Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Моющие растворы прачечных производств: состав и методы очистки. Современное состояние проблемы 8
1.1. Загрязнение поверхностных вод сбросами жилищно-коммунального хозяйства 8
1.2. Состав сточных вод современных прачечных производств 10
1.3. Основные методы очистки сточных вод прачечных 12
1.4. Процессы электрохимической обработки воды 23
1.5. Методы электрохимической обработки воды 31
1.6. Электрохимическая очистка сточных вод, содержащих ПАВ 33
1.7. Анализ обзора. Постановка задач исследования 35
Глава 2. Объем, объекты и методы исследования 37
2.1. Характеристика объекта исследования 37
2.2. Аналитические методы исследования моющих растворов 37
2.3. Установки для электрохимической обработки воды 41
2.4. Используемые вещества и реактивы 45
Глава3. Обоснование оптимальных, условий очистки отработанных моющих растворов прачечных производств 48
3.1. Исследование физико-химических характеристик растворов после стирки 48
3.2. Исследование влияния рН на коаґуляцию моющих средств 49
3.3. Исследование методов отделения ПАВ от растворов после коагуляции 51
3.4. Эффективность улавливания ПАВ методом коагуляции 55
3.5. Исследование коагуляции оптическим методом 57
Глава 4. Физико-химические исследования электрохимической обработки отработанных моющих растворов прачечных 68
4.1. Электрохимическое обеззараживание моющих растворов 68
4.2. Тепловой баланс электролизера 70
4.3. Электролиз растворов в диафрагменном электролизере. Кислотно-основные свойства электролизатов - католита и анолита 84
4.4. Влияние добавки анолита и католита на качество стирки 91
4.5. Обеззараживание воды растворами электролизата 94
Глава 5. Технологическая схема оборотного водоснабжения прачечных производств 98
Заключение 101
Выводы 104
Литература 105
Приложение 116
- Основные методы очистки сточных вод прачечных
- Исследование коагуляции оптическим методом
- Тепловой баланс электролизера
- Обеззараживание воды растворами электролизата
Основные методы очистки сточных вод прачечных
Для очистки сточных вод прачечных применяют либо только физико-химические методы, либо их сочетание с биологическими. Выбор технологических приемов физико-химической очистки, помимо требуемой степени изъятия загрязнений, обуславливается специфическими особенностями применяемых моющих средств: жирового мыла или CMC.
Реагентные методы. Реагентная обработка предусматривает введение і сточную воду прачечных дополнительных веществ - минеральных коагулянтої (солей алюминия, железа), которые гидролизуются с образованием положитель но заряженных слаборастворимых гидроксидов металлов. Находящиеся в вод загрязнения в большинстве случаев заряжены отрицательно. Таким образом, прі введении в сточную воду минеральных коагулянтов происходит взаимодействие разноименно заряженных коллоидных частиц.
Для коагуляции частицы гидроксидов и загрязнений должны приблизиться на расстояние, на котором начинают действовать силы кулоновского притяжения. Причинами такого сближения могут быть, во-первых, броуновское движение (молекулярно-кинетическая коагуляция), во-вторых, направленное движение одних частиц по отношению к другим при перемешивании воды (градиентная коагуляция) [11,19,98].
В начале процесса, после добавления к сточной воде реагентов, происходит молекулярно-кинетическая коагуляция. Однако агрегаты получаются не крупными, и процесс прекращается вследствие резкого сокращения числа реагирующих частиц, увеличения их размеров и уменьшения интенсивности броуновского движения. Для завершения хлопьеобразования необходимы условия, способствующие градиентной коагуляции. Эти условия создаются путем перемешивания воды гидравлическим или механическим способом в камерах хлопьеобразования. Перемешивание приводит к неравномерному движению отдельных объемов воды и появлению макро- и микропотоков, на границах которых происходит столкновение и слипание частиц с образованием крупных хлопьев. Одновременно на образующихся хлопьях адсорбируются растворенные загрязнения, обладающие поверхностно-активными свойствами, в первую очередь ПАВ. При этом степень удаления ПАВ зависит от дозы коагулянта.
