Please use this identifier to cite or link to this item: https://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/1755
Title: Дослідження можливості використання природних цеолітів в процесах очистки стічних вод від іонів важких металів
Authors: Хоменко, Олена Михайлівна
Драголюб, Євгеній Сергійович
Keywords: стічні води;модифікація;цеоліт;важкі метали;очистка
Issue Date: 2020
Abstract: Драголюб Є.С. Дослідження можливості використання природних цеолітів в процесах очистки стічних вод від іонів важких металів Актуальність теми. Забруднення навколишнього природного середовища, спричинене техногенною діяльністю людини, є однією із нагальних проблем, яка вимагає своєчасних ефективних технологічних рішень. Вагомою складовою є проблема очищення стічних вод від іонів важких металів. Одними із значущих антропогенних джерел надходження іонів важких металів у навколишнє середовище є стічні води підприємств приладобудування, машинобудування, кольорової металургії та ряду інших галузей. Важкі метали представляють серйозну екотоксикологічну небезпека, оскільки неодноразово було відзначено їх шкідливий вплив на фізіологію людини. На локальних очисних спорудах гальванічного виробництва вищеперелічених підприємств найчастіше застосовують реагентні методи очищення стічних вод, які не дозволяють знизити концентрацію іонів важких металів до нормативів, допустимих концентрацій забруднюючих речовин, які приймаються в систему міської каналізації, а також до нормативів скидання у відкриті водойми, в тому числі і рибогосподарські. У зв’язку з цим стічні води необхідно або піддавати додатковій доочистці, або шукати альтернативні методи. Адсорбційні методи очищення стічних вод поряд з високою ефективністю відносяться до найбільш екологічно чистих методів. Основним критерієм при виборі матеріалу для очищення стічних вод є його адсорбційні якості, пористість структури і економічність. Тому поряд з високоефективними, але дорогими, синтетичними полімерними адсорбентами активно досліджуються відносно недорогі й доступні адсорбенти, зокрема цеоліти. Їх висока адсорбційна здатність і молекулярно-ситової ефект визначають широке використання цеолітів при очищенні питної води, після видалення іонів важких металів з виробничих стічних вод, відновленню рекреаційних і рибогосподарських водойм. Мета роботи полягає у дослідженні структури природного цеоліту Сокирницького родовища (південно-східна частина Закарпатського внутрішнього прогину) та можливості його використання у якості адсорбенту для очищення стічних вод від іонів важких металів. Об’єкт дослідження: природний цеоліт – клиноптилоліт, видобутий з родовища Сокирниця. Предмет дослідження: статичні, кінетичні та динамічні закономірності сорбції іонів важких металів цеолітом. 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. На основі експериментальних досліджень з використанням різних модифікацій цеоліту встановлено, що найвищу сорбційну здатність проявляє цеоліт модифікований комбінованим методом. Було визначено, що в області малих концентрацій – 0,05-0,1 мг/дм3 за 24 години цеоліт повністю адсорбує йони купруму незалежно від методів його модифікацій. Зі збільшенням концентрації йонів міді у розчині, ефективність сорбції знижується. Встановлено, що за статичних умов цеоліт до та після модифікації найефективніше адсорбує іони важких металів за низьких значень pH. У нейтральному та лужному середовищі, з появою гідроксильних форм, адсорбція важких металів відсутня. Наукова новизна:  експериментально доведено можливість використання цеоліту в якості адсорбенту для вилучення іонів важких металів з стоків з високою ефективністю очищення;  встановлено, що ефективність очищення стічних вод від іонів важких металів цеолітом залежить від умов його модифікації і умов проведення процесу очищення стоків (рН середовища, концентрації іона-забруднювача у воді, методі обробка (модифікації) – термічна, кислотна, комбінована).  встановлено, що найвищий ступінь очисткти досягаєтсья при завтосування цеоліту модифікованим комбінованим способом. Теоретичне і практичне значення: досліджено закономірності процесу очистки стічних вод від іонів важких металів із застосуванням у якості адсорбенту цеоліту. Структура та обсяг роботи. Кваліфікаційна робота магістра складається зі вступу, анотації, двох розділів, висновків, переліку посилань (24 джерела), графічної документації до кваліфікаційної роботи магістра, додатків. Повний обсяг роботи – 74 сторінки друкованого тексту, основна частина – 60 сторінок.
Dragolyub E.S. Investigation of the possibility of using natural zeolites in the processes of wastewater treatment from heavy metal ions Actuality of theme. Environmental pollution caused by man-made activities is one of the urgent problems that requires timely and effective technological solutions. An important component is the problem of wastewater treatment from heavy metal ions.An important component is the problem of wastewater treatment from heavy metal ions. One of the significant anthropogenic sources of heavy metal ions in the environment is wastewater from instrumentation, mechanical engineering, non-ferrous metallurgy and a number of other industries. Heavy metals pose a serious ecotoxicological hazard, as their harmful effects on human physiology have been repeatedly noted. At local treatment plants of galvanic production of the above enterprises, reagent methods of wastewater treatment are most often used, which do not allow to reduce the concentration of heavy metal ions to the standards. Therefore, wastewater should either be treated further or alternative methods should be sought. Adsorption methods of wastewater treatment, along with high efficiency are among the most environmentally friendly methods. Along with highly effective, but expensive, synthetic polymeric adsorbents, relatively inexpensive and available adsorbents, in particular zeolites, are being actively studied. The purpose of the work: is to study the structure of the natural zeolite of the Sokyrnytsky deposit and the possibility of its use as an adsorbent for wastewater treatment from heavy metal ions. Object of research: natural zeolite – clinoptilolite extracted from the Sokyrnytsia deposit. Subject of research: static, kinetic and dynamic regularities of sorption of heavy metal ions by zeolite. 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: Based on experimental studies using different modifications of zeolite, it was found that the highest sorption capacity is shown by the zeolite modified by the combined method. It was determined that in the region of low concentrations - 0.05-0.1 mg/L for 24 hours, zeolite completely adsorbs copper ions, regardless of the methods of its modifications. As the concentration of copper ions in the solution increases, the sorption efficiency decreases. It is established that under static conditions the zeolite before and after modification most effectively adsorbs heavy metal ions at low pH values. In a neutral and alkaline environment, with the appearance of hydroxyl forms, the adsorption of heavy metals is absent. Scientific novelty:  experimentally proven ability to use zeolite as an adsorbent for the removal of heavy metals from wastewater with high efficiency cleaning;  it is established that the efficiency of wastewater treatment from heavy metal ions by zeolite depends on the conditions of its modification and the conditions of the wastewater treatment process (pH of the medium, concentration of the pollutant ion in water, method of treatment (modification) – thermal, acid, combined);  it is established that the highest degree of purification is achieved when the zeolite is hardened by a modified combined method. Theoretical and practical significance: the regularities of the process of wastewater treatment from heavy metal ions with the use of zeolite as an adsorbent have been studied. Structure and scope of work. The master's qualification work consists of introduction, annotation, two chapters, conclusion, list of references (24 sources), graphic documentation, applications. The full amount of work is 74 pages of printed text, the main part is 60 pages.
URI: https://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/1755
Appears in Collections:101 Екологія (Екологія та охорона навколишнього середовища)

