ФАКТОРИ ГЕНЕТИЧНОГО РИЗИКУ ПРИ ВИКОРИСТАННІ ПИТНОЇ ВОДИ

cwater

Фактори генетичного ризику при використанні питної води з відкритих джерел водопостачання, та обґрунтування технологій, які забезпечують усунення такого ризику

Тимошенко М.М. , Когановський О.М., Шульженко О.Ф.

НДІ “АПРОДОС”, м. Київ

Вода основних відкритих джерел водопостачання України (річки Дніпро з його водосховищами, Дністер, Західний і Південний Буг, Дунай та ін.) містить значну кількість органічних речовин природного походження. Понад 80% цих речовин складають солі гумінових та фульвокислот, в невеликій кількості присутні практично всі класи органічних сполук. У 1978 р. опублікований перелік майже 1300 органічних речовин виявлених у річкових водах, з них у питній воді знайдено 766, в артезіанській – 175 (14). З того часу в країні практично нічого не змінилося в технології підготовки води для централізованого водопостачання. Під час підготовки питної води, внаслідок взаємодії розчинених речовин з реагентами, особливо при використанні хлору для знезараження води, відбуваються численні реакції, що спричиняють утворення нових сполук, які мають високу токсичність, канцерогенну та мутагенну активність. Багато з них переходять у питну воду в мікрограмовій кількості протягом тривалого часу, серйозну увагу на це стали звертати лише в останні 20-25 років. Проведені наукові конференції, на яких обговорювались проблеми моніторингу якості джерел водопостачання та ефективності нових технологій підготовки питної води, які б захищали її від проникнення мікроконцентрацій токсичних речовин (13, 16).

Забруднення річок і водосховищ органічними речовинами зростає внаслідок масового викиду в них міських стічних вод, у яких навіть після повного біологічного очищення залишаються різні органічні сполуки. З органічних речовин 18-22% складають гумусові сполуки (фульвати, солі гіма- томеланових кислот), 6,5-10% – нафтопродукти, інші речовини – аніонні поверхнево-активні речовини (ПАР), вуглеводні, протеїни, таніни та ін. (табл.1).

Органічні забруднення потрапляють у річки та водосховища також з стічними водами промислових підприємств після досить примітивного біологічного або хімічного очищення. В басейни річок, які є джерелом питного водопостачання, значна кількість органічних забруднень надходить зі зливовими змивами з полів, стоками від населених пунктів, стічними водами ферм, з територій забруднених радіонулідами після аварії на ЧАЕС.

Про масштаб забруднення річок, які є джерелом водопостачання, можна скласти уяву навіть не беручи до уваги мікрокількість високотоксичних сполук, а на основі лише показника повного біохімічного споживання кисню (БСКповн.), що характеризує кількість органічних речовин у воді. Такі дані за період 1987-1988 рр. стабільної виробничої діяльності промислових підприємств наведені в табл. 2.

Таку кількість забруднень неможливо усунути шляхом біологічного самоочищення водойм, отже якість води в них прогресивно погіршується. В окремі періоди показник хімічного споживання кисню (ХСК) для води Дніпра і Десни поблизу Києва наближався до такого для біологічно очищених стічних вод м. Києва (табл. 3 ).

Крім безпосереднього несприятливого впливу токсичних речовин, які потрапляють у ріки та водосховища, що використовують як джерела господарсько- питного водопостачання, слід зважати на недостатньо досліджену мутагенну активність речовин, які залишаються у питній воді після застосування існуючої в Україні технології водопідготовки.

Чинний стандарт на якість питної води передбачає контроль вмісту лише деяких з тих речовин. Тим часом навіть розчинені в природних чистих водах гумінові речовини можуть стати вихідним матеріалом для утворення під час підготовки питної води сполук, що мають токсичні властивості і високу мутагенну активність (14, 25, 27].

У США та країнах Західної Єв­ропи перелік контрольованих сполук у джерелах водопостачання і питній воді включає сотні речовин, що утворюються в природних умовах, потрапляють з стічними водами або утворюються під чаc водопідготовки.