В сточных водах прачечных содержится значительное количество полифосфатов, основных компонентов CMC. Эти соединения при реагентной очистке образуют малорастворимые фосфаты алюминия, железа или кальция, выпадающие в осадок. Сложные формы фосфора удаляются путем сорбции на хлопьях гидроксидов. Для улучшения процесса хлопьеобразования иногда применяют синтетические флокулянты, например полиакриламид. Наиболее часто в качестве коагулянтов используют известь для подщелачивания, сульфаты и хлориды алюминия, железа (II и III).
Реагентная обработка наиболее эффективна для сточных вод прачечных, использующих для стирки мыло и соду. При очистке сточных вод прачечных, использующих CMC, значительно увеличиваются расходы коагулянтов (извести в 6—15 раз). Достаточно полное удаление ПАВ достигается лишь с применением алюмината кальция. Таким образом, реагентную обработку сточных вод прачечных можно применять в качестве предварительной очистки с последующей совместной очисткой их с бытовыми сточными водами или с последующей совместной доочисткой различными физико-химическими методами [75,76].
Реагентный метод обработки воды для удаления органических веществ (загрязнителей) чрезвычайно популярен в мире и широко исследуется. Канадские исследователи [99,101] сравнили эффективность трех коагулянтов (коммерческие продукты), сделанных на основе солей алюминия (хлорида и гидросульфата) и показали, что способность к коагуляции возрастает в теплой воде. Исследователи из Тайваня [103] определили область рН = 6-8, в которой наиболее эффективны коагулянты на основе солей алюминия и хлорида железа для различных типов загрязнений. Другая группа исследователей из Тайваня [100] показала, что полисульфат железа (PFS) в сравнении с коагулянтами на основе солей алюминия оставляет в растворе меньше ионов металла и более эффективен при устранении мутности и цветности отработанного раствора. Согласно исследованиям американских ученых [108], для удаления из воды биодеградируемых органических веществ при низких рН наиболее эффективны коагулянты на основе солей железа. Таким образом, усилия западных исследователей направлены на поиски оптимальных промышленных коагулянтов и флокулянтов, на сопоставление эффективности таких реагентов, как хлорид алюминия, гидросульфат алюминия, хлорид железа, а также определение оптимальных значений рН и температуры воды для наиболее эффективной коагуляции-флокуляции [27,72].
Электрокоагуляция. Метод электрокоагуляции основан на анодном рас творении металла с образованием хлопьев гидроксидов железа, алюминия илі цинка, сорбирующих загрязнения из сточной воды. К достоинствам этого метод относятся компактность очистной установки, простота ее эксплуатации и воз можность автоматизации, большая эффективность по сравнению с реагентныъ способом. Применение электрокоагуляционного метода очистки в прачечной не большой производительности и банно-прачечных комбинатах исключает необ ходимость устройства реагентного хозяйства и постоянного подвоза значитель ных объемов реагентов.
Электрокоагуляционная установка для очистки сточных вод прачечных [28] оборудована железными электродами, расположенными на расстоянии 8 мм. Под действием постоянного тока материал анодов растворяется с образованием гидроксидов железа (II и III), хлопья которых обладают большой сорбционной и коагулирующей способностью. Для отделения хлопьев с сорбированными на них загрязнениями от воды достаточно 30-минутного осаждения.
В результате сопутствующих процессов в сточной воде образуется ги-похлорит натрия, кислород и другие кислородсодержащие соединения и происходит полное обеззараживание воды.
Образующийся в процессе электрокоагуляционной обработки осадок имеет влажность 9%, зольность 62-76%, а его объем составляет 1-6% от исходного объема сточной воды.
При использовании железных электродов, (плотность тока 8,6 мА/см ) и скорости протекания сточных вод 2 м/ч с последующим 2-часовым осветлением в отстойнике возможно достичь удаления ПАВ на 75—77 % и органических загрязнений на 50% (по БПК) или на 65% (по ХПК) [59]. Таким образом, электрокоагуляция может рассматриваться как достаточно эффективный метод очистки.