Files in This Item:
File Description SizeFormat 
Драголюб Є.С..pdf
  Restricted Access
3.38 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 ДОСЛІДЖЕННЯ МОЖЛИВОСТІ ВИКОРИСТАННЯ ПРИРОДНИХ 
ЦЕОЛІТІВ В ПРОЦЕСАХ ОЧИСТКИ СТІЧНИХ ВОД ВІД ІОНІВ ВАЖКИХ 
МЕТАЛІВ 
 
 
 
 
Виконав: студент 2 курсу, групи МГЕК-903 
спеціальності 101 «Екологія» 
(шифр і назва спеціальності) 
_Драголюб Є.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 Коротка характеристика стану водних ресурсів України………………. 5 
 1.2 Поняття «стічні води». Класифікація стічних вод……………………… 9 
 1.3 Нормативи скиду стічних вод у природні водойми…………………….. 14 
 1.4 Методи очистки стічних вод……………………………………………… 18 
 1.5 Метод адсорбції та використовувані адсорбенти ………………………. 25 
2 Дослідження можливості використання природних цеолітів в процесах  
очистки стічних вод від іонів важких металів………………………………… 32 
 2.1 Стічні води металургійного виробництва……………………………….. 32 
 2.2 Аналіз сировинної бази та фізико-хімічних властивостей природних 
сорбентів…………………………………………………………………… 40 
 2.3 Методики визначення концентрації іонів важких металів у воді……… 44 
 2.4 Методика дослідження адсорбційної здатності цеоліту……………….. 46 
 2.5 Методика модифікування цеоліту ………………………………………. 47 
 2.6 Результати та аналіз проведених досліджень…………………………… 48 
  2.6.1 Побудова градуювальник графіків для дослідження концентрації  
іонів важких металів……………………………………………………… 48 
  2.6.2 Результати дослідження кінетичних параметрів сорбції іонів  
важких……………………………………………………………………… 52 
Висновки……………………………………………………………………………. 61 
Перелік посилань………………………………………………………………….... 63 
Додатки……………………………………………………………………………... 65 
Додаток А. Апробація результатів роботи……………………………………….. 66 
 
 
 
 
3 
 
ВСТУП 
 
У ХХІ столітті екологічні проблеми набувають особливої актуальності у 
зв’язку з дефіцитом ресурсів та необхідністю збереження навколишнього 
середовища. Стічні води металургійних підприємств є одними з  найбільш  
розповсюджених  та  містять  у  своєму  складі  високі концентрації завислих 
неорганічних речовин, окалини, феноли, масла, нафтопродукти та іони важких 
металів. Екологічна безпека гідросфери залежить від якості очищення стічних вод. 
Перевищення вмісту іонів важких металів в поверхневих водах негативно 
впливає на довкілля, викликає гострі та хронічні захворювання населення, що стало 
останнім часом поширеним негативним фактором для навколишнього природного 
середовища України. Потрапляння таких полютантів в поверхневі води практично 
повністю обумовлюється антропогенною господарською діяльністю і значну 
частку цих забруднень складають стоки стічних вод підприємств стратегічних для 
України промислових напрямків: хімічного, целюлозно-паперового, шкіряно-
хутрового, а особливо – чорної та кольорової металургії.  
Для очищення стічних вод металургійних підприємств використовують різні 
методи очищення, але найбільш доступними та ефективними є сорбційні. 
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. 
Серед різних типів адсорбентів на особливу увагу заслуговують природні 
цеоліти, які володіють адсорбційними та іонообмінними властивостями. В Україні 
знаходяться значні запаси природніх цеолітів, які використовуються як адсорбенти 
у природоохоронних технологіях. Вони володіють значною вибірковою 
адсорбційною та іонообмінною здатністю, що дає змогу прогнозувати високу 
ефективність у процесі очищення стічних вод і відповідно до існуючих вимог 
очищені стічні води металургійних підприємств можуть скидатись до природних 
4 
 