Внаслідок технологічних операцій на водопровідних станціях вміст органічних речовин у питній воді знижується на 40-50% порівняно з водою джерела водопостачання, проте залишається ще досить високим, тому після кінцевого хлорування утворюються хлороформ та тетрахлорметан в кількостях, близьких або таких, що перевищують гранично допустиму концентрацію (ГДК).

Під час хлорування води (як на першій стадії підготовки питної води, так і на завершальному її етапі), внаслідок взаємодії хлору з органічними речовинами, в основному з кислотами водного гумусу, утворюється багато хлорпохідних з високою токсичністю, канцерогенною та мутагенною активністю (25).

У хлорованій воді ідентифіковані 235 хлорпохідних (26), більшість з яких мають канцерогенні властивості та підвищену імуно- токсичність (15).

З багатьох хлорпохідних, що утворюються під час хлорування річкової води, галогенметани є високо токсичними, мають канцерогенну і мутагенну активність. В хлорованій питній воді концентрація тригалогенметанів іноді перевищує 100 мкг/дм3, тоді як прийнята в Україні ГДК хлороформу (трихлорметану) – 60 мкг/дм3. За рекомендаціями Всесвітньої організації охорони здоров’я (ВООЗ ) вміст хлороформу в питній воді не повинен перевищувати 30 мкг/дм3. ГДК тетрахлорметану встановлена в Україні на рівні – 5 мкг/дм3, але часто в хлорованій воді його вміст значно вищий.

Так, у воді Дніпра ще до хлорування на водопровідній станції виявлено від 11 до 59 мкг/дм3 хлороформу і від 26,6 до 146 мкг/дм3 тетрахлорметану, у воді дніпровського водосховища поблизу водозабору м. Запоріжжя відповідно 59 і 107 мкг/дм3. Після прехлорування дніпровської води на спорудах першого підйому водопроводу вміст хлороформу збільшився до 150-190 мкг/дм3, тетрахлорметану – до 196 мкг/дм3. Після всіх етапів підготовки питної води перед подаванням у водопровідну мережу концентрація хлороформу становила від 50 до 140 мкг/дм3, тетрахлорметану – від 180 до 400 мкг/дм3.

Оцінка мутагенності хлорованої води і відповідно деяких хлорпохідних показала, що мутагени утворюються переважно при хлоруванні сполук з середньою молекулярною масою (3300-7900 Д), що відповідає молекулярній масі фульвокислот і відносно низькомолекулярних гумінових кислот, частина яких не видаляється під час обробки води коагулянтами.

Спеціальними дослідженнями доведено, що кількість утворених у воді мутагенів залежить як від концентрації речовин в гумусі, так і від дози хлору. Мутагенна актив­ність хлорованої води корелює з вмістом в ній гумінових кислот і фульвокислот і залежить від пори року (нижча – влітку, трохи більша – навесні, найвища – восени), що зумовлене сезонними змінами співвідношення гуматів і фульватів різного ступеня поліконденсації та окиснення (20).

Сильними мутагенами є виявлений у прехлорованій річковій та питній воді 3-хлор-дихлорметил-5- гідрокси-2(5Н)-фуранон (22).

Гумати і фульвати суттєві, проте, не єдині джерела утворення хлорорганічних речовин у хлорованій воді. Багато деяких відносно низькомолекулярних сполук, зокрема тих, що містять амінний чи амідний азот, також можуть під час хлорування утворювати токсичні сполуки. Тому видалення найбільш високомолекулярної фракції органічних речовин при обробці води коагулянтами, відстоюванні і фільтруванні не усуває можливість утворення хлорметанів при постхлоруванні питної води.

Чим менше органічних речовин у воді, яку піддають хлоруванню, і чим нижча доза введеного хлору, тим менша кількість тригалогенметанів, тетрахлорметану і нелетких поліхлорорга- нічних речовин.

Альтернативу отриманню питної води з відкритих джерел водопостачання могло б скласти широке використання води з артезіанських підземних джерел, в яких вміст органічних речовин на порядок менший але запаси артезіанської прісної води в Україні обмежені і розподілені по її території нерівномірно.