Фракционирование ПАВ в пену. Процесс фракционирования, основанный на пенообразующей и адсорбционной способности ПАВ, заключается в удалении ПАВ с пузырьками воздуха при барботаже очищаемой воды. В устойчивом пенном слое на поверхности воды концентрируется основная масса ПАВ. На границе раздела фаз вода - воздух образуется поверхностный мономолекулярный слой, в котором полярные группы направлены внутрь более полярной фазы-воды, а углеводородные неполярные цепи выталкиваются в менее полярную фазу - воздух.
Фракционирование ПАВ в пену при насыщении жидкости пузырьками воздуха протекает в двух фазах - жидкости и пене. Когда пузырьки воздуха входят в соприкосновение с ПАВ в воде, на границе раздела фаз образуется поверхностный адсорбционный слой из молекул и ионов ПАВ, а также других загрязнений. Адсорбированные ПАВ вместе с пузырьками воздуха уносятся в пену. При непрерывной подаче воздуха количество ПАВ в воде уменьшается до тех пор, пока на поверхности воды образуется устойчивая пена, т.е. пока не будет достигнут предел пенообразующей способности ПАВ, входящих в состав CMC [90].
Пена, образующаяся в результате фракционирования, весьма устойчива и представляет собой ячеисто-пленочную дисперсную структуру, в которой многогранные ячейки разделены тонкими жидкими пленками. Объем и качество пены, полученной при фракционировании ПАВ из сточных вод, зависят от многих факторов: физико-химических свойств ПАВ, состава исходной воды, средств и конструкции устройств, подающих воздух и т.д. Эффективность извлечения ПАВ фракционированием зависит от исходной концентрации ПАВ и взвешенных веществ, величины рН и температуры воды, расхода воздуха, продолжительности, а также способа его подачи. Для получения максимального эффекта очистки не требуется разбавлять или рециркулировать ПАВ для увеличения концентрации, достаточно усреднить общий сток прачечной, чтобы исключить возможность колебания содержания ПАВ в исходной воде.
Эффективность фракционирования ПАВ в пену зависит также от водородного показателя и температуры исходной воды [98]. При рН=7,3—8,6 наи -17 лучшие результаты получены для стоков с температурой 25-30С. С увеличением водородного показателя сточной воды степень удаления ПАВ повышается, что связано с увеличением степени диссоциации молекул ПАВ в воде. Обычно в сточных водах прачечных рН=8,25-10, что соответствует оптимальным условиям процесса фракционирования и не требует корректировки.
Эффект удаления ПАВ при фракционировании в значительной степени зависит от расхода воздуха, интенсивности и средств его подачи, т.е. от общей площади поверхности раздела фаз, образующейся в результате барбо-тажа сточной воды. Наибольшее количество ПАВ удаляется при расходе воздуха 25-26 м3 на 1 м3 обрабатываемой воды. Воздух в обрабатываемую жидкость можно подавать с помощью механической, пневматической систем аэрации, а также растворением под давлением (принцип напорной флотации). Наиболее эффективна пневматическая аэрация, т.к. затрачивается меньше электроэнергии, а аппараты более просты по конструкции [107].
Исследование коагуляции оптическим методом
В процессе стирки загрязнения в присутствии СПАВ образуют эмульсии, в которых гидрофильные группы молекул СПАВ в мицеллах направлены в водную фазу, а гидрофобные - внутрь мицелл, содержащих органические или твердые компоненты загрязнений [89]. Как правило, в моющих средствах используют анионактивные СПАВ, представляющие собой алкилзамещенные арилсульфаты или сульфонаты натрия, диссоциирующие в водных растворах [46].
В настоящем исследовании установлено, что оптимальным для разрушения мицелл с сульфонатным СПАВ является значение рН=6. Другим фактором, определяющим устойчивость эмульсий, является концентрация СПАВ в моющем растворе. При определенном, достаточно низком значении ККМ мицеллообразование прекращается. При разбавлении МС изменяется как рН, так и концентрация СПАВ. Поэтому для определения ККМ следует поддер -58 живать определенное значение рН. При этом, в соответствии с уравнением диссоциации, поддерживается постоянное значение отношения концентраций диссоциированной и не диссоциированной форм СПАВ
Если в моющем растворе растворено 10 г/л МС, содержащего 18% (1,8 г/л) СПАВ, то концентрация его ионизированной формы составит 8,1 10"5г/л или 2,4-10"7 моль/л. Расчет показывает, что при р№=9 концентрация ионизированного СПАВ в 20 раз ниже, чем кислотной формы и в 1000 раз больше, чем при р№=6.