водойм, або повторно використовуватись. Враховуючи, що на багатьох 
металургійних підприємствах очисні споруди відсутні, питання ефективної 
локальної очистки є необхідним та актуальним. 
Актуальним є визначення сорбційної здатності природного цеоліту щодо цих 
забруднювачів, побудови ізотерм адсорбції та іонного обміну, встановлення 
кінетичних та динамічних закономірностей поглинання забруднювачів з 
визначенням областей протікання процесу.  
Дослідження закономірностей сорбції забруднювачів дасть змогу розробити 
технологічну схему очищення, впровадження якої дозволить забезпечити 
екологічну безпеку водних об’єктів та екосистеми в цілому. 
Мета роботи полягає  у  дослідженні  структури  природного  цеоліту  
Сокирницького родовища (південно-східна частина Закарпатського внутрішнього 
прогину) та можливості його використання у якості адсорбенту для очищення 
стічних вод від іонів важких металів.  
Для досягнення поставленої мети необхідно вирішити наступні завдання:  
 провести  аналіз  стічних  вод  металургійних підприємств та визначити 
компоненти-забруднювачі, які потребують вилучення; 
 експериментально  дослідити адсорбційну  ємність  природного  цеоліту  
щодо стічних вод, котрі містять в своєму складі іони важких металів.  
Об’єкт дослідження: природний цеоліт – клиноптилоліт, видобутий з 
родовища Сокирниця. 
 
 
 
 
 
 
 
 
5 
 
1 АНАЛІТИЧНИЙ ОГЛЯД ЛІТЕРАУТРИ 
 
1.1 Коротка характеристика стану водних ресурсів України 
 
Територія України вкрита густою мережею річок, більшість яких належить 
до басейнів Чорного, Азовського та Балтійського морів. Інтенсивний розвиток 
народного господарства та нехтування наслідками такої діяльності призвели до 
значного погіршення стану поверхневих водних об’єктів. Значна частина водних 
об’єктів забруднена пестицидами, легкоокислюваною та загальною органікою, 
фенолами, нафтопродуктами. Тому важливим моментом збереження чистоти 
водних об’єктів є створення системи моніторингу. Просторовий розподіл мережі 
гідрологічних спостережень на річках України представлено на рисунку 1.1. 
На сьогоднішній день дефіцит води становить близько 4 млрд.м3, при цьому 
більшість поверхневих, ґрунтових і частково підземні води забруднені. Гострий 
дефіцит якісних питних вод відчувається не тільки в промислових містах 
України. Понад 800 сіл України втратили власні джерела питної води (воду 
доводиться завозити чи подавати по трубах здаля). 
Найбруднішими річками в Україні вважаються р. Либідь, що протікає через 
Київ і р. Полтава (Львівська область). У р. Либідь, в басейні якої розміщено 
близькою 300 підприємств (з них 100 скидають зовсім неочищені стоки), солей у 
воді більше, ніж у Дніпрі, в 3 рази, нітратів – у 900 разів вище ГДК, іонів купруму 
– в 50, іонів цинку – в 4, свинцю (поблизу гирла) міститься 3,5 кг на тонну води. 
За даними Greenpeace концентрація хлороформу, який є небезпечним 
канцерогеном, перевищує в питній воді Києва допустимий рівень у кілька разів. 
У річці Полтаві у воді зовсім відсутній розчинений кисень, натомість є 
сірководень. Також до найбрудніших річок в Україні відносяться: річка 
Сіверський Донець, Самара, Інгул, Інгулець, Дністер. У річку Самару з шахт 
Донбасу щорічно скидається близько 80 млн м3 високомінералізованих шахтних 
вод. В річку Інгулець з регіону щорічно скидається близько 100 млн. м3 брудних 
стоків.
3 
 
 
 