Отже, треба знайти достатньо ефективні й економічно прийнятні способи вирішення проблеми кардинального поліпшення якості питної води, одержаної з відкритих джерел водопостачання.

Основним заходом підвищення безпечності питної води є суттєве зменшення концентрації в ній органічних речовин у воді, яка надходить в систему очисних споруд водопроводів, і, перш за все, розчинених органічних сполук та їх комплексів з іонами важких і кольорових металів, що потрапляють в джерела водопостачання з стічними та зливовими водами.

Технологія підготовки питної води має бути доповнена процесами, які запобігають потраплянню в питну воду токсичних та мутагенних домішок, в першу чергу, хлорованих вуглеводнів, при значному зниженні ГДК цих речовин у питній воді.

■ АДСОРБЦІЙНІ ТА БІОАДСОРБЦІЙНІ ПРОЦЕСИ ПРИ ВИДАЛЕННІ ОРГАНІЧНИХ РЕЧОВИН З РІЧКОВОЇ ТА ПИТНОЇ ВОДИ

Широке використання техніки адсорбційного і біоадсорбційно- го фільтрування створює можливості для суттєвого підвищення ефективності технології підготовки питної води та ступеня очищення стічних вод.

Біосорбція – це адсорбція розчинених у воді органічних речовин з одночасним їх розкладенням сапрофітними мікроорганізмами, що містяться в порах гранул активованого вугілля. Наслідком процесу біохімічного деструктивного окислення адсорбованих речовин, або їх біодеградації, є регенерація активного вугілля, якщо й не повна, то принаймні така, що забезпечує роботу адсорбційних фільтрів протягом більш тривалого часу, ніж при чисто адсорбційному процесі (23).

На водопровідних станціях Франції, Німеччини, США та інших країнах широко використовують процеси біоадсорбції для підвищення якості питної води. При вмісті в воді органічних речовин в перерахунку на загальний органічний вуглець (ЗОВ) 2-4 мг/дм3, після фільтрації через активоване вугілля він зменшувався до 1 мг/дм3.

Використання процесів адсорбції та біоадсорбції в Україні досі не вийшло за рамки дослідно-промислових випробувань.

При дослідженні ефективності адсорбційних фільтрів завантажених активованим вугіллям слід обрати тип вугілля, пориста структура якого придатна для дифузії в адсорбційні пори великих молекул та іонів високомолекулярних гуматів і фульватів, що утворюють різноманітні асоціати у річковій воді. Активоване вугілля повинне мати розвинену структуру відносно вузьких мезопор і супермікропор (діаметром 0,8-5 нм), разом з цим містити мінімум макропор, які зменшують насипну щільність фільтруючого шару та погіршують умови експлуатації фільтрів (2, 5, 9, 17).

Ці висновки підтверджені при вивченні придатності активованого вугілля деяких зарубіжних та вітчизняних марок для зниження перманганатної окислюваності (ПО) водопровідної води м. Києва, в якій містились як залишки високомолекулярних сполук переважно гіматомеланові кислоти – група слабозабарвлених фульво- кислот (табл. 4).

Випробувана придатність активованого вугілля з різною структурою пор для очищення дніпровської води від гумінових речовин, які зумовлюють (інтенсивність її забарвлення) (12). Ефективність адсорбційної фільтрації оцінювали за питомою витратою (динамічною дозою) сорбенту:

D = М / V,

де: М – маса адсорбента у фільтрі;

V – об’ єм фільтрату до появи забарвлення в 20 градусів стандартної шкали, що відповідає вимогам чинного стандарту – ГОСТ 2874-82 (табл.5).

Необхідні для забезпечення відповідної якості води питомі витрати Фільтрасорбу-300 (США) і Акант-мезо (технологія виробництва розроблена в ІКХХВ НАН України) майже в 35 разів менші питомих витрат мікропористого антрациту АУА-К, незважаючи на те, що його загальна адсорбційна поверхня всього на 25% менша, ніж адсорбційна поверхня Фільтрасорбу і Акант-мезо (надалі для скорочення – Акант).

