Please use this identifier to cite or link to this item: https://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/1754
Title: Порівняльний аналіз ефективної очистки стічних вод від іонів важких металів з використанням різних адсорбентів
Authors: Хоменко, Олена Михайлівна
Дольменко, Людмила Сергіїівна
Keywords: стічні води;адсорбція;сорбент;важкі метали;очистка
Issue Date: 2020
Abstract: Дольменко Л.С. Порівняльний аналіз ефективної очистки стічних вод від іонів важких металів з використанням різних адсорбентів Актуальність теми. Зростання кількості забруднюючих речовин та їх інтенсивне поширення у навколишньому середовищі спонукає до розробки новітніх технологій та удосконалення вже існуючих методів очищення. Для очищення промислових стічних вод використовують різні методи і одним із них є фізико-хімічний, який включає адсорбційні процеси. Поряд із адсорбентами, які традиційно застосовуються у цих процесах – активоване вугілля, силікагелі, в останній час проводиться ряд досліджень та практичних впроваджень із використанням як адсорбентів природних дисперсних мінералів. Представлені у літературних джерелах та попередніх дослідженнях дані не дають чіткої порівняльної характеристик про ефективність того чи іншого виду сорбенту для очистки СВ від іонів важких металів. Тому дослідження сорбційної здатності сорбентів різної природи по відношенню до іонів важких металів є надзвичайно важливим та актуальним. Мета роботи полягає у підвищенні екологічної безпеки водних об’єктів шляхом знешкодження забруднень стічних вод важкими металами за допомогою сорбентів. Об’єкт дослідження: сорбенти різної природи походження (природні та штучні). Предмет дослідження: статичні, кінетичні та динамічні закономірності сорбції іонів важких металів різними адсорбентами. Методи дослідження: для експериментального визначення іонів важких металів в стічних водах використовували фотоколометричний метод; метод теоретичного аналізу процесу сорбції та аналітична обробка даних за допомогою ПК. Результати дослідження. Аналіз кінетичних кривих сорбції іонів важких металів на різних сорбентах дозволяє відзначити, що швидкість сорбції максимальна на початковій стадії. Сорбційна рівновага досягається за 50-75 хвилин, але основне очищення води від іонів важких металів здійснюється в перші 15-20 хвилин. Особливо велика початкова швидкість сорбції характерна для іонообмінної смоли КУ-2. За 15 хвилин ефективність очищення води від іонів-забруднювачів знаходиться в межах 90-95%. Порівняння результатів дослідження, представлених на кінетичних кривих дозволяє відзначити, що активоване вугілля, бентонітова глина та цеоліт проявляють практично однакові сорбційні здібності. Отримані результат свідчать, що серед досліджуваних сорбентів найвища ступінь очищення стічних вод досягається при використанні іонообмінної смоли КУ-2 – 99,5%, однак природні сорбенти бентонітова глина та цеоліти демонструють схожі властивості, ступінь очищення який складає 90%. Наукова новизна: теоретично обґрунтовано та експериментально досліджено ефективність технології адсорбційного очищення стоків від іонів важких металів; набули подальшого розвитку дослідження закономірностей очищення стічних вод від іонів Cr (III), Fe(III), Al (III) та Cu(II) з використанням різних сорбційних матеріалів – активованого вугілля, КУ-2, цеоліту та бентонітової глини; визначено значення максимальної сорбційної ємності даних адсорбенітв по відношенню до обраних іонів. Теоретичне і практичне значення: досліджено закономірності процесу очистки стічних вод іонів Cr (III), Fe(III), Al (III) та Cu (II). На прикладі стічних вод гальванічних виробництв, що містять іони важких металів доведено, що використання різних типів сорбентів, як природних так і штучних, дозволяє досягти високого рівня очистки стічних вод. Структура та обсяг роботи. Кваліфікаційна робота магістра складається зі вступу, анотації, двох розділів, висновків, переліку посилань (36 джерел), графічної документації до кваліфікаційної роботи магістра, додатків. Повний обсяг роботи – 70 сторінки друкованого тексту, основна частина – 60 сторінок.
Dolmenko L.S. Comparative analysis of effective wastewater treatment from heavy metal ions using different adsorbents. Actuality of theme. The growing amount of pollutants and their intensive distribution in the environment encourages the development of new technologies and improvement of existing cleaning methods. For the treatment of industrial wastewater using various methods and one of them is physical and chemical, which includes adsorption processes. Along with adsorbents that are traditionally used in these processes in recently conducted a series of studies and practical implementations using a natural adsorbent dispersed minerals. The data presented in the literature and previous studies do not give a clear comparative characteristic of the effectiveness of a particular type of sorbent for wastewater treatment from heavy metal ions. Therefore, the study of sorption capacity of sorbents of different nature in relation to the heavy metal ions are extremely important and urgent. The purpose of the work: is to increase the environmental safety of water bodies by neutralizing wastewater pollution by heavy metals with sorbents. Object of research: sorbents of different nature of origin (natural and artificial). Subject of research: static, kinetic and dynamic regularities of sorption of heavy metal ions by different adsorbents. Research methods: photocolometric method was used for experimental determination of heavy metal ions in wastewater; method of theoretical analysis of the sorption process and analytical data processing using a PC. Results of the research: analysis of the kinetic curves of sorption of heavy metal ions on different sorbents shows that the sorption rate is maximum at the initial stage. Sorption equilibrium is achieved in 50-75 minutes, but the main purification of water from heavy metal ions is carried out in the first 15-20 minutes. Particularly high initial sorption rate is characteristic of the ion exchange resin KU-2. In 15 minutes the efficiency of water purification from pollutant ions is in the range of 90-95%. A comparison of the results of the study presented on the kinetic curves shows that activated carbon, bentonite clay and zeolite show almost the same sorption capacity. The obtained results show that among the studied sorbents the highest degree of wastewater treatment is achieved using ion exchange resin KU-2 – 99.5%, but natural sorbents bentonite clay and zeolites show similar properties, the degree of purification of which is 90%. Theoretical and practical significance: : the efficiency of the technology of adsorption purification of effluents from heavy metal ions is theoretically substantiated and experimentally investigated; further development of the study of the patterns of wastewater treatment from Cr (III), Fe (III), Al (III) and Cu (II) ions using different sorption materials. Structure and scope of work. The master's qualification work consists of introduction, annotation, two chapters, conclusion, list of references (36 sources), graphic documentation, applications. The full amount of work is 70 pages of printed text, the main part is 60 pages.
URI: https://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/1754
Appears in Collections:101 Екологія (Екологія та охорона навколишнього середовища)

Files in This Item:
File Description SizeFormat 
Дольменко Л.С..pdf
  Restricted Access
2.64 MBAdobe PDFView/Open Request a copy


Items in DSpace are protected by copyright, with all rights reserved, unless otherwise indicated.

Extracted text
МІНІСТЕРСТВО ОСВІТИ І НАУКИ УКРАЇНИ 
ЧЕРКАСЬКИЙ ДЕРЖАВНИЙ ТЕХНОЛОГІЧНИЙ УНІВЕРСИТЕТ 
 
 
Будівельний факультет 
 
Кафедра екології 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Пояснювальна записка 
 
до кваліфікаційної роботи магістра 
 
на тему ПОРІВНЯЛЬНИЙ АНАЛІЗ ЕФЕКТИВНОЇ ОЧИСТКИ СТІЧНИХ ВОД 
ВІД ІОНІВ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ З ВИКОРИСТАННЯМ РІЗНИХ АДСОРБЕНТІВ 
 
 
 
 
 
Виконав: студентка 2 курсу, групи МГЕК-903 
спеціальності 101 «Екологія» 
(шифр і назва спеціальності) 
_Дольменко Л.С._________________ 
 (прізвище та ініціали) 
Керівник _Хоменко О.М.__________ 
                 (прізвище та ініціали) 
Нормоконтроль Хоменко О.М.______ 
                 (прізвище та ініціали) 
Рецензент  
                     (прізвище та ініціали) 
 
Черкаси – 2020 рік 
2 
 
ЗМІСТ 
Вступ…………………………………………………………………..………… 3 
1 Аналітичний огляд літератури………………………………………………. 5 
1.1 Актуальність ресурсозберігаючого водокористування для України  5 
 1.2 Коротка характеристика видів забруднення водних об’єктів……… 8 
1.3 Проблема забруднення стічних вод іонами важких металів………. 11 
 1.4 Міграція важких металів у водному середовищі…………………… 16 
 1.5 Коротка класифікація методів очищення стічних вод……………... 18 
 1.6 Сорбційний метод очищення стічних вод від іонів важких металів  22 
2 Порівняльний аналіз ефективної очистки стічних вод від іонів важких 
31 
металів з використанням різних адсорбентів………………………………… 
2.1 Аналіз сировинної бази та фізико-хімічних властивостей 
31 
досліджуваних сорбентів……………………………………………... 
 
 2.1.1 Загальна характеристика активованого вугілля як адсорбенту 31 
 2.1.2 Загальна характеристика бентонітової глини…………………. 36 
 2.1.3 Загальна характеристика сорбційної здатності природного 
 40 
цеоліту…………………………………………………………………. 
  2.1.4 Загальна характеристика іонообмінних смол…………………. 44 
 2.2 Методики визначення концентрації іонів важких металів у воді…. 46 
 2.3 Методика дослідження адсорбційної здатності сорбентів…………. 48 
 2.4 Результати та аналіз проведених досліджень……………………….. 49 
 2.4.1 Побудова градуювальник графіків для дослідження 
 49 
концентрації іонів важких металів…………………………………... 
 2.4.2 Результати дослідження кінетичних параметрів сорбції іонів 
 52 
важких…………………………………………………………………. 
 2.4.3 Результати дослідження ефективності сорбції від іонів 
 57 
важких…………………………………………………………………. 
Висновки………………………………………………………………………... 60 
Перелік посилань……………………………………………………………….. 62 
Додатки………………………………………………………………………….. 66 
3 
 
ВСТУП 
 
Інтенсивний розвиток промисловості, комунального і сільського 
господарства спричинює значне зростання споживання чистої питної та технічної 
води, призводить до збільшення кількості забруднених різними домішками 
відпрацьованих стічних вод. Скидання останніх у водойми зумовлює їх 
забруднення, а отже, значно зменшуються ресурси чистої питної води, 
погіршується стан навколишнього середовища. Тому в Україні на державному 
рівні неодноразово приймались рішення про підвищення ефективності заходів 
щодо охорони природи, більш раціональне використання водних ресурсів. Для 
втілення цих рішень у життя надзвичайно важливим є розробка і впровадження 
замкнених циклів водопостачання, пов’язаних з необхідністю очищення стічних 
вод від забруднень і наступним поверненням їх у процес. Особливо важливим є 
комплексна переробка стічних вод, тобто перетворення забруднювальних 
домішок на корисні продукти. 
 Внаслідок проведення робіт щодо захисту водних об’єктів від забруднення 
та раціонального використання води в народному господарстві країни впродовж 
останніх років створено й освоєно нові високоефективні технологічні процеси та 
конструкції споруд, обладнання і реагенти для очищення стічних вод. Це дало 
змогу скоротити забір води з природних водойм, зменшити об’єм стічних вод і 
зменшити вплив останніх на навколишнє середовище. 
Проблема очищення стічних вод складна, оскільки різноманітний склад та 
кількість виробничих стоків вимагає специфічних методів очистки в залежності 
від виду виробництва. 
Наприклад, стічні води гальванічних цехів, які містять токсичні та агресивні 
сполуки, а також іони важких металів, доцільно обробляти на локальних очисних 
спорудах, призначених для знешкодження стоків безпосередньо після 
технологічних процесів. Велику складність представляє переробка шахтних вод з 
4 
 
огляду на значні обсяги цього виду стоків, підвищеної жорсткості і наявності 
іонів кольорових металів. 
Незважаючи на різноманіття існуючих методів очищення вод від 
забруднюючих речовин, універсальний метод до цих пір не знайдений. 
Велику проблему представляє розробка селективних методів очищення. 
Одним з перспективних методів, що набув широкого використання в різних 
галузях промисловості, в тому числі і водопідготовці та охорони навколишнього 
природного середовища, є адсорбційний метод. Перевагою адсорбентів, 
порівняно з іншими способами очищення, є добра поглинаюча здатність, прості 
засоби регенерації і можливість їх багаторазового використання. Однак багато з 
адсорбентів мають високу вартість і використовуються у великих кількостях. 
Тому актуальною є задача пошуку більш дешевих адсорбентів, які за 
ефективністю не поступаються існуючим. 
З метою очищення стічних вод широко використовуються адсорбенти різної 
хімічної структури та різного механізму дії. Різноманіття технологій одержання 
адсорбентів, розходження в їхньому використанні й облік факторів, що впливають 
на якісні характеристики адсорбентів, вимагають проведення аналізу на основі 
наявних наробітків і класифікацій. Задачі такого аналізу – виявлення 
функціональних залежностей характеристик адсорбентів від чинників, що 
впливають, визначення можливості створення керованого технологічного процесу 
з передбачуваним результатом (модифікації адсорбентів), розробка 
оптимізаційних процесів при вирішенні економічної доцільності одержання 
адсорбентів різної модифікації.  
 