Рисунок 1.1 – Просторовий розподіл мережі гідрологічних спостережень на річках 
 
7 
Дані річки забруднюються як важкими металами, так і радіоактивними 
речовинами (останні надходять з району родовищ уранових руд під Жовтими 
водами).У річки Сіверський Донець і Дністер щорічно скидається близько 200 
млн м3 надзабруднені стоків. Крім того Дністер опинився на грані виснаження 
через сильні для нього обсяги водозабору для потреб меліорації і промисловості. 
Великої шкоди водам басейну Дністра завдають брудні стоки таких концернів, як 
«Хлорвініл» (м.Калуш), «Укрцемент» (м.Кам’янець-Подільський), 
«Укрнафтохім» (м.Надвірна), Бурштинська ТЕС та інші. 
Серед усіх ресурсів навколишнього середовища природні води є 
найдоступнішими для використання людиною. Разом з тим, вони зазнають і 
найбільшого антропогенного впливу, головними чинниками якого виступають 
надмірне використання та забруднення такими галузями як гідроенергетика, 
урбанізація, перекидання річкових вод, спрямлення річищ, інтенсивне ведення 
сільського господарства, осушення водно-болотних угідь тощо. Зберегти річку 
можна лише за умов ведення збалансованого господарювання у її водозбірному 
басейні - території, з якої вода потрапляє до річки. Будь-які екологічні негаразди в 
басейнах річок відбиваються на стані самої річки [2, 3]. 
За запасами доступних для використання водних ресурсів Україна належить 
до недостатньо забезпечених держав. Її сумарні водні ресурси становлять 210 км3. 
Для порівняння зазначимо, що у маловодний рік на 1 км2 у нашій державі припадає 
менш як 50 тис. м3, тоді як для наших найближчих сусідів – Росії та Білорусі – цей 
показник більший у 4 та 2 рази відповідно. Крім того, розподіл річкового стоку на 
території України дуже нерівномірний: особливо бідними на водні ресурси є 
південні області держави. 
До малих річок належать річки з площею водозбору не більше 2000 км2 [3]. 
Річок з великими водозборами в Україні – 90, а малих річок та водотоків – понад 
63 тисячі. Загальна довжина малих річок становить 135,8 тис. км, з них 112 тис. км 
припадає на 60 тис. малих річок з довжиною менше 10 км. Середня площа 
водозбору малої річки – близько 10 км2, середня довжина – 3 км, середня щільність 
8 
річкової мережі – 0,31 км/км2. На щільність річкової мережі значно впливає 
осушення заболочених територій та перезволожених земель. Мережа 
осушувальних каналів збільшує щільність гідрографічної мережі від 2 до 10-15 
разів [4]. 
Збільшення гідрографічної мережі спостерігається також на зрошуваних 
територіях. Тут збільшення пов’язане не тільки зі спорудженням каналів, але і з 
підйомом рівнів ґрунтових вод, посиленням живлення малих річок та струмків. 
У Лісостепу підземне живлення малих річок є меншим, але все ж таки 
достатнім для підтримання постійної течії води протягом року у найбільшій 
частині малих річок [4]. На багатьох річках побудовано велику кількість ставків. 
Тому режим стоку відрізняється вирівнюванням та залежить від режиму дії ставків. 
Частина стоку малих річок втрачається з поверхні ставків на додаткове 
випаровування. На деяких малих річках ставки в окремі маловодні роки не 
заповнюються водою (рисунок 1.2). 
 
Рисунок 1.2 – Екологічна оцінка якості поверхневих вод України (відповідно до 
фізико-географічного районування) 
9 
 Як засвідчують показники представлені на карті основна маса річок 
Черкащини відноситься до джерел з із задовільною якість води. 
В Україні 60% водних ресурсів формується у басейнах малих річок, котрі є 
основними ресурсами великих річок. Разом з тим, люди, як правило, найбільш 
зневажливо ставляться саме до малих річок – створюють сміттєзвалища на їхніх 
берегах, вирубують дерева і кущі у прибережній зоні, розорюють береги під городи 
до самого урізу води, засмічують місця відпочинку, миють автотранспорт на 
берегах річок, ведуть дачну забудову Прісна вода є найціннішою складовою життя 
на Землі. Вона вкрай необхідна як для підтримання елементарних потреб людини і 
забезпечення роботи багатьох галузей господарства, так і для підтримання 
функціонування регіональних і глобальних екосистем. Разом з тим, очікується, що 
вода буде одним з найдефіцитніших природних ресурсів XXI століття. У випадку 
збереження існуючих моделей споживання водних ресурсів у 2025 р. двоє з кожних 
трьох осіб на Землі будуть жити в умовах дефіциту води. 
На жаль, ця проблема є актуальною і для України, яка належить до 
маловодних країн. Вже зараз низка областей України існує за рахунок води з інших 
регіонів. Вже зараз характерним для багатьох регіонів є зростання рівня 
забрудненості місцевих джерел питної води. Вже зараз лише четверта частина 
сільського населення має доступ до безпечної питної води. 
 
1.2 Поняття «стічні води». Класифікація стічних вод 
 
Стічні води – це прісні води, що змінили свої фізико-хімічні властивості після 
використання у побутовій, виробничій чи сільськогосподарській діяльності та 
потребують відведення і очищення. Існує надзвичайно велика кількість 
класифікацій стічних вод, далі розглядають найпоширеніші.  
В першу чергу, стічні води класифікують за фізичним станом забруднюючої 
речовини, відповідно їх можна розділити на такі типи, зокрема: на нерозчинні, 
розчинні та колоїдні домішки.  
10 
За біохімічним складом забруднення діляться на мінеральні, органічні і 
біологічні. До мінеральних відносяться – пісок, глина (глинисті частки), частки 
руди, шлаку, мінеральних солей і інші. 
За своїм походженням органічне забруднення поділяється на рослинне і 
тваринне. Рослинне – це залишки рослин, плодів, овочів, злаків, рослинного масла 
тощо. Органічне забруднення тваринного походження – це, в першу чергу, 
фізіологічні виділення людей і тварин, а також залишки тканин тварин, клейові 
речовини тощо. Для оцінки вмісту органічних забруднень у водоймі 
використовують значення біохімічної потреби в кисні (БПК) і хімічної потреби в 
кисні (ХПК). Для побутових стічних вод дані показник знаходиться в межах 
БПК=100-400 мг/л, а ХПК=150-600 мг/л.  
Бактеріальні та біологічні забруднення вносяться, головним чином, 
побутовими стічними водами і стоками деяких промислових підприємств (шкіряні 
заводи, фабрики первинної обробки вовни, підприємства мікробіологічної 
промисловості).  
Розподіл стічних вод за ступенем агресивності наступний, зокрема вони 
класифікуються на слабоагресивні (слабко- кислі і лужні), сильноагресивні 
(сильно- кислі і лужні) і неагресивні. 
Також виділяють три основні категорії стічних вод залежно від їхнього 
походження, це можуть бути господарсько-побутові, або виробничі чи атмосферні 
(рисунок 1.3).  
Для категорії виробничі стічні води їх кількість та склад визначаються типом 
підприємства, його потужністю, видами використовуваних технологічних 
процесів, схеми водозабезпечення та водовідведення промислових підприємств 
тощо. Зазвичай такі води утворюються в результаті використання води в 
технологічних процесах.  
Виробничі стічні води містять різні домішки і підрозділяються на три групи, 
коротка класифікація наведена ра рисунку 1.4. 
11 
 
Рисунок 1.3 – Категорії стічних вод залежно від їхнього походження 
 
 
Рисунок 1.4 – Коротка класифікація СВ за типом домішок 
 
12 
Основними домішками поверхневих стічних вод є тверді частинки (пісок, 
камінь, стружки і тирса, пил, сажа, залишки рослин і дерев), нафтопродукти (масла, 
бензин, гас), які використовуються в двигунах транспортних засобів, а також 
органічні і мінеральні добрива, які використовуються в заводських скверах, 
квітниках і теплицях. Відмінною рисою зливового стоку є його епізодичність і різко 
виражена нерівномірність по витраті й концентраціям забруднень.  
Окрім розчинних неорганічних і органічних речовин, стічні води багатьох 
виробництв, містять колоїдні домішки, а також завислі грубодисперсні й 
дрібнодисперсні домішки, густина яких може бути більше або менше за густину 
води. 
Скидання виробничих стічних вод у міську каналізацію регламентується 
правилами прийому виробничих стічних вод в системи каналізації населених 
пунктів. Надходження виробничих стічних вод у міську каналізацію може бути 
рівномірним чи нерівномірним, безперервним або залповим, цілорічним чи 
сезонним.  
Система спуску виробничих стічних вод обирається на підставі даних про 
гідрогеологічну умов місцевості, характеру виробничих процесів, витрат води, 
тощо. 
Всі зазначені вище стічні води потребують обов’язкового очищення при їх 
відведенні у відкриті водойми, оскільки в них містяться різні забруднюючі 
речовини у концентраціях, що значно перевищують допустимі.  
Різний ступінь забруднення стічних вод й природа їхнього утворення 
вимагають при проектуванні спільного або роздільного відведення окремих видів 
стічних вод, спільного або роздільного їх очищення.  
До основних характеристик стічних вод відносять кількість стічних вод, що 
характеризується витратою та концентрацією забруднень, окрім того, важливою 
характеристикою стічних вод є ступінь рівномірності (або нерівномірності) їх 
утворення й надходження у водовідвідні системи. Зазвичай вона визначається 
13 
нерівномірністю надходження стічних вод за годинами доби у році. Ці 
характеристики враховуються при проектуванні водовідвідних систем [6]. 
Наприклад, на металообробних підприємствах виробничі стічні води 
забруднені мінеральними речовинами. Харчова промисловість дає забруднення 
органічними домішками. Більшість підприємств має забруднення стічних вод як 
мінеральні, так й органічні у різних співвідношеннях. Концентрація забруднень 
стічних вод різних підприємств неоднакова. Вона коливається в доволі широких 
межах залежно від витрати води на одиницю продукції, вдосконаленості 
технологічного процесу й виробничого встаткування. Концентрація забруднень у 
виробничих стічних водах може сильно коливатися протягом години й залежить 
від ходу технологічного процесу в окремих цехах або на підприємстві в цілому.  
Нерівномірність припливу стічних вод й їхньої концентрації у всіх випадках 
погіршує роботу очисних споруд й ускладнює експлуатацію.  
У стічних водах заводів чорної металургії по окремих цехах утримується: 
завислих неорганічних речовин 0,2-5 г/л; окалини 0,3-2 г/л; фенолів 0,7-1 г/л, смол 
і масел 0,2-1,8 г/л. У стічних водах целюлозно–паперових заводів завислих речовин 
утримується 400-2000 мг/л. Це переважно деревне волокно й целюлоза. У стічних 
водах текстильних підприємств утримується: завислих речовин 250-400 мг/л, 
мийних засобів 50-120 мг/л, БПК їх досягає 300-350 мг/л.  
У дощових водах утримується значна кількість нерозчинених мінеральних 
домішок, а також забруднення органічного походження. БПК дощових вод досягає 
50-60 мг/л. Дослідженнями встановлено, що дощові води можуть бути джерелами 
забруднення водойм. Загальна витрата дощових вод за рік становить 1500-2000 м3 
з 1 га, тобто в 5-30 разів менше витрати побутових вод.  
Утворення (випадання) дощових вод відбувається нерівномірно. Їх витрата 
змінюється від нуля (у суху погоду) до максимального значення 300 л/с (у період 
інтенсивних злив).  
 
14 
1.3 Нормативи скиду стічних вод у природні водойми 
 
Вимоги до ефективності очищення стічних вод визначаються загальним 
станом природного середовища і, зокрема, якістю води в водоймах і водотоках. 
Самоочищення водойми можливе в умовах незначного забруднення органічними 
речовинами, що швидко розкладаються. 
Для оцінки здатності водних об’єктів до самоочищення, досить знати 
санітарно-гігієнічні показники, визначити поріг розбавлення стічних вод та 
дослідити кисневий режим водойми. Однак, при сучасних масштабах забруднення 
водного середовища, високої щільності розподілу джерел постачання, збільшення 
кількості та номенклатури забруднюючих речовин проблеми самоочищення 
водойм істотно загострилися. 
Поняття «самоочищення» має на увазі сукупність фізичних, хімічних, 
біологічних та інших процесів, що призводять до відновлення якості води до рівня, 
відповідно водойм і водотоків, що не піддаютьсяя забрудненню. В кінцевому 
рахунку, самоочищення – частина загального процесу трансформації речовини та 
енергії, при якому відбувається розпад забруднюючих речовин до з’єднань, що 
включаються в круговорот речовини і енергії в біосфері. Якщо відбувається 
зниження концентрації забруднень в результаті простого розведення, перенесення 
в інші райони акваторії і тому подібне, то це не можна вважати самоочищенням. 
Півстоліття тому перед скиданням у водойму досить було знизити 
концентрацію зважених органічних речовин при відстоюванні і провести 
знезараження стічних вод. В період активного розвитку промислового виробництва 
зросло антропогенне навантаження на водні об’єкти, відповідно посилили вимоги 
до скидання токсикантів. В даний час перелік речовин, що мають обмеження 
концентрації при скиданні у водойму, налічує понад 1300 найменувань. 
Пред’являються вимоги до видалення біогенних елементів, головним чином азоту 
і фосфору. Основними документами, що визначають вимоги до якісного і 
кількісного складу очищених вод, є: 
15 
 ДБН В.2.5-75:2013. Каналізація зовнішні мережі та споруди основні 
положення проектування 
 ДСанПіН 2.2.4-171-10 «Гігієнічні вимоги до води питної, призначеної для 
споживання людиною»; 
 ДСанПіН 4630-88 «Санітарні правила і норми охорони поверхневих вод 
від забруднень»; 
  ДСанПіН 2.1.5.980-00 «Гігієнічні вимоги до охорони поверхневих вод. 
Правила прийому виробничих стічних вод у системи каналізації 
населених пунктів»; 
 ГОСТ 17.1.5.02-80 «Охорона природи. Гідросфера.».  
«Санітарні правила і норми» виконують функцію попередження забруднення 
водних об’єктив, встановлюють гігієнічні вимоги і нормативи якості поверхневих 
вод, регламентують різні види господарської діяльності, які можуть мати 
несприятливий вплив на якість води в водоймах наведені в таблиці 1.1 та 1.2. 
 
Таблиця 1.1 – Вимоги до якості води водних об’єктів у розрахунковому 
створі водокористування 
Гранично допустима  
концентрація (ГДК), мг/л 
Категорії 
Збільшення 
Види водокористування водоко- Розчинений 
БПКповн, завислих ристування кисень, 
LГДК речовин, 
ОГДК 
СГДК 
Санітарно-побутове:     
 питне водопостачання І 3 0,25 4 
 культурно-побутове ІІ 6 0,75 4 
Рибогосподарське:     
 відтворення і збереження      
 цінних порід риб І 3 0,25 6 
 інші рибогосподарські цілі ІІ 3 0,75 6 (влітку) 
4 (взимку) 
 
 
16 
Таблиця 1.2 – Допустимі концентрації шкідливих речовин у воді водних 
об’єктів (дод. 2 до «Правил приймання стічних вод підприємств у комунальні та 
відомчі системи каналізації населених пунктів України», затверджених наказом 
Держбуду України 19 лютого 2002 року N 37) 
ГДК, г/м3, 
ГДК, г/м3, 
для 
для водоймищ Показник Показник 
водоймищ 
Речовина господарсько- шкідливості, шкідливості, 
рибогоспо-
питного що лімітує що лімітує 
дарського 
водопостачання 
призначення 
Азот амонійний 2,000 С-т 0,50 Токс. 
Аміни С10 - С15 0,060 Орг. - - 
Ацетон 2,200 Заг. 0,050 Токс. 
Бензол 0,500 С-т 0,50 Токс. 
Залізо 0,300 Орг. 0,05 Токс. 
Капролактам 1,000 Заг. 0,01 Токс. 
Мідь 0,100 Орг. 0,005 Токс. 
Нафта та Рибгосп. 
0,300 Орг. 0,05 
нафтопродукти 
Нікель 0,100 С-т 0,01 Токс. 
Нітрати С-т 
45,000 С-т 40,00 
(за азотом) 
Нітрити 3,300 С-т 0,08 Токс. 
Сірковуглець 1,000 Орг. 1,00 Токс. 
Фенол  0,001 Орг. 0,001 Рибгосп. 
Речовини, які не піддаються біологічному розкладу 
Гексахлорбензол 0,05 С-т - - 
Дихлоранілін 0,05 Орг. 0,001 Токс. 
Карбофос 0,05 Орг. 0,000 Токс. 
Сульфати 500,00 Орг. 100,0 С-т 
Тетраетілсвинець 0,00 С-т - - 
 
17 
Водойми і водотоки, призначені для господарсько-питного і культурно-
побутового призначення, вважаються забрудненими, якщо показники складу і 
властивостей води в пунктах водокористування змінилися під прямим або 
непрямим впливом господарської та побутової діяльності людини і стали частково 
або повністю непридатними для користування населенням. Придатність 
поверхневих вод для господарсько-питного і культурно-побутового використання 
визначається їх відповідністю вимогам і нормативам, викладеним в «Санітарних 
правилах і норма». 
«Узагальнений перелік гранично допустимих концентрацій (ГДК) і 
орієнтовно безпечних рівнів впливу (ОБРВ) шкідливих речовин для води 
рибогосподарських водойм» включає більше 900 найменувань речовин. Вимоги, 
що пред’являються до води рибогосподарських водойм значно жорсткіше, ніж для 
водойм господарсько-питного та культурно-побутового використання. 
Так, наприклад, ГДК для водойм господарсько-питного використання по 
азоту амонійного становить 2 мг/дм3, а для води рибогосподарських водойм – 
0,4 мг/дм3; по хлоридам – 350 і 300 мг/дм3, відповідно і т.д. 
До першої категорії водойм рибогосподарського використання відносяться 
водні об’єкти, призначені для збереження і відтворення цінних видів риб, особливо 
чутливих до концентрації кисню. До другої категорії – використання водних 
об’єктів для інших рибогосподарських цілей. Вимоги до умов відведення стічних 
вод в поверхневі водойми поширюються на: 
 діючі системи водовідведення виробничих, господарсько-побутових стічних 
вод; 
 води поверхневого стоку з територій населених місць і виробничих об’єктів; 
 стічні води окремих житлових будинків і виробничих будівель і т.п .; 
  всі проектовані випуски стічних вод. 
Нагляд за виконанням умов спуску води стічних вод у водоймища 
виконується санітарно-епідеміологічними станціями та управлінням експлуатації 
водогосподарських систем Держводгоспу України. 
18 
Контрольний створ, у якому мають дотримуватися санітарно-гігієнічний та 
рибогосподарський нормативи якості води, визначається залежно від конкретних 
умов, але не нижче 500 метрів від місця скидання зворотних вод на ділянках водних 
об’єктів, які використовуються для задоволення питних і господарсько-побутових 
потреб, на відстані одного кілометра вище від найближчого за течією пункту 
водокористування, а на водоймах акваторії – в радіусі одного кілометра від пункту 
водокористування. 
З огляду на, що більшість водойм в Україні в даний час віднесено до 
рибогосподарських, то при розробці технологій очищення стічних вод, доводиться 
орієнтуватися на більш жорсткі вимоги, що пред’являються до цієї категорії 
водойм.  
В умовах високої забрудненості більшості водойм України, згідно з вимогами 
нормативів на скидання, очищена стічна вода повинна бути часто чистіше питної. 
Разом з тим реальність така, що в річки та інші водні об’єкти щодня продовжують 
надходити значні обсяги полютантів. 
Вибір методу очищення води завжди є складним завданням і базується на 
задоволенні не лише технологічних, а й економічних критеріїв. Вимоги до якості 
очищених стічних вод повинні базуватися на відповідності екологічної 
необхідності, економічної доцільності та технологічних можливостей. 
 
1.4 Методи очистки стічних вод 
 
Стічні води можуть мати різну ступінь і види забруднювачів, в залежності від 
технологічних вимог процесу. Відповідно, для осягнення встановлених нормативів 
скиду стічних вод в кожному випадку їх очищають за різними технологіями із 
застосуванням різного обладнання. Серед цих технологій можна виділити основні 
методи очищення стічних вод представлені на рисунку 1.5 [6-8]. 
19 
 
Рисунок 1.5 – Основні методи очистки стічних вод 
 
Будь-які очисні споруди – це багатостадійний комплекс технологічних 
процесів, на кожному етапі якого видаляються певні види забруднень. На більшості 
установок каналізаційних очисних споруд першою стадією служить механічна 
очистка стічних вод (рисунок 1.6). 
Процес механічного очищення стічних вод передбачає осадження домішок 
гравітаційною або відцентровою силою, і не припускає використання хімічних 
реагентів або фізичних впливів (полями, випромінюванням, реагентами і так далі) 
на стічні води. На цій стадії видаляються не тільки пісок, шлак, камені, суспензії, 
але і гідрофобні речовини (масла, жири), а також певною мірою знижуються 
показники ГПК і БПК. Механічна очистка видаляє великі частки, здатні пошкодити 
арматуру і обладнання. Вона виключає забивання і обростання трубопроводів, 
знижує навантаження на стадії біологічного очищення і фізико-хімічної доочистки. 
20 
 
