализа проб. Однако, как показали дальнейшие эксперименты, изменения соотношений СFe/цветность и СFe/мутность от времени довольно хорошо описываются уравнениями шестого порядка. Таким образом, полученные нами уравнения могут быть использованы для прогнозирования содержания железа в воде по результатам анализа ее мутности и/или цветности в любой период времени без проведения непосредственного анализа самого железа. Учитывая устойчивость выявленных закономерностей их

252

использование возможно без какой-либо корректировки, то есть без повторного построения градуировочного графика, в течение

7-10 лет.

Таким образом, на основе изучения закономерности сезонных и годовых изменений параметров мутности и цветности, разработан новый метод прогнозного определения концентрации железа в водных средах. На основании разработанного метода предложен способ, который заключается в косвенном определении содержания железа по результатам анализа цветности и мутности с использованием полученных в исследовании корреляционных уравнений. Предложенный метод экомониторинга является простым, быстрым и надежным методом косвенного ежедневного определения (прогнозирования) содержания железа в воде источников водоснабжения. Этот метод позволяет увеличить надежность всей системы контроля качества природных вод, более оперативно устанавливать источник возможного их загрязнения железом. Метод уменьшает расход дорогостоящих реактивов, снижает затраты квалифицированного труда, отличается экспрессностью, и, в случае внедрения, даст возможность получить положительный экономический эффект.

ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ОПАСНОСТЬ ОТРАБОТАННОГО ЯДЕРНОГО ТОПЛИВА (ОЯТ) АЭС

Губонина З.И., Мельников Д.С.

ФГБОУ «Московский государственный открытый университет им. В.С Черномырдина», 107996, Россия, Москва, ул. Павла Корчагина д.22. xt4@mail.ru

В России накоплено большое количество радиоактивных отходов (РАО) и отработанного ядерного топлива (ОЯТ).

Предприятия ядерного топливного цикла (ЯТЦ) представляют значительную опасность для населения и окружающей среды.

Начиная с 1949 года на предприятиях ЯТЦ произошло более 250 аварий.

253

По официальным данным за 50 лет существования ядерной промышленности в стране произошло 385 различных аварий, в ходе которых пострадали 685 человека, из которых 338 получили острую лучевую болезнь, а 56 скончались.

В каждой тонне ОЯТ находится от 4 до 10 кг реакторного плутония. Хранение 1 грамма плутония обходится в 5-6 долларов в год, российского плутония -200 тонн [1].

Объем (тыс. тонн) выгружаемого из реакторов АЭС России ОЯТ нарастающим итогом приведен в таблице 1, а характеристика емкостей хранилищ для хранения ОЯТ в таблице 2.

Таблица 1 Объем ОЯТ из реакторов АЭС России, тыс. тонн (источник: Кузнецов В.М., 2002)

Примечание * В хранилищах при АЭС на трехлетней выдержке

Таблица 2 Характеристика емкостей хранилищ для хранения ОЯТ (Источник: Кузнецов В.М., 2002г )

Примечание: без учета хранилищ ОЯТ на АЭС Опасная радиоэкологическая ситуация в России в зоне

воздействия ЯТЦ связана прежде всего с использованием на предприятиях жидкостных технологий в уран-плутониевом цикле и в экстрагировании трансурановых элементов,

254

представляющих источник радиоактивных отходов, порождающих проблему водоемов-накопителей, емкостей – хранилищ, что вызывает опасные загрязнений окружающей среды.

Авария на АЭС может нанести огромный ущерб. В 1976 году были оценены потенциальные последствия аварий, при которых в атмосферу выбрасывается большое количество радиации. Диапазон оценки был следующим:

-от гибели - 700 человек в результате аварии на небольшом реакторе, до смерти 100 тыс. человек при аварии на большом реакторе;

-от раковых заболеваний, вызванных радиоактивным заражением , должно погибнуть от 3 до 40 тыс. человек; -всего от аварии может пострадать от 4 до 600 тыс. человек.

Для сравнения: в результате взрыва атомной бомбы, сброшенной на Хиросиму, погибли 140 тыс. человек, в Нагасаки-70тыс. (Дэвид Лохбаум, 2002г.)

[1] Кузнецов В.М. Российская атомная энергетика. Вчера, сегодня, завтра. М; Атомиздат, 2000 г.

НОВЫЕ ПОДХОДЫ К ОПРЕДЕЛЕНИЮ ДИОКСИНОПОДОБНЫХ ЭКОТОКСИКАНТОВ

Гумерова Г.И., Гоголь Э.В, Ханнанова А.Р.

Казанский национальный исследовательский технический университет им. А.Н. Туполева, 420111, Россия, г. Казань, ул.

К.Маркса, 10, geri6872@mail.ru

Проблема качественного и количественного определения диоксиноподобных экотоксикантов в объектах окружающей среды с каждым днем становится все актуальнее. Недавно был принят СанПиН 2.3.2.2401-08 «Дополнения и изменения № 10 к санитарно-эпидемиологическим правилам и нормативам СанПиН 2.3.2.1078-01. Он обязывает определять содержание диоксинов в пищевой продукции, которое не должно превышать 0,00000075 мг/кг. Эта норма токсического эквивалента диоксинов/ кг продукта действует в Европе уже с 2001

255

(2375/2001/EC). Многие существующие методы определения диоксинов не дают такой точности, а те что дают – чрезвычайно дороги, трудоемки и продолжительны.

Внастоящее время количественные параметры содержания диоксинов ряда ПХДД/ПХДФ любой степени сложности в объектах окружающей среды способны определять ограниченное число аналитических лабораторий развитых стран. Работа по анализу диоксинов сопряжена с большими трудностями – методическими, техническими и материальными.

Сформировалось два подхода к определению диоксинов:

- одновременное определение всех гомологов и изомеров в одной фракции путем обогащения по измеряемым компонентам (отделение от матрицы);

- определение отдельных изомеров, в особенности наиболее тосичных 2,3,7,8-ТХДД и 2,3,7,8-ТХДФ.

Восновном эти подходы нацелены на использование ГХМС/МС. Стоимость одного анализа составляет около 1000 $ США. При этом на полный анализ ксенобиотиков из проб окружающей среды затрачивается до трех месяцев, что существенно снижает информативность определения.

Решением данной проблемы могут стать альтернативные методы определения экологической опасности диоксинов ряда ПХДД/ПХДФ, в частности ферментные. Они сочетают преимущества ферментов (высокая чувствительность к экотоксинам) и аппаратных средств контроля (количественная оценка загрязнения и возможность автоматизации).

Всвязи с этим предлогается система экологического мониторинга и оценки экологического риска диоксиноподобных ксенобиотиков, включающая в себя недорогие и удобные в использовании биосенсоры, позволяющие детектировать присутствие диоксинов по упрощенным методикам в водноорганических экстрактах без длительной пробоподготовки и последующего удаления органического растворителя и универсальную плату для решения задач сбора данных электрохимической системы и управления в виртуальноориентированной среде графического программирования, обеспечивающую высокую скорость передачи, регистрации и обработки данных электрохимической ячейки.

256

Предложенная система сочетает в себе низкую стоимость анализа (1-15 $), возможность обнаружения токсиканта на уровне нг/кг, с диапазоном определяемых концентраций не менее двух порядков величины и продолжительностью анализа не более одного часа. Обслуживание системы не требует наличия квалифицированного персонала (достаточно 1-3 часов подготовки) и сложной пробоподготовки. Систему можно использовать в составе передвижной лаборатории (на автомобиле).

ИССЛЕДОВАНИЕ АГРЕГАТИВНОЙ УСТОЙЧИВОСТИ РАСТВОРОВ СУЛЬФАТНОГО МЫЛА

Демьянцева Е.Ю., Смирнова О.В., Анферова М.С.

ФГБОУ ВПО «Санкт-Петербургский государственный технологический университет растительных полимеров», 198095, Россия, г. Санкт-Петербург, ул. Ивана Черных, д.4; demyantseva@mail.ru

В настоящее время задачей повышения эффективности целлюлозно-бумажного производства является комплексное использование вторичных продуктов от варки целлюлозы. Черный щелок содержит ряд ценных веществ, таких как сульфатный лигнин и сульфатное мыло, имеющих довольно широкое применение в самых различных отраслях промышленности. Основные недостатки технологических решений выделения данных компонентов, существующие на данный момент, заключается в высокой энергоемкости процессов выпаривания, а также снижении качества получаемых продуктов.

Неполное выделение сульфатного мыла обусловлено двумя основными факторами: особенностью его коллоиднохимической характеристики и несовершенством аппаратурного оформления процесса. Растворы мыл обладают полидисперсностью. В щелоке остается молекулярно растворенное мыло, коллоидные частицы и мелкие нейтральные мицеллы. Для сокращения потерь мыла необходимо извлекать

257

не только грубодисперсные, но и молекулярно- и коллоиднорастворенные частицы. В работе была исследована агрегативная и седиментационная устойчивость растворов сульфатного мыла в присутствии различных электролитов, полиэлектролита и поверхностно-активных веществ. Было показано, что в присутствии ПАВ образуются более крупные мицеллы мыла. Их молекулярная масса в 3-4 раза превышает мицеллярную массу мыл в водном растворе без реагента, что и способствует улучшению выделения сульфатного мыла из раствора.