Розвинута мезопориста структура активованого вугілля необхідна також для успішного здійснення процесів біодеградації адсорбованих речовин у біосорбційних фільтрах, оскільки його мікропори практично недоступні для молекул ферментів мікроорганізмів.

Для вивчення ролі біосорбції в очищенні річкової води і доочищенні водопровідної води перед подаванням її в міську мережу використовували активований антрацит Акант (10).

Кількість видалених з річкової води органічних речовин в розрахунку на 1 г адсорбенту (ар) протягом 3 міс експлуатації фільтра в 6-9,5 разу перевищила максиальне значення їх фізичної адсорбції. Таким чином, біодеградація адсорбованих речовин забезпечує не менше ніж на 90% ефект очищення річкової води.

Зменшення вмісту у воді фульвокислот на 67-70% внаслідок фільтрації через шар активованого вугілля Акант висотою 1,53 м сприяло зниженню концентрації хлороформу у водопровідній воді після постхлорування води дозою хлору 1 мг/дм3 до 38 мкг/дм3 (63% від ГДК).

Важливі дані для оцінки можливостей біоадсорбційного фільтрування отримані в дослідах з очищення річкової води за схемами:

а)  прехлорування – коагуляція – відстоювання – фільтрування крізь пісок – постхлорування – фільтрування через Акант ;

б)  преозонування – далі за схемою а).

В схемі з преозонуванням відносна кількість видалених органічних речовин в перерахунку на водний гумус становила 1367 мг/г, що в 15 разів перевищувало максимальну величину питомої фізичної адсорбції гумінових кислот і фульвокислот водного гумусу. При цьому Д Аканту знизилась до 0,043 кг/м3 води, що відповідає тривалості роботи стандартного фільтру 2674 год, або 111 – 112 діб.

Д Аканту в фільтрі, що працював за схемою з прехлоруванням, склала 0,062 кг/м3, що відповідало тривалості роботи шару Аканту в стандартному фільтрі 90-95 діб. Величина питомої сорбції в досліді перевищила максимальне значення фізичної адсорбції в 6-9 разів.

В умовах прехлорування річкової води цілком ймовірне утворення хлороформу у великій концентрації. Додаткове утворення хлороформу при постхлоруванні водопровідної води з ПО більше

10 мг/дм3 також відбувається досить інтенсивно. Весь цей хлороформ фізично адсорбується активованим вугіллям (адсорбований хлороформ в аеробних умовах не піддається біодеградації).

Залишкова доза хлороформу після фільтрування через активоване вугілля не перевищує 0,5 мкг/дм3 тільки при Д близько 0,4 кг/м3, а при Д = 0,17 кг/м3 вміст хлороформу у фільтратах становив 20 мкг/дм3, тобто 66% від рекомендованої ВООЗ ГДК (хоча це в 3 рази менше ГДК хлороформу у воді, прийнятої в Україні). При подальшому зменшенні Д активованого вугілля концентрація хлороформу в фільтраті швидко зростає.

Сорбційне фільтрування водопровідної води після постхлорування дає змогу одержувати воду з ПО 2-5 мг/дм3, але цей процес має щонайменше два принципових недоліки:

а)  хлороформ проходить у питну воду значно раніше інших органічних речовин, що вимагає передчасної регенерації активованого вугілля. Методів ефективної регенерації без вивантаження адсорбенту з фільтрів після сорбції хлороформу немає, а виносна регенерація активованого вугілля вимагає значних витрат;

б)  під час фільтрування хлорованої водопровідної води через активоване вугілля з неї видаляється активний хлор, який захищає питну воду від повторного забруднення мікроорганізмами у водопровідній мережі. Тим часом при ПО менше 5-6 мг/дм3 після постхлорування хлороформ утворюється в концентрації в 5-10 разів меншій від ГДК (при ПО 4-9 мг/дм3 концентрація хлороформу становить 2-7 мкг/дм3 (21) ).

Аналіз наведених даних є підставою для таких висновків.

  1. Прехлорування річкової води зумовлює утворення тригалогенметанів, в основному хлороформу у значній концентрації, який не піддається біодеградації і переходить у фільтровану воду, незважаючи на те, що основна маса органічних речовин з води поглинається фільтром. Тому від прехлорування річкової води з високим вмістом гумінових речовин (з показником ХСК більшим 10-11 мг/дм3) слід відмовитись, замінивши її, де це можливо, преозонуванням або біосорбційним фільтруванням як першим етапом водопідготовки.
  2. При фільтруванні річкової та водопровідної води протягом тривалого часу через шар активованого вугілля з розвиненою мезопористою і супермікропористою структурою розвивається мікрофлора, яка здійснює біодеградацію більшої частини адсорбованих органічних сполук і, перш за все, водного гумусу. Як наслідок, фільтри з такою засипкою ефективно видаляють з води органічні речовини протягом тривалого часу. Дослідний фільтр працював 6 міс без регенерації, вміст органічних речовин у воді при цьому зменшувався на 65-75%.
  3. Сорбційне фільтрування питної води треба проводити до постхлорування, знижуючи ПО води до 4 -5 мг/дм3, що забезпечить її захист від утворення тригалогенметанів у токсичній концентрацій і дозволить уникнути передчасного насичення сорбційного фільтру хлороформом.

■ ЗАСТОСУВАННЯ АДСОРБЦІЇ ТА БІОАДСОРБЦІЇ В ЛОКАЛЬНИХ ПУНКТАХ ОЧИЩЕННЯ ПИТНОЇ ВОДИ

Локальні сорбційні установки використовують для обслуговування окремих будинків або груп будинків (мікрорайонів), що одержують воду з однієї нитки водопровідної мережі. В таких пунктах для доочищення водопровідної води від залишкових органічних речовин, перш за все від хлорорганічних продуктів, встановлюють закриті фільтри з спеціальним активованим вугіллям. Для фільтрування води в них використовують тиск водопровідної мережі, внаслідок чого подавання фільтрованої питної води через внутрішні водопровідні мережі в квартири будинків не потребує додаткової затрати енергії.

Сорбційні фільтри розраховані на використання протягом декількох років без перевантаження для регенерації активованого вугілля за умови періодичного відмивання шару від механічних забруднень зворотним потоком води. При локальному використанні сорбційних фільтрів унеможливлюється невиправдане подавання очищеної питної води для технічних потреб на підприємствах міста. Це дало б змогу знизити норму питної води населенню до 0,1 м3 на людину за добу.

Для оцінки переваг і невирішених питань локальної сорбційної підготовки питної води, що відповідає європейським нормам якості, розглянемо, як змінюється масштаб локальної сорбційної установки, яка обслуговує окремий будинок з кількістю мешканців 100, 200, 500 і 1000, а також мікрорайон з населенням 10 000 чоловік.

Доза активованого вугілля 0,035 кг/м3 води була встановлена для фільтра, який першу половину періоду своєї роботи очищував річкову воду, тобто працював при підвищеному в 1,5-2 рази навантаженні по органічних речовинах у порівнянні з фільтром, який працює в умовах доочищення водопровідної води. Порівняльні технічні характеристики та параметри роботи напорних фільтрів в локальних системах біосорбційного очищення води наведені в табл. 6.

Прагнення максимально збільшити тривалість роботи фільтра до регенерації пов’язане з тим, що економіка процесу сорбційного очищення води значною мірою залежить від витрат на регенерацію адсорбента. Найбільш великі втрати дорогих сорбентів при регенераціїї в окремих апаратах, яка здійснюється різними методами. Але уникнути виносної регенерації активованого вугілля практично неможливо.

На цей час існують принаймні дві досить економічні та малоенергоємні технології, придатні для регенерації активованого вугілля після очищення водопровідної або річкової води (8). Розробка методу регенерації активованого вугілля, насиченого хлорметанами, безпосередньо в адсорбційному фільтрі локальних установок дала б змогу суттєво підвищити економічність, надійність і тривалість їх експлуатації.

Актуальною є розробка технології захисту профільтрованої через активоване вугілля води від повторного мікробного забруднення у водопровідній мережі, яка в більшості міст України перебуває в незадовільному стані.

■ ДООЧИЩЕННЯ БІОЛОГІЧНО ОЧИЩЕНИХ СТІЧНИХ ВОД І ПІДГОТОВКА ВОДИ ДЛЯ ПОТРЕБ ТЕПЛОВИХ ЕНЕРГЕТИЧНИХ УСТАНОВОК

Біосорбційні процеси з використанням активованого вугілля все ширше застосовують в технології біохімічного очищення стічних вод. Введення невеликих доз порошку активованого вугілля в аеротенки біологічних очисних споруд сприяє суттєвому підвищенню ступеня та інтенсивності біологічного очищення стічних вод. При цьому ефективно видаляються речовини, стійкі до біохімічного окислення у звичайних аеротенках і біофільтрах (засипаних щебнем). Для підвищення ефективності роботи аеротенків рекомендують використовувати активоване вугілля з мікропорами діаметром понад 0,5 нм і розвиненою системою пор діаметром від 1,5 до 200 нм (1).

В промисловості застосувують біосорбційні фільтри, засипані гранульованим активованим вугіллям і біосорбери, в яких активоване вугілля утворює псевдорозріджений шар, що переходить на виході стічних вод із апарата у фільтруючий шар (19). Порівняльні дослідження ефективності біосорбційного доочищення біологічно очищених міських стічних вод в біосорберах з засипкою з різних матеріалів свідчать про значно вищі показники для біосорбера засипаного активованим вугіллям. БСК доочищених у біосорбері стічних вод не перевищувало 2-3 мг/дм3, а ХСК – 25-30 мг/дм3 при середніх значеннях цих показників у біологічно очищеній стічній воді відповідно 21-23 та 75-80 мг/дм3 , тобто ефект доочищення досягав 56%. Якщо біосорбер заповнювали інертним матеріалом (подрібненим керамзитом) то ХСК практично не зменшилось, БСК – знизилось лише на 25-30%, тобто ефект не відрізнявся від ефекту звичайного біофільтра. У біосорбері з активованим вугіллям міські біологічно очищені води (м. Москва) доочищували до ХСК 12 мг/дм3, що вже наближалося до ХСК водопровідної питної води. Результати робіт з біосорбційного очищення промислових стічних вод свідчили про ефективність методу для глибокого очищення їх від біорезистентних сполук: барвників, ПАР, нафтопродуктів, хлоорганічних сполук та ін.

Ступінь біорегенерації гранульованого або подрібненого активованого вугілля залежить від поруватості адсорбенту-носія мікроорганізмів (4).

Комплексне використання біосорбційної і адсорбційної технологій дає змогу при відносно низьких витратах забезпечити таку якість міських стічних вод, яка порівнюється, або навіть перевищує якість води у річках водних басейнах індустріальних районів України за показниками ХСК, ПО, вмістом нафтопродуктів, іонів важких і кольорових металів. Такі доочищені стічні води відрізняються підвищеним вмістом хлориду натрію, водночас їх мінералізація не перевищує нормативів для прісної води. Твердість і лужність таких вод відповідає величинам цих показників для води природних джерел водопостачання.

Порівняння величин ХСК, ПО, твердості, лужності, загальної мінералізації, вмісту сульфатів, хлоридів, іонів заліза в біологічно очищених міських водах Києва і в воді Дніпра дає змогу стверджувати, що витрати на підготовку води для промислових потреб з цих джерел будуть досить близькими, а використання таких вод для підживлення систем зворотного теплообмінного водопостачання промислових підприємств не потребує складної підготовки. Для використання у системах безстічного оборотного водопостачання, за якого втрати води складаються з виносу та випаровування на градирнях, ці води, як і природні, слід пом’якшувати (6, 7).

Об’єм можливого використання доочищених стічних вод в системах безстічного оборотного водопостачання промислових підприємств України становить 5700-6800 млн м3/рік, весь об’єм біологічно очищених стічних вод у відповідний період – 3520 млн м3/рік. Потреби у воді для охолоджувальних систем ТЕС та АЕС оцінюють відповідно в 2500 млн м3/рік і 1000-1100 млн, що в сумі близько до кількості біологічно очищених стічних вод, що скидаються у відкриті природні водойми України.

Можливість одержання знесоленої води з адсорбційно доочищених вод після систем біологічного очищення для живлення парових котлів ТЕС за звичайною схемою двоступеневого іонообмінного знесолювання експериментально перевірена в пілотних умовах та оцінена позитивно (18). Експериментально доведена також можливість підготовки знесоленої води для котлів ТЕС за технологією, основаною на дистиляції пом’якшених біологічно очищених стічних вод з наступною адсорбційною доочисткою одержаного дистиляту від летких органічних сполук (11).

Використання цих технологій сприятиме збереженню природних джерел прісної води та дасть змогу використовувати їх переважно для потреб питного водо­постачання.

■ ВИСНОВКИ

  1. Основними факторами генетичного ризику при використанні питної води з відкритих джерел водопостачання в Україні є велика кількість органічних речовин та недосконала технологія водопідготовки. Внаслідок взаємодії розчинених речовин з реагентами, особливо при використанні хлору для знезараження води, утворюються нові сполуки, які мають високу токсичність, канцерогенну та мутагенну активність.
  2. Основною складовою ком­плексного вирішення проблеми широкомасштабного виробництва безпечної питної води є суттєве зменшення вмісту розчинених органічних речовин та їх комплексів з іонами важких та кольорових металів. Технологія підготовки питної води має бути доповнена процесами адсорбції та біоадсорбції, які запобігають потраплянню в питну воду токсичних та мутагенних речовин.
  3. Одним з кардинальних і економічно перспективних засобів збереження джерел питного водопостачання є відмова від масованого скидання в них міських та промислових стічних вод, навіть після їх “повного біохімічного очищення”, і використання їх як основного джерела знесоленої та технічної води систем зворотного водопостачання для теплоенергетичних та інших промислових підприємств.

СПИСОК ЛІТЕРАТУРИ

  1. А.С. 42066, НРБ. Б.К.Куманова, В.З.Лаза- рова// Опубл. 30.10.87.
  2. Гончарук В.В., Клименко Н.А., Когановский А.М., Тимошенко М.Н.Новые возможности адсорбционного фильтрования в технологии водоподготовки и глубокой очистки сточных вод // Химия и технология воды. – 1994. – Т16, № 1. – С.37-48.
  3. Добровольская Ж.К., Телычко Н.М.Критерий оценки загрязнений городских сточных вод и выбор метода их очистки // Химия и технология воды. – 1984.- Т.6, №2. – С. 169-171.
  4. Клименко Н.А., Когановский А.М.Биосорбция и биорегенерация активного угля в технологии глубокой очистки сточных вод // Химия и технология воды. – 1997. – Т.19, №2. – С.165-180
  5. Клименко Н.А., Когановский А.М., Смолин С.К.Адсорбционная очистка речной и питьевой воды и роль биодеградации адсорбированных веществ в этом процессе // Химия и технология воды. – 1997. – Т.19, №4. – С.382-399.
  6. Когановский А.М.Адсорбция и ионный обмен в процессах водоподготовки и очистки сточных вод – К.: Наук. думка, 1983.- 237 с.
  7. Когановский А.М.Использование биологически очищенных сточных вод в системах оборотного и бессточного водоснабжения промышленных предприятий Украины // Химия и технология воды. – 1991.-Т. 13, №3. – С.260-264.
  8. Когановский А.М.Десорбция ионизированных молекул из активного угля при регенерации после очистки воды // Химия и технология воды. – 1995. – Т.17, №2. – С.150-158.
  9. Когановский А.М., Ткачук Т.М., Клименко Н.А., Тимошенко М.Н.Удаление микроколичеств хлорорганических пестицидов из питьевой воды активным углем Акантмезо // Химия и технология воды. – 1993. -Т.15, № 9-10. – С.647-651.
  10. Левченко Т.М., Клименко Н.А., Гора Л.Н. и др.Удаление гуминовых веществ, обусловливающих цветность речной воды, активными углями. // Химия и технология воды. – 1991. – Т.13, №11. – С.1022-1025.
  11. Малахов И.А., Шиловский Ю.В.Адсорбционная очистка дистиллята городских сточных вод в схемах термического обессоливания на ТЭС // Химия и технология воды. – 1992. – Т.14, №3. – С.209-216.
  12. Махорин К.Е., Пищай И.Я.Очистка питьевой воды активными углями // Химия и технология воды. – 1997. – Т.19, №2. – С.188-195.
  13. Проблеми і перспективи очищення та повторного використання води// Матеріали наук.-практ. конф. 21-24.11.2000р., Харків. – К.: Товариство “Знання” України, 2000.
  14. Славинская Г.В.Влияние хлорирования на качество питьевой воды /і/ Химия и технология воды. – 1991. – Т13, №11. – С.1013-1022.
  15. Слипченко А.В., Кульский Л.А., Мацкевич Е.С.Современное состояние методов окисления примесей воды и перспективы хлорирования // Химия и тех- нол. воды. – 1990. – Т.12, №4. – С.326-349.
  16. Тимошенко М.Н., Клименко Н.А.Технология использования адсорбционных процессов для очистки природных и промышленных сточных вод // Адсорбционные процессы в решении проблем защиты окружающей среды: Тез. Всесоюз. симпоз. – Рига, 1991.- С.15-19.
  17. Тимошенко М.Н., Бесан В.С., Голюк П.В., Муравьев В.Р.Активированный антрацит – эффективный сорбент для очистки речной воды // Химия и технология воды. – 1991. – Т.13, № 10. – С.918-922.
  18. 18 Шиловский Ю.В., Абдуллаев К.М., Малахов И.А., Когановский А.М. Десорбция летучих органических веществ из активного угля в схемах дистилляции городских сточных вод на ТЭС // Химия и технология воды. – 1991. – Т. 13, №11. – С.147-150.
  19. Яковлев С.В., Швецов В.Н., Морозова К.М.Применение биосорберов для удаления остаточных органических веществ после биологической очистки // Теор. основы хим. технологии. – 1993.- Т27, №1. – С.64-68.
  20. Becher B., Gariberg G., Gressing E.High performance size exclusion chromatography of chlorinated natural humic water and mutagenicity studies using microscale fluctuation assay // Environ Sci. and Technol. – 1976. – V.19, N.5. – P422-426.
  21. Bolzen W.Zur Frage der Bedeitung von Trichlormethan fur das Viener Trinkwasser // Wasser. Warme. – 1979. – V.33, N.3. S.80-82.
  22. Bucklund Wondergem E., Woogd K.Mutagenic activity and Presence of the strong mutagen 3-chloro-4(dichloro methyl)-5(hydroxy)- 2(5H)furanon(MX) in chlorinated raw and drinking waters in the Netherlands // Total Environ. – 1989. – N. 84. – P.273-282.
  23. Den Blanken G.Microbial activity in activated carbon filters//J. Environ.Eng.Div. Proc.Amer.Soc.Civ.Eng.-1982.-V. 108, N.2.-P.405-425.
  24. Heizbar J., Hudova J.Rozpusteni organicki latky u biologicku vycestenych odpadnich vodach // Technicke Zpravy-1986.- N.20.-P67-74.
  25. Hyde R.A., Rodman D.J., Fech B.J.Monitoring techniques for the organic quality of water//Inst. Water Eng. Sci.-1984.-V38, N.11.-P25- 38.
  26. Impacts of Water chlorination// Environ Sci. and Tecnol. – 1976. – V10, 6.
  27. Speth T.F., Miltner A.Adsorbtion Capacity of GAC for synthetic organics.//J. Am. Works Assoc.-1990.-V.82,N.2.-P.72-75.-N.1.P 20-21.