Рисунок 1.6 – Обладнання механічного способу очистки води 
 
У механічному методі очищення стічних вод задіяний ряд спеціального 
обладнання. Воно необхідне для видалення неорганічних домішок, таких як пісок, 
частинок ґрунту, скла та інших елементів. 
Для видалення завислих речовин, що знаходяться на поверхні води стоки 
пропускають крізь решітки, далі вода подається на пісколовки – обладнання, що 
видаляє важкі, тверді домішки мінерального і органічного походження, такі як 
пісок, гравій, бій скла, кістки, шлак, частинки бетону і т.д. Даний вид обладнання 
дозволяє видаляти частинки розмірами 0,1-1,0 мм. Ці забруднення викликають 
забивання трубопроводів, утворення осадів в первинних відстійниках і абразивне 
руйнування обладнання та приладів. Освітлення води відбувається у відстійниках. 
Для проведення процесів відстоювання використовують горизонтальні ємнісні 
апарати круглого або прямокутного перерізу з вивантаженням осаду в нижній 
частині [7]. 
21 
Попередньо оброблені на попередніх стадіях стоки подаються на фільтри 
тонкої механічної очистки. Це можуть бути засипні фільтри різної конструкції із 
застосуванням різного типу завантаження (пісок, різні породи тощо), сітчасті, 
картриджні, мішечні, волоконні і інші. Останнім часом стає широко поширеною 
мембранна ультрафільтрація, що дозволяє практично до нуля знизити вміст 
завислих речовин. 
В деяких випадках, при наявності великої кількості забруднень у вигляді 
жирів і нафтопродуктів їх видаляють на першій стадії (перед гратами). Це 
пов’язано зі здатністю жирів при низьких температурах до утворювати напівтверді 
агломерати, схильних до злипання і здатних наростати на гратах, стінках 
трубопроводів і інших виступаючих частинах приладів і обладнання [6-9]. 
Хімічні способи очищення стоків (рисунок 1.7) ґрунтуються на хімічній 
взаємодії між різними сполуками і елементами. Реагенти підбирають суворо за 
результатами хімічного аналізу води. Дані речовини вступають в хімічні реакції з 
забруднювачами і розкладають їх. Після розкладання забруднювачі стають 
безпечними для людини або випадають у вигляді осаду. 
Якщо правильно підібрати реагенти, з води будуть видалятися тільки зайві 
домішки, а корисні макро- та мікроелементи залишаться. Тобто вода залишиться 
«живою». Хімічні методи очищення в комплексі з механічною фільтрацією – 
основа автономного водопостачання на виробництві.  
Фізичні методи очищення стоків від ґрунтується на застосування того чи 
іншого фізичного впливу або на воду, або на забруднення. Даний метод дозволяє 
прибирати різні суспензії, розчинені гази, солі важких металів, пом’якшити воду, 
видалити хлор, мікробіологічні включення. За рахунок високої вартості та низької 
продуктивності оброблювання води не набув широко використання [10,11]. 
 
22 
 
Рисунок 1.7 – Апаратурна схема реагентного очищення стічної води 
 
Фізико-хімічні методи використовуються для очищення стічних вод від 
розчинених домішок, також в деяких випадках і від зважених часток. Основними 
методами є коагуляція, флотація, екстракція, нейтралізація, сорбція, іонообмінна 
очистка, гіперфільтрація, електрохімічна очищення, озонування, 
електрокоагуляція.  
При фізико-хімічній очистці до стічної води додають спеціальну речовину-
реагент (коагулянт або флокулянт). При хімічній взаємодії з домішками, наявними 
у воді, ці реагенти сприяють більш повному виділенню нерозчинних домішок, 
колоїдів і частини розчинних сполук та їх подальшому укрупненню (рисунок 1.8). 
При цьому зменшується концентрація шкідливих речовин у стічних водах, 
розчинні сполуки переходять в нерозчинні або розчинні, але нешкідливі 
компоненти. Залежно від необхідного ступеня очищення стічних вод фізико-
хімічне очищення може бути остаточною або другою сходинкою очищення перед 
біологічної [9]. 
23 
 
Рисунок 1.8 – Структурна схема процесу коагуляція та флокуляції стічної води 
 
Метод біологічної очистки заснований на здатності гетеротрофних 
мікроорганізмів використовувати в якості джерел живлення різноманітні органічні 
сполуки, піддаючи останні біохімічним перетворенням (рисунок 1.9). 
Використання властивостей адаптації бактерій активного мулу дозволяє успішно 
вирішувати питання біологічної очистки стоків води хімічних виробництв, що 
містять складні органічні сполуки неприродного походження [11]. 
Руйнування органічних сполук за допомогою мікроорганізмів називають 
біохімічним окисленням. Окислення органічних речовин відбувається вибірково, 
тому деякі сполуки руйнуються легко, інші – повільно або зовсім не окислюються. 
Відомі аеробні та анаеробні методи біохімічного очищення стічних вод. 
Аеробний метод заснований на використанні аеробних груп мікроорганізмів, для 
життєдіяльності яких потрібні постійне надходження кисню і температура 20-
40 °С. При зміні кисневого та температурного режимів змінюються склад і число 
мікроорганізмів, а, отже, і ефективність очищення стоків.  
24 
При анаеробній очистці мікроорганізми культивуються в активному мулі або 
біоплівки, біохімічні процеси протікають без доступу кисню. Цей метод 
використовують головним чином для знешкодження осадів. 
 
 
Рисунок 1.9 – Принципова схема біологічної очистки стічних вод 
 
Аеробні процеси біохімічної очистки можуть протікати в природних умовах 
і в штучних спорудах. У природних умовах очищення відбувається на полях 
зрошення, полях фільтрації і біологічних ставках. Штучними спорудами є 
аеротенки і біофільтри різної конструкції. Тип споруд вибирають з урахуванням 
місця розташування підприємства, кліматичних умов, джерела водопостачання, 
обсягу промислових і побутових стічних вод, складу і концентрації забруднень. У 
штучних спорудах процеси очищення протікають з більшою швидкістю, ніж в 
природних умовах. 
Після введення в стічну воду мінеральних коагулянтів, відстоювання, 
фільтрування і аерації досягається ефективність очищення по ХПК – 78,8%, по БПК 
– 91,3%, по зважених речовинах – 98,8%. 
25 
З фізико-хімічних методі найефективнішим є адсорбційний метод очищення 
стічних вод, він досягає 80-96 % [11].  
Адсорбція широко використовується для глибокого очищення стічних вод 
розчинених органічних речовин як стадія доочистки після біохімічної очистки вод, 
а також в локальних установках, якщо концентрація органічних речовин у воді 
незначна і вони біологічні не розкладаються або є сильно токсичними. 
Досить ефективними є природні матеріали, перспективні для вилучення із 
водних розчинів іонів кольорових та важких металів, досить широко 
рекомендуються природні цеоліти й глинисті матеріали [15]. 
Використання локальних установок доцільна, якщо речовