ChSTU repository

МІНІСТЕРСТВО ОСВІТИ І НАУКИ УКРАЇНИ 
ЧЕРКАСЬКИЙ ДЕРЖАВНИЙ ТЕХНОЛОГІЧНИЙ УНІВЕРСИТЕТ 
КАФЕДРА ХІМІЧНИХ ТЕХНОЛОГІЙ ТА ВОДООЧИЩЕННЯ 
 
Реєстраційний №________  
          «Допущено до захисту» 
     Завідувач кафедри  д.т.н., 
професор 
    _________Геннадій СТОЛЯРЕНКО 
                                                                       «____»  _________________2023р. 
 
 
КВАЛІФІКАЦІЙНА РОБОТА МАГІСТРА 
на тему 
КАВІТАЦІЙНО-ФЕРМЕНТАТИВНИЙ КАТАЛІЗ РОБОТИ 
ОЧИСНИХ СПОРУД. 
за спеціальністю 161 «Хімічні технології та інженерія» 
 
 
Науковий керівник Виконавець роботи 
к.т.н. магістрант 
  
__________ Івана ДЕМЧУК  __________ Денис КОЛОСЕНКО  
  
  
  
  
  
  
      Нормоконтроль                         Наталія ФОМІНА 
  
 
Черкаси 2023 
ОГЛЯД ЛІТЕРАТУРИ 
Стійкість екологічної рівноваги природних екосистем регулюється 
різними фізичними, фізико-хімічними та біологічними процесами. 
Надходження в екосистеми токсичних речовин здатне спричинити зсув 
сталої рівноваги, а в разі накопичення забруднень - і її порушення, що 
призводить до негативних наслідків. Одними з найнебезпечніших для 
довкілля забруднювальних речовин, що мають несприятливий вплив на живі 
організми, є ароматичні органічні сполуки. До таких сполук належать: 
феноли, барвники, нафтопродукти та їхні похідні. Джерелами стічних вод, 
що містять ці забруднювальні речовини, можна назвати підприємства з 
виробництва гербіцидів, інсектицидів, синтетичних барвників, підприємства 
залізничного транспорту, нафтопереробні заводи тощо. Проведення робіт із 
використанням бризантних вибухових речовин під час видобування 
корисних копалин також супроводжується утворенням значних кількостей 
фенолів, зокрема й 4-нітрофенолу. Токсичність фенолів зумовлена в 
основному їхніми кумулятивними властивостями, здатністю утворювати 
комплексні сполуки з гемоглобіном крові. Крім того, вони мають мутагенні 
та канцерогенні властивості [1,2]. Нині для очищення стічних вод від фенолів 
застосовують біохімічні, регенераційні, реагентні, електрохімічні та 
окислювальні методи [3-6]. 
Висока токсичність фенолів зумовлює необхідність глибокого 
очищення стічних вод до значень ГДК (таблиця 1.1) перед їх скиданням у 
поверхневі водойми або на рельєф місцевості [7]. 
 
 
 
 
 
 
Таблиця 1.1 - Значення ГДК для фенолів та їхніх похідних при скиданні в 
джерела рибогосподарського призначення [1]. 
 
Найменування ГДК, мг/л Клас небезпеки 
Фенол 0.001 4 
Нітрофенол 0.02 2 
Хлорфенол 0.001 4 
Дихлорфенол 0.002 4 
Трихлорфенол 0.004 4 
 
Примітка: 1 клас надзвичайно небезпечні; 2 клас - високонебезпечні; 3 
клас - небезпечні; 4 клас - помірно небезпечні. 
 
Відомі способи очищення стічних вод: 
1)Установка для очистки стічних вод виконана у вигляді прямокутного 
корпусу, який має парну кількість коридорів потоку мулової суміші стічних 
вод, а весь потік розділений як мінімум на аноксидну та аеробну зони, з 
внутрішньою напірною циркуляцією мулової суміші, причому аеробна зона 
розділена на окремі ділянки сітчастими регенераторами, а в кожній ділянці 
розміщені вільно плаваючі пластмасові носії біоценозу. При цьому система 
внутрішньої напірної рециркуляції мулової суміші складається з 
низьконапірного пропелерного насоса з пологою характеристикою QH 
(витрата – напір) в межах по витраті 50-200 % від витрати стічних вод, 
розташованого в останньому коридорі аеробної зони, горизонтального 
напірного трубопроводу подачі циркуляційного потоку мулової суміші до 
початку першого коридору аноксидної зони, вертикальної скидної труби та 
пристрою регулювання витрати циркуляційного потоку мулової суміші; а 
трубопровід подачі стічних вод на очистку встановлюється на дні, вздовж 
першого коридору в початок аноксидної зони, причому кінець трубопроводу 
подачі стічних вод на очистку зрізаний під кутом 60°. [30] 
2) Пристрій для очищення поверхневих стічних вод з використанням 
пластикових відходів складається з поглибленої ділянки поверхні рельєфу з 
фільтруючими шарами ґрунту, піщаної суміші і пінополіуретанових гранул 
розміром 10-20 мм. Як перший основний фільтруючий шар використовується 
насадка із подрібнених пластикових відходів поліетилентерефталату 
товщиною 25 см. Другим шаром фільтрації стоку є пінополіуретанові 
гранули, які знаходяться у мішках із геотекстильного волокна[31]. Цей метод 
не є надто ефективним, але за рахунок малих витрат на реалізацію може бути 
використаний на етапі першої очистки. 
3) Спосіб включає попереднє очищення стічних вод, їхнє 
знезаражування ультразвуком, подачу поперемінно у щонайменше три 
акумулювальні резервуари та направлення на біологічне очищення з 
наступним сорбційним доочищенням. Подачу стічних вод в акумулювальні 
резервуари здійснюють циклічно за схемою[32]. Використання винаходу 
дозволяє підвищити ефективність очищення стічних вод при скороченні 
витрат сорбенту. 
4) Винахід розкриває різновид водоростей для очищення стічних вод, 
що містять фенол, а мембранний реактор в основному складається з ящика 
для сирої води, аератора, реактора бочкового типу, системи оперативного 
виявлення концентрації, перистальтичного насоса або пульсуючого насоса та 
прозорої ємності для зберігання рідини тощо... Освітлення, необхідне для 
забезпечення росту мікроводоростей лампою для росту рослин; достатнє 
змішування мікроводоростей і фенольних стічних вод за допомогою круглого 
або поперечного розпилювача повітря, а також кисневе і сповільнююче 
забруднення мембрани, необхідне для забезпечення росту мікроводоростей; 
мембранний модуль з'єднаний перистальтичним або пульсуючим насосом з 
прозорою ємністю для зберігання рідини, а вдосконалене очищення 
фенольних стічних вод після деградації здійснюється безпосередньо; 
концентрація мікроводоростей у передній концентрації он-лайн системи 
виявлення стічних вод у режимі реального часу гарантує мікроводоростям 
ефект деградації фенольних стічних вод. Цей винахід має такі 
характеристики, як висока ефективність видалення фенольних стічних вод, 
низька вартість переробки, простота експлуатації; підходить для переробки 
та переробки фенольних стічних вод та інших органічних стічних вод, має 
надзвичайно широкі перспективи застосування[33]. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
2 СУЧАСНИЙ СТАН ТА АНАЛІЗ МЕТОДІВ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ 
ВОД, ЩО МІСТЯТЬ ВАЖКООКИСЛЮВАЛЬНІ  ОРГАНІЧНІ 
РЕЧОВИНИ 
 
2.1 Окислювальні методи очищення стічних вод від фенолів 
Окислювальні методи очищення застосовують у разі неможливості або 
економічної недоцільності вилучення домішок зі стічних вод. Вони 
технологічні, ефективні, не дають осадів. До цієї групи методів належать 
термоокислювальні способи, обробка стоків реагентами-окислювачами 
(наприклад, озоном, хлором), а також електрохімічне окиснення [3,8,9]. 
Реагентне окислення є нині одним із найпоширеніших методів очищення 
стічних вод від фенолів. Як окиснювачі застосовують хлор і деякі його 
сполуки, перманганат калію, біхромат калію, пероксид водню, кисень 
повітря, озон тощо [10, 11]. [10, 11]. Найпоширенішими окислювачами є 
молекулярний хлор і речовини, що містять "активний хлор" - зв'язаний або 
вільний іон ОС1" (двоокис хлору, гіпохлорити кальцію і натрію, хлораміни) 
[10,12]. Активний хлор, взаємодіючи з речовинами, присутніми у воді, бере 
участь у реакціях приєднання, заміщення та окислення. Перебіг цих реакцій 
залежить як від умов проведення процесу (кількості окислювача, рН, часу 
контакту), так і від природи окислюваних речовин. Встановлено [12], що 
окиснення фенолу активним хлором протікає постадійно: на першій стадії 
утворюються хлорфеноли, на другій - багатоатомні феноли, на третій - група 
карбонових кислот. Найінтенсивніший хлорфенольний запах води 
виявляється за мольного співвідношення хлору і фенолу 2:1. Подальше 
збільшення дози хлору до 6:1 призводить до розриву ароматичного кільця з 
утворенням малеїнового ангідриду, і за надлишку хлору 8:1 спостерігається 
найглибше окислення фенолу. 
Як продукти реакції в цьому випадку виявлено, крім малеїнової, також 
муконову і мурашину кислоти. Найкращі результати досягаються при 
окисленні фенолу в слаболужному середовищі (рН 7.2-8.5). 
Незважаючи на простоту і компактність установок для хлорування води, 
доступність і дешевизну хлору та його похідних, метод очищення стічних 
вод активним хлором може мати лише обмежене застосування. Пов'язано це з 
недостатньою глибиною окислення органічних домішок (до органічних 
кислот), утворенням токсичних хлорорганічних сполук, необхідністю 
застосування високих доз активного хлору, високою токсичністю самого 
хлору. 
Один із найперспективніших шляхів базується на процесах окислення 
органічних домішок екологічно "чистими" окислювачами, оскільки під час 
їхнього використання не відбувається вторинне забруднення води 
продуктами розкладання самого реагенту. До "чистих" окиснювачів належать 
озон, пероксид водню та кисень.  
Широкого поширення в практиці очищення питної води та промислових 
стічних вод набуло застосування озону. Окислення озоном дає змогу 
одночасно забезпечити знебарвлення води, усунення присмаків і запахів та 
знезараження. 
Звичайне традиційне застосування озону для глибокого очищення води 
від органічних домішок вимагає його високої питомої витрати. Крім того, 
широке застосування озону в практиці водоочищення стримується наявністю 
в стічних водах досить великої кількості важкоокислюваних органічних 
сполук, які не піддаються глибокому окисленню за простого озонування. Це 
призводить до утворення продуктів неповного окислення, які можуть бути 
більш токсичними, ніж вихідні сполуки. Використання озону 
найефективніше тільки в лужних середовищах, що вимагає застосування 
стійких до окислення конструкційних матеріалів, і, оскільки озон токсичний 
(ГДК = 0.1 мг/м3), необхідно організовувати систему "допалювання" газу, що 
не прореагував. Крім того, вузьким місцем процесу озонування є апаратурне 
оформлення вузла змішування озону з водою [13]. 
Пероксид водню є одним із найефективніших і найперспективніших 
окиснювачів, що застосовуються нині у водопідготовці. Останніми роками 
він починає дедалі ширше використовуватися і під час очищення побутових і 
промислових стічних вод, зокрема в гірничодобувній промисловості, 
хімічній, ЦБВ, у машинобудуванні та ін. [14]. Значний екологічний ефект 
використання пероксиду водню забезпечується насамперед тим, що 
основними продуктами хімічних реакцій, які лежать в основі процесів 
водоочищення, є нешкідливі речовини: Н20, СО2, 02. 
Аналіз літературних даних [15,16-20] показує, що процес 
окислювальної деструкції фенольних сполук пероксидом водню ефективний 
за тривалого оброблення (до 60 хв), підвищеної витрати окиснювача і 
каталізатора - до 39 моль пероксиду водню на 1 моль органічної сполуки і до 
300 мг/л Бе2+ за початкових концентрацій забруднювальних речовин 30-40 
мг/л. 
 
2.2 Вдосконалені окислювальні процеси 
Проведене узагальнення проблем водопостачання та водовідведення 
під час очищення води від токсичних сполук на кшталт фенолів, пестицидів, 
нафтопродуктів, барвників показало, що мала концентрація та дуже низька 
окиснюваність цих сполук призводить до того, що окислювання стає 
ефективним лише за екстремальних умов процесу очищення, якими є 
надкритичні тиски та температура, опромінення світлом, прискореними 
електронами або у-квантами [21]. У цих умовах генерується велика кількість 
оксильних радикалів і реалізується ланцюгове вільно-радикальне окислення 
органічних домішок. 
Вільним радикалом називається частинка, атом або молекула, що має 
на зовнішній оболонці один або кілька неспарених електронів [22]. Це робить 
радикали хімічно активними, оскільки радикал прагне або повернути собі 
електрона, якого не вистачає, забравши його у навколишніх молекул, або 
позбутися "зайвого" електрона, віддаючи його іншим молекулам. 
Утворення радикалів зазвичай відбувається в результаті реакцій 
одноелектронного окислення або відновлення. У таких реакціях зазвичай 
бере участь, поряд з молекулою, з якої радикал утворюється, іон металу 
змінної валентності, який якраз і слугує донором або акцептором одного 
електрона (а не двох одразу, як це буває в реакціях між двома органічними 
молекулами або між органічною молекулою і киснем). 
Процеси, що ґрунтуються на використанні вільних радикалів як окисників, 
отримали назву вдосконалених окислювальних процесів (Advanced Oxidation 
Processes - АОР) [21, 23 - 24]. 
Типовий приклад реакції, в якій утворюється радикал, реакція Фентона 
- взаємодія пероксиду водню з іоном двовалентного заліза (поєднання 
пероксиду водню та двовалентного заліза прийнято називати "реагентом 
Фентона"): 
Fe2+ + Н 0  = Fe3+
2 2  + 'ОН + ОН" (1) 
Гідроксил радикал є сильнішим окислювачем порівняно з іншими  
(див. табл. 2.1, табл. 2.2). 
Таблиця 2.1 - Відносна окислювальна здатність деяких окисників [25, 26]. 
Окиснювач 
Відносна 
окислювальна 
здатність 
Хлор 1.00 
Хлорнувата кислота 1.10 
Перманганат 1.24 
Пероксид водню 1.31 
Озон 1.52 
Атомарний кисень 1.78 
Гідроксил радикал 2.05 
Позитивно заряджений діоксид титану, Ті0 +
2  2.35 
 
 
Таблиця 2.2 - Константи реакції (к, МГ'с "1) озону порівняно з гідроксильним 
радикалом. 
Сполука Оз ОН* 
Хлоровані алкени 10'-104 10у - ю" 
 
Феноли 10у - 10ш 
Кетони 1 10у- 1018 
Спирти ж 2 -1 10*-109 
 
Існує кілька методів, доступних для отримання ОН" радикалів. Їх 
можна розділити на нефотохімічні та фотохімічні методи [28, 29] : 
- озонування в лужному середовищі (рН> 8.5); 
- озон + пероксид водню (03/Н202); 
- озон + каталізатор (О3/Каталізатор); 
- реагент Фентона (Н202/Fe ); 
- 03/УФ; 
- Н202/УФ; 
- 03/Н202/УФ; 
 
 
 
 
Фотохімічні методи: фотоозонування (03+УФ), а також поєднання 
03+Н202, Н202+УФ, Ое+Н202+УФ [25-28] є одночасно окислювальним і 
фотолітичним процесами. Відносний внесок кожного з них залежить від 
багатьох чинників, що включають інтенсивність і спектр  
УФ-випромінювання, співвідношення доз окиснювачів та інтенсивності УФ-
випромінювання, концентрації забруднень та їхньої природи, вмісту деяких 
компонентів природної води, що можуть виступати каталізаторами 
розкладання озону чи пастками ОН-радикалів. Для сполук, що інтенсивно 
поглинають в УФ-області, прискорення їхнього розкладання частково буде 
зумовлене прямим фотолізом речовини. Для сполук, на розкладання яких 
фотоліз істотно не впливає, доцільно використовувати поєднання 
окислювачів Оз - Н2О2. 
Нижче наведено реакції, сукупність яких характеризує процеси, що 
протікають у нефотохімічних системах: 
Fе2+ + Н202 -> Fе3+ + НО* + ОН" (2.1) 
Fе2+ + 'ОН -> Fе3+ + ОН" (2.2) 
'ОН + н2о2 -> но% + н2о (2.3) 
Fе3+ + НО% -> Fе2+ + Н+ + 02 (2.4) 
Fе2+ + 02 -> (Fе02)
2+ (2.5) 
(Fе0 )2+ + 2Н+ =2Fe3+
2  + Н202 (2.6) 
Сукупність послідовних стадій, що реалізуються в кожному 
конкретному випадку під час окислення субстратів (8), залежить від типу 
субстрату, від властивостей субстратного радикала, що утворюється, а також 
від умов експерименту (концентрацій реагентів, рН середовища). 
АОР процеси успішно застосовують для окислення сполук, що 
зумовлюють присмаки і запахи води, гумусових сполук, тригалогенметанів, 
ароматичних вуглеводнів, низькомолекулярних карбонових кислот, 
аліфатичних альдегідів і кетонів, які є проміжними продуктами озонолізу 
багатьох органічних забруднень. 
Технології очищення води на основі реагенту Фентона мають низку 
переваг порівняно з іншими: під час використання заліза спільно з 
пероксидом водню не потрібне створення складного апаратного оформлення; 
залізо, як реагент, є доступним і не токсичним.  
Як зазначено вище, на протікання реакції впливає велика кількість 
чинників, зокрема, кількість пероксиду водню, двовалентного заліза та рН 
середовища. Оптимальне співвідношення Fе2+ / НЮ для хлорфенолів 0.04-
0.2, для фенолу 0.01-0.1 і 0.04-0.1 для нітрофенолів рН перебуває в межах від 
2 до 3.5, оскільки за цих значень рН залізо перебуває в розчиненому вигляді, 
не випадаючи осад у вигляді гідрооксиду (рис. 2.1). 
                  
Рисунок 2.1 – Діаграма Пурбе 
 
Основною проблемою під час використання системи Фентона є 
постійне споживання двовалентного заліза і накопичення тривалентного. 
Процес практично зупиняється, щойно все двовалентне залізо перейшло в 
тривалентне. Тому головним завданням для реалізації процесу Фентона 
можна назвати повернення в реакцію двовалентного заліза. 
Існують такі способи розв'язання цієї проблеми: реалізація процесу 
фото-Фентона і дозування в реакційну суміш розчину іонів двовалентного 
заліза. 
При введенні в систему УФ-випромінювання, можна реалізувати 
повернення двовалентного заліза за такою схемою: 
 
      Fе3++Н20 ="Fе2++НО*+ОН~                                                                     (2.7) 
  
Цей процес дає змогу вдруге отримувати гідроксил радикал і за 
наявності необхідної кількості пероксиду водню продовжувати цикл реакції 
Фентона. 
Другий варіант підтримання процесу Фентона - постійне введення 
заліза у двовалентній формі, що дає змогу підтримувати реакцію, а додавання 
різних стійких комплексів, таких як ЕДТА, дає змогу розширити діапазон рН 
під час проведення реакції до 6. 
Припускають, що в присутності фенолу можливий інший механізм 
відновлення Fе3+ - через проміжні продукти окиснення фенолу: пірокатехін і 
гідрохінон, що сприяє швидкому формуванню Fе2+ і деструкції фенольних 
сполук при використанні Fе^+-Н202 (реагент Раффа). У літературі таку 
систему класифікують як Іке-Фентон процес. 
У роботі проведено порівняння ефективності окиснення нітрофенолів 
за різних умов: реагент Фентона, Фото-Фентон і УФ/Н2О2. Час зниження 
концентрації нітрофенолу на 90% у системі Фото-Фентон зменшується вдвічі 
порівняно з системою Фентона. У разі використання для окиснення системи 
УФ/Н202 час конверсії нітрофенолу на 90% майже в 10 разів збільшується 
порівняно з системою Фентона. 
Сьогодні в літературі розглядаються можливі варіанти технологій 
очищення стічних вод, що базуються на процесах Фентона та Іке-Фентона. 
Аналіз літературних даних показує, що сукупність послідовних стадій, 
які реалізуються в кожному конкретному випадку під час окиснення 
органічних субстратів у Фентон-системі за присутності молекулярного 
кисню, залежить від типу субстрату, властивостей радикалів, що 
утворюються, умов експерименту (концентрація реагентів, рН розчину). 
У загальному вигляді механізми перетворень Ре Ре , розпаду перекису водню 
й окиснення субстратів можна представити у формі узагальненої схеми  
(рис. 2.2): 
 
              
Рисунок 2.2 – Схема механізму перетворення Fе2+ Fе3+, розпаду перекису водню 
і окислення субстратів 
 
Механізми модельних і реальних реакцій вивчені переважно на 
якісному, і лише зрідка на напівкількісному рівні через складність 
досліджуваних систем, множину шляхів реалізації процесів, залежність 
останніх одразу від кількох параметрів. 
Інтерес до Фентон-процесів посилюється ще й тому, що введення в 
рідину, що очищується, іонів Fе2+ можна здійснити шляхом 
гальванохімічного окиснення металевого заліза Fе°. В останньому випадку  
використовується так званий ефект безлічі короткозамкнених гальванопар, 
що виникають під час контакту двох або декількох матеріалів, які мають різні 
значення електрохімічних потенціалів, з водою і розчиненим у ній киснем 
повітря. 
Подальші перетворення оксигідратних фаз заліза істотно залежать від 
умов проведення гальванохімічного очищення: значень рН, інтенсивності 
процесів окислення, матеріалу завантаження, властивостей домішок, що 
витягуються зі стічної води. 
При введенні у воду окислювача (Н202 та/або 02)  отримуємо Фентон-процес 
із безперервним генеруванням іонів заліза Fе2+, що дає змогу підтримувати в 
системі потрібне співвідношення концентрацій [Fе2+] / [Н202]. 
 
2.3 Знезараження озоном стічних вод 
2.3.1 Озонаторне обладнання нового покоління 
Удосконалення процесів очищення стічних вод із застосуванням озону 
наразі розвивається за двома основними напрямами: створення ефективних, 
високопродуктивних генераторів озону, які працюють на підвищених 
частотах, та інтенсифікація процесу масообміну фаз, які контактують (озону 
та рідини, що обробляється), шляхом зміни швидкості реакції, шляхом 
введення каталізаторів, фотохімічної, радіохімічної дії, поєднання 
озонування з УФ-опроміненням.  
Вибір методу й апаратури для змішування погано розчинного газу 
(озону) з водою є найактуальнішим питанням у технології очищення стічних 
вод. Багато нових теоретичних положень і конструктивних елементів, що 
враховують сучасні досягнення теорії та практики масообміну, у водоочисну 
практику ще не впроваджено. Це негативно впливає як на габарити, так і на 
економічність технології очищення стічних вод. 
Для змішування озоноповітряної суміші з оброблюваною водою 
потрібна апаратура, що дає змогу швидко і з мінімальною вартістю здійснити 
повне змішання об'єму оброблюваної води з об'ємом озонованого повітря, 
яке подається. Найпростіший і найекономніший спосіб такого змішування 
ґрунтується на дифузії найдрібніших бульбашок озоноповітряної суміші 
безпосередньо в самій товщі води, тобто необхідний максимальний розвиток 
поверхні контакту води й озоноповітряної суміші. 
Останніми роками як змішувальні пристрої для озонування 
використовують розпилювальні колони, водоструменеві ежектори і механічні 
аератори різного типу, спосіб гідравлічної інжекції, барботаж. 
Слід зазначити, що питання змішування озону з водою не 
відпрацьоване достатньою мірою, оскільки втрати озону досягають 15-30% 
обсягу, що подається. 
Процес озонування стічних вод є типовим хемосорбційним процесом. 
Його кінетика залежить як від гідродинамічних умов, що визначають 
швидкість масопереносу в газовій і рідкій фазах, так і від кінетики реакції 
окислення органічних забруднень озоном. Співвідношення цих чинників 
визначає режим і швидкість процесів загалом, а отже, і методи його 
розрахунку. 
Для виробництва озону розроблено різні типи обладнання як у нас у 
країні, так і за кордоном. 
Нині в Україні застосовують Рубчасті генератори озону різної 
конструкції. 
Встановлено, що склад емалей значною мірою впливає на 
електросинтез озону. Найбільшу продуктивність отримано при використанні 
емалей марки 1513Ц УЕС-200. Введення до складу емалі окису титану дає 
змогу підвищити продуктивність озонатора; зменшення товщини шару емалі 
також впливає на збільшення виходу озону. 
Одним із найбільших виробників сучасного озонаторного обладнання є 
французька фірма "Trailigaz". Фірма випускає генератори озону різної 
продуктивності. Для лабораторних досліджень можуть бути використані 
генератори типу "labo" (табл. 2.4), для станцій дезінфекції стічних вод малої 
та середньої продуктивності - генератори "Ozobloc", "Monozone", "Monobloc" 
(табл. 2.4). 
Фірма виробляє і більш потужні генератори, що працюють на частоті 
600 Гц з напругою до 20 кВ. Представником зазначених генераторів є 
"Tonozone" продуктивністю 30 кг/год озону, встановлений на водопровідній 
станції "Neuilli-Sur-Marna" (Франція). 
У США розроблено дві установки продуктивністю до 400 т/добу озону 
і одну продуктивністю 1 т/добу озону з ізотопним джерелом 
випромінювання. Установки складаються зі станції виділення кисню з 
повітря, реактора і системи виділення та очищення озону. Ці установки 
економічні лише за умови використання як джерела енергії ядерного 
реактора тепловою потужністю в кілька сотень мегават. 
На Херсонському бавовняному комбінаті побудовано промислову 
установку зі знебарвлення озоном концентрованих стічних вод 
пряжовідбивного виробництва. 
Ефект знебарвлення озоном концентрованих стічних вод, що містять 
розчинні класи синтетичних барвників, становить 80 % за доз озону 60-
280г/м3 або питомих витрат озону 0,3-0,97 г/г барвника залежно від режиму 
фарбування. 
 
Таблиця 2.3 – параметри генераторів типу Labo 
Тип генератора 
Параметр 
Labo 70 Labo 70 
Продуктивність за озоном, г/год 9,5 9 
Габарити, м 0,4x0,85x0,65 0,4x0,65x0, 85 
Маса, кг 75 80 
Частота, Гц 50-60 50-60 
Витрата охолоджувальної води, м3/год 0,04 0,04 
 
 
Таблиця 2.4 – параметри генераторів типу "Ozobloc", "Monozone", 
"Monobloc" 
 Тип генератора 
Потуж- Ozobloc Monozone Monobloc 
Параметр 
ність, МС МС МС МС 
МС4 МС42  МС46  МС4 
ОС4 10 ОС4 20 ОС4 30 МС4 90 43 48 41 4 
кВт 180 50 00 720 
90 40 120 400 
Максимальна 
50 18 36 72 150 300 450 700 1000 1500 2000 2500 3000 
продуктивність 
             
за озоном, 
60 21 42 85 190 330 540 840 1300 1800 2400 3000 3700 
м3/год 
Витрата повітря, 50 3 5 7 16 26 36 52 75 100 130 160 190 
м3/год              
60 3 5 7 17 31 42 65 86 115 152 185 232 
Витрата 
50 0,1 0,2 0,4 0,9 1,8 2,5 3,9 6,5 9 12,5 15 20 
охолоджувал
             
ьної 
60 0,12 0,25 0,5 1,1 2,2 3 4,7 8,6 11,5 15,2 18,5 23,2 
води, З/год 
Горизонтальне підлогове виконання генераторів (рис. 2.3) забезпечує 
візуальний контроль функціонування через оглядове вікно і зручність 
доступу до окремих елементів. Генератор озону під'єднано до власного блоку 
живлення, який керує 3 процесом синтезу озону відповідно до необхідних 
об'єму і концентрації. 
               
Рисунок 2.3 – Генератори озону одиничною продуктивністю 48 кг/год 
 
Кожен високовольтний електрод генератора забезпечений окремим 
запобіжником (рис 2.4), який дає змогу автоматично відсікти несправний 
електрод і забезпечити безперебійну роботу всього генератора озону. Аварії 
енергопостачання, помилки персоналу, раптова відмова окремих вузлів і 
відхилення в якості газу, що подається, не призводять до повної відмови 
установки. Синтез озону триває і після відсічення частини електродів 
генератора, що дає змогу продовжувати експлуатацію установки до 
планового технічного обслуговування. 
 
                 
Рисунок 2.4 – Вбудовані запобіжники генератора озону великої 
продуктивності 
 
2.4  Знезараження та очищення озоном природних і стічних вод 
Дослідна установка (рис.2.5) дає змогу практично повністю 
моделювати процеси озонування стічних вод, що протікають у реальних 
контактних камерах, зокрема й здійснювати розподіл загального потоку 
озоно-повітряної суміші за окремими колонами (секціями контактної 
камери), а також регулювати напрям потоку рідини по відношенню до потоку 
газу (проведення процесу в попутному потоці або в протитечії), що має місце 
в реальних умовах. 
Інтерес до застосування озону для обробки стічних вод виник 
останніми роками у зв'язку з його потенційно меншою небезпекою для 
водойми-приймача, оскільки залишковий розчинений у воді озон повністю 
розкладається за 7-10 хв, а отже, до водойми не надходить. Як правило, 
використання озону для обробки стічних вод має подвійну мету, забезпечити 
знезараження і поліпшити якість очищеної води. 
 
 
 
Рисунок 2.5 – Схема дослідної установки 
1 - подача вихідної води; 2 - пробовідбірник; 3 - термометр; 4 - ротаметр; 5 - 
контактна колона; 6 - компресор; 7 - озонатор; 8 - вода охолодження озонатора; 9 - 
ротаметри озоно-повітряної суміші; 10 - пористий дифузор; 11 - викид відпрацьованої 
озоно-повітряної суміші; 12 - відведення обробленої води; 13 - скидання в каналізацію. 
 
В останніх моделях озонаторів матеріалом плазмо-хімічного 
(високовольтного електрода) розрядного елемента є кераміка або 
металокераміка. Крім того, генератори озону працюють на підвищеній 
частоті електричного струму до 800 Гц, що значно знижує витрату 
електроенергії і збільшує вихід озону. Концентрація озону в газовій суміші 
на виході з генератора дорівнює 10-15%. 
Розрахунок озонаторних установок як для цілей знезараження 
природних і стічних вод, так і для окиснення забруднювальних речовин і 
подальшого очищення, може бути проведений за літературою. 
Доочищення побутових стічних вод після біологічного очищення в 
Європі вперше здійснили на станції Коломб поблизу Парижа. Озонування 
дало змогу додатково знизити вміст завислих речовин на 60%, БПКолн. – на 
60-70%, ХСК - на 40%, вміст ПАР зменшити на 90%, фенолів - на 40%, азоту 
(NH4 NO2) 20 %, а також знебарвити воду на 60 %, за одночасного її 
знезараження. 
Для доочищення побутових стічних вод після біологічного очищення в 
Каліфорнії застосовують озон (рис. 2.6). 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Структура 
біологічного 
очищення 
 
  Пінний 
Озон Флотатор продукт 
Al2(SO4)3 Камера 
Катіон змішування 
активний 
поліелектр
оліт Камера 
флокуляції 
                                                  
Скорий 
3-х 
шарови
й Аніонактивний 
Хлор поліелектроліт 
Контактні Рисунок 2.6 – Технологічна 
резервуари 
схема доочищення 
побутових стічних вод на 
станції Шино - Базін 
Водойми 
(Каліфорнія). 
 
 
Озонування застосовують для очищення сірководневих вод, при цьому 
відбуваються такі реакції: 
Н2S+О3=S+Н2O+O2; 
 
3Н2S+О3=3S+ЗН2O 
 
ЗН2S+4O3=3Н2SO4 
Окислення роданідів і ціанідів озоном у стічних водах відбувається за 
рівняннями: 
CNS- + 2O3+ 2OH-→CN- + SO 3+ 2O2 + H2O 
CN + SO 3  + 2O3 + 2OH→CNO + SO 4+ 2O2 
Доза озону 5-7 мг/дм3 час контакту 10-15 хв 
 
2.5 Вилучення специфічних забруднень 
Озон здатний витягувати з води і деякі специфічні забруднення типу 
детергентів, фенолів, ціанідів. На рис. 10 представлено вилучення фенолів у 
процесі озонування, коли з'являються продукти розкладання фенолів, які самі 
взаємодіють з озоном, і лише поява залишкової концентрації О3 свідчить про 
завершення окислювальної обробки. 
Деякі речовини, будучи стійкими по відношенню до озону, 
виявляються підданими з різним ступенем інтенсивності впливу так званих 
"радикалів" ОН0, що енергійно формуються при одночасному введенні 
Н2О2. Такий процес реалізується у способі PEROZONE, що 
використовується насамперед (наприклад, на станції "Мон-Валер'єн" на 
околиці Парижа) для вилучення хлорорганічних розчинників та (або) 
пестицидів. 
Недоліком застосування поєднання "О3+Н2О2" є повна відсутність у воді 
залишкового озону, що ставить проблему забезпечення одночасного 
знезараження води. Цей недолік долається у спеціально розробленому 
трикамерному контактному реакторі озонування, що послідовно забезпечує: 
повне задоволення негайної хімічної потреби в озоні (перша камера); повне 
знезараження за критерієм СТ (друга камера); окиснення специфічної 
органіки радикалами ОН0, що інтенсивно утворюються завдяки введенню до 
неї Н2О2 у кількості приблизно 0,4 г/г (третя камера). Давно відома 
сприятлива дія попереднього хлорування вихідної води до її подачі в 
технологічну лінію водопідготовки, яке, однак, через неминуче формування 
галоформ сьогодні все частіше замінюється на попереднє озонування. 
Останнє не тільки сприяє ефективнішій подальшій обробці води (коагуляція - 
флокуляція - відстоювання), а й водночас повністю розв'язує проблему 
галоформ і сприяє прогресивному зниженню доз коагулянту. 
Діаграма ефективності озонування фенолів пердставлена на рисунку 
2.7 
                                 
Рисунок 2.7 – Озонування фенолів 
1 - феноли; 2 - муконова кислота; 3 - гідрохінон;4 - катехол;  
5 - залишковий озон. 
 
 
 
 
 
Зазвичай попереднє озонування здійснюють за невеликого часу 
контакту (2-3 хв) з дозами О3, що становлять приблизно 10-40% його дози на 
стадії пост-озонування. Слід уникати наявності залишкового озону у воді, що 
прямує на подальшу обробку, оскільки мова ще не йде про знезараження 
води. У такому разі необхідно уникати потрапляння сонячного світла на 
відстійник для того, щоб перешкоджати розвитку в ньому водоростей за умов 
відсутності у воді окислювача. 
 
2.6 Проблема вторинних продуктів озонування 
Зокрема, можна розглянути бромати, які формуються з бромідів за 
певних умов (рН, доза О3, час контакту) і, згідно з останніми оцінками, є 
токсичнішими за вихідні забруднення, які окислюються озоном. 
При озонуванні природних вод, що містять бромід-іони на рівні 100 
мкг/л, у воді з'являються токсичні (канцерогени) бромат-іони і броморганічні 
сполуки. Пов'язано це з тим, що озон ефективно окислює Вг5 до гіпоброміду 
Вг5О-, який взаємодіє з розчиненими органічними речовинами або подібно 
ClO- окислюється озоном до Вг5О-3 Бромат-іон чинить токсичну дію при 
концентрації в питній воді на рівні 5мкг/л. Водночас після озонування води 
за дози озону понад 1 мкг/л вміст ВГ5О3" може досягати десятків мкг/л.  
Крім того, при озонуванні природних і стічних вод утворюються озоноіди 
(МеО3, де Ме - метал) - вельми токсичні сполуки. Однак ці сполуки дуже 
нестійкі і швидко розкладаються за звичайних умов. Цю проблему можна 
розв'язати шляхом оптимізації (на основі відповідних тестів і, можливо, 
випробувань) Умов озонування в процесі проєктування, пуско-налагодження 
та (або) експлуатації споруд. Адаптовані рішення вже знайдені й успішно 
застосовуються: жорсткий контроль (управління) за величиною рН і 
дозуванням О3, введення в оброблювану воду інгібіторів формування 
броматів, попереднє вилучення бромідів. 
 
3 КАВІТАЦІЯ В ПРОЦЕСАХ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД 
 
Кавітаційна обробка води є одним з АОР-процесів. Кавітацією 
називається утворення в краплинній рідині розривів суцільності з появою 
порожнин, заповнених газом, парою або їхньою сумішшю, у результаті 
місцевого зниження тиску. Кавітація - добре відоме явище, яке зазвичай 
супроводжується фізичними та хімічними ефектами. Природа кавітації може 
бути акустичною, що виникає під час поширення ультразвукових хвиль у 
рідині  - рисунок 3.1, і гідродинамічною, що виникає в турбулентних потоках 
у моменти розриву суцільності рідкого середовища - рисунок 3.2.  
Порожнини, що утворюються внаслідок розриву рідини під час 
напівперіодів стиснення, заповнені здебільшого насиченою парою цієї 
рідини, тому процес інколи називають паровою кавітацією 
Експериментально встановлено, що величина порогу залежить від багатьох 
факторів. 
Залежно від зовнішніх умов, схлопування(руйнування) бульбашки 
може відбуватися по-різному. Найбільш достовірною є схема 
несиметричного схлопування кавітаційної бульбашки з утворенням 
мікроструменя рідини. 
                                                                     
                           Рисунок 3.1 - Виникнення акустичної кавітації 
                                                         
               Рисунок 3.2 - Виникнення кавітації за високої швидкості руху води 
 
Послідовність схлопування, зафіксована високошвидкісною 
кінозйомкою для трьох початкових умов, показана на рисунку 3.3. Як 
вважають, імпульсний вплив мікроструменя на тверду стінку призводить до 
її сильної ерозії . 
 
                   
 
               Рисунок 3.3 - Схема схлопування кавітаційних бульбашок 
Мікрострумені, що утворюються під час схлопування бульбашок, 
мають високу швидкість, а отже, й ударну силу. Саме вони є причиною такої 
сильної ерозії на гвинтах, робочих колесах насосів та інших частинах техніки 
в місцях утворення кавітації. Цю властивість кавітації використовують для 
очищення поверхонь від наслідків корозії. 
Для очищення стічних вод розроблено методи, що базуються на 
використанні кавітаційних пристроїв. Наприклад, розробники патенту  
пропонують метод очищення рідини, заснований на впливі на домішки 
гідродинамічною кавітацією. Тиск у системі становить 1.36 атм. (20 psia), 
тиск у насадці 5.1 атм. (75 psia), кавітаційний пристрій оснащений 216 
соплами для генерування кавітації. 
Метод очищення стічних вод, запропонований у патенті 
№6,221,260[34]  також заснований на впливі гідродинамічної кавітації на 
домішки. Ефективність цього способу очищення оцінювалася за витратами 
енергії. Тиск у насадці 3,9 атм. (58 psia). Процес окислення проводився в 
замкнутій системі. Ефективність системи з гідродинамічним кавітатором 
порівнювали з системою з акустичним кавітатором, як модельну речовину 
використовували 4-КР (таблиця 3.1). Для генерування акустичної кавітації в 
даній роботі використовували резонатор із частотою 15,7 кГц, об'єм 
досліджуваного розчину 4-МР - 25 мл, для гідродинамічної кавітації 
використовували установку, яка складалася з насоса (2=3,53 л/с, Н=5,1 атм.), 
кавітаційного модуля, системи охолодження - об'єм циркулюючої рідини 6,5 
л, час проходження одного циклу становить 1,8 с. 
Таблиця 3.1 - Порівняння ефективності гідродинамічної та акустичної 
кавітації 
Кавітаційний Відсоток Тривалість Ефективність 
пристрій зниження експерименту, год окислення, мг/Дж 
концентрації  
4-МР, % 
Гідродинамічне 68 1 15.6 
Гідродинамічне 88 2 10.1 
Гідродинамічне 94 3 7.20 
Акустичне 4 4 0.05 
Акустичне 13 4 0.23 
 
Аналіз літературних даних показав, що АОР-процеси, впроваджені в 
систему очищення стічних вод, - це перспективний напрямок, який дає змогу 
значно інтенсифікувати роботу наявних технологій очищення. 
Гідродинамічна кавітація як АОР процес - це мало вивчене явище. Але 
даних, наявних на сьогоднішній день, достатньо для того, щоб розглядати її 
як один із ступенів очищення. 
Аналіз опублікованих результатів з окислення різних речовин у водних 
розчинах показує, що оптимальним рішенням для глибокого очищення 
феноловмісних розчинів може стати розробка технологій, що включають 
суміщені АОР процеси і гідродинамічну кавітацію, ініційовану 
низьконапірними пристроями. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
4 КОНСТРУКЦІЯ І РОБОТА ПРИСТРОЮ ДЛЯ ГЕНЕРУВАННЯ 
КАВІТАЦІЇ 
 
4.1 Пристрої для генерування кавітації 
Під час розроблення технології, що використовує гідродинамічну 
кавітацію, велику роль відіграє пристрій для її генерування. Сьогодні для 
створення кавітації існує велика кількість пристроїв, принцип роботи та 
конструкція яких спрямовані на реалізацію конкретних завдань. Аналіз 
наявних пристроїв було проведено для виділення необхідних конструктивних 
елементів. 
Апарати для генерування кавітації можна умовно розділити на 
струменеві та роторні кавітатори. 
Відомі кілька конструктивних рішень для роторних апаратів генерації 
розвиненої кавітації в рідкому середовищі механічними способами: роторні 
імпульсно-кавітаційні апарати та струменеві кавітатори. До недоліків 
роторних апаратів можна віднести абразивне стирання робочих поверхонь 
ротора і статора за наявності в оброблюваній рідині твердих включень. Це 
безпосередньо пов'язано з конструкцією апарата (розрив суцільності 
середовища створюється безпосередньо в зазорі між ротором і статором). 
Струменеві кавітатори за умовами виникнення кавітації можна 
розділити на кілька типів: 
- кавітатори, що працюють із різким звуженням потоку (отвори, конфузор - 
дифузор); 
- кавітатори, що працюють завдяки поміщенню в потік рідини нерухомих 
перешкод; 
- кавітатори, що використовують поєднання вищевказаних способів. 
Кавітатори, що використовують різкі звуження, працюють на основі того, 
що при цьому відбувається зниження тиску, що провокує розвиток  
кавітації. Як звуження можуть використовуватися отвори, які розраховані 
таким чином, щоб швидкість, створювана при виході, була достатньою для 
створення кавітації. На рисунку 4.1 представлено схему зміни тиску під час 
проходження через отвір. 
                     
Звуження потоку і місце виникнення кавітації 
Рисунок 4.1 - Схема зміни тиску під час проходження потоку через 
отвір 
Принципова схема пристрою такого типу представлена на рисунку 4.2. 
Цей пристрій було використано для прямого окислення 4-ІР у стічних водах. 
                                                   
Рисунок 4.2 - Принципова схема кавітаційного пристрою 
 
Пристрій працює так: потік рідини, що нагнітається насосом, потрапляє 
в циліндричну камеру з отворами в стінках. Сама камера знаходиться в 
трубці. Відстань між огороджувальною трубкою і камерою дуже мала. 
Зниження тиску в потоці рідини відбувається на виході з отвору, тому 
кавітуючий потік, вириваючись з отворів, потрапляє в простір із підвищеним 
тиском, що створюється завдяки зниженню швидкості (потік гальмується 
зовнішньою трубкою з певною кількістю отворів для відведення води). Такий 
пристрій кавітатора призводить до схлопування бульбашок у певній зоні. 
Пристрій із перешкодою в потоці - генератор кавітації, що належить до 
технічної акустики, представлений на рисунку 4.3 і може бути використаний 
для диспергування. Генератор містить проточну камеру, встановлені в ній у 
поперечному перерізі кавітатора пружні пластини - кавітатори, що виконані у 
вигляді клинів, звернених вістрями до входу в проточну камеру, а пластини, 
що закріплені на клинах, представляють собою продовження бічних 
поверхонь клинів. Під час обтікання рідиною клинів пластини коливаються, 
що спричиняє генерацію коливань тисків і виникнення кавітації. 
Сам кавытатор зображений на рисунку 4.4. 
                                                        
Рисунок 4.3-Генератор кавітації 
 
                                  
Рисунок 4.4 —Кавітатор 
Кавітатор складається з камери, діаметр якої менший за діаметр 
трубопроводу, що підводить, з різким переходом, вихід із камери являє 
собою дифузор, що плавно розширюється. У камеру поміщений елемент 
акустичної кавітації у вигляді двох півкілець, які створюють ультразвукові 
коливання. Потік, входячи в різке звуження, втрачає тиск, далі проходячи 
через камеру, обтікає півкільця, які сприяють зародженню кавітації. Цей 
пристрій забезпечується електронним контролером і серією датчиків, які 
контролюють: тиск, температуру, напругу тощо. Тому використання такого 
кавітатора дасть йому змогу перебудовуватися при змінах в рідині, що 
очищається, без втручання людини. 
Кавітаційні пристрої, з так званими елементами вторинної кавітації 
(тобто роботу пристрою створюють не тільки завдяки підвищенню швидкості 
течії, а й завдяки додатковому зниженню тиску під час обтікання 
перешкоди), дають змогу розширити застосовність цих пристроїв на 
практиці. Прикладом є кавітатор, який використовують для інтенсифікації 
технологічних процесів у нафтовій і хімічних галузях. Пристрій складається з 
корпусу з циліндричними камерами, вхідними і вихідними соплами, 
кришкою з отвором і елементом вторинної кавітації, у вигляді ексцентрично 
встановлених скоб (рис. 4.5). 
                                            
Рисунок 4.5 - Генератор гідродинамічних коливань 
Пристрій працює в режимі кавітації при витратах рідини 0,54 
Пристрій складається з корпусу з вхідним і вихідним конічними 
соплами, тороїдальної камери та пластин із загостреними до осі камери 
крайками, що розташовані радіально до осі обертання камери з рівним 
кутовим кроком (рис. 4.6). Основним завданням цього пристрою є 
забезпечення стабільності генерованих акустичних коливань. Цей пристрій 
забезпечує рівномірність проходження процесу кавітації завдяки 
тороїдальній камері. 
         Представлені вище пристрої розроблені для використання у вібраційній 
техніці або для диспергування різних речовин. 
 
 
 
                         
Рисунок 4.6 - Схема вихрового кавітатора 
 
4.2 Струменевий кавітатор 
 Для проведення АОР процесу, що використовує гідродинамічну 
кавітацію, спільно з реагентами потрібен пристрій, що відповідає таким 
вимогам: 
- низький тиск на вході в пристрій (кілька атмосфер); 
- можливість подачі реагентів безпосередньо в зону зародження кавітації; 
- створення на виході з пристрою швидкісного напору, здатного 
підтримувати в підвішеному стані завантаження (наприклад, завантаження зі 
сталевої стружки або гальванопари: залізо - кокс); 
- висока продуктивність (при невеликих розмірах); 
- легкість у використанні; 
- довговічність елементів, при роботі з агресивними середовищами. 
 Провівши аналіз наявних пристроїв генерування кавітації, було 
зроблено висновок, що для розв'язання поставленої задачі необхідне 
створення кавітатора, який відповідає переліченим вимогам. 
Використовуючи переваги наявних пристроїв, а саме наявність тороїдальної 
камери, що дає змогу всьому потоку перебувати в рівних умовах, наявність 
елемента вторинної кавітації та технологічних отворів у корпусі, було 
створено новий пристрій - струменевий кавітатор (рис. 4.7). 
          
Рисунок 4.7 - Струменевий кавітатор. 
1 - корпус; 2 - вхідне сопло; 3 - тороїдальна кавітаційна камера; 4 - вихідне сопло; 5 - ніша 
у вигляді проточки; 6 - кільце; 7 - отвори для подавання повітря (газу) або рідини 
 
 Поставлені завдання досягаються тим, що кавітатор містить корпус із 
вхідним і вихідним конічними соплами та кавітаційною камерою, з 
розташованим у ній елементом вторинної кавітації, останній виконаний у 
вигляді кільця, розміщеного радіально до її осі в проточці. Крім того, у 
запропонованому пристрої вхідне сопло виконано зі зміщенням щодо осі 
кавітаційної камери. 
 Виконання кавітатора в зазначеному вигляді призводить до 
подовження контакту транзитного струменя з вихровими областями, 
збільшує силу тертя, що закручує рідину в порожнині генератора, і, як 
наслідок, призводить до зниження числа кавітації, тим самим 
інтенсифікуючи технологічний процес завдяки збільшенню частки потоку 
робочої рідини, яка бере участь в обертальному русі в кавітаційній камері. 
 Пристрій працює так (рисунок 4.7): потік робочої рідини, що 
нагнітається насосом під тиском, подається в сопло (2). Частина потоку 
потрапляє в тороїдальну кавітаційну камеру (3), частина, що залишилася, 
виходить через сопло (4). У порожнині, утвореній стінкою кільця (6) і 
стінкою проточки (5), формується ділянка зниженого тиску, в яку через 
отвори (7) всмоктується повітря (газ) або інша рідина, або і те й інше 
одночасно. Кількість рідини, що потрапляє в кавітаційну камеру (3) через 
зміщення осі вхідного сопла (2), призводить до косоструменевості всередині 
камери, що збільшує довжину контакту транзитного струменя з вихровими 
областями, збільшуючи силу тертя, що закручує рідину в порожнині 
кавітатора, і, як наслідок, призводить до зниження числа кавітації. 
 На рисунку 4.8 представлено зовнішній вигляд гідродинамічного 
кавітатора з витратою по воді 0.5 м/год. 
                            
Рисунок 4.8 - Струменевий кавітатор із витратою по воді 0.5 м7год 
 
Пристрій розраховано для установки, на якій можливе як моделювання 
процесів в умовах лабораторії, так і промислові випробування, тому 
продуктивність кавітатора по воді було прийнято (2 = 0.5 м7год. Робочим 
напором для установки було прийнято напір 20 м. вод. ст.) 
Для виконання пристрою розміри округлялися, вхідний отвір пристрою 
прийнято діаметром 3 мм. 
Кавітація виникає за швидкостей течії рідини в діапазоні 6-22 м/с. 
Перевірка швидкісного режиму показала (у=17.8 м/с), що умови, створені 
в такому пристрої, сприятливі для створення кавітації. 
Для підтримки розвитку кавітації було поставлено умову, що 
швидкість виходу з кавітатора має бути не меншою за швидкість входу. 
Розмір вихідного отвору був обчислений з умовою виникнення кавітації, 
що тягне за собою порушення суцільності води, а це значить, що 
щільність потоку, який входить у кавітатор, не дорівнюватиме тому, що 
виходить. 
Характеристики кавітатора за двох режимів роботи (початок кавітації і 
режим розвиненої кавітації) подано в таблиці 4.1. 
Таблиця 4.1 - Характеристика кавітатора 
Параметр 
Початкове число Число кавітації при рабочому Співвідношення С7р/ 
кавітації ан режимі стр <тн 
Значення 3.47 0.62 0.18 
 
Співвідношення чисел кавітації розвиненої ар і початкової ан менше 
одиниці показує на збільшення і розвиток кавітації при зростанні тиску в 
лінії подачі.  
Розраховане значення максимального тиску під час схлопування 
сферичної бульбашки Ртах у рідині становить 1.08 МПа, максимальна 
температура Гтах - 4246 К. 
Даний кавітатор можна вважати низьконапірним (робочий тиск 0.2 
МПа), оскільки наявні пристрої, які застосовують для безпосереднього 
окиснення забруднень, працюють при тисках 35-50 МПа. Для 
високонапірних кавітаторів значення чисел кавітації значно нижчі і 
коливаються від 0.16 до 0.3. Чим менше число кавітації, тим краще 
відбувається окислення, але енергетичні витрати збільшуються.  
 
 
4.3 Експериментальна установка для реалізації окислення нітрофенолів 
зі струменевим кавітатором 
 Для реалізації досліджень щодо впливу кавітації було створено 
дослідну установку (рис. 4.9). Робочий тиск у потоці рідини 2105Па 
при витраті 0.5 м3/год. Об'єм циркулюючого розчину 26 л, час 
перебування в реакційній зоні апарата становить 1.3 хвилини, один 
цикл становить 3.12 хвилини. 
 Роботу установки організовано так: насосом (насос - марка 
КМ32-22-120) 2 здійснюється подача забрудненої води з бака 1 по лінії 
подачі 3 в кавітатор 4, після чого потік, що кавітує, надходить у 
реактор із завислим шаром завантаження 5. З реактора рідина 
надходить у робочий об'єм апарата 6 і скидається трубопроводом 10.  
 Частина води по рециркуляційному трубопроводу 7 повертається 
на повторну обробку (рециркуляційна витрата визначається ступенем 
забруднення води). Під час роботи установки можлива подача 
окислювача (рідкого або газоподібного) безпосередньо в кавітатор 
(позиція 9). 
                    
Рисунок 4.9 - Схема експериментальної установки з кавітаційним 
модулем. 1 - бак із брудною водою; 2 - насос, що подає; 3 - лінія подачі; 4 - струменевий 
кавітатор; 5 - реактор із завислим шаром завантаження (каталізатор); 6 - робочий об'єм 
апарата; 7 - рециркуляційний трубопровід; 8 - система охолодження; 9 - подача окислювача; 10 
- відведення очищеної води. 
    Під час проведення експериментів з окислення 4-нітрофенолу в умовах 
барботування повітрям (без кавітації) на даній установці проводили 
демонтаж кавітаційного модуля, на дно опускали фільтр Шотта, 
під'єднаний до компресорної установки. Обсяг циркулюючого розчину 
зберігався. 
     Одним із завдань, поставлених під час розроблення кавітатора, було  
створення швидкісного напору, достатнього для утримання завантаження 
в підвішеному стані. Рішення застосувати завислий шар продиктоване 
необхідністю хорошого контакту потоку і завантаження. У разі 
стаціонарного положення завантаження спостерігається його швидка 
цементація, і ефективність розчинення падає. 
    Потік, пройшовши через реактор, потрапляє в реакційну зону, звідки 
самопливом надходить назад у бак. Оскільки в процесі роботи установки 
відбувається нагрівання рідини (температура в процесі роботи за 10 хв  
підвищується на 2°С), то для підтримання постійної температури в баку 
встановлений теплообмінник 8, по якому протікає охолоджувач - холодна 
вода з водопроводу. Оскільки експериментальна робота проводилася в 
холодну пору року, то температура охолоджувача не перевищувала 9°С, а 
робоча температура розчину становила 20°С. 
    До отворів для подачі в кавітатор реагентів (у рідкому і газоподібному 
вигляді) приєднано гнучкі силіконові трубки (поз. 9 рисунок 19). 
Максимально можлива подача рідкого реагенту за номінального режиму 
роботи кавітатора (0.5 м"/год і тиску 2-10 Па) становить 20.2 л/год. 
Робота кавітатора в режимі кавітації представлена на рисунку 4.10. 
 
 
 
 
 
                             
Рисунок 4.10 - Режим активної кавітації 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
5 РЕЗУЛЬТАТИ ЕКСПЕРИМЕНТІВ 
 
 В якості полютантів було обрано фенольні і нітрофенольні з’єднання. 
Для визначення впливу кавітації в процесах окиснення реагентом 
фентона були використані експерименти з окислення фенолу в різних 
умовах. 
 Для вивчення впливу кавітації на процес окиснення реагентом 
Фентона були виконані експерименти з окиснення фенолу і 4-ГЧР у  
різних умовах (значення рН, концентрація пероксиду водню, солевміст 
вихідної води, склад і маса завантаження). 
  Експерименти проводили на установці, схему якої представлено на 
рисунку 5.4. Робочий тиск у потоці рідини 2x105 Па при витраті 0.5 
м3/год. Об'єм циркулюючого розчину 26л. Температура розчину 20 ± 
0.2°С. 
 Експерименти з окислення фенолу проводили з початковою 
концентрацією фенолу 2.1х10~4 моль/л. Як завантаження в реакторі 
використовували гальванопару залізо/мідь (загальна маса завантаження 
88г). Процес окиснення проводили за різних співвідношень окислювача і 
фенолу - рисунок 5.1. Повне окислення спостерігається через 5 хвилин за 
співвідношення пероксиду водню і фенолу 1:14 моль. При введенні 
окислювача менше необхідного за стехіометрією повне окислення 
відбувається повільніше, але завдяки активації процесу окислення 
кавітацією процес триває. 
                    
Рисунок 5.1 - Кінетика гальванохімічного окиснення фенолу Н202 в 
умовах кавітації із завантаженням у реакторі залізо/мідь. 
 
  Початкова концентрація фенолу 2.1х10"4 моль/л, співвідношення 
Н202: Рb, (моль):1 - 5.6; 2 -9.8; 3-14.0. 
 Під час проведення експериментів з окиснення 4-нітрофенолу 
початкова концентрація 4-КР (реактив марки "Ч") становила 9.3 мг/л 
(6.710 5 моль/л); Н202 - 4.02х10~4моль/л; Ре2+ - 1.66х10"4 моль/л, рН 
розчину 3.3-3.4. 
 Пряме окиснення 4-КР пероксидом водню при кімнатній температурі 
практично не відбувається, а в кавітуючому потоці хоча і має місце 
(рисунок 22), але протікає досить повільно.   
 На рисунку 5.2 представлено кінетику окиснення 4-нітрофенолу 
пероксидом водню в умовах кавітації. 
 
                         
Рисунок 5.2 - Кінетика окислення 4-нітрофенолу пероксидом водню в 
кавітуючому потоці 
 Константа швидкості к5, розрахована в наближенні реакції першого 
порядку за 4-нітрофенолом, визначена за формулою 47 і становить 5х10~5 
с. 
 За відсутності кавітації швидкість окиснення 4-нітрофенолу можна 
збільшити на два порядки (крива 1 рис.5.3), використовуючи як 
окислювач     реагент Фентона - суміш Н202 і Бе2+, який генерує активні 
гідроксильні          радикали "ОН. 
 
               
Рисунок 5.3. Кінетика окиснення 4-нітрофенолу реагентом Фентона 1 - за 
барботажу повітрям, 2 - за впливу кавітації 
 
                         
Рисунок 5.4 - Кінетика окиснення 4-нітрофенолу реагентом Фентона в 
кавітуючому потоці: 1 - при розчиненні Fe0, 2-е дозуванням Fе2+ 
 
 
 Аналіз літературних даних та експериментальних результатів, 
наведених вище, дає змогу дійти висновку про найімовірніші напрями 
реакції окиснення 4-ІР реагентом Фентона під впливом гідродинамічної 
кавітації (рис. 5.5). 
 
                         
Рисунок 5.5 - Схема окислення 4-нітрофенолу пероксидом водню в 
кавітуючому потоці 
 
 На першій стадії окиснення має місце активування молекул 4-КР в 
орто- і пара-положенні, гідроксилювання та утворення 4-нітро-о-
діоксибензолу і п-діоксибензолу, які потім зазнають атаки з боку "ОН 
радикалів і окиснюються спочатку до 1,2,4-тригідроксибензолу та, далі, до 
фумарової (малеїнової) і щавлевої кислот за наявності достатньої 
кількості Н202 у реакційній суміші. Але оскільки в початковий період 
часу на 1 моль 4-ІР припадає всього 6 моль Н202, відбувається швидке 
накопичення первинних інтермедіатів, а потім окиснення п-діоксибензолу 
до п-бензохінону й утворення хінгідрону. 
 Аналіз літературних даних та експериментальних результатів, 
наведених вище, дає змогу дійти висновку щодо найімовірніших напрямів 
реакції окиснення 4-ІР реагентом Фентона під впливом гідродинамічної 
кавітації (рис. 5.5).  
 Встановлюється досить стійка рівновага між цими вторинними 
продуктами окиснення 4-ІР. 
  
5.1 Параметри системи, що впливають на перебіг процесів окислення в 
умовах гідродинамічної кавітації. 
 
5.1.1. Форма кавітації 
За головний параметр, для оцінки ступеня впливу кавітувального 
потоку на оброблюване середовище, зазвичай приймають вхідний тиск 
(від якого залежить початкове число кавітації), створюваний на вході в 
кавітаційний пристрій. Але як показують дослідження з вивчення 
гідродинамічної кавітації, цей параметр є легко вимірюваним, але не 
визначальним для цього процесу, оскільки різні пристрої дають змогу 
проводити оброблення потоку за тисків від декількох атмосфер до 130 (і 
вище). Основним параметром впливу кавітації на оброблюване 
середовище можна назвати кількість бульбашок, що утворюються у 
водному потоці, та їхнє схлопування, на них впливають багато чинників: 
конструкція апарата, швидкісний режим потоку, стадія розвитку кавітації 
на момент схлопування (бульбашкова або розвинена з кавернами). 
Визначення цих параметрів можливе візуально і, як правило, закладається 
в конструкцію генератора кавітації, а також режиму його роботи. 
Розроблення використовуваного в цій роботі пристрою було виконано з 
умовою схлопування поодиноких бульбашок, без утворення великих 
каверн, які значно знижують хімічний ефект кавітації, тому що 
зменшується енергія, що виділяється під час схлопування. 
 
 
 
 
 5.1.2. Властивості середовища 
 "Активність" кавітації, як каталізатора хімічних процесів, залежить 
не тільки від характеристик роботи кавітатора, вплив так само чинить і 
стан середовища, в якому генерується кавітація. 
 Домішки можуть бути інертними твердими частинками або 
проявляти каталітичну активність, зважаючи на що, збільшується 
швидкість дисоціації окисних частинок, таких як пероксид водню (або 
озон), поглиначів "небажаних" радикальних частинок тощо. Присутність 
твердих частинок забезпечує додаткові центри для зародження кавітації і, 
отже, виникнення кавітаційних бульбашок у реакторі, збільшуючи 
кавітаційну активність, а отже мережу хімічних ефектів. 
 У двофазному середовищі (тверда фаза/рідина) основним 
регульованим параметром є розмір твердих частинок. При зменшенні 
розміру частинок відбувається збільшення площі поверхні контакту і 
числа мікроструменів, що утворюються на поверхні під час 
несиметричного схлопування бульбашки. Ці струмені не тільки 
забезпечують очищення поверхні контакту, але так само створюють "ями" 
і ефект активації поверхні, а також збільшують швидкість змішування фаз 
і перенесення мас. Слід зазначити, що присутність твердої фази може 
чинити і негативний вплив на систему, оскільки тверда фаза за 
швидкостей виникнення кавітації викличе велике стирання поверхні 
пристрою, знижуючи його працездатність. 
 
 5.1.3. Солевміст 
 Сольовий склад середовища також чинить значний вплив на хімічні 
процеси, що протікають під час кавітації. Присутність солей так само 
збільшує тиск насичених парів середовища і збільшує поверхневий натяг, 
обидва фактори призводять до збільшення інтенсивності схлопування 
кавітаційних бульбашок. Підтвердження цих висновків є в роботах із 
вивчення акустичної кавітації. Подібний ефект впливу іонів солей на 
"активність" кавітації спостерігається і під час проведення 
гідродинамічної кавітації. 
 Вплив сольового складу водного середовища на кінетику окиснення 
4-Нітрофенолу вивчали проведенням окиснення на розчинах, 
приготованих на водопровідній і дистильованій воді. 
 Процес окиснення 4-ІР у режим кавітації з розчиненням заліза в 
реакторі зі зваженим шаром завантаження зі сталевої стружки - маса 95г. 
температура 20°С, рН=3.4. Кінетичні криві, що характеризують кількість 
окисленого нітрофенолу в часі, представлено на рисунку 5.6. Із графіків, 
наведених на рисунку 5.6, можна зробити висновок, що за відсутності 
іонів солей окиснення йде значно повільніше. Константа швидкості для 
дистильованої води становить 3.6x10, для водопровідної води 4.73x10 
 При проведенні гальвано-хімічного окислення (як завантаження 
використовувалася гальванопара залізо/мідь) в умовах кавітації також 
спостерігався вплив солевмісту. Згідно з кінетичними кривими рис. 5.7 
константи швидкості окиснення нітрофенолу становили для 
водопровідної води 1.09x10 с, для дистильованої води - 6.8x10 "с" .  
Ці дані так само підтверджують вплив солей на "активність" кавітації. 
 
 
 
Рисунок 5.6- Вплив солевмісту на процес окиснення 4-1ЧР пероксидом 
водню в кавітуючому потоці при розчиненні Fe0: 1 - на дистильованій 
воді, 2 - на водопровідній воді. Завантаження масою 95 гр, температура 
20°С, рН=3.4 
 
Рисунок 5.7 - Вплив солевмісту на процес окиснення 4-КР пероксидом 
водню в кавітуючому потоці із завантаженням залізо/мідь 1 - на 
водопровідній воді, 2 - на дистильованій воді. Початкові концентрації 
(моль/л): 4-КР - 7.19х10"5, Н202 - 4.02х10"4, завантаження загальне 
масою 88гр, рН=5.0 
 5.1.4 Вплив pH 
 На швидкість хімічних реакцій, що протікають в умовах кавітації 
в розчинах, впливає рН середовища. Спостереження за процесом 
окислення нітрофенолу показують, що за низьких значень рН у розчині 
феноли перебувають у молекулярній формі, і легко проникають у газо-
рідинну фазу, створену бульбашками, завдяки гідрофобності (так само, 
як і пара всередині бульбашки). Під час схлопування бульбашки 
розщеплення фенолу відбувається за допомогою термічного впливу 
(навколо бульбашки, що схлопується, утворюється зона з 
екстремальними температурними умовами), так само як і під час її 
розкладання, вільними радикалами. Частка цього впливу, порівняно з 
впливом вільних радикалів, буде залежати від форми забруднення і 
значення рН. 
 На підставі цього можна сказати, що комплектування заліза 
(наприклад, щавлевою кислотою) не дасть змоги зберегти швидкість 
протікання реакції окиснення 4-КР пероксидом водню в присутності 
заліза на тому самому рівні, що й за нижчих значень рН. 
Підтвердженням цього є експерименти з окислення зі щавлевою 
кислотою за рН понад 4.0. Згідно з рисунком 5.8, можна зробити 
висновок, що механізм окислення 4-МР єдиний (характер кривих не 
змінюється). Реагент Фентона дає змогу ефективно проводити 
окислення за рН не більше 3,5 (крива 1), зі збільшенням значень рН 
швидкість реакцій падає (криві 2 і 3), кавітація також знижує свою 
активність за підвищення рН. Ці експерименти показують, що 
використання комплексонів заліза дає змогу проводити окиснення за 
підвищення рН середовища, але зниження швидкості окиснення є 
значним, що є недоцільним під час впровадження в технологічну 
схему. 
 
     
Рисунок 5.8 - Вплив рН на кінетику окислення 4-МР в умовах кавітації 
(початкові умови (моль/л): 4-МР - 7.19х10"5, Н202 - 4.02х10'4, для 
кривих 1, 2, 3 Fе2+ - 1.66х10~4, для кривої 4 завантаження масою 58 гр.  
1 - реагент Фентона (без щавлевої кислоти), рН=3.0; 2 - Реагент 
Фентона рН=4.71 зі щавлевою кислотою, 3 - реагент Фентона рН=5.8 зі 
щавлевою кислотою; 4 - окислення пероксидом водню з розчиненням 
завантаження зі щавлевою кислотою рН=5.8 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
6 РОЗРОБКА ТЕХНОЛОГІЧНОЇ СХЕМИ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ 
ВОД ІЗ ВИКОРИСТАННЯМ КАВІТАЦІЙНИХ ПРИСТРОЇВ 
 
6.1 Технологічна схема очищення стічних вод від фенолів та 4-                   
нітрофенолів 
 Запропоновано очищати технологічні води за схемою, яка представлена 
на рисунку 6.1. 
 Сучасна технологія очищення води повинна відповідати таким 
вимогам: екологічність, економічність та ефективність, при дотриманні 
перших двох вимог. У цій роботі пропонується технологія очищення 
феноловмісних стічних вод до значень ГДК, в основі якої лежать 
АОР(advanced oxidation process(вдосконалені процеси окислення)) 
процеси. 
 Принципова схема процесу очищення стічних вод представлена на 
рисунку 6.1. 
 
 
Рисунок 6.1 - Принципова схема процесу очищення 
 
Принципова схема (рис. 6.1) включає: коагуляційне осадження 
домішок на першому ступені очищення фенолвмісних стічних вод із 
подальшим розділенням фаз методом флотації; обробку освітленого 
стоку пероксидом водню з одночасним розчиненням сталевого 
завантаження і впливом кавітації на другому ступені очищення; 
осадження гідроксидів заліза й адсорбованих інтермедіатів - продуктів 
деструкції фенолів на третьому ступені очищення. 
Ступені обробки стоків, що включають фізико-хімічне очищення, 
змішування і відстоювання, реалізуються вже вивченими апаратними 
способами, залежно від складу і витрати води, що очищується. 
Згідно з літературними даними в умовах гідродинамічної кавітації 
можна виділити три зони, де мають місце хімічні процеси, ініційовані 
кавітацією, а саме: 
 найбільш нагрітий газ усередині бульбашки - 
термодеструкція летких сполук і утворення ОН радикалів; 
 аналогічні, але менш інтенсивні процеси на межі розділу 
рідина - газ; 
 в об'ємі рідини, куди дифундує невелика кількість ОН 
радикалів, і де температура на кілька порядків нижча за 
температуру всередині бульбашки. 
 Оскільки пристрій для генерування кавітації, який ми 
використовуємо, низьконапірний, то можна сказати, що кавітація в 
даному випадку є не основним джерелом гідроксил-радикалів, а 
ефективність хімічних процесів і сам шлях перебігу хімічних реакцій 
визначатиметься температурою та тиском в об'ємі оброблюваної рідини 
всередині кавітатора. На підставі аналізу проведених експериментів з 
окиснення 4-ИР всередині кавітатора відбувається активація молекул 
ароматичних сполук колапсуючими бульбашками газу, що значно 
інтенсифікує процес окиснення. 
На поверхні частинок металевого завантаження так само 
відбувається додаткове схлопування газових бульбашок, що 
перебувають у потоці рідини і не зазнали колапсу у внутрішній 
порожнині кавітатора. Одночасно під впливом кавітації спостерігається 
інтенсивна корозія і розчинення заліза з утворенням іонів Fе2+ і далі, 
залежно від рН, гідроксосполук Fе різного складу. 
Апаратне оформлення технологічної схеми представлено на 
рисунку 6.2. Ця система працює таким чином. Після видалення 
механічних домішок стічна вода надходить на флотаційну обробку. На 
цьому ступені пропонується використовувати кавітаційний флотатор 1. 
Після зниження концентрації фенолів до 50 мг/л вода, що надходить на 
доочищення, збирається в резервуар усереднювач 2, з якого насосом 3 з 
подається на обробку до кавітаційного модуля (струменевий кавітатор). 
Кавітаційний пристрій 5 забезпечує можливість дозування пероксиду 
водню. Концентрації розчинів пероксиду водню і сірчаної кислоти 
визначають під час проєктування системи доочищення й уточнюють під 
час налагодження системи, залежно від концентрації забруднювальних 
речовин та інших параметрів стічних вод. У цьому випадку показано 
схему для доочищення стічних вод із паралельно розташованими 
кавітаційними модулями. Їх кількість і розташування залежить від 
характеристики очищуваних вод. Після кавітатора потік за тиском 
надходить у реактор зі зваженим шаром завантаження. Далі вода 
підлужується розчином Nа(ОН). Залізо, наявне в системі (розчинене із 
завантаження в ректорі 6) після підлужування утворює гідрооксид, на 
пластівці якого осідають інтермедіати. Для подальшого очищення вода 
надходить у відстійник 7, де відбувається осадження пластівців заліза, 
на яких сорбуються інтермедіати, що утворилися на стадії АОР процесу. 
Осад із відстійника збирається в резервуар 8 і періодично вивозиться. 
Після відстоювання вода очищена вода може бути використана вдруге, 
скинута в міську каналізацію або у водойму. 
 
Рисунок 6.2 - Апаратне оформлення схеми доочищення стічних вод - система 
пероксид водню, з розчиненням заліза і кавітацією. 
1 - кавітаційний флотатор; 2 - резервуар усереднювач, 3 - насос, 4 - реакційна ємність, 5 - 
кавітатор, 6 - реактор зі зваженим шаром завантаження, 7 - відстійник, 8 - резервуар для 
збору осаду 
 
Розглядаючи технологічні схеми АОР процесів з кавітацією, 
можна сказати, що в промисловому масштабі реалізовано тільки одну 
технологічну схему, яка використовує гідродинамічну кавітацію як АОР 
процес. Вона отримала назву САУ-ОХ процес і була розроблена в США. 
Цю технологію було використано для очищення ґрунтових вод із 
низькими концентраціями органічних домішок. У технології задіяні: 
гідродинамічна кавітація, УФ-випромінювання і пероксид водню, як 
реагент, для окислення органічних забруднень у воді. В ідеалі кінцевими 
продуктами є вуглекислий газ, вода, галоїди, і, в деяких випадках, 
органічні кислоти. Основним окислювачем є гідроксил радикал. 
Утворені радикали швидко реагують з органічними забрудненнями. На 
рисунку 6.3 показано принципову схему пристроїв для реалізації САУ-
ОХ процесу. 
 
              
Рисунок 6.3 - Принципова схема САУ-ОХ процесу 
САУ-ОХ процес, що протікає за даною схемою, може 
використовуватися у двох модифікаціях: використання тільки 
кавітаційного модуля і використання комбінації: кавітаційний модуль, 
УФ-реактор. У даній схемі кавітація є одним із ступенів генерування 
гідроксил радикалів, оскільки в системі використовувався 
високонапірний кавітатор. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
7 ЕКОНОМІЧНИЙ ЕФЕКТ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД ВІД 
ПОЛЮТАНТІВ КАВІТАЦІЄЮ З ВИКОРИСТАННЯМ РЕАГЕНТУ 
ФЕНТОНА 
 
Порівняння ефективності окислення пропонованого методу 
здійснено з озонуванням, оскільки це спосіб, яким вдається очищати 
воду від фенолів та їхніх похідних до рівня ГДК і нижче, не 
виробляючи вторинного забруднення. Озонування - широко 
використовуваний спосіб глибокого очищення води від фенолів. Озон 
має велику окислювальну здатність, чинить сильну бактерицидну дію, 
усуває неприємний запах і присмак і повертає воді природний колір. 
Окислювальні властивості озону у воді можуть проявлятися в 
реакціях прямого окислення, озонолізу, каталізу, окиснення 
радикалами і полімеризації. 
Для прискорення процесу окислення його доцільно проводити в 
лужному середовищі. Чим вища величина показника рН середовища, 
тим більший ступінь окислюваності озоном. Оптимальне значення рН 
для окислення фенолів дорівнює 11.4. 
Метод озонування дає змогу ефективно очищати воду від фенолів, 
при цьому утворюються альдегіди, щавлева і дикарбонові кислоти, 
гідропероксид, діоксид вуглецю і вода. Озон може бути застосований 
для глибокого очищення слабко концентрованих стічних вод, що 
містять речовини, які біологічно важко окислюються. За допомогою 
озонування можна досягти очищення стічних вод до рівня 0.05 мг/л і 
нижче. Під час озонування фенольних стічних вод, які містять інші 
домішки вуглеводнів, що утворюються під час знесолення - 
зневоднення нафтопродуктів, витрата озону значно зростає порівняно з 
витратою на озонування чистих водних розчинів, і досягає 5-10 г озону 
і більше на 1 г фенолу. 
Зазначається, що ступінь очищення нафтовмісних стічних вод, що 
мають складний склад, за допомогою озонування може коливатися в 
межах 50-75%. Причому в озонованій воді залишаються проміжні 
продукти окислення вуглеводнів, які не піддаються подальшому 
руйнуванню і є більш небезпечними, ніж вихідні речовини. Час 
контакту очищуваної води, що містить не більше ніж 0.5 мг/л 
нафтопродуктів, з озоном у реакторі має бути не менше ніж 13-15 хв. 
При недотриманні цієї умови реакція окислення йде не до кінця, тобто 
не до утворення С02 і Н20, і виділяються дуже небезпечні кисневмісні 
органічні сполуки. Під час окислення озоном бром-фтор-хлорорганіки 
утворюються бромиста, фториста і соляна кислоти, а в разі 
хлорорганіки - фосген, що є бойовою отруйною речовиною. 
Процес озонування здійснюють у барботажних ваннах або 
змішувачах, у яких вода змішується з озонованим повітрям або киснем. 
За даними літературних джерел для виробництва 1 кг озону потрібно 
від 50 - 60 кВт електроенергії. Озонування використовується і для 
доочищення стічних вод. При цьому розрахункова доза Оз приймається 
2 - 4 мг на 1 мг забруднювача (нафтопродуктів, фенолів, ПАР). 
Перевагою цього методу очищення можна вважати те, що у воду 
не вносяться хімічні реагенти. До недоліків процесу озонування слід 
віднести: 
 малий час життя молекул озону; 
 низький коефіцієнт корисної дії озонаторів; 
 високу вартість озону; необхідність застосування корозійно-
стійких матеріалів для обладнання; 
 токсичність озону (ГДК у повітрі 0.1 мг/л); 
 утворення при окисленні високомолекулярних сполук 
проміжних токсичних органічних речовин; 
 високу чутливість до порушень технологічних параметрів 
озонування (швидкості прокачування води і складу забруднень). 
 
Для порівняння ефективності окиснення 4-КР озонуванням і 
пероксидом водню в умовах кавітації з розчиненням заліза зі сталевої 
стружки в об'ємі 26 л з концентрацією 10 мг/л використано інтегральний 
параметр т, мг/Вт год, що показує кількість мг речовини на одиницю 
витраченої енергії. 
Запропонована технологічна схема використовує для проведення 
процесу окислення пероксид водню і кавітацію, під дією якої 
розчиняється залізна стружка. У цьому випадку споживання 
електроенергії відбувається насосом під час подачі води в кавітатор. Для 
проведення окислення в кавітаційному модулі з продуктивністю 0.5 
м/год потрібен насос із потужністю 0.4 кВт (наприклад, цим вимогам 
відповідає побутовий насос Кама). Час пропускання через апарат 
становить 3.12 хв (один цикл у використовуваній установці) потужність 
спожита насосом NKaBHT, Вт-год, за цей час складе 12.5мг/Вт*год. 
Апарати для озонування води відрізняються комплектацією та 
продуктивністю за озоном і оброблюваною водою. Мінімальна 
споживана потужність установок для генерування 1 кг озону становить 
від 50 - 60 кВт. Ця потужність враховує виробництво озону без 
урахування насосного обладнання, що подає воду на обробку. 
Рекомендована доза озону на 1 мг/л речовини, що окислюється, 
становить 2 - 4 мг. Приймаючи середнє значення 3 мг Оз на 1 мг 
речовини, з урахуванням повного окислення 4-NP, отримуємо необхідну 
кількість озону: 
                                          26л ■ 10мг / л • Змг / мг = 780лiz 
 
Крім того, під час озонування необхідно проводити змішування 
озону з водою, для цього використовуються ежектори. Для забезпечення 
необхідної кількості озону потрібен ежектор із витратою води, що 
подається на обробку 
води 2.4 л/хв = 0.114 м/год і напором на вході 20 м. вод. ст. подачу 
води. Подачу води на обробку з необхідними параметрами можливо 
здійснювати насосом із потужністю N=0.4 кВт. Час роботи насоса 
становить 0,195 години, спожита потужність 400Вт. 
Сумарне споживання потужність установкою озонування і 
насосним обладнанням складе 53МВт. 
Для проведення окислення 1 мг 4-1ЧР пропонованим способом 
необхідно затратити 0.08 Вт-год, крім того необхідно додати 0.019 мл. 
Вартість проксиду водню  25 грн. за 25 л, і сірчана кислота (технічна) 
13,0 грн. за 36 кг. При озонуванні того ж об'єму води з такою ж 
кількістю фенолів необхідно затратити 0.21 Вт-год. Приймаючи вартість 
1 кВт електроенергії 123 коп/кВт-год (за даними про тарифи, 2008 р.), 
вартість окиснення 1 кг 4-ІР способами, які ми розглядаємо, буде такою 
(табл. 7.1.). 
Таблица 7.1 – Вартість окиснення 1 кг 4-1Р 
 
Технология Вартість Примітка 
окиснення 1 кг 4-
1ЧР грн/кг 
Озонування 258.0 Без урахування рН 
розчину 
Окиснення перекисом водню в 114.4 Без урахування 
умовах кавітації з розчиненням подальшого 
залізної стружки відстоювання 
Цей розрахунок показує, що озонування, поряд із досить складним 
апаратним виконанням, виходить у 2 рази дорожчим методом. 
 
 
 
 
ВИСНОВКИ 
В наш час проблема якості води є чи не найголовнішою у світі. 
Щодня в річки, озера, океани і моря скидають відходи, деякі більш 
токсичні, деякі меньш токсичні, але в будь якому разі після цього вона 
стає не придатна до споживання людиною і життя риб. Тому наша 
задача максимально якісно очищати воду, для того щоб мінімізувати 
шкоду, яку завдають довкіллю ці токсини. 
В даній роботі за мету було поставлено з’ясувати, який метод 
очищення стічної води від фенолів буде більш ефективним і економічно 
вигідним. 
В роботі було розглянуто основні методи очищення стічної води 
від фенолів такі як: озонування та очищення пероксидом водню в 
присутності іонів заліза при гідродинамічній кавітації, в результаті чого 
з’ясували, що через важкі умови проведення озонування, високу 
чутливість до порушення технологічних вимог та біль ніж в 2 рази вищу 
вартість за окиснення 1 одиниці маси(кг) забруднювача, використання 
озонування меньш доцільне. 
Розроблено основне апаратурне оформлення схеми доочищення 
стічних вод (система пероксид водню, з розчиненням заліза і 
кавітацією), схема експериментальної установки з кавітаційним 
модулем, наведено графіки кінетики окиснення 4-нітрофенолу, 
розглянуто принцип роботи кавітації, будову кавітаторів, новітні 
генератори озону та їх характеристики. 
 
 
 
 
 
 
ПЕРЕЛІК ПОСИЛАНЬ 
1. Сенявін М.М., Мясоєдов Б.Ф. Основні властивості нормованих у водах 
органічних сполук. М.: Наука, 1987. 105 с 
2. Проскуряков В.А., Шмідт Л.І. Очищення стічних вод у хімічній 
промисловості. - JL: Хімія, 1977. - 464 с 
3. Ковальова Н.Г., Ковальов В.Г.. Біохімічне очищення стічних вод 
підприємств хімічної промисловості - М.: Хімія, 1987, 160 с. 
4. Родіонов А.І., Клушин Н.В., Торочешников І.С. Техніка захисту 
навколишнього середовища. - М.: Хімія, 1989. - 511 с. 
5. Аликова Т.В. Хімічний моніторинг об'єктів довкілля - Астрахань: вид. 
Астраханського Держ. Педагог. Універс.,2002, 132 с. 
6. Шевченко М.А. Перспективи використання окислювачів у технології 
обробки води // Хімія і технологія води. - 1980. - т. 2, № 5 - С. 440-449. 
7. Холодкевич C.B., Юшина Г.Г., Апостолова О.С. Перспективні методи 
знешкодження органічних забруднень води // Екологічна хімія. - 1996.-
т.5,№2-С. 75-106. 
8. Менидутіна Н.В., Шамбер А.І., Меньшиков В.В. Методи очищення стічних 
вод і газових викидів у лакофарбовій промисловості // Лакофарбові 
матеріали та їх застосування. - 1998.№ 1 - С. 14-17 
9. окислювачі в технології водообробки/ Під ред. М.А. Шевченка, П.В. 
Марченка, П.Н. Тарана, В.В. Лизунова. Лизунов. - Київ: Наукова думка, 
1979. - 177с 
10. Разумовський С.Д. Озон у процесах відновлення якості води // ЖВХО ім. 
Д.І. Менделєєва. - 1990. - т. 35. № 1 - С. 77-88 
11. Виробництво і застосування перекису водню: Матеріали всесоюзн. 
координац. наради. - Л.: 1987. - С. 46-50. 
12. Chakchouk M. Puech-Costes Е. Foussard J.N. Debellofontaine H. Oxidation 
humide des pollutants organiques par l'oxygene moléculaire avtivee par le couple 
HoOo/Fc" : optimisation des paramètres opératoires // Revue des sciences De 
l'eau. - 1994. -Vol.7. - P. 405-425. 
13. Соколов В.П., Кудрина Л.А., Чикунова A.A., Забегалов Ю.Д. Очистка 
фенолсодержащих сточных вод пероксидом водорода в присутствии 
катализатора // Химия и технология воды. — 1987.Т. 9. № 4. - С. 364-365. 
14. Munter R. Advanced oxidation processes - current status and prospects // Proc. 
Estonian Acad. Sci. Chem. - 2001. - P.50, 2, 59-80. 
15. Glaze W.H., Kang J.W., Chapin, D.H. The chemistry of water treatment processes 
involving ozone, hydrogen peroxide and UV-radiation //Ozone: Sci. Eng. - 1987. - 
P.9, 335-352. 
16. TECHCOMMENTARY: Advanced Oxidation Processes for Treatment of 
Industrial Wastewater // An EPRI Community Environmental Center Publ. - 
1996.-Vol.1. 
17. Proc. Advanced oxidation processes - current status and prospects Estonian // 
Acad. Sci. Chem. - 2001. -P. 50, 2, 59-80 
18. Design Test Proposal Treatment of Contaminated Groundwater Landau 
Associates / Inc., Sumner. WA., 2003. -P. 13. 
19. 31. Dowideit P., Fang X. The fate of peroxil radicals in aqueous solution // Wat. 
Sci. Tech. - 1997. - Vol. 35.,№ 4 - P. 9-15 
20. Spadaro J.T., Lome I., Renganathan V. Hydroxyl radical mediated degradation of 
azo dyes: evidebce for benzene generation // Environ. Sci. Technol. - 1994. - Vol. 
28. -P. 1389-1393 
21. J. Nicole, J.De Laat, M. Dore Utilisation du rayonnement ultraviolet dans le 
traitement des eaux: mesure du flux photoniqui par actinometrie chimiqui au 
peroxyde d'hydrogene // Wat. Res. - 1990. - Vol. 24., № 2 - P. 157-168. 
22. Zazo J.A., Casas J.A., Mohedano A.F. Gilarranz M.A., Rodriguez J.J. Chemical 
pathway and kinetics of phenol oxidation by Fenton's reagent. Environ. Sci. 
Technol. 2005, 39, - P.9295-9302. 
23. J.J. Pignatello, Dark and photoassisted Fe3+-catalyzed degradation of 
chlorophenoxy herbicides by hydrogen peroxide, Environ. Sci. Technol.26 (1992), 
24. M. Pera-Titus, V. Garc'ya-Molina, M.A. Ba~nos, J. Gim'enez, S. Esplugas, 
Degradation of chlorophenols by means of advanced oxidation processes: a 
general review, Appl. Catal. B: Environ. 47 (2004) - P.219-256. 
25. B.G. Kwon, D.S. Lee, N. Kang, J. Yoon, Characteristics of pchlorophenol 
oxidation by Fenton's reagent, Water Res. 33 (9) (1999), - P.2110- 2118. 
26. Esplugas, J. Gim'enez, S. Contreras, E. Pascual, M. Rodr'yguez, Comparison of 
different advanced oxidation processes for phenol degradation, Water Res. 36 
(2002), - P. 1034-1042. 
27. W. Spacek, R. Bauer, Heterogeneous and homogeneous wastewater treatment—
comparison between photodegradation with ТЮ2 and the photo- Fenton reaction, 
Chemosphere 30 (1995), - P.477-484. 
28. Goi A., Trapido M. Hydrogen peroxide photolysis, Fenton reagent and photo-
Fenton for the degradation of nitrophenols: a comparative study // Chemosphere. - 
2002 - Vol. 46. - P.913-922. 
29. Perkowski J., Kos L. Treatment of Textile Dyeing Wastewater by Hydrogen 
Peroxide and Ferrous Ions // FIBRES & TEXTILES in Eastern Europe. 
      2002. - July/September. - P. 78-81. 
30. Патент № UA154217U «Установка біологічної очистки каналізаційних         
стічних вод» 
31. Патент № UA152530U «Пристрій для очищення поверхневих стічних вод з 
використанням пластикових відходів» 
32. Патент №UA86894C2 «Спосіб очищення стічних вод полігонів твердих 
побутових відходів» 
33. Патент № CN109384351A «A kind of algae of Phenol-Containing Wastewater 
Treatment -- membrane reactor» 
34. Патент №6,221,260  «Безпечний і ефективний метод очищення природної 
води» Курбатов А.Ю, Аверина Ю.М.