СРАВНИТЕЛЬНЫЙ АНАЛИЗ СПОСОБОВ ВЫДЕЛЕНИЯ СУЛЬФАТНОГО ЛИГНИНА

Демьянцева Е.Ю., Смирнова О.В., Михайлов Д.В.

ФГБОУ ВПО «Санкт-Петербургский государственный технологический университет растительных полимеров», 198095, Россия, г. Санкт-Петербург, ул. Ивана Черных, д.4; demyantseva@mail.ru

В настоящее время для регенерации химикатов после сульфатной варки используются содорегенерационные котлы (СРК), в которых органическая часть черного щелока сгорает, а минеральную часть используют для получения активного гидроксида натрия. Данная технология является энергетически невыгодной из-за расхода большого количества тепла на стадии СРК. Для снижения расходов тепла требуется, как можно более полно выделить органическую часть черного щелока на предварительной стадии. Основную часть органических веществ отработанных щелоков, составляя до 50 % от их массы, представляет собой сульфатный лигнин, который является продуктом деструкции природного лигнина древесины в условиях сульфатной варки, выделяемым из черного щелока путем осаждения кислотами. При выделении щелочного лигнина практическое значение имеют углекислотный и сернокислотный методы. При использовании углекислотного метода можно выделить около 60% лигнина. рН раствора снижается до 8,0-8,5, что является преимуществом этого метода,

258

т.к. на нейтрализацию потребуется меньший расход химикатов. Недостатком углекислотного метода является плохая фильтруемость осадка. При применении сернокислотного метода выход лигнина значительно больше и может составлять 90%, при этом рН среды значительно снижается до 2-4. В работе был исследован комбинированный способ выделения сульфатного лигнина, который состоит из последовательного осаждения лигнина углекислотой до рН 8-10, а затем обработки полученного осадка серной кислотой до рН 2-3, который легко фильтруется и промывается.

ВЛИЯНИЕ ФЕРМЕНТАТИВНОЙ ОБРАБОТКИ И ПАВ НА ОСТАТОЧНУЮ СМОЛИСТОСТЬ ЦЕЛЛЮЛОЗНЫХ ПОЛУФАБРИКАТОВ

Демьянцева Е.Ю., Смирнова О.В., Солодуха Н.В., Сопнева Л.А., Копнина Р.А.

ФГБОУ ВПО «Санкт-Петербургский государственный технологический университет растительных полимеров», 198095, Россия, г. Санкт-Петербург, ул. Ивана Черных, д.4; demyantseva@mail.ru

В работе исследовано влияние фермента липазы разных производителей на остаточную смолистость волокнистых полуфабрикатов. Были исследованы сульфитная хвойная целлюлоза, сульфатная лиственная целлюлоза и композиция для производства газетной бумаги, состоящая преимущественно из древесной массы. Результаты сравнительного анализа действия липазы на волокнистые полуфабрикаты показывают, что обработка липазой приводит к значительному снижению смолы в композиционном полуфабрикате по сравнению с сульфатной и сульфитной целлюлозами. Это связано с наибольшей доступностью компонентов смолы в механических массах и более низкой сорбционной способностью полуфабрикатов высокого выхода. Обнаружено более эффективное влияние липазы на смолу сульфитной целлюлозы по сравнению с сульфатной.

259

В работе исследовано совместное влияние липазы и ПАВ на остаточную смолистость сульфатной лиственной целлюлозы. Выявлена плохая совместимость липазы с ПАВ, применяемыми в настоящее время в производстве сульфатной лиственной целлюлозы для снижения смоляных затруднений. Таким образом, для снижения содержания смолы в целлюлозных волокнистых полуфабрикатах может быть предложен фермент липаза, разрушающий жиры и ограничивающий таким образом возможность отложения вредной смолы.

РЕКОНСТРУКЦИЯ БИОЛОГИЧЕСКОЙ ОЧИСТКИ СТОЧНЫХ ВОД ГУП «БОС» г. НОВОЧЕБОКСАРСКА

Егорова К.Г., Липин К.В.

ФГБОУ ВПО «Чувашский государственный университет имени И.Н. Ульянова», 428015, Россия, г. Чебоксары, Московский пр.

15; kotyonok_85@mail.ru

Предлагается технологическая схема очистки сточных вод, отвечающая современным требованиям, предъявляемым к очищенным сточным водам, сбрасываемым в поверхностные водные объекты. Технологическая схема очистки сточных вод включает в себя следующие этапы (рис. 1): механическая очистка, биологическая очистка (включая сооружения нитрификации-денитрификации), доочистка, реагентная обработка, обеззараживание, обработка осадков.

Рис. 1 - Рекомендуемая технологическая схема очистки

Потоки: П1 – Исходная сточная вода; П2 – Очищенная сточная вода; П3 – рециркулирующий активный ил; П4 – Рециркулирующая иловая смесь; АО –

260