О степени коагуляции судили по оптической плотности моющего раствора. Оптическая плотность дисперсных систем подчиняется уравнению, учитывающему рассеяние и поглощение света дисперсной фазой (уравнение Рэлея) [1]
Для систем с размерами мицелл, больших длины волны поглощаемого света, или сильного поглощения света дисперсной фазой рэлеевской составляющей можно принебречь и, соответственно: D = kcl/d, то есть оптическая плотность пропорциональна концентрации дисперсной фазы и обратно пропорциональна диаметру мицелл. Для интенсивно поглощающей дисперсной фазы
Соответственно, при оптической плотности моющего раствора 1,5 и концентрации дисперсной фазы 1,8 г/л (содержание СПАВ в растворе) диаметр мицелл составляет 4,10"3 см (40 мкм).
Установлено, что при разбавлении моющего раствора оптическая плотность снижалась пропорционально концентрации загрязнений (таблица 10). Связывание дисперсной фазы перлитом проводили в двух вариантах - статическом и динамическом. В первом случае раствор фильтровали через слой предварительно нанесенного на фильтр сорбента. Во втором — раствор предварительно приводили в контакт с сухим перлитом, а затем смесь фильтровали. Фильтрование проводили при вакууме 0,4 кг/см2. Диаметр фильтра 100 мм. Количество перлита на 100 мл раствора изменяли от 5 до 20г.
Как отмечалось ранее, оптическая плотность при равной степени загрязнения обратно пропорциональна размеру мицелл. При подкислении моющего раствора с рН=9 до рН=6 оптическая плотность раствора снижалась на 0,35 - 0,6 единиц (рис. 6), что свидетельствует об увеличении диаметра мицелл в 1,5-2 раза.
Снижение концентрации моющего раствора при рН=6 в 5 раз, по-видимому соответствующего достижению ККМ (4-10"5г/л ионизированной формы СПАВ), приводило к уменьшению оптической плотности и, вероятно, увеличению размера мицелл в 3 раза.
Как и ранее для отделения дисперсной фазы от раствора использован поглощающий её пористый материал перлит.
Влияние содержания перлита на фильтрацию моющих растворов. СПАВ снижают поверхностное натяжение, обеспечивая высокую дисперсность органической фазы, создают двойной электрический слой на границе фаз, обеспечивая устойчивость эмульсии. Разрушению эмульсии способствует снижение концентрации СПАВ и его ионизированной формы. При использовании пористого сорбента необходимо, напротив, повысить поверхностное натяжение на границе раздела жидких фаз и обеспечить высокую смачиваемость по -63 верхности сорбента. Это достигается созданием условий для перевода СПАВ в кислотную форму, реагирующую с основной поверхностью перлита.
Как видно из рис. 7, рН моющего раствора в контакте с перлитом возрастало, что свидетельствовало о взаимодействии кислотной формы СПАВ с перлитом.
По мере разбавления исходного моющего раствора скорость фильтрации возрастала пропорционально снижению концентрации моющего раствора, то есть загрязнений и компонентов CMC, а затем, по достижении определенной степени разбавления, резко увеличивалась (рис. 8,9).
В статических условиях резкое возрастание скорости наблюдалось при двукратном, а в динамических - четырехкратном разбавлении. Причем значения скоростей на изломе (максимального изменения скорости фильтрации) были одинаковыми. Это говорит о том, что прохождение раствора через бумажный фильтр лимитирует скорость фильтрации и что содержание дисперсной фазы в точках излома одинаково. Отличие заключалось также в том, что в статических условиях скорость возрастала при увеличении количества перлита всего с 5 до 10 г на 100 мл раствора, и в дальнейшем скорость фильтрации практически не менялась. А в динамических условиях увеличение содержания порошка с 5 до 15 г несущественно влияло на скорость, а при увеличении до 20 г увеличивало скорость фильтрации в два раза.
Таким образом, скорость фильтрации зависела от концентрации дисперсной фазы, размера мицелл и вязкости дисперсионной среды. Установлено, что в статических условиях скорость фильтрации достигала насыщения при содержании перлита 15-20 г/л. Это значение можно использовать для оценки вязкости дисперсионной среды. Оказалось, что в моющем растворе значительный вклад в вязкость вносили растворенные минеральные компоненты. Так, в динамических условиях при количестве перлита 5 г на 100 мл раствора вклад составлял 1/4, а с 20 г - приблизительно половину общей вязкости., Двукратное разбавление дисперсионной среды моющего раствора приводило к резкому (приблизительно в 5 раз) снижению вязкости, однако дальнейшее снижение вязкости пропорционально уменьшению концентрации. Вклад вязкости, обусловленной дисперсной фазой, при фильтрации в динамических условиях практически не зависел от разбавления, а в статических -также снижался пропорционально уменьшению концентрации моющего раствора.
Из полученных результатов следует, что для обеспечения достаточно высокой скорости выделения дисперсной фазы фильтрованием необходимо, нфяду с коагуляцией и регулированием рН, разбавление моющего раствора и предварительное его смешение с перлитом или увеличение толщины фильтрующего слоя.
Полученные результаты свидетельствуют о том, что статический вариант фильтрации предпочтителен как для фильтрации более концентрированных растворов, так и по скорости фильтрации.
Тепловой баланс электролизера
При эксплуатации электролизеров происходит разогрев растворов электролитов, поэтому при расчете технологического режима необходимо учитывать рост температуры получаемых растворов. В связи с этим в работе была поставлена задача исследовать тепловой баланс электролизера. Решение такой задачи представляет также интерес для определения энергетической эффективности процесса электрохимического синтеза.
Исследования проводили, как правило, при минимально возможных значениях электрического тока, дающих максимальный выход по току активного хлора.
При технологической реализации процесса желательны высокие плотности тока, малые межэлектродные расстояния и относительно высокие концентрации электролитов. В таком случае возрастает необратимость целевой электрохимической реакции. Однако для системы в целом в стационарном состоянии, с учетом тепловых и материальных потоков, справедливы законы сохранения и она может быть описана уравнениями термодинамики равновесных процессов (балансовыми соотношениями). В этом случае затраченная на процесс/электроэнергия, равная произведению Е=Шг (здесь U - напряжение на электролизере, / - ток, проходящий через электролизер, т— время электролиза), расходуется на получение химических продуктов (условно может быть названа «химическая энергия»), на разогрев раствора (тепловая энергия) и на расширение электродных газов, т.е. во втором и третьем процессах - на увеличение энтропии продуктов электролиза.
Электролиз растворов с концентрацией 1 - 50 г/л проводили в электролизере ЭЛМА-1М с двумя монополярными и четырьмя биполярными электродами ОРТА при напряжении 10 - 14 В и токах 4 - 10 А. При проведении экспериментов электролизер помещался в сосуд Дьюара с 1 литром раствора, в котором фиксировалась температура. Эксперимент в таком калориметре позволяет оценить долю электроэнергии, которая расходуется на разогрев растворов электролитов. В целом затраты электроэнергии на процесс электролиза включают затраты непосредственно на целевую реакцию восстановлению хлорид-иона до активного хлора, параллельный процесс электролиза воды и на нагрев растворов и материалов электролизера. Возможен дополнительный расход электроэнергии на окисления гипохлорит-иона до хлорат-иона, однако, вклад этого процесса для выбранного режима электролиза является незначительным.
Если известны ток и количество электричества, пошедшие на электролиз хлорида натрия, тогда можно рассчитать вклад реакции электролиза воды. Выход хлора по току составит
Электродные газы, помимо расширения, уносят пары воды. Для оценки затрат энергии на испарение воды можно принять, что давление паров воды над раствором (при относительно низком содержании соли в растворе) равно давлению насыщенных паров воды (над чистым растворителем)
Значительная часть энергии расходуется на нагрев системы, включающей рабочий раствор, электроды и материал корпуса электролизера. Теплоемкость воды с достаточной для оценочного расчета точностью можно прилить равной 4,183 кДж/кг К. Теплоемкость соли в растворе для 20%-ного раствора хлорида натрия по данным [88] составляет 2,55 Дж/г-К. Приближенность величин компенсируется малыми концентрациями хлорида натрия в рабочих растворах (преимущественно менее 1%). Соответственно, начальная теплоемкость раствора приближенно составит
Коэффициент пропорциональности (тепловое значение калориметра), рассчитанный методом наименьших квадратов, составил 1,27 Дж/Дж, а среднеквадратичное отклонение, рассчитанное по результатам пяти опытов, составило 1,9%.
Если при электролизе протекают два процесса, электролиз хлорида натрия и воды, то погрешность, связанная с погрешностью аналитического определения хлора при расчете энтальпии процесса, составит 17% от погрешности анализа, т.е. менее 1%. Таким образом, основной вклад в погрешность расчета вносит погрешность измерения теплоты, около 2%. Доля затрат электроэнергии на электролиз воды, таким образом, составит
Результаты расчета баланса энергии в электролизере показывают (таблица 12), что калориметрически фиксируется большее количество энергии, поступающей в электролизер, чем это следует из суммарных затрат на электролиз. Это связано с тем, что суммарное количество электроэнергии, поступающей в электролизер, рассчитываемое по формуле Еэд = Шт, является заниженным.
Для электропитания электролизера использовали выпрямитель с двух-полупериодным выпрямлением. Измерения тока проводили амперметром постоянного тока, который фиксирует среднее значение выпрямленного тока. В то же время калориметрически в форме тепловой энергии фиксируется средне-интегральное значение выпрямленного тока.
Таким образом, для расчета баланса энергии следует оценить разницу между средним и средне-интегральным значениями выпрямленного тока. Мгновенное значение тока при двухполупериодном выпрямлении за полупериод описывается функцией
В стационарном режиме и при больших концентрациях электролита эта величина на порядок ниже, что можно объяснить влиянием емкости двойного электрического слоя (ДЭС). В данном случае емкость ДЭС выполняет функцию «сглаживания» тока, тем самым, повышая среднее значение тока за полупериод. Влияние «сглаживания» тока можно оценить, если представить его как исключение высокочастотной составляющей, т.е. в этом случае электролизер будет выполнять функцию низкочастотного фильтра.
В соответствии с теорией электрических цепей [10] электролизер можно представить как четырехполюсник, состоящий из реактивных сопротивлений - емкостей. В таком четырехполюснике реактивное сопротивление Z2 является емкостью ДЭС каждого из электродов. Для оценочных расчетов можно положить, что емкости ДЭС для обоих электродов одинаковы, хотя на этих электродах идут разные электрохимические процессы. В таком случае можно положить, что реактивное сопротивление Z2 определяется только концентрацией электролита: при малых концентрациях электролита Z2 больше, при больших - меньше. Реактивное сопротивление Z/ определяется (емкостное сопротивление электролита или диффузионных слоев) внешними обкладками двойных электрических слоев электродов. Поскольку за расстояние между этими обкладками может быть принята толщина диффузионных слоев (в це -83 лом электролит - активное сопротивление) реактивное сопротивление Z; значительно меньше, чем Z2 (толщина диффузионного слоя на три порядка больше, толщины диффузной части ДЭС).
Для П-образного фильтра при одинаковом характере сопротивлений Z/ и Z2 (в нашем случае Z/, Z2 - емкостные сопротивления) затухание фильтра определяется по формуле [5]
Отсюда следует, что при малых концентрациях должна фиксироваться большая разница калориметрических и электрохимических измерений. Такое положение соответствует результатам эксперимента и расчетов.
Таким образом, результаты проведенных калориметрических экспериментов и расчетов показывают, что в стационарном режиме с достаточной для технологических целей погрешностью (1 - 3 %) энергетический баланс электролизера можно рассчитывать с использованием среднего значения тока (показания амперметра постоянного тока). Для более точных оценок необходимо вводить поправку на систематическую погрешность, которая составляет для стационарного режима электролиза от і до 3 % (таблица 12). Проведенные исследования дают возможность, кроме электрохимических параметров процесса, при проектировании оценить температуру получаемых растворов.
Обеззараживание воды растворами электролизата
Микробиологическое исследование показало, что бактериальная загрязненность воды после стирки изменялась в пределах 10000—100000 б/л. Результаты обеззараживания представлены в таблице 17. Видно, что при содержании активного хлора 20 мг/л достигалось обеззараживание моющих растворов после стирки до уровня, приближающегося по гигиеническим требованиям к качеству воды централизованных систем питьевого водоснабжения.
Определение бактериальной загрязненности воды после стирки прово дили в соответствии с ГОСТ 18963-73 бродильным методом. Учитывая высокую бактериальную загрязненность воды после стирки, в первой серии поставлены опыты с 90 и 99 мл воды с добавкой 10 и 1 мл глюкозопептонового бульона (по три параллельных). Во всех случаях опыты показали положительный результат, свидетельствующий о том, что бактериальная загрязненность воды после стирки высока и превышала 1100 б/л. Аналогичный результат получен и для серии опытов с добавлением католита. Поэтому в следующей серии пробы воды после стирки разбавили дистиллированной водой в 100 раз. Посев 10 мл бульона в пробе разбавленной воды после стирки без добавки католита дал положительный результат во всех трех опытах, а с 1 мл бульона - 1-положительный и 2 отрицательных результата (коли индекс 460x100 = 46000): С католитом 10 мл бульона дали положительный результат в трех опытах из трех, а с 1 мл - в двух из трех. Соответственно, коли индекс составил 1100x100= 110000 б/л. Таким образом, добавление католита не снижало высокую бактериальную загрязненность воды после стирки.
Для определения обеззараживающей способности электролизата, полученного на электролизере ЭЛМА-1М, и анолита, полученного на электролизере СТЭЛ, проводили следующую серию экспериментов: 10 мл анолита и 10 мл электролизата ЭЛМА-1М отдельно смешивали с 90 мл воды после второй стирки. Глюкозопептонный бульон добавляли по той же схеме, что и в предыдущей серии опытов. Соответственно, исходная концентрация активного хлора по расчету для смеси с анолитом составила 20,2, а с электролизатом 102,2 мг/л. Через 1 час после выдержки смесей содержание активного хлора в случае с анолитом сократилось до 3,55, а с электролизатом до 36,9 мг/л. Через сутки в обоих случаях активный хлор не обнаруживался.
Как видно из таблицы 17, при обеззараживании 10% анолита в течение 24 часов коли индекс снизился до 75, а электролизата ЭЛМА-1М - до 39. Сокращение количества до 1% анолита и до 0,1% электролизата, соответственно, снижало начальную концентрацию активного хлора до 2 мг/л и в обоих случаях приводило к увеличению коли индекса. Для сравнения результатов исследования приведем норматив содержания кишечной палочки в питьевой воде - отсутствие в 100 мл или 3 б/л (СанПиН 2.1.4.559-96). Три параллельных опыта показали, что в результате обеззараживания содержанием анолита и электролизата в воде после стирки соответственно 10 и 1% и начальной концентрацией активного хлора 20 мг/л коли индекс сократился до 43-120, причем оказался практически одинаковым как при использовании анолита, так и электролизата ЭЛМА-1М. Таким образом, можно заключить, что анолит и электролизат обладали при одинаковой концентрации активного хлора практически одинаковой обеззараживающей способностью. При этом концентрация активного хлора в сточной воде, соответствующая 20 мг/л, способствовала обеззараживанию ее до уровня, приближающегося по гигиеническим требованиям к качеству питьевой воды в отношении биологического загрязнения. Расчет показал, что для достижения такого эффекта расход электроэнер-гии составил 0,2 кВт-ч на 1м моющего раствора.