 
 
 
 
 
5 
 
1 АНАЛІТИЧНИЙ ОГЛЯД ЛІТЕРАТУРИ 
 
1.1 Актуальність ресурсозберігаючого водокористування для України  
 
Водні ресурси України дуже обмежені. На одного жителя України в 
середньому припадає 4420 м3 річкової води на рік (в середньому на мешканця 
Землі - 11000 м3 на рік). За загальними запасами місцевих водних ресурсів на 1 
особу Україна знаходиться на одному з останніх місць у СНД (менше 1000 м3 на 
мешканця на рік при середньому показнику для СНД 18000 м3). 
В Україні використовуються, головним чином, ресурси річкового стоку, що 
постійно відворюються. Найважливішим джерелом живлення річок є атмосферні 
опади. Підземне живлення складає 10-20%. 
Сумарний щорічний обсяг опадів по Україні складає 308-366 км3 (або 
609 мм), з якого 84% затримується на водозбірних територіях і витрачається, в 
основному, на зволоження ґрунтів і транспірацію рослин, частково - на 
інфільтрацію і харчування глибинних артезіанських горизонтів. Інша частина 
середньорічних опадів стікає в річки і формує поверхневі води. Отже, лише 
невелика частина атмосферних опадів (близько 50 км3 або 83 мм) припадає на 
формування місцевого стоку, який складається на 77 % з поверхневого стоку та 
на 23% – з підземного. Таким чином, річковий стік складає дуже невелику 
частину сумарних опадів та випаровування - 14% та 16% відповідно [1]. 
Водні ресурси річок України складають 86 км3, а з урахуванням Кілійської 
протоки р. Дунай – 209 км3. З них на території України формується до 50 км3 
річкових вод, а ще 159 км3 надходять із сусідніх регіонів. На малі річки припадає 
близько 50% водних ресурсів. Стік, що формується, в основному (60%) 
зосереджений у малих річках і струмках. 
Гідрографічну мережу України складають 9 великих, 116 середніх і 22500 
малих річок. Середня густота річкової мережі – 0,25 км/км2. Найбільша вона в 
гірських районах Карпат, а мінімальна – у південних степових районах. У 
6 
 
середньому по країні на 1 км2 площі приходиться 0,34 км3 річкової води. 
Сумарний стік усіх річок безпосередньо на території України в середньому 
складає 83-86 км3 на рік. З них загальний середній стік Дніпра з його притоками 
складає 53,5 км3. Магістральні канали забезпечують подачу 15 км3 на рік 
дніпровської води у маловодні райони. Вона надходить у басейни Інгульця, 
Сіверського Донця та в Крим [2]. 
Більш, ніж 90% стоку формується у басейнах малих річок. Підземний стік 
складає 1/4 загального стоку. Всього на випаровування в Україні витрачається 
97% усієї вологи і тільки 3% поступає на живлення підземних вод. Сумарна 
кількість підземних вод зони активного водообміну на території України складає 
18,6 км3/рік. Об'єм води у прісних озерах досягає 2,3 км3, а у солоних озерах та 
лиманах - 8,6 км3. 
Поверхневий стік, що пов’язаний, головним чином, із весняною повінню, 
без спеціального регулювання майже повністю витрачається на господарчі 
потреби. 
Для заощадження води на літній період у басейнах річок України збудовано 
871 водоймище із сумарним обсягом води 52 км3 (і корисним для використання - 
25 км3), а також 24 тис. ставків загальною місткістю 3 км3. Корисна ємність 
дніпровських водосховищ складає 18,4 км3. Вони можуть затримувати 34% 
середньорічного стоку. Втрати води на випаровування з водоймищ і ставків на 
території України складають до 6 км3, а фільтрація з водоймищ – 6-18% їхнього 
обсягу. 
Щорічне безповоротне водоспоживання в Україні складає близько 50 км3. 
Половина цього обсягу йде на зрошення сільськогосподарських культур, на 
витрати і втрати на виробництві, а також – на випаровування з поверхні ставків, 
річок і водоймищ. Друга половина – це санітарно-екологічні попуски для 
підтримки біологічного режиму річок (нерест риби тощо). Повне водоспоживання 
в країні складає приблизно 70 км3 на рік, куди входять безповоротне 
водоспоживання та очищені стічні води, що скидаються в річки в обсязі близько 
7 
 
20 км3. Отже, загальне споживання води в Україні вже складає 80% ресурсів її 
річок (без урахування не дуже якісних дунайських вод), а незворотні втрати 
фактично поглинають ресурси річкових вод, що формуються на теренах України. 
Оскільки внутрішні водні ресурси, що утворюються, зараз знаходяться на межі 
вичерпання, у найближчі роки країні загрожує дефіцит води [3]. 
В окремих регіонах недостача води відчувається дуже гостро. Нерівномірний 
розподіл водних ресурсів не співпадає з потребами у них. До того ж, вода 
специфічного хімічного складу, або значного ступеня забрудненості, не може 
використовуватися у господарстві без спеціальної обробки. Проблема 
ускладнюється значним коливанням водних ресурсів у часі: загальний місцевий 
стік у маловодні роки складає 45 км3, а у дуже маловодні - лише 22 км3. Тому 
пошук шляхів економії водних ресурсів стає для України вкрай необхідним. 
Загальний об'єм води, що витрачається на потреби промисловості країни, 
складає близько 17 км3 на рік, що з урахуванням питомих витрат, не є економним 
та перевищує третину загального споживання. Зараз більше 55% води, що 
споживається населенням України, відбирається із підземних джерел. 
Сучасне використання води для господарсько-питних потреб в Україні 
складає 5,3 км3 на рік, чи близько 12% водних ресурсів республіки. У середньому 
на одного жителя ці витрати складають 250 л/добу, що значно менше показників 
для західноєвропейських країн. Проте, ці витрати включають значні (в окремих 
містах до 30%) втрати води при транспортуванні у трубопроводах. Введення 
повного госпрозрахунку у водному господарстві могло б дати економію води до 
20% її загальних витрат [4]. 
Усі наші великі річки за міжнародними стандартами відносяться до 
забруднених і дуже забруднених. Це ж стосується і значної частини їхніх приток. 
Основна частка стічних вод (в % від загального обсягу стоків) належить 
наступним галузям: електроенергетика – 43%, комунальне господарство – 19,5%, 
сільське господарство – 16,6%, чорна металургія – 9%, хімія і нафтохімія – 3%, 
інші галузі – 8,9%. Забруднення, насамперед, є наслідком недосконалої технології 
8 
 
користування водою. Внаслідок впровадження систем оборотного 
водопостачання економія свіжої води складає 65%. При поверненні в оборотні 
системи водопостачання попередньо очищених стічних вод скиди промислових 
стоків зменшуються у 25 разів. 
Для збереження водних ресурсів країни необхідно, у першу чергу, посилити 
режим водоохоронних зон, обмеживши їхнє використання лише вирощуванням 
лучних багаторічних трав. На еродованих ділянках варто провести 
берегозміцнювальні посадки, а в місцях надходження забруднень створити 
біоплато з вищої водної рослинності.  
 
1.2 Коротка характеристика видів забруднення водних об’єктів  
 
Під забрудненням водних ресурсів розуміють «будь-які зміни фізичних, 
хімічних і біологічних властивостей води у водоймищах у зв’язку зі скиданням у 
них рідких, твердих і газоподібних речовин, які становлять небезпеку для 
навколишнього середовища, зумовлюючи погіршення якості природної води, 
внаслідок чого вона стає непридатною для використання, та несе загрозу життю, 
здоров’ю і безпеки живих організмів. 
Забруднення поверхневих і підземних вод можна розподілити на декілька 
типів (рисунок 1.1) [5]. 
Механічне забруднення характеризується значним погіршенням якості води 
внаслідок засмічення нею твердими частинками: мул, пісок, шлам, глина, 
металевий пил. Попадання в воду інертного сміття істотно погіршує її 
органолептичні властивості і змінює фізичні і хімічні характеристики, а також 
засмічує водопровідні магістралі. Механічне забруднення води усувається за 
допомогою різних методів, головними з яких є відстоювання і фільтрування [6].  
Хімічне забруднення – це зміна природних властивостей води за рахунок 
збільшення в ній шкідливих домішок органічної і неорганічної природи. Основні 
неорганічні забруднювачі – це сполуки миш’яку, ртуті, кадмію, свинцю, фтору, 
9 
 
міді. Фітопланктон поглинає сполуки важких металів, а потім по харчовому 
ланцюгу вони передаються більш складним організмам [7]. 
 
Рисунок 1.1 – Види забруднень гідросфери 
 
Відходи, що містять ртуть, накопичуються в донних відкладах. Накопичена 
металева ртуть продовжує свій рух, включаючи в трофічні ланцюги водних 
організмів. Серед джерел забруднення біогенними добавками і мінеральними 
речовинами найбільший вплив чинять підприємства харчової промисловості та 
сільське господарство.  
Тепло, котре надходить в річки та озера від прилеглих підприємств, також 
представляє серйозну загрозу. При збільшенні температури води її здатність 
розчиняти кисень значно знижується (гази, такі як кисень, мають більш високу 
розчинність в холодній воді, тоді як солі, наприклад кухонна сіль, мають кращу 
10 
 
розчинність в теплій воді). Більш низька концентрація кисню в воді призводить до 
зменшення життєздатності організмів в ній [8]. 
Ядерні відходи утворюються в результаті промислових, медичних і 
наукових процесів, в яких використовуються радіоактивні матеріали. Питання 
радіоактивного забруднення для України особливо загострилося після аварії на 
ЧАЕС. Однак і зараз, незважаючи на те, що з тих подій пройшла третина століття, 
дане питання залишається актуальним, адже ряд радіоактивних речовин, які 
поширилися після аварії, мають значний період напіврозпаду. Це означає, що 
радіаційна небезпека в багатьох випадках залишається. До того ж, радіоактивні 
відходи утворюються і зараз в результаті використання джерел іонізуючого 
випромінювання і застосування ядерних технологій, таких, як, скажімо, 
виготовлення, експлуатація і переробка ядерного палива, ремонт обладнання і 
перезавантаження ядерного палива на АЕС. Підприємств переробки ядерного 
палива в північній Європі є найбільшими джерелами антропогенного впливу на 
навколишнє середовище, та водні об’єкти зокрема. Радіоактивні сліди від цих 
об’єктів були виявлені навіть в Гренландії. 
Під біологічним забрудненням розуміють надходження в екосистеми у 
результаті антропогенного впливу не характерних для них видів живих організмів 
(бактерій, вірусів), що погіршують умови існування природних біотичних 
угруповань або негативно впливають на здоров’я людини. Особливу небезпеку 
становить біологічне забруднення середовища збудниками інфекційних та 
паразитарних захворювань, біологічне забруднення призводять до непередбачуваних 
наслідків в поведінці популяцій збудників і переносників небезпечних для людини і 
тварин хвороб. Основними джерелами біологічного впливу є стічні води 
підприємств харчової та шкіряної промисловості, побутові і промислові звалища, 
каналізаційна мережа, поля зрошення. З цих джерел різноманітні органічні сполуки і 
патогенні мікроорганізми потрапляють в ґрунт, гірські породи і підземні води. За 
даними санепідемстанцій, патогенні кишкові палички виявляються в підземних 
водах на глибині до 300 м від поверхні землі [9,10]. 
11 
 
1.3 Проблема забруднення стічних вод іонами важких металів 
 
Одним з найсильніших за дією і найбільш поширеним хімічним 
забрудненням водних об’єктів є забруднення важкими металами. 
Важкі метали – це елементи періодичної системи хімічних елементів 
Д. І. Менделєєва, з молекулярною масою понад 50 атомних одиниць. Ця група 
елементів бере активну участь в біологічних процесах, входячи до складу 
багатьох ферментів. Група «важких металів» багато в чому збігається з групою 
мікроелементів. Однак, важкі метали та їх сполуки мають шкідливий вплив на 
організм. До них відносяться свинець, цинк, кадмій, ртуть, молібден, хром, 
марганець, нікель, олово, кобальт, титан, мідь, ванадій. 
При цьому, для згрупування важких металів до певних категорій, повинні 
виконуватись певні умови: їх висока токсичність для живих організмів у відносно 
низьких концентраціях, а також здатність до біоакумуляції і біомагніфікаціі. 
Практично всі метали, які потрапляють під це визначення (за винятком свинцю, 
ртуті, кадмію та бісмуту, біологічна роль, яких на нинішній момент невизначена), 
активно беруть участь в біологічних процесах, входять до складу багатьох 
ферментів. 
Однак, при перевищенні допустимих норм, важкі метали можуть бути 
причиною захворювань людини. Серед них серцево-судинні розлади, важкі форми 
алергії. Важкі метали володіють ембріотропною і канцерогенною дією. Вони є 
генетичними отрутами, оскільки акумулюються в організмі з пролонгованим 
ефектом дії. 
Важкі метали можуть надходити у водойми як в результаті природних 
процесів (вивітрювання та вимивання гірських порід і мінералів, наявність 
ерозійних процесів, селеві змиви, надходження паводкових вод, перенесення з 
димом пожеж), так і від техногенних (підприємства з видобутку та переробки 
корисних копалин, галузі енергетики, металургійна галузь, машинобудування) і 
нетехногенних антропогенних (транспорт, сільське господарство, побутові стоки) 
12 
 
джерел. До ймовірних джерел забруднень біосфери важкими металами належать 
підприємства чорної і кольорової металургії, машинобудування (гальванічні 
ванни міднення, нікелювання, хромування, кадміювання), підприємства з 
переробки акумуляторних батарей, а також автомобільний транспорт[].  
Важкі метали в стоках можуть перебувати як у вигляді іонів, так і в у 
вигляді комплексної сполуки. Перехід металів у водному середовищі в 
комплексну форму може мати наступні наслідки: 
 може відбуватися збільшення сумарної концентрації іонів металу за рахунок 
його осадження у донних відкладах; 
 мембранна проникність комплексного іону може істотно відрізнятися від 
проникності гідратованих іонів; 
 токсичність металу в результаті комплексоутворення може змінюватись, 
наприклад, хелатні форми Cu, Cd, Hg менш токсичні, ніж вільні іони.  
Вибір схеми очищення стічних вод будь-якого підприємства залежить від 
багатьох чинників: кількості СВ, можливості і економічної доцільності вилучення 
домішок з СВ, вимог до якості очищеної води з метою використання її в системах 
повторного і оборотного водопостачання. 
Важкі метали можуть надходити у водойми як в результаті природних 
процесів (вивітрювання та вимивання гірських порід і мінералів, наявність 
ерозійних процесів, селеві змиви, надходження паводкових вод, перенесення з 
димом пожеж), так і від техногенних (підприємства з видобутку та переробки 
корисних копалин, галузі енергетики, металургійна галузь, машинобудування) і 
нетехногенних антропогенних (транспорт, сільське господарство, побутові стоки) 
джерел. До ймовірних джерел забруднень біосфери важкими металами належать 
підприємства чорної і кольорової металургії, машинобудування (гальванічні 
ванни міднення, нікелювання, хромування, кадміювання), підприємства з 
переробки акумуляторних батарей, а також автомобільний транспорт. 
Підвищення концентрації важких металів в природних водах тісно зв’язане з 
іншими негативним фактором – закисленням природних вод, внаслідок випадання 
13 
 
кислотних опадів, що призводить до зниженню значення рН і переходу металів з 
сорбованої на мінеральних і органічних речовинах стану у вільний. 
Купрум – один з найважливіших мікроелементів. Фізіологічна активність 
Купруму пов’язана головним чином із включенням його до складу активних 
центрів окисно-відновних ферментів. Недостатній вміст іонів міді в ґрунтах 
негативно впливає на синтез білків, жирів та вітамінів. Іони купруму беруть 
участь у процесі фотосинтезу та впливають на засвоєння азоту рослинами. Разом з 
тим, надлишкові концентрації міді чинять несприятливий вплив на рослинні і 
тваринні організми. 
Мідь в організмі людини, знаходиться у зв’язаному (комплексному) стані. В 
організмі людини мідь бере участь в утворенні еритроцитів, вивільненні заліза, а 
також відіграє важливу роль у розвитку скелета, центральної нервової системи та 
сполучної тканини. Як дефіцит, так і надлишок міді в організмі викликає різні 
захворювання. Зміни вмісту міді в сироватці крові і шкірі обумовлюють явища 
депігментації шкіри (вітіліго). Отруєння сполуками міді можуть призводити до 
розладів нервової системи, порушення функцій печінки та нирок.  
Властивості міді у воді залежать від значення рН води, концентрації в ній 
карбонатів, хлоридів і сульфатів. Мідь додає воді неприємний терпкий присмак.  
Вміст міді в природних прісних водах коливається від 2 до 30 мкг/дм3, в 
морських водах – від 0,5 до 3,5 мкг /дм3.  
Найбільше джерело надходжень іонів міді в природні води – підприємства 
кольорової металургії, викиди транспорту, добрива та пестициди, які містять в 
своєму складі іони міді, крім того, вони також потрапляють у навколишнє 
середовище в результаті різних технологічних процесів, зокрема процесу 
зварювання, спалювання палива в різних галузях промисловості тощо.  
Сполуки хрому широко розповсюджені у навколишньому середовищі, 
однак в силу малої розчинності його природні концентрації в воді не 
перевищують встановлені гігієнічно-санітарні величини. В результаті 
забруднення промисловими викидами (стічні води, тверді відходи) часто 
14 
 
виявляють локальні осередки підвищених концентрацій хрому в ґрунті і водних 
об’єктах. Останні, як поверхневі, так і підземні, можуть забруднюватися 
безпосередньо (надходження стічних вод) і в результаті міграції з місць 
захоронення твердих відходів. Основні джерела забруднення навколишнього 
середовища хромом та його сполуками – гальванічне виробництво, текстильна 
промисловість і виробництво спеціальних сплавів. 
У природних з’єднаннях хром, як правило, представлений трьохвалентною 
формою, відходи промисловості містять шестивалентний хром. З’єднання 
тривалентного хрому малорозчинні і погано сорбуються в шлунково-кишковому 
тракті. Саме тому вважається, що токсичні властивості притаманні лише 
шестивалентному хрому. Несприятливі наслідки потрапляння хрому в організм 
проявляються в ураженні нирок і печінки. Хром призводить до виникнення 
виразкової хвороби шлунку і дванадцятипалої кишки. Також для хрому 
характерні канцерогенний і мутагенний ефекти. 
Залізо входить до складу найважливіших в біологічному відношенні 
органічних сполук – гемоглобіну крові і ряду ферментів. Основним фізіологічним 
призначенням заліза є участь в процесі кровотворення. У малих концентраціях 
залізо зустрічається практично у всіх природних водах – як в поверхневих так і в 
підземних джерелах, найбільша кількість заліза у болотах. У стічні води залізо 
може потрапляти з травильних і гальванічних цехів, дільниць підготовки 
металевих поверхонь, цехів фарбування тканин і інших виробництв. Концентрація 
заліза у воді тісно пов’язана із вмістом вуглекислоти – в кислому середовищі 
розчинність сполук заліза збільшується, а в лужному зменшується. В силу 
гідрохімічних закономірностей в підземних водах залізо зустрічається в різних 
співвідношеннях з марганцем. 
Вода з підземних джерел, стикаючись з залізовмісними гірськими породами, 
насичується солями двовалентного заліза. Дані сполуки заліза є найбільш 
«підступними», оскільки вони відрізняються гарною розчинність і не 
затримуються на фільтрах. Чиста, прозора вода, добута зі свердловини, 
15 
 
постоявши деякий час на повітрі, починає набувати характерного рудувато-бурого 
забарвлення. Це відбувається тому, що з’єднання двовалентного заліза 
окислюються на повітрі і переходять в нерозчинну форму тривалентного заліза – 
осад, котрий ще зазвичай називають іржею. 
Аналогічна ситуація прослідковується і з водопровідною водою. 
Пройшовши очищення на муніципальних водопровідних очисних спорудах, вода 
зазвичай містить невелику кількість заліза, але проходячи до кінцевого споживача 
через багатокілометрові труби розподільчої водопровідної мережі, вона 
піддається вторинному забрудненню продуктами корозії сталевих труб. В 
результаті на виході ми знову маємо «залізну» воду з жовтуватим відтінком. 
Медиками доведено, що вода з підвищеним вмістом заліза (понад 0,3 мг/дм3) 
призводить до захворювань печінки, збільшує ризик інфарктів, негативно впливає 
на репродуктивну функцію організму, а також слугує причиною появи алергічних 
реакцій. Підвищений вміст заліза у воді створює сприятливі умови для розвитку 
бактерій, кишкової палички, гнильних бактерій, різних інших мікроорганізмів.  
Алюміній – один з найпоширеніших елементів (8% маси земної кори). 
Незважаючи на безліч джерел надходження алюмінію в організм (повітря, 
дезодоранти, харчові продукти, лікарські препарати, питна вода) токсична дія 
його протягом тривалого часу недооцінювалася. З середини 60-х років погляди на 
патогенність алюмінію для людини докорінно змінилися. Велика кількість 
клінічних та експериментальних досліджень довела нейротоксичність алюмінію, 
та підтвердили його здатності накопичуватися в нервовій тканині. Однак це 
спостерігається лише при певних умовах, оскільки надмірному накопиченню 
алюмінію в організмі перешкоджає механізм його виведення. При порушенні 
видільної функції нирок в результаті різних захворювань алюміній може 
накопичуватися в печінці і, що особливо важливо, в життєво-важливих областях 
головного мозку, приводячи до важких розладів центральної нервової системи 
(хвороби Альцгеймера та хвороби Панкерсона).  
16 
 
Високі концентрації алюмінію в природній воді зустрічаються нечасто і 
залежать від багатьох факторів (рН, наявності і концентрації 
комплексоутворювачів, окислювально-відновний потенціал системи). Вміст 
алюмінію в підземних водах коливаються в межах 0-242,2 мг/дм3, в поверхневих 
водах – від 0 до 10 мг/дм3. Гігієнічне нормування алюмінію в питній воді 
пов’язане із застосуванням його сполук в якості коагулянту в процесі 
водопідготовки. ГДК алюмінію в питній воді 0,5 мг/дм3. Разом з тим слід 
зазначити, що алюміній в організмі людини вкрай необхідний в якості 
мінеральної речовини, що впливає на активність деяких ферментів [9-13]. 
 
1.4 Міграція важких металів у водному середовищі 
 
Особливістю поведінки важких металів у водних екосистемах є те, що вони 
не схильні до радіоактивного розпаду як радіонукліди, не розкладаються і не 
деградують, як токсичні органічні речовини. Метали-токсиканти, потрапивши в 
водойму, розподіляються між компонентами даної водної екосистеми, 
порушуючи екологічну рівновагу. Вони можуть накопичуватися в гідробіонтах 
різних трофічних рівнів. У той же час, буферна здатність водойм (буферна 
ємність) сприяє зниженню зовнішнього впливу і обмежує вплив токсиканту. 
Буферною ємністю прісноводних екосистем по відношенню до важких 
металів називається таке число металів-токсикантів, надходження яких не 
порушує природний характер функціонування даної екосистеми. При цьому самі 
токсиканти розподіляються на кілька форм [20]: 
 розчинені форми; 
 сорбовані і акумульовані на фітопланктоні; 
 сорбовані донними відкладеннями в результаті седиментації зважених 
органічних і мінеральних часток з водного середовища; 
 адсорбовані на поверхні донних відкладень з водного середовища в 
розчинних формах; 
17 
 
Залежно від форми важкого металу, він буде характеризуватися різним 
ступенем доступності для гідробіонтів. Так, іони, що знаходяться у вільному 
розчиненому стані, найбільш доступні для поглинання, а зв’язані комплексні 
сполуки, мають низьку здатність до поглинання, тобто токсичність металу. 
Крім акумулювання металів за допомогою адсорбції і подальшої 
седиментації в поверхневих водах можуть відбуватися і інші процеси, які 
відображають стійкість екосистем до токсичного впливу даного роду 
забруднювачів. Один з найважливіших з них – це зв’язування іонів металів у 
водних середовищах розчиненими органічними речовинами. Потрібно відзначити, 
що загальна концентрація токсикантів у водному середовищі не змінюється. 
Однак, максимальну токсичність мають гідратовані іони металів, а метали, 
з’єднані в комплекси менш небезпечні або навіть практично нешкідливі. 
У природних водах може міститися значна кількість органічних речовин, 
80% з яких складають полімери типу гумусових речовин, які проникають у водне 
середовище з ґрунту. Інша частина органічних речовин, які розчиняються у 
водному середовищі – це продукти діяльності організмів (поліпептиди, 
полісахариди, жирні і амінокислоти) або ж схожі за хімічними властивостями 
домішок антропогенного походження. Всі вони є комплексутворювачами –
зв'язують іони металів, знижуючи цим їх токсичність. 
При міграції важких металів донні відкладення розглядаються як складні 
багатокомпонентні фізико-хімічні системи. При взаємодії водних розчинів з 
мінеральними фазами, а також при розпаді органічних речовин може відбуватися 
збагачення одними компонентами і зниження концентрації інших. В результаті 
цього в донних відкладеннях виникають градієнти концентрацій хімічних 
компонентів. 
Хімічні процеси в донних відкладеннях поєднуються з фізико-хімічними 
явищами, з біологічними і біохімічними перетвореннями і супроводжуються 
молекулярною дифузією. При цьому, молекулярна дифузія грає провідну роль в 
18 
 
перерозподіл розчинених речовин у відкладеннях і в масообміні через кордон 
розділу вода-донні відкладення. 
На міграційні процеси, що призводять до розподілу і накопиченню важких 
металів у системі вода-донні відкладення впливають такі фактори, як водневий 
показник (рН) середовища, окислювально-відновний потенціал (Eh) системи, 
жорсткість води, оскільки вони контролюють осадження важких металів з 
розчинів, коагуляцію колоїдів, рухливість металів. При підвищенні pH води 
розчинені катіонні форми металів переходять у нерозчинені форми, адсорбуються 
на поверхні твердих частинок завислих речовин, які знаходяться у водному 
середовищі, і осідають в донних відкладеннях. Знаючи значення pH, при якому 
відбувається осадження того чи іншого металу з водних розчинів у вигляді 
гідроксиду, можна спрогнозувати тенденцію його поведінки при попаданні в 
водну екосистему. 
В залежності від гідрологічних сезонів у водоймі переважають або 
окислювальні (Eh> 0), або відновлювальні умови (Eh <0), що визначають форми 
важких металів. Окислювальні умови в воді переважають навесні, коли 
відзначається збільшене вміст розчиненого кисню у водному середовищі. У 
літньо-осінній період при зниженні концентрації розчиненого кисню за рахунок 
його інтенсивного витрачання на біохімічні процеси в поверхневих шарах донних 
відкладень встановлюються відновлювальні умови. 
 
1.5 Коротка класифікація методів очищення стічних вод  
 
Попередження забруднення виробничих стічних вод на промислових 
підприємствах може бути забезпечене організаційними та технічними заходами.  
 Організаційні заходи зводяться до попередження спуску стічних вод у 
водоймища без їх очищення. Технічні заходи передбачають очищення стічних вод 
різними способами, їх повторне використання для технічних потреб і поливання, 
створення оборотних і замкнених систем водокористування, вдосконалення 
19 
 
технологічних процесів на промислових підприємствах з метою зменшення 
кількості забруднень у стічних водах, перехід на безвідходні та маловідходні 
технології, скорочення забруднення територій паливно-мастильними та 
лакофарбовими матеріалами, мінеральними та органічними добривами, тирсою та 
іншими виробничими відходами, які зі зливними стоками можуть потрапляти у 
водоймища. 
 Очищення виробничих стічних вод на промислових підприємствах може 
здійснюватися за такими напрямками [15]: 
 очищення стічних вод на заводських очисних спорудах; 
 очищення стічних вод після забруднення на заводських, а потім на міських 
очисних спорудах з подальшим спуском у водоймища; 
 безперервне очищення виробничих стічних вод і розчинів на локальних 
очисних спорудах протягом визначеного часу, після чого вони потрапляють 
в обіг, і лише після з'ясування неможливості регенерації усереднюються і 
передаються на заводські очисні споруди та утилізуються. 
Основні способи очищення виробничих стічних вод поділяються на: 
механічні, фізичні, фізико-механічні, хімічні, фізико-хімічні, біологічні та 
комплексні (рисунок 1.2). 
Очищення стічних вод – обробка стічних вод з метою руйнування або 
видалення з них шкідливих речовин. У річках та інших водоймах відбувається 
природний процес самоочищення води. Однак він протікає повільно. У зв’язку із 
різким збільшенням кількості стічних вод, що скидаються у водойми, та 
уповільнення природного процесу відновлення, виникла необхідність 
знешкоджувати та очищати стічні води. 
20 
 
 
Рисунок 1.2 – Основні методи очистки стічних вод 
 
Метод очищення вибирають залежно від необхідного ступеня очищення, 
складу забруднень, пропускної здатності очисної станції. 
Механічне очищення стічних вод, як правило, передує іншим методам 
очищення. Його призначення полягає в тому, щоб підготувати виробничі стічні 
води, якщо це необхідно, до біологічного, фізико-хімічного або будь-якого іншого 
методу більш глибокого очищення.  
Механічну очистку здійснюють способами проціджування, відстоювання, 
центрифугування, фільтрування. За допомогою різних фільтрів, сит, грат з води 
вловлюють різні нерозчинені грубодисперсні частки. При наявності поверхневих 
забруднень таких як масляні та нафтові плями застосовуються пастки і різні 
уловлювачі. Після цього вода надходить у відстійник, де дрібні частинки, що 
знаходяться в суспендованому стані осаджуються. Після такої механічної очистки 
води уловлюється до 75% всіх механічних домішок в стоках. Даний метод 
21 
 
використовується на всіх водоочисних системах, але лишена першому етапі, 
оскільки механічна очистка не здатна позбавити стоки від розчинених домішок.  
В хімічному методі очищення стічних вод використовують різні хімічні 
реагенти для видалення або осадження забруднюючих речовин. Дана методика 
очищення стічних вод дозволяє зменшити вміст нерозчинних домішок на 93%, а 
розчинні – на 20%. 
Завдання фізико-хімічного способу очистки СВ – видалення зважених і 
розчинених речовин за допомогою фізичних властивостей забруднювача і 
хімічних реагентів: процеси засновані на різних здібностях взаємодії речовин з 
водою, хімічними реагентами: гідрофобні речовини в таких умовах 
відокремлюються від гідрофільних, при цьому проходить їх концентрування і 
зміна фізичної сутності. 
Для різних видів промислових стічних вод застосовується різні фізико-
хімічні методи: 
 коагуляція – інтенсифікує очищення тонкодисперсних забруднень; 
 флокуляція – дозволяє ефективно і швидко очистити стоки від зважених 
речовин; 
 флотація – широко поширений метод очищення стічних вод від 
нерозчинних речовин (ПАР, жири, нафтопродукти та інші); 
 адсорбція в доповненні до флотації дозволяє провести очистку від 
розчинених речовин з ефективністю до 99%; 
 іонообмінні методи очищення застосовуються для видалення специфічних 
промислових забруднень (метали, миш’як, ціаніди, радій тощо); 
 Використання біологічних методів для очистки стічних вод ґрунтується на 
здатності різних груп мікроорганізмів використовувати органічні забруднення 
стічних вод в якості продуктів харчування, в результаті чого вони отримують 
енергію для своєї життєдіяльності і конструктивний матеріал для відтворення 
власних клітин, а стічна вода звільняється від цих забруднень. Ідея біологічної 
очистки стічних вод запозичена людиною у природи, де постійно відбуваються 
22 
 
складні процеси розкладу органічних речовин за участю різноманітних 
організмів. Тому будь-яка споруда для біологічної очистки стічних вод являє 
собою обмежену у просторі своєрідну екологічну систему з певними умовами 
існування і сформованим для цих умов характерним біоценозом. 
Розклад органічних речовин в процесі біологічної очистки може відбуватись 
в аеробних і анаеробних умовах. Аеробні процеси звичайно використовуються 
для окислення забруднень, які лишаються у стічних водах після відстоювання, а 
саме: розчинних, колоїдних і тонкодиспергованих органічних домішок. 
Аеробна біологічна очистка стічних вод може здійснюватись у природних 
умовах, а також в умовах, близьких до природних, і у штучно створених умовах 
[34-36]. 
 
1.6 Сорбційний метод очищення стічних вод від іонів важких металів  
 
З огляду на те, що важкі метали відносяться до пріоритетних забруднюючих 
речовин, виникає необхідність у застосуванні сучасних методів, які здатні 
забезпечувати ефективну очистку від іонів важких металів. При виборі того чи 
іншого методу очищення води користуються даними щодо об’єму стоків, складу 
та вмісту в них домішок та техніко-економічних міркувань.  
Сорбційні методи очищення стічних вод наряду з високою ефективністю, 
відносяться до найбільш екологічно чистих методів. Основним критерієм при 
виборі матеріалу для доочищення стічних вод є його сорбційні якості, пориста 
структура і економічність. Найбільш популярними при очищенні стічних вод від 
іонів важких металів визнані вуглецеві сорбенти, цеоліти, природні глини, 
кремнезем, торф і продукти його переробки, золи та інші.  
Залежно від механізму взаємодії сорбенту з сорбатом сорбційні процеси 
підрозділяються на наступні типи: 
 адсорбція – концентрування компонентів на поверхні хімічно-інертного 
сорбенту внаслідок міжмолекулярної взаємодії;  
23 
 
 екстракція – розчинення компонентів в розчиннику, нанесеному на сорбент; 
 іонний обмін – оборотна хімічна реакція компонентів електроліта з 
рухомими катіонами або аніонами іоніта;  
 осаджування – утворення компонентами розчину малорозчинних сполук 
при взаємодії з хімічно активними речовинами, що знаходяться в порах 
сорбенту [14]. 
При адсорбції забруднень, що містяться в стічних водах протікають 
наступні процеси: 
1) зовнішня дифузія молекул з рідкої фази до поповерхні адсорбенту, 
здійснювана за рахунок броунівський дифузії або перемішуванні рідини 
за рахунок турбулентної дифузії;  
2) внутрішня дифузія молекул із макропор до поверхні мікропор, швидкість 
якої визначається будовою адсорбенту і розміром молекул сорбенту; 
3) власне адсорбція молекул розчиненої речовини [15-17]. 
При адсорбції відіграє роль як фізична, так і хімічні взаємодія між 
адсорбентом і адсорбованою речовиною (рисунок 1.3). 
 
 
Рисунок 1.3 – Механізм сорбційного процесу при різних взаємодіях 
 
Фізична адсорбція обумовлена силами міжмолекулярної взаємодії Ван-дер-
Ваальса, має неспецифічний характер, повністю оборотна, перебігає з великою 
24 
 
швидкістю й має відносно невисоку теплоту адсорбції від кількох кілоджоулів до 
кількох десятків кілоджоулів на моль адсорбату. Фізична адсорбція характерна 
для речовин, які адсорбуються з парогазової фази, а у випадку адсорбції з 
розчинів цей процес ускладнюється фізико-хімічною взаємодією адсорбату, 
адсорбтиву й адсорбенту [18]. 
Активована адсорбція характерна тим, що взаємодія адсорбату й адсорбенту 
відбувається з утворенням поверхневої сполуки особливого виду, а молекули 
адсорбенту, які взаємодіють із молекулами адсорбату (адсорбтиву), залишаються 
в кристалічних решітках адсорбенту. Активована адсорбція має специфічний 
характер, необоротна, перебігає повільно, з підвищенням температури швидкість 
адсорбції помітно збільшується, і для неї характерна більша теплота адсорбції – 
до кількох сотень кілоджоулів на один моль адсорбату. 
Хемосорбція – звичайна хімічна реакція, що відбувається на поверхні 
адсорбенту й супроводжується виділенням теплоти, еквівалентної до теплоти 
хімічної реакції. 
Для очищення природних і стічних вод від органічних речовин переважно 
використовують процес фізичної адсорбції. При постійній температурі фізична 
адсорбція збільшується зі зростанням концентрації розчину. Зі збільшенням 
температури фізична адсорбція зменшується, оскільки внаслідок збільшення 
енергії теплового руху все більша частина молекул адсорбату здатна перебороти 
притягання до поверхні, тобто відбувається процес десорбції. Вимірювану на 
практиці величину адсорбції α зазвичай відносять до одиниці маси сорбенту 
(моль/г). Вона залежить від природи адсорбенту й адсорбату, концентрації 
останнього в об’ємі, температури й величини поверхні адсорбенту S. Оскільки 
величина S для різних пористих і непористих адсорбентів відрізняється на кілька 
порядків, то для порівняння користуються абсолютною величиною адсорбції α 
(ммоль/м2), віднесеної до одиниці поверхні. Абсолютна величина адсорбції при 
певних температурі й тиску залежить тільки від природи й структури поверхні 
адсорбенту [17-20]. 
25 
 
На швидкість і ефективність адсорбції впливає структура сорбенту, хімічна 
природа і концентрація забруднень, температура, активна реакція середовища. 
При підвищенні температури ступінь адсорбції знижується, незважаючи на 
збільшення швидкості дифузії; зниження величини рН викликає збільшення 
сорбції органічних речовин стічних вод [19].  
Сорбційний спосіб має ряд переваг в порівнянні з іншими методами: 
 забезпечує очистку практично від будь-яких забруднень;  
 характеризується відсутністю вторинних забруднень і потреб в 
реагентах; 
 простотою реалізації і обслуговування; 
 єдиний методом очищення котрий, дозволяє багаторазово 
використовувати сорбент шляхом регенерації; 
 процес очищення при вилученні нафтопродуктів і інших органічних 
домішок (шляхом спалювання відпрацьованих сорбентів разом з 
поглиненими речовинами) безвідходний. У деяких випадках речовини, 
що поглинаються сорбентом не можуть спалюватися разом з сорбентом, 
як наприклад, при сорбції іонів важких металів (які при спалюванні 
можуть перейти в продукти згоряння), радіонуклідів або речовин, що 
утворюють при спалюванні токсичні відходи. Однак і в цих випадках 
ссорбційна очистка має переваги перед іншими способами, оскільки 
забезпечує більшу глибину очищення води. 
Процес сорбції може здійснюватися в статичних або динамічних умовах. 
Процес сорбції в статичних умовах здійснюється шляхом інтенсивного 
перемішування оброблюваної води з сорбентом протягом певного часу і 
подальшого відділення сорбенту від води відстоюванням або фільтруванням. При 
послідовному введенні нових порцій сорбенту в воду, що очищається, можна 
очистити її від забруднюючих речовин до будь-якої концентрації. 
26 
 
Сорбція в динамічних умовах здійснюється в адсорберах різної конструкції. 
Одно- і багатошарові адсорбер з щільним шаром сорбенту працюють з висхідним 
і низхідним потоком води, по паралельній і послідовній схемі. 
Гетерогенний іонний обмін або іонообмінна сорбція – це процес обміну між 
іонами, що знаходяться в розчині, і іонами, присутніми на поверхні твердої фази – 
іоніту. Очищення стічних вод методом іонного обміну дозволяє вилучати і 
утилізувати цінні домішки, очищати воду до ГДК з подальшим її використанням в 
технологічних процесах або в системах оборотного водопостачання [17-20]. 
Загальна структура іоніту складається з твердої основи – матриці, на яку 
нанесені спеціальні функціональні групи, здатні заміщувати іони в розчині з 
утворенням на поверхні іоніту потенціалутворюючі іони (рисунок1.4).  
Іоніти отримують методом сополімеризації і сополіконденсаціі з наступним 
зшиванням утворюють ланцюгів. 
 
1 – матриця; 2 – потенціалутворюючі іони; 3 – іони дифузного шару  
Рисунок 1.4 – Схема структури зерна іоніту (а – катіоніт; б – аніоніт) 
 
При сополімеризації зшивання іонітів здійснюється за рахунок метиленових 
(-СН2-) або метінових (=СН-) зв’язків, а також азотовмісних груп. При 
полімеризацій – частіше за допомогою n-дивинилбензола і його ізомерів. Число 
таких поперечних зв’язків визначає розмір сітки і жорсткість матриці, що 
представляє собою просторову вуглеводневу сітку – тривимірний каркас. У 
каркасі, іони атомів, які несуть заряд називаються фіксованими іонами або 
27 
 
анкерними. Вони визначають потенціал іоніту. Іони протилежного знаку 
називаються протиіонами, вони і є обмінними. Протиіони пов’язані з іонами 
каркасу електростатичними силами, а тому здатні до обміну на інші іони. Термін 
служби синтетичних катіонітів більший, ніж аніонітів Це пояснюється низькою 
стабільністю груп, які в аніонітах виконують роль фіксованих іонів [21,22]. 
Класифікація іонітів дуже широка, в першу чергу вони поділяються за 
природою матриці (рисунок 1.5), а також за типом і знаком протиіона (рисунок 1.6). 
Окрім вказаних характеристик іоніти також класифікують за зовнішнім виглядом, 
ступенем дисперсності, агрегатним станом, пористістю [23,24]. 
Реакція іонного обміну протікає внаслідок різниці хімічних потенціалів 
іонів, що взаємодіють. У загальному вигляді ці реакції представлені на рисунку 
1.7., детально стадії описано та представлено на рисунку 1.8. 
 
Рисунок 1.5 – Класифікація іонітів за природою матриці 
28 
 
 
Рисунок 1.6 – Класифікація іонітів за типом протиіона 
 
В процесі очищення іони, які є у воді (наприклад кальцій і магній) 
«вибивають» з матриці протиіони (наприклад натрій) і стають на їх місце. 
Важливо зауважити, що вони закріплюються стехіометрично – один іон Ca2+ 
замінить 2 іони Na+. 
 
Рисунок 1.7 – Схематичне зображення процесу іонного обміну 
 
29 
 
 
Рисунок 1.8 – Стадії процесу іонного обміну 
 
Реакція протікає до моменту встановлення іонообмінної рівноваги. Швидкість 
встановлення рівноваги залежить від зовнішніх і внутрішніх факторів: 
 гідродинамічного режиму рідини; 
 концентрації іонів, що взаємодіють; 
 структури зерен іоніту. 
Найважливішими властивостями іонітів є їх поглинальна здатність – 
обмінна ємність. Максимальна кількість іонів, котра поглинається обмінним 
шляхом одним грамом іоніта – обмінна ємність. Розрізняють повну, статичну і 
динамічну обмінні ємності. Повна ємність іоніту – кількість в стічних водах грам-
еквівалентів іонів, що може поглинути 1 м3 іоніта до повного насичення. 
Статична ємність – це обмінна ємність іоніту при рівновазі в даних робочих 
умовах. Статична обмінна ємність зазвичай менша повної. Динамічна обмінна 
ємність – це ємність іоніту до моменту «проскоку» іонів в фільтрат. Динамічна 
ємність менше статичної. Іонообмінну рівновагу визначається природою іоніту, 
гідратацією та концентрацією в фазі іоніту у розчині [23].  
На кінетику іонного обміну впливають також температура, концентрація 
іонів і ін. Іоніти повинні володіти термічною і хімічною стійкістю. При нагріванні 
іонітів у воді чи на повітрі можливе руйнування їх зерен, відщеплення активних 
груп, що призводить до зниження сорбційної ємності. Для кожного іоніта є 
30 
 
температурна межа, вище якого його не можна використовувати. У загальному 
випадку термічна стійкість аніонітів нижча, ніж катіонітів. Хімічна стійкість 
оцінюється по зміні повної обмінної ємності і зміни маси іоніта. 
Характерною особливістю іонного обміну є його оборотність, тобто 
можливість проведення реакції в зворотному напрямку, що і лежить в основі 
регенерації іонітів. Регенерація відпрацьованого катіоніту здійснюється 2-8% 
розчинами кислот (для Н-катіонітових фільтрів) або розчином хлористого натрію 
(для Nа-катіонітових фільтрів).  
Елюат містять в сконцентрованому вигляді вилучені з стічних вод аніони. 
Елюат представляє собою відпрацьовані розчини кислот і лугів, що нейтралізують 
або обробляють з метою рекуперації цінних продуктів. Нейтралізацію проводять 
змішанням кислих і лужних елюатів, а також додатковим введенням кислоти або 
лугу. 
Процеси іонообмінного очищення стічних вод здійснюються в установках, 
періодичної або безперервної дії. Установка періодичної дії складається з фільтра 
(або колони) періодичної дії, насоса, ємностей і контрольно-вимірювальних 
приладів. Фільтр періодичної дії – закритий циліндричний резервуар з 
розташованим у днищі щілинним дренажним пристроєм, що забезпечує 
рівномірне відведення води по всьому перетину фільтра, висота шару 
завантаження іоніта 1,5-2,5 м. 
Фільтр може працювати по прямоточній схемі (при подачі стічної води і 
регенеруючого розчину зверху) і по протиточній схемі (стічна вода подається 
знизу, а регенеруючий розчин – зверху). На тривалість циклу фільтрування 
впливає вміст завислих речовин, тому перед подачею води в іонообмінну 
установку слід забезпечити максимальне їх видалення. При фільтруванні стічної 
води через нерухомий шар іоніту зі швидкістю до 10 м3/год розрахунок фільтра 
проводиться на підставі матеріального балансу. При очищенні стічних вод, 
забруднених зваженими речовинами, застосовують іонообмінні колони з 
псевдозрідженим шаром іоніту [ 21-24]. 
31 
 
2 ПОРІВНЯЛЬНИЙ АНАЛІЗ ЕФЕКТИВНОЇ ОЧИСТКИ СТІЧНИХ ВОД ВІД 
ІОНІВ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ З ВИКОРИСТАННЯМ РІЗНИХ АДСОРБЕНТІВ 
 
2.1 Аналіз сировинної бази та фізико-хімічних властивостей досліджуваних 
сорбентів 
 
2.1.1 Загальна характеристика активованого вугілля як адсорбенту 
 
Активоване вугілля з точки зору хімії – це одна з форм вуглецю з 
недосконалою структурою, котра практично не містить домішок. Активоване 
вугілля на 87-97% масової частки складається з вуглецю, також може містити 
водень, кисень, азот, сірку та інші речовини.  
За своїм хімічним складом активоване вугілля подібне до графіту, 
матеріалу, що використовується, в тому числі в звичайних олівцях. Активоване 
вугілля, алмаз, графіт – це все різні форми вуглецю, котрі практично не містять 
домішок.  
За своїми структурними характеристиками активоване вугілля відносяться 
до групи мікрокристалічних різновидів вуглецю – це графітові кристали, що 
складаються з пор розміром 2-3 нм, які в свою чергу утворені гексагональними 
кільцями. Однак типова для графіту орієнтація окремих площин решітки відносно 
один одного в активованому вугіллі порушена – шари безладно зрушені і не 
збігаються в напрямі, перпендикулярному їх площині. Крім графітових кристалів 
активоване вугілля містить від однієї до двох третин аморфного вуглецю. 
Неоднорідна маса, що складається з кристалітів графіту і аморфного вуглецю, 
визначає своєрідну пористу структуру активованого вугілля, а також його 
адсорбційні та фізико-механічні властивості. Наявність хімічно зв’язаного кисню 
в структурі активованого вугілля, що утворює поверхневі хімічні сполуки 
основного або кислотного характеру, має значний вплив на адсорбційні 
32 
 
властивості. Зольність активного вугілля може становити 1-15%, іноді його 
обезолюють до 0,1-0,2%. 
Активоване вугілля утворюється в результаті високотемпературного 
спалювання (карбонізації) вуглецевої сировини (вугілля, антрациту, деревини, 
полімерів, торфу, різні відходів). Однак, отриманий карбонізат має слабкі 
адсорбційними властивостями, оскільки розміри його пор і внутрішня площа 
поверхні невеликі. Тому карбонізат піддають активації – термічній або хімічній 
(рисунок 2.1). В результаті обробки водяною парою при високій (до 1000 °С) 
температурі утворюється дрібнопористе активоване вугілля та відбувається 
часткове окислення вугілля. Хімічна активація сприяє розвитку структури пор і 
збільшення їх внутрішньої поверхні – сировина змішується зі зневоднювальною 
субстанцією (кислота або хлоридом цинку) і нагрівається до 400-600 °C [31]. 
 
Рисунок 2.1 – Структура пор активованого вугілля (А – карбонізована деревина; Б 
– активоване кам’яне вугілля (бітум, антрацит, тощо); В – активована шкаралупа 
кокоса) 
 
Найкращим за якістю очищення і терміну служби вважається активоване 
вугілля (карболен), виготовлений з шкаралупи кокоса, а завдяки високій міцності 
він чудово піддається багаторазовому регенеруванні. 
Пори активного вугілля класифікують по діаметру: 
 мікропори активованого вугілля – менш ніж 1 нанометр; 
 мезопори активованого вугілля – від 1 до 25 нанометрів; 
 макропори активованого вугілля – понад 25 нанометрів (рисунок 2.2). 
33 
 
 
Рисунок 2.2 – Схема пористої структури активованого вугілля 
 
Залежно від розмірів молекул, які потрібно утримати на поверхні вугілля, 
виготовляється вугілля з різними співвідношеннями розмірів пір. 
Адсорбція в мікропорах головним чином відбувається за механізмом 
об’ємного заповнення. Механізм адсорбції в мезопорах полягає в послідовному 
утворенні адсорбційних шарів (полімолекулярна адсорбція), котра завершується 
заповненням пор за механізмом капілярної конденсації. Макропори слугують 
транспортними каналами, що підводять молекули поглинаючих речовин до 
адсорбційних пор в решітці активованого вугілля. Мікро- та мезопори складають 
найбільшу частину поверхні активованого вугілля, відповідно, саме вони вносять 
найбільший внесок в його адсорбційні властивості. Мікропори особливо добре 
слугують для адсорбції молекул невеликого розміру, а мезопори – для адсорбції 
більших органічних молекул [25-28].  
Визначальний вплив на структуру пор активованого вугілля надає вихідна 
сировина, з якої його одержують. Активоване вугілля на основі шкаралупи кокоса 
характеризується більшою часткою мікропор, а активоване вугілля на основі 
кам’яного вугілля – більшою часткою мезопор. Велика частка макропор 
характерна для активованого вугілля на основі деревини. 
У порах активованого вугілля існує міжмолекулярна взаємодія, котра 
призводить до виникнення адсорбційних сил (Ван-дер-Вальсова сила), котра за 
34 
 
своєю природою схожа на силу гравітації на молекулярному рівні. Молекули 
забруднювачів утримуються на поверхні активованого вугілля міжмолекулярними 
силами Ван-дер-Вальса. Хімічні реакції також можуть виникати між 
адсорбованими речовинами і поверхнею активованого вугілля. Ці процеси 
називаються хімічною адсорбцією або хемосорбцією, проте в основному процес 
фізичної адсорбції відбувається при взаємодії активованого вугілля та 
адсорбуючої речовини. Хемосорбція широко застосовується в промисловості для 
очищення газів, дегазації, поділу металів, а також в наукових дослідженнях. 
Фізична адсорбція оборотна, тобто адсорбовані речовини можуть бути 
відокремлені від поверхні і повернуті в їх первинний стан за певних умов. При 
хемосорбції, адсорбційна речовина, що зв’язана з поверхнею за допомогою 
хімічних зв’язків, змінює його хімічні властивості. Хемосорбція не оборотна. 
Активованим вугіллям можуть адсорбуватися органічні та неполярні 
речовини, такі як розчинники, хлоровані вуглеводні, барвники, нафту та 
нафтопродукти. Краще адсорбуються високомолекулярні речовини і речовини з 
неполярною структурою. Можливості сорбції активованим вугіллям 
збільшуються зі зменшенням розчинності речовини у воді для речовин з 
неполярною структурою і зі збільшенням молекулярної маси. 
Активоване вугілля класифікується за типом сировини, з якої він 
виготовлений (кам’яне вугілля, деревина, кокос), за способом активації 
(термохімічна і парова), за призначенням, а також за формою випуску. В даний 
час активоване вугілля, в основному випускається в наступних формах: 
порошкове, гранульоване (подрібнене, частки неправильної форми), формоване, 
екструдоване (циліндричні гранули) активоване вугілля та тканина, просочена 
активованим вугіллям. 
Порошкове активоване вугілля має частки розміром менше 0,1 мм (більш 
ніж 90% загального складу). Порошкове вугілля використовується для 
промислового очищення рідин, включаючи очистку господарсько-побутових і 
промислових стічних вод.  
35 
 
Гранульоване активоване вугілля – частинки розміром від 0,1 до 5 мм 
(більш ніж 90% складу). Гранули використовується при очищенні рідин в 
промислових фільтрах або адсорберах. Вугілля з більш великими частками (2-5 
мм) використовуються для очищення повітря та інших газів. 
Формоване активоване вугілля – це активоване вугілля в формі різних 
геометричних фігур, в залежності від області застосування (циліндри, таблетки, 
брикети). Формоване вугілля використовується для очищення різних газів і 
повітря. Екструдоване вугілля випускається в формі циліндрів з частинками 
діаметром від 0,8 до 5 мм, як правило, додатково просочується спеціальними 
хімічними речовинами і застосовується в каталізі. 
Тканини, просочені вугіллям випускаються різних форм і розмірів, 
найбільш часто застосовуються для очищення газів і повітря, наприклад в 
автомобільних повітряних фільтрах. 
Оскільки адсорбція – оборотний процес і не змінює поверхневий або 
хімічний склад активованого вугілля, забруднювачі можуть бути видалені з 
активного вугілля за допомогою десорбції (виділення адсорбованих речовин) 
термічним або хімічним методом.  
Під хімічної регенерацією розуміють обробку сорбенту рідкими або 
газоподібними органічними або неорганічними реагентами при температурі, як 
правило, не вище 100 °С.  
Низькотемпературна термічна регенерація – це обробка сорбенту паром або 
газом при 100-400 °С. Дана процедура досить проста і в багатьох випадках її 
ведуть безпосередньо в адсорберах. Водяна пара внаслідок високої ентальпії 
частіше за інших використовують для низькотемпературної термічної регенерації. 
Даний метод є безпечний і економічно доступний. 
Реактивація – повна регенерація активованого вуглецю за допомогою пари 
при температурі 600 °C. При даній температурі в повній мірі спалюється 
забруднювач та мінімальна кількість вугілля, що компенсується новим. Це 
пояснюється низькою концентрації кисню і присутністю значної кількості пари. 
36 
 
Водяна пара вибірково реагує з адсорбованою органікою, котра проявляє високу 
реактивність у воді при високих температурах, при цьому відбувається повне 
згоряння. Після реактивації спостерігається, більша площа внутрішньої поверхні 
та реакційна здатність вугілля, ніж вихідна. Даний факт обумовлений 
формуванням додаткових пор і збільшенням площі наявних [25-28]. 
 
2.1.2 Загальна характеристика бентонітової глини 
 
Бентоніт – складний мінерал, склад якого визначається вмістом в глині 
монтморилоніту, що має формулу Si8Al4O20(ОН)4nH2O, де кремній може 
заміщуватись різними катіонами (алюмінієм, залізом, цинком, магнієм, кальцієм, 
натрієм, калієм) (рисунок 2.3). За походженням бентоніти виникають в результаті 
зміни вулканічної породи або є аутигенними мінералами, тобто мінералами 
осадових порід, що утворилися в процесі седиментації або подальшого 
перетворення осаду на місці його накопичення. 
 
Рисунок 2.3 – Кристалічна структура монтморилоніта 
37 
 
Монтморилоніт володіє шаруватої кристалічною структурою, високою 
дисперсністю і яскраво вираженою здатність до адсорбції, обміну катіонів та 
гідрофільністю. Його кристалічна структура (тришаровий пакет) характеризується 
здатністю до ізоморфних заміщень в межах кристалічної решітки в 
октаедричному шарі: Аl3+ → Mg2+ → Fe2+ → Zn2+ → Li+. Проміжки між шарами 
елементних пакетів і міжпакетні проміжки структури монтморилоніту 
розглядаються як пластинчасті мікропори. Через особливості пористої структури 
монтморилоніт відноситься до шаруватих силікатів з структурною коміркою, що 
здатна розширюватись. Величина міжпакетної відстані, проміжки між шарами 
елементних пакетів не постійні і змінюються залежно від кількості і виду 
поглинальної речовини. Дана властивість обумовлює здатність 
монтморилонітових глин до набухання. 
Залежно від складу обмінного комплексу розрізняють лужні (натрієві і 
кальцій-натрієві) і лужноземельні (кальцієві, магній-кальцієві, кальцій-магнієві) 
бентоніти. Ця різниця зумовлена особливостями кристалічної будови смектиту, 
Типові кальцієві бентоніти володіють великими значеннями порового простору в 
порівнянні з натрієвими зразками, тому для останніх, характерна менш виражена 
здатність до набухання, а сам процес – уповільнений. Відповідно, максимальний 
ступінь набрякання у природних бентонітів, котрі в своїй структурі містять 
переважно двовалентні іони в обмінному комплексі, завжди більше, ніж у 
натрієвих природних зразках. Крім того, якщо бентоніти містять більше 
двовалентних обмінних катіонів Са2 + та Mg2+, вони мають більшу кількість 
активних центрів на поверхні частинок, за якими здйснюється водневий зв’язок 
дисперсної фази з дисперсійним середовищем. Якщо ж у складі обмінних катіонів 
переважають одновалентні метали, головним чином Na-іони, то у них 
проявляється в меншій мірі сорбційна активність поверхні. В зв’язку з цим 
природні кальцієві бентоніти є кращими сорбентами в порівнянні натрієвими та 
відрізняються малою каталітичною активністю і термічною стійкістю. 
 
38 
 
Родовище бентонітових глин на Черкащині розміщено на території 
Лисянського району, а запаси глини продуктивної товщі було оцінено в 
22000 млн.т, а її потужність у 0,5-43 м. За своїми фізичними властивостями це 
густі, в’язкі, на дотик масні, породи різних кольорів – від білого до чорного. У 
таблиці 2.1 подано усереднений хімічний склад та основні фізико-хімічні 
властивості базових мінералів бентонітових глин Черкаського родовища. 
 
Таблиця 2.1 – Хімічний склад (% мас.) і поверхневі властивості основних 
мінералів бентонітових глин 
Компоненти 
Палигорськіт Глауконіт Гідрослюда Сапоніт Монтморилоніт 
і властивості 
SiO2 52,9 48,8 54,1 46,3 51,9 
Al2O3 10,5 8,5 13,4 12,5 18,6 
Fe2O3 7,9 18,9 8,3 17,0 7,2 
TiO2 - 0,7 0,5 1,9 0,5 
MgO 7,2 3,8 8,5 14,8 1,5 
CaO 0,3 2,0 0,8 2,4 1,7 
Na2O 0,4 0,3 0,4 3,6 0,1 
K2O 0,4 6,1 6,3 0,7 0,1 
S*, м2/г 302 120 170 106 410 
d, г/см3 2,7 3,1 3,2 2,8 2,8 
А, 
23,5 29,0 27,2 57,0 67,3 
мг-екв/100 г 
 
Фізико-хімічні характеристики монтморилонітового бентоніту 
Дашуківського родовища наступні: 
 межа міцності у вологому стані – 1,05 МПа; 
 межа міцності у сухому стані – 4,7 Мпа; 
 колоїдальність – 37%; 
 число пластичності – 39,7; 
 природна вогкість – 35%; 
 об’ємна маса – 1840 кг/м3. 
39 
 
Бентонітові глини одні з найкращих адсорбентів. На території Черкаської 
області розміщується одне з найбільших родовищ бентонітових глин. Бентонітові 
глини прийнято вважати високодисперсними глинами, які складаються переважно 
з монтморилоніту. Глини Черкаського родовища складаються з п’яти шарів які 
розрізняються товщиною та мінеральним складом. Мономінеральними серед них 
є два шари глин – другий і третій. Решта шарів глин є полімінеральними, і 
складаються з одних і тих же мінералів (монтморилоніту), гідрослюди, 
палигорськіту. Найбільш якісними є глини другого третього і четвертого шарів.  
Бентонітові глини є промислово цінними завдяки їх фізико-хімічним 
властивостям: гідрофільності, високої дисперсної здібності до адсорбції, 
набрякання, не токсичності. Глини мають особливу будову, велику питому 
поверхню, здатність до іонного обміну, тому вони знайшли широке застосування 
в різних галузях промисловості: нафтовидобувній, нафтопереробній, 
машинобудівній, керамічній, жировій, хімічній, паперовій, виноробній, 
фармацевтичній та інших, а також в сільському господарстві. 
Для збільшення ефективної питомої поверхні, тобто для покращення 
сорбційних властивостей палигорскіту (збільшення теплоти його змочування), 
його активують термічним методом. Спочатку його нагрівають до температури 
120 °С. Завдяки цьому звільняється поверхня палигорскіту по розірваним 
зв’язкам. Із збільшенням часу сушки виділяється «цеолітна» вода із каналів при 
температурі 300 °С. При змочуванні висушеної глини відбувається швидке 
приєднання 70-80% води по розірваним «зв’язках», а решта 20-30% води повільно 
входять у цеолітоподібні канали, які досягають довжини до 800 мкм. Активувати 
палигорськіт можливо ще й попереднім його вакуумуванням з метою видалення з 
глини повітря та покращення адсорбційної здатності. Монтморилоніт активують 
хімічним методом, обробляючи його кислотами або лугами. 
Отже, природні адсорбенти одні з альтернативних і ефективних, мають 
високу сорбційну здатність, гідрофільності, високі дисперсні здібності до 
адсорбції, високий ступінь набрякання. 
40 
 
2.1.3 Загальна характеристика сорбційної здатності природного цеоліту 
 
Цеоліт (рисунок 2.4) являє собою природний мінерал (алюмосилікат), що 
має пористу структуру, котрі в якісному складі містять катіонів елементи I і II 
груп періодичної системи, зокрема K+, Mg2+, Ca2+, Ba2+ та інші. Цеоліти можна 
трактувати як неорганічні полімери, що включають аніонну гратку, складену 
зв’язаними між собою тетраедрами AlO4 та SіO4 зі спільними кисневими атомами.  
Різні типи та форми цеолітів мають широкий спектр властивостей стосовно 
пористості, кислотності, механічної міцності тощо, що дозволяє широко 
використовувати їх за різноманітним призначенням, насамперед як основи 
каталізаторів, адсорбенти та фільтруючий матеріал.  
 
 
Рисунок 2.4 – Цеоліти 
 
Цеоліт складають найбільшу групу алюмосилікатів з каркасними 
структурами (рисунок 2.5). При цьому відомо більше 35 каркасів з різною 
топологією, а число можливих структур практично нескінченне. 
Кристалічна структура цеолітів утворена тетраедрами SiO4 іAlO4, що 
складаються з іонів Al3+ і Si4+, які перебувають в оточенні іонів O2-. Кожен іон O2- 
одночасно входить до складу двох сусідніх тетраедрів. У разі, якщо тетраедр 
складається тільки з іонів кремнію і кисню, то він електрично нейтральний, тоді 
41 
 
як тетраедр, в якому іони кремнію Si4+ заміщені на іони тривалентного алюмінію 
Al3+, несе негативний заряд. 
 
  
Рисунок 2.5 – Мікропориста молекулярна структура цеоліту 
 
Загальна нейтральність структури цеолітів підтримується за рахунок 
входження в неї катіонів, таких як Na+, K+ і інших, в результаті чого 
компенсується негативний заряд. Полярність каркасу цеоліту можна регулювати в 
процесі синтезу шляхом модифікації вмісту алюмінію. Збільшення вмісту 
алюмінію в структурі веде до збільшення полярності цеоліту і, відповідно, до 
збільшення його гідрофільності. 
Узагальнена структурна формула цеолітів найближче відповідає елементарній 
комірці такого складу:  
 
Mx/n(AlO2)x (SiO2)y wH2O       (2.1) 
 
де  М – катіон з валентністю n; 
w – число молекул води. 
42 
 
Відношення y/x в залежності від типу структури цеоліт зазвичай приймає 
значення від 1 до 5, але для деяких цеолітів може приймати значно більші 
значення. Частина формули, наведена в квадратні дужки, зображує склад каркасу. 
Всі мінерали групи цеолітів характеризуються наявністю тривимірного 
каркасу, що утворює системи порожнин і каналів, в яких розташовані катіони, 
молекули води та інші флюїди. Катіони досить рухливі і зазвичай можуть в тій чи 
іншій мірі брати участь в процесах обміну з іншими катіонами. У ряді цеолітів 
цеолітна внутрішньокристалічна вода або інші внутрішні кристалічні флюїди 
можна оборотно видалити, в деяких випадках катіонний обмін або дегідратація 
супроводжуються структурними змінами каркасу. Деякі синтетичних цеолітів 
можуть містити в собі амонієві або алкіламінні катіони.  
Активність та селективність цеолітних сорбентів залежить від ряду 
факторів, зокрема кислотності, природи обмінного катіону, ступенів іонного 
обміну та декатіонування, величини алюмосилікатного модуля.  
Клиноптилоліт (рисунок 2.6) – алюмосилікат, належить до групи цеолітів із 
скелетною структурою, що переважно використовуються як адсорбенти. У них 
містяться лужні та лужно-земельні катіони (K+, Na+, Ca2+, Mg2+), що компенсують 
негативний заряд каркасу цеоліта, а також молекули води у вільному і зв’язаному 
стан. 
 
Рисунок 2.6 – Головні елементи структури клиноптилоліту 
43 
 
Дослідження відзначають, що популярність використання цеолітів у якості 
адсорбентів обумовлена їх низькою вартістю та відсутністю складної підготовки 
до використання. 
Сокирницьке родовище природних цеолітів (Закарпаття) є одним із 
найбільших в світі. В результаті детальної розвідки на площі 161 га розвідані і 
затверджені балансові запаси в кількості 126,1 млн.т. Мінеральний склад 
цеолітової породи представлений клиноптилолітом 60-90%, кварцом і польовим 
шпатом 6-7%, глинистими мінералами – 2-6%, плагіоклазом – до 2% [28]. 
Основні фізико-хімічні властивості цеолітів цього родовища. 
 мольне відношення SiO2/Al2O3 – 9,2; 
 склад катіонів: K+Na>Ca+Mg; 
 максимальна ємність H2O у відношенні до пари води, – 5,8 ммоль/г; 
 те ж після активізації – 5,6 ммоль/г; 
 границя термостабільності – 800°С. 
Мінеральний склад цеолітової породи представлений клиноптилолітом 60-
90%, кварцом і польовим шпатом 6-7%, глинистими мінералами – 2-6%, 
плагіоклазом – до 2%. 
Оксидний склад цеоліту Сокирницького родовища (масова частка, %) 
представлено в таблиці 2.2 та рисунку 2.6. 
 
Таблиця 2.2 – Оксидний вміст цеоліту Сокирницького родовища 
Оксид Вміст Оксид Вміст 
SiO2 70,21 TiO2 0,14 
Al2O3 12,27 MnO 0,073 
Fe2O3 1,2 P2O5 0,033 
FeO 0,55 Na2O 1,77 
K2O 3,05 SO3 0,10 
СаО+MgO 10,09   
 
44 
 
2.1.4 Загальна характеристика іонообмінних смол 
 
Іонообмінні смоли представляють собою нерозчинні високомолекулярні 
сполуки з функціональними іоногенними групами, здатними вступати в реакції 
обміну з іонами розчину. 
Деякі типи іонітів мають здатність вступати в реакції комплексоутворення, 
окиснення-відновлення, а також здатністю до фізичної сорбції ряду сполук. Іоніти 
мають гелеву, макропористу і проміжну структуру. Гелеві іоніти позбавлені 
істинної пористості і здатні до іонного обміну тільки в набряклому стані. 
Макропористі іоніти мають розвинену поверхнею через наявні пори і тому здатні 
до іонного обміну як в набряклому, так і в не набряклі стані. Гелеві іоніти 
характеризуються більшою обмінної ємністю, ніж макропористі, але 
поступаються їм осмотичною стабільністю, хімічною і термічною стійкістю. 
Іоніти представлені аніонітами – матеріалами, здатними до обміну аніонів, і 
катіонітами – матеріалами, що обмінюють катіони. Катіони та аніони в свою 
чергу поділяються на слабо- та сильно- кислотні/основні. 
Як правило, іоніти випускаються в сольових (натрієва, хлориста) або 
змішано-сольових формах (натрій воднева, гідроксильно-хлоридна). 
Випускаються також готові суміші іонітів для використання в фільтрах змішаної 
дії.  
Найважливішим показником іонообмінних смол є вологість, оскільки 
гідрофільні функціональні груп іонообмінних смол та волога, що міститься в 
смолі, є «хімічно зв’язані». Причому спеціальне видалення цієї вологи призведе 
при подальше використання смоли, тільки до фізичного руйнування гранул. 
«Зовнішня» ж волога, не зв’язана хімічно з функціональною групою смоли, як 
правило, видаляється перед упаковкою або за допомогою центрифугування або 
фільтрування. 
Вагова та об’ємна ємність є стандартними показниками, визначаються в 
лабораторних умовах по стандартними методиками і вказуються в паспортних 
45 
 
даних продукції. Водночас, робоча іонообмінна ємність не може бути виміряна в 
лабораторних умовах, оскільки залежить від геометричних розмірів шарусмоли і 
від конкретних характеристик оброблюваних розчинів (рівня регенерації, 
швидкості потоків, концентрації розчинених речовин, необхідних показників 
якості оброблюваного розчину, точного розміру частинок). 
КУ-2 є монофункціональним сильнокислотним катіонітом полімерного 
типу. Являє собою скупчення досить дрібних (менше міліметра в діаметрі) кульок 
золотого кольору (рисунок 2.9). 
 
 
Рисунок 2.9 – Гранули катіоніту КУ-2 
 
Матрицю катіоніту КУ-2 отримують шляхом полімеризації стиролу і 
дивінілбензолу. У цю матрицю хімічним шляхом вводиться іоногенна група 
(фіксовані іони) кислотного типу -SО3Н. Набрякла смола може та, де і 
функціональні групи і протиіони розчиняються у воді поглинання при набуханні 
(рисунок 2.10). 
Катіоніт КУ-2 – неплавкий, негорючий, вибухобезпечний, неотруйний, 
радіоактивних і озонруйнівних речовин не містить. 
Для нормальної роботи катіоніту КУ-2 необхідна попередня обробка 
розчинів і природних вод (при наявності вапна). Ресурс смол поступово 
закінчується. Регенерацію проводять розчинами соляної або сірчаної кислоти. 
46 
 
 
Рисунок 2.10 – Структура набряклого катіоніту 
 
Катіоніт КУ-2 застосовують у водопідготовці для пом’якшення і знесолення 
води та очищення зворотних і стічних вод. Так само ефективно використання 
катіоніту КУ-2- в фільтрах комбінованої дії (спільно з аніонітом АВ17-8) в 
гідрометалургії і в якості каталізатора органічного синтезу [66]. 
 
2.2 Методики визначення концентрації іонів важких металів у воді 
 
Визначення концентрації іонів важких металів у модельному розчині стічної 
води проводили фотоколориметричним методом за стандартними методиками.  
В основу методу визначення вмісту іонів купруму (ІІ) у воді покладене 
утворення забарвленого комплексу сполук міді з диетилдитіокарбаматом натрію у 
лужному середовищі синьо-фіолетового кольору [30]. Інтенсивність забарвлення 
пропорційна концентрації міді в стічній воді. Вплив інших іонів, які заважають 
визначенню міді, усувається зв’язуванням їх в комплекс. Оптичну густину 
забарвлених розчинів вимірюють на колориметрі фотоелектричному 
концентраційному типу КФК-2 при довжині хвилі λ = 490 нм в кюветі з робочою 
довжиною l = 20 мм. Чутливість методу становить 10 мкг Cu/дм3. 
47 
 
Метод вимірювання вмісту іонів хрому (ІV) ґрунтується на взаємодії хрому 
(VI) у слабкокислому середовищі (рН≈3) з дифенілкарбазидом з утворенням 
розчинного червоно-фіолетового комплексу, в якому ступінь окиснення хрому 
дорівнює +3. В результаті реакції дифенілкарбазид відновлює дихромат-іони до 
Cr (III) з утворенням окисної форми реагента – дифенілкарбазону, який з йонами 
хрому (III) утворює забарвлений комплекс. Оптичну густину забарвлених 
розчинів вимірюють на колориметрі фотоелектричному концентраційному типу 
КФК-2 при довжині хвилі λ = 540 нм (зелений світлофільтр) в кюветі з робочою 
довжиною l = 10 мм. Чутливість методу становить 10 мкг Cr/дм3. Визначенню 
заважають димеркурій (I) катіон (Hg 2+2 ), меркурій (II) катіон при концентраціях 
понад 200 мг/дм3, а також ванадій (V) і молібден (VI), ферум (III), який маскують 
фосфатною кислотою [31]. 
В основу методу визначення вмісту іонів алюмінію (ІІІ) у воді покладене 
утворення помаранчево-червоного комплексу алюмінію з алюміноном у кислому 
середовищі. Оптичну густину забарвлених розчинів вимірюють на колориметрі 
фотоелектричному концентраційному типу КФК-2 при довжині хвилі λ = 490 нм 
(синьо-зелений світлофільтр) в кюветі з робочою довжиною l = 30 мм. 
Вимірюванню заважає присутність у воді феруму (ІІІ) і міді. Вплив іонів 
заліза (ІІІ), що заважає вимірюванню, може усуватися відновленням його 
аскорбіновою кислотою. Присутність у воді міді з масовою концентрацією не 
більше ніж 0,05 мг/дм3 після додавання аскорбінової кислоти не перешкоджає 
визначенню алюмінію [32]. 
Кількісне визначення концентрації Феруму (ІІІ) здійснюється 
колориметричним методом, зокрема з сульфосаліциловою кислотою, яка в 
залежності від рН розчину утворює з Ферумом три різно забарвлені комплекси. 
При рН 2-3 вона реагує з іонами Fe3+ утворюючи бузково-червоний комплекс 
[FeSal]+(І), у лужному середовищі при рН 9-11,5 – утворює з іонами Fe3+ і Fe3+ 
стійкий жовтий комплекс [FeSal 3-3] (ІІ). При рН>12 комплекс (ІІ) руйнується, і 
випадає осад Ферум (ІІІ) гідроксиду. Оптичну густину отриманих розчинів 
48 
 
виміряти через 10 хвилин. Вимірювання оптичної густини отриманих еталонних і 
досліджуваних розчинів проводити у кюветах з товщиною шару 5 мм при 
фіолетовому світлофільтрі (λ=400-430 нм) [33]. 
 
2.3 Методика дослідження адсорбційної здатності сорбентів 
 
Дослідження адсорбції іонів важких металів на іонообмінних матеріалах 
проводили в закритих поліпропіленових стаканах об’ємом 250 мл. 5,00 г сорбенту 
(в перерахунку на суху вагу), заливали 100 мл розчину досліджуваного іона із 
концентрацією 10 мг/дм3). Тривалість сорбції від 5 хвилин до 24 годин. Після 
завершення сорбції суспензію фільтрували за допомогою фільтра «синя» стрічка 
та аналізували отриманий фільтрат на вміст залишкової концентрації іонів за 
формулою: 
C0 Cрав
A  V,       (2.1) 
m
 
де  C0  – вихідна концентрація іонів в модельному розчині стічної води, мг/см
3; 
C рав – рівноважна концентрація іонів в модельному розчині стічної води, мг/см
3; 
V  – об’єм досліджуваної стічної води, см3; 
m  – кількість адсорбенту, г. 
Ефективність очищення стічної води визначали за формулою: 
 
C С
  П К 100, % ,       (2.2) 
СП
 
де  CП  – початкова концентрація іонів важких металів у модельному розчині, мг/дм
3; 
СК  – концентрація іонів важких металів після очищення, мг/дм
3. 
 
 
49 
 
2.4 Результати та аналіз проведених досліджень 
 
2.4.1 Побудова градуювальник графіків для дослідження концентрації іонів 
важких металів 
 
Концентрацію речовини у фотометрії встановлюють одним із чотирьох 
способів. Найбільш оптимальним і зручним є метод градуювального графіка. 
Готують серію розчинів, концентрація речовини в яких точно відома, і виміривши 
їх оптичну густину, будують графік у координатах C-D. Оптична густина 
досліджуваного розчину виміряється в тих самих умовах, що і для стандартних, а 
досліджувану концентрацію знаходять за графіком. 
Калібрувальна крива прокладається таким чином, щоб найбільша кількість 
точок розташовувалися на лінії, а решта – поблизу неї, рівномірно відхиляючись 
від неї. Окремі точки, що значно відхиляються від калібрувальної кривої, є 
наслідком грубих помилок під час визначення, виключаються із обліку. 
Розташування кривої має бути таким, щоб вона виходила із нульової 
відмітки під кутом приблизно 45° до осей координат, адже за таких умов 
досягається найбільша точність вимірювань. Цьому сприяє також вибір достатньо 
великого масштабу. 
Результати експериментальних досліджень оптичної густини стандартних 
розчинів для визначення концентрація хрому (VI) наведено в таблиці 2.1. та 
представлено на рисунку 2.11. 
 
Таблиця 2.1 – Результати дослідження оптичної густини стандартних 
розчинів для визначення концентрації іонів хрому (VI) у воді 
 
Концентрація 
0,0 0,02 0,04 0,1 0,2 0,3 0,4 
іонів Cr6+, мг/дм3 
Оптична 
0,0 0,004 0,020 0,045 0,086 0,10 0,137 
густина, D 
50 
 
Калібрувальний графік в координатах оптична густина – концентрація іонів 
Сu2+ зображений на рисунку 2.12, вихідні дані наведене в таблиці 2.2. Не 
дивлячись на те, що при побудові калібрувального графіку дві точки випали з 
графіку, даний графік можна використовувати для визначення іонів Cu2+ у стічній 
воді. 
 
 
Рисунок 2.11 – Градуювальний графік визначення концентрації Cr6+ 
 
 
Рисунок 2.12 – Калібрувальний графік для визначення концентрації іонів Cu2+ 
51 
 
Таблиця 2.2 – Результати дослідження оптичної густини стандартних 
розчинів для визначення концентрації іонів Cu2+ 
Концентрація 
2+ 3 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 іонів Cu , мг/дм  
Оптична густина 
0,058 0,120 0,175 0,230 0,288 0,349 0,412 0,462 
Д 
 
Калібрувальний графік в координатах оптична густина – концентрація іонів 
Fe3+ зображений на рисунку 2.13. 
 
 
Рисунок 2.13 – Калібрувальний графік для визначення концентрації іонів Fe3+ 
 
За даними оптичної густини розчинів будуємо калібрувальний графік в 
координатах оптична густина – концентрація іонів алюмінію (III). На осі х 
відкладаємо значення концентрації розчинів, на осі у – оптичну густину розчинів. 
Результати представлені в таблиці 2.3 та рисунку 2.14. 
52 
 
Таблиця 2.3 – Результати дослідження оптичної густини стандартних 
розчинів для визначення концентрації іонів Al3+ 
Концентрація іонів 
3+ 3 0,0 0,04 0,08 0,16 0,28 0,40 0,56 Al , мг/дм  
Оптична густина, Д 0,0 0,028 0,06 0,14 0,24 0,35 0,54 
 
 
Рисунок 2.13 – Калібрувальний графік для визначення концентрації іонів Al3+ 
 
2.4.2 Результати дослідження кінетичних параметрів сорбції іонів важких 
 
Порівняння результатів дослідження, представлених на кінетичних кривих 
рисунку 2.14, дозволяє відзначити, що іонообмінна смола КУ-2, по відношенню 
до іонів Cu (II), проявляє найвищу сорбційну здатність та дозволяє значно знизити 
їх концентрацію. Вже за перші 15 хвилин відбувається зменшення концентрації з 
10 мг/дм3 до 3 мг/дм3, тобто в 3,3 рази. Далі швидкість очищення води 
зменшується і протікає повільно, і через 40 хвилин концентрація іонів Cu2+ 
53 
 
перестає змінюватися, досягнувши свого максимального значення 0,2 мг/дм3. 
Таким чином, за вказаний проміжок часу сорбції концентрація іонів міді 
зменшується в 50 разів.  
 
 
Рисунок 2.14 – Кінетичні криві адсорбції іонів Cu2+ різними сорбентами 
 
Інші сорбенти – активоване вугілля, цеоліт та бентонітова глина показали 
майже однаковий результати. Дослідження кінетичних параметрів сорбції іонів 
важких металів показало, що встановлення рівноваги в системі сорбат-розчин для 
даних зразків становить 30-40 хвилин. Швидкість сорбції максимальна в перші 20 
хвилин процесу. Далі швидкість очищення води зменшується і протікає повільно, 
і через 40-50 хвилин концентрація іонів Cu2+ перестає змінюватися, досягнувши 
свого максимального значення 2,7, 2,4 та 2,0 мг/дм3 відповідно.  
Аналогічні дослідження проводили по відношенню до інших іонів важких 
металів за тих же умов. 
54 
 
Випробування бентонітової глини та цеоліту в якості сорбенту показало їх 
низьку сорбційну здатність щодо іонів алюмінію (рисунок 2.15). Максимальне 
поглинання забруднювача спостерігається за перші 25-30 хвилин, після чого 
сорбція припиняється, досягнувши свого піку при концентрації 7,8 та 8,6 мг/дм3 
відповідно. Подальше витримування сорбенту в модельному розчині стічних вод 
результатів не змінює і сорбція вважається завершеною.  
 
 
Рисунок 2.15 – Кінетичні криві адсорбції іонів Al3+ різними сорбентами 
 
КУ-2 навпаки проявляє максимальну поглинальну здатність – вже за перші 
20 хвилин відбувається зменшення концентрації з 10 мг/дм3 до 2,4 мг/дм3, тобто в 
4 рази. Далі швидкість очищення води зменшується з меншою інтенсивністю, і 
через 40 хвилин концентрація іонів алюмінію досягає свого максимального 
значення 0,8 мг/дм3. Схожі результати демонструє і активоване вугілля показуючи 
стрімке поглинання в перші 15-25 хвилин і припинення процесу сорбції на 40 
хвилині експерименту, досягнувши максимального значення 1,35 мг/дм3. 
55 
 
Аналіз рисунку 2.16 показав, що найвищу сорбційну здатність по 
відношенню до іона заліза (III) проявляє сорбент КУ-2 зменшуючи концентрацію 
даного іона до0,09 мг/дм3, максимальне поглинання забруднювача спостерігається 
за перші 10-20 хвилин. Природні сорбенти в даному експерименті показала 
схожий результат досягнувши своїх максимумів при концентраціях 2,2, 1,5 та 1,8 
мг/дм3.В даному випадку швидкість поглинання була рівномірною і досягла 
кінцевого етапу сорбції на 40-й хвилині процесу.  
 
 
Рисунок 2.16 – Кінетичні криві адсорбції іонів Fe3+ різними сорбентами 
 
Дослідження поглинальної здатності сорбентів по відношенню до іона Cr3+ 
(рисунок 2.17) показало, що іонообмінна смола КУ-2 проявляє найвищу 
сорбційну здатність та дозволяє значно знизити його концентрацію. Вже за перші 
15 хвилин відбувається зменшення концентрації з 10 мг/дм3 до 3,5 мг/дм3, тобто в 
3 рази. Далі швидкість очищення води зменшується і протікає повільно, і через 40 
хвилин концентрація іонів Cr3+ перестає змінюватися, досягнувши свого 
максимального значення 0,05 мг/дм3. Таким чином, за вказаний проміжок часу 
сорбції концентрація іонів міді зменшується в 20 разів.  
56 
 
Інші сорбенти – цеоліт та бентонітова глина показали майже однаковий 
результати. Встановлення рівноваги в системі сорбат-розчин для даних зразків 
становить 30-40 хвилин. Швидкість сорбції максимальна в перші 20 хвилин 
процесу. Далі швидкість очищення води зменшується і протікає повільно, і через 
40-50 хвилин концентрація іонів Cr3+ перестає змінюватися, досягнувши свого 
максимального значення 1,05 та 1,25 мг/дм3 відповідно. Дещо гірше себе проявило 
активоване вугілля максимально очистивши модельний розчин стічних вод до 
концентрації 1,8 мг/дм3. Швидкість реакції протікала стабільно. 
 
 
Рисунок 2.17 – Кінетичні криві адсорбції іонів Cr3+ різними сорбентами 
 
Аналіз кінетичних кривих сорбції іонів важких металів на різних сорбентах 
дозволяє відзначити, що швидкість сорбції максимальна на початковій стадії. 
Сорбційна рівновага досягається за 50-75 хвилин, але основна очищення води від 
іонів важких металів здійснюється в перші 15-20 хвилин. Особливо велика 
початкова швидкість сорбції характерна для іонообмінної смоли КУ-2. За 15 
хвилин ефективність очищення води від іонів-забруднювачів знаходиться в межах 
90-95%.  
57 
 
Порівняння результатів дослідження, представлених на кінетичних кривих 
дозволяє відзначити, що активоване вугілля, бентонітова глина та цеоліт 
проявляють практично однакові сорбційні здібності. 
 
2.4.3 Результати дослідження ефективності сорбції від іонів важких 
 
Експериментальне дослідження очистки стічних вод від іонів важких 
металів проведено згідно вище описаної методики. Апробовані зразки сорбентів 
щодо поглинання іону важкого металу зображено на рисунку 2.18. 
 
 
Рисунок 2.18 – Апробовані зразки сорбентів щодо поглинання іонів важких 
металів 
 
Серія експериментальних досліджень з визначення ступеня очистки стічних 
вод, результати якої представлені в таблиці 2.4 показала, що найвищою 
сорбційною здатністю володіє іонообмінна синтетична смола КУ-2, ступінь 
очищення стічної води для аналізованих важких металів коливається в межах 
98,0-99,5%. 
58 
 
Таблиця 2.4 – Результати експериментальних досліджень 
Сорбенти 
Іони- КУ-2 Бентонітова глина Цеоліт Активоване вугілля 
забруднювачі 
ступінь ступінь ступінь ступінь 
Свих, Скін, Свих, Скін, Сочищення, очищення, вих
, Скін, Свих, Скін, 
3 3 3 3 3 очищення, очищення, мг/дм  мг/дм  мг/дм  мг/дм  мг/дм  мг/дм3 мг/дм3 мг/дм3 
, % , % , % , % 
Купрум (Cu2+) 0,20 98,00 2,00 80,00 2,40 76,00 2,70 73,00 
Алюміній 
3+ 0,08 99,20 7,86 21,40 8,60 14,00 1,35 86,50 (Al ) 
10,0 10,0 10,0 10,0 
Ферум (Fe3+) 0,09 99,10 1,80 82,00 1,50 85,00 2,20 78,00 
Хром (Cr3+) 0,05 99,50 1,25 87,50 1,05 89,50 1,80 82,00 
 
59 
 
Як видно з таблиці, для кожного катіона металу характерна різна ступінь 
очищення. Причиною, що викликає дане явище, служить відмінність енергій 
тяжіння різних іонів твердої фази, що обумовлено величиною радіусу 
адсорбованих іонів і їх зарядів. Зі зменшенням радіусу повинна зростати енергія 
тяжіння, але при цьому необхідно враховувати, що іони, які взаємодіють з 
іонітами, знаходяться в розчині в гідратованому стані, тобто оточені міцно 
зв’язаною з ними оболонкою з диполем молекул води. 
Схожі адсорбційні властивості проявляють природні сорбенти – бентонітова 
глина та природний цеоліт.  
Найвищу поглинальну здатність вони проявили по відношенню до іону 
Хром (Cr3+) – 87,5 та 89,5% відповідно, найменшу до іона алюмінію (Al3+) – 21,4 та 
14,0 % відповідно. Серед аналізованих сорбентів це найнижчий ступінь 
очищення, що пояснюється тим, що даний іон наявний в структурні кристалічної 
решітки обох мінералів. 
Для іонів Купрум (Cu2+) та Ферум (Fe3+) ступінь очищення коливається в 
межах 80-85%, відповідно можна зробити висновок, що сорбція проходить за 
типом іонного обміну. На початковій стадії процесу з двох іонів з однаковим 
зарядом цеоліт виявляє більшу сорбційну здатність до іонів з більшим радіусом 
внаслідок, оскільки вони сильніше поляризовані і краще притягуються 
зарядженою поверхнею сорбенту у порівнянні з катіоном з меншим радіусом. В 
процесі сорбції катіони важких металів обмінюються на іони лужних металів, що 
знаходяться в кристалічній решітці природних сорбентів. 
Результати дослідження адсорбційної здатності активованого вугілля 
покази, що найвищу сорбційну здатність він проявляє до іона алюмінію – 86,5%, 
найнижчу до іонів купруму –73,0%. 
Отримані результат свідчать, що серед досліджуваних сорбентів найвища 
ступінь очищення стічних вод досягається при використанні іонообмінної смоли 
КУ-2 – 99,5%, однак природні сорбенти бентонітова глина та цеоліти 
демонструють схожі властивості, ступінь очищення який складає 90%. 
60 
 
ВИСНОВКИ 
 
Основними джерелами забруднення і засмічення водойм є недостатньо 
очищені стічні води промислових і комунальних підприємств. Забруднення води 
відбувається внаслідок надходження у водойми зі стічними водами різних 
шкідливих домішок неорганічної (кислоти, мінеральні солі, луги тощо) й 
органічної природи (нафта й нафтопродукти, органічні сполуки, поверхнево-
активні речовини, миючі засоби, пестициди тощо).  
Одна з найважливіших проблем великих промислових міст – утворення 
великої кількості виробничих стічних вод. Серйозну небезпеку забруднення 
водойм представляють іони важких металів. Недостатньо очищені стічні води 
надходять у природні водойми, де вони накопичуються в воді і донних 
відкладеннях, стаючи, таким чином, джерелом вторинного забруднення. Серед 
забруднюючих речовин за токсикологічними оцінками іони важких металів 
займають друге місце, поступаючись тільки пестицидам. 
 Група «важких металів» багато в чому збігається з групою мікроелементів. 
Однак, важкі метали та їх сполуки мають шкідливий вплив на організм. До них 
відносяться свинець, цинк, кадмій, ртуть, молібден, хром, марганець, нікель, 
олово, кобальт, титан, мідь, ванадій. Однак, при перевищенні допустимих норм, 
важкі метали можуть бути причиною захворювань людини. Серед них серцево- 
судинні розлади, важкі форми алергії. Важкі метали володіють ембріотропною і 
канцерогенною дією. Вони є генетичними отрутами, оскільки акумулюються в 
організмі з пролонгованим ефектом дії. 
На сьогодні застосовують різні способи очищення стічних вод: механічні, 
хімічні, біологічні, фізичні. Вибір того або іншого методу очищення (або 
декількох методів) роблять з урахуванням і технологічних вимог, пропонованих 
до очищених виробничих стічних вод з метою подальшого їхнього використання, 
а також з урахуванням кількості стічних вод і концентрації забруднень у них, 
наявності необхідних матеріальних і енергетичних ресурсів і економічності 
61 
 
процесу. Адсорбційні методи широко застосовують для глибокого очищення 
стічних вод від розчинених органічних речовин після біохімічного очищення, а 
також у локальних установках, якщо концентрація цих речовин у воді невелика і 
вони біологічно не розкладаються або є сильно токсичними. Застосування 
локальних установок доцільне, якщо речовина добре адсорбується при невеликій 
питомій витраті адсорбенту. 
Застосування фізико-хімічних методів для очищення стічних вод має            
ряд переваг у використанні: можливість видалення зі стічних вод                            
токсичних, біохімічних органічних забруднень, що не окисляються;                         
досягнення більш глибокого і стабільного ступеня очищення порівняно з             
іншими методами очистки; можливість очистки від декількох компонентів 
одночасно; можливість рекуперації речовин; доступність матеріалів. 
Серія експериментальних досліджень з визначення ступеня очистки                       
стічних вод, показала, що найвищою сорбційною здатністю володіє іонообмінна 
синтетична смола КУ-2, ступінь очищення стічної води для                            
аналізованих важких металів коливається в межах 98,0-99,5%, однак                    
природні сорбенти активоване   вугілля, бентонітова глина та цеоліти                       
демонструють схожі властивості, ступінь очищення яких складає 90%. 
Аналіз кінетичних кривих сорбції іонів важких металів на різних                               
сорбентах дозволяє відзначити, що швидкість сорбції максимальна на                   
початковій стадії. Сорбційна рівновага досягається за 50-75 хвилин, але             
основна очищення води від іонів важких металів здійснюється в перші 15-20 
хвилин. Особливо велика початкова швидкість сорбції характерна для       
іонообмінної смоли КУ-2. За 15 хвилин ефективність очищення води від              
іонів-забруднювачів знаходиться в межах 90-95%.  
Порівняння результатів дослідження, представлених на кінетичних                      
кривих дозволяє відзначити, що активоване вугілля, бентонітова глина та цеоліт 
проявляють практично однакові сорбційні здібності. 
 
62 
 
ПЕРЕЛІК ПОСИЛАНЬ 
 
1. Національна доповідь про стан навколишнього природного середовища в 
Україні у 2018 році. – К.: Міністерство екології та природних ресурсів України, 
ФОП Грінь Д.С. – 2019.  
2. Регіональна доповідь про стан навколишнього природного середовища в 
Черкаській області  у 2019 році. Підготовлено управлінням екології та 
природних ресурсів в Черкаській області. – Черкаси, 2020. – 241с. 
3. Статистичний щорічник України за 2019 р. Державний комітет статистики 
України. / Під редакцією О.Г. Осауленка. – Київ: Консультант, 2020. –  
4. Веб-сайт Державного комітету статистики України. [Електронний ресурс]. – 
Доступний з http://www.ukrstat.gov.ua. 
5. Запольський А.К., Войцицький А.П., Пількевич І.А. та ін. Моніторинг 
довкілля. Підручник в 2-х т., Т.1. / – Кам'янець - Подільський: ПП «Медобори - 
2006»,−2012.−408 с. 
6. Вихрев В.Ф. Водоподготовка: Учебник для вузов / В.Ф. Вихрев, М.С. Шкроб . 
– Изд. 2-е, перераб. и доп. М.: Энергия, 1973. − 416 с.  
7. Збереження  водойм  України.  [Електронний  ресурс]-Режим  
доступу:https://ecology.unian.ua/naturalresources/1455473-zberegti-vodu-
ukrajinski-vodoymi-poterpayut-vid-zabrudnennya.html  
8. Водойми  які  потерпають  від  забруднення  забруднення. [Електронний 
ресурс ]- Режим доступу: https://ecology.unian.ua/naturalresources/1455473-
zberegti-vodu-ukrajinski-vodoymi-poterpayut-vid-zabrudnennya.html  
9. Екологічна  проблема  водойм.  [Електронний  ресурс]  –  Режим 
доступу:http://ecologyknu.wixsite.com/ecologymanual/kopiya-13-5  
10. Використання    водних  ресурсів.[Електронний  ресурсів]-  Режим доступу: 
http://manyava.org/publ/vikoristannja_vodnikh_resursiv/ekologija_vodnikh_resursiv
/vodokoristuvachi_i_vodospozhivachi/25-1-0-481  
63 
 
11. Архіпова Г.І. Вплив надлишкового вмісту важких металів у питній воді на 
організм людини / Г.І. Архіпова, Т.О. Мудрак, Д.В. Завертана // Вісник НАУ. – 
2010. – № 1. – С. 232-235. 
12. Гумницький Я. М., Сидорчук О. В. External diffusion area of heavy metals 
adsorption from wastewater //Eastern-European Journal of Enterprise Technologies. 
– 2013. – Т. 4. – №. 10. – С. 19-22 
13. Твердохліб м. М. Інтенсифікація процесів очищення води від сполук заліза та 
марганцю : дис. – національний технічний університет України «київський 
політехнічний інститут, 2019 
14. Карнаухов А. П. Адсорбция. Текстура дисперсных и пористих материалов. –
Новосибирск: Наука. Сиб. предприятие РАН, 1999. – 470 с 
15. Красовский И.В., Вайль Е.И., Безуглый В.Д. Физическая и коллоидная химия. 
– К.: Вища школа, 1983.- 345 с. 
16. Фридрихсберг Д.А. Курс коллоидной химии.- Л.: Химия, 1984.- 368 с. 
17. Фролов Ю.Г. Курс коллоидной химии.- М.: Химия, 1982.- 395 с. 
18. Касаткин  А.Г.  Основные  процессы  и  аппараты  химической  технологии  
/А.Г. Касаткин – М. : Химия, 1973.– 752 с.  
19. Кельцев Н.А. Промышленная адсорбция газов и паров/ Н. А. Кельцев– М.: 
Химия, 1976. – 511с.  
20. Дытнерский Ю.Т. Процессы  и  аппараты  химической  технологии:  [учебник  
в  2-х  книгах]  – М. : Химия, 1995. – 608 с.   
21. Водоподготовка и водно-химические режимы в теплоэнергетике. М.А Таран. 
2005 г.  
22. Теоретические  основы  процессов  защиты  среды  обитания [Электронный 
ресурс] : учебное пособие для вузов [Гриф УМО] / Е. В. Сотникова, В. П. 
Дмитренко, В. С. Сотников. - Электрон. текстовые дан. - Санкт-Петербург ; 
Москва ; Краснодар : Лань, 2014. - 573 с. : ил., табл. - (Учебники для вузов. 
Специальная литература).  
64 
 
23. Ветошкин А.Г., Таранцева К.Р. Технология защиты окружающей среды 
(теоретические основы). Учебное пособие. /Под ред. доктора технических 
наук, профессора, академика МАНЭБ и АТП РФ А.Г.Ветошкина – Пенза: Изд-
во Пенз. технол. ин-та, 2004. - с.: ил., библиогр.  
24. Ветошкин  А.  Г.  Процессы  инженерной  защиты  окружающей  среды 
(теоретические  основы).  Учебное  пособие.  -  Пенза:  Издательство 
Пензенского государственного университета, 2004. - 325 с.: ил.  
25. Кинле Х. Активные угли и их промышленное применение. / Х. Кинле, Э. 
Бауэр. – Л: Химия, 1984. – 216 с.  
26. Meunier J. Vergasung fester Brennstoffe und oxidative Umwandfung von 
Kohlenwasserstoffen / J. Meunier. – Verlag Chemie GmbH: Weinheim Bergstrase, 
1962.  
27. Стрелко  В.  В.  Структурно-сорбционные  характеристики  новых 
синтетических углей марки СКС / В. В. Стрелко. // Укр. хим. журн.. – 1984. – 
№11. – С. 1157–1162. 
28. Winnacker-Kьchler. Band 3: Anorganische Grundstoffe, Zwischenprodukte / 
Winnacker-Kьchler // Chemische Technik: Prozesse und Produkte / Winnacker-
Kьchler. – New York: Wiley-VCH, 2005. – С. 417–435.  
29. Ullmanns Encyklopдdie der technischen Chemie. Bd. 12 – New York: Chemie, 
1976. – 703 с.  
30. ГОСТ 4388-72 Вода питна. Методи визначення масової концентрації міді. 
31. ГОСТ 31956-2012. Вода. Методы определения содержания хрома (VI) и 
общего хрома. 
32. ГОСТ 18165-2014 Вода. Методы определения содержания алюминия/ 
33. ГОСТ 4011-72. Вода питьевая. Методы измерения массовой концентрации 
общего железа. 
34. Сухарев С.М., Чундак С.Ю., Сухарева О.Ю., Технологія та охорона 
навколишнього середовища //  Навчальний посібник для студентів вищих 
навчальних закладів. – 2004. – с. 117-149. 
65 
 
35. Николадзе Г.И. Технология очистки природных вод.  М.: Внсш. шк., 1987.   479 
с. 
36. Петрук В. Г., Северин Л. І., Васильківський І. В., Безвозюк І.І. 
Природоохоронні технології. Методи очистки стічних вод  – Вінниця : ВНТУ, 
2014. – 150-160 с. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
66 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
ДОДАТКИ 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
67 
 
Додаток А 
Апробація результатів роботи 
 
 
 
68 
 
 
 
69 
 
 
70 
 
71 
 
 
72 
 
 
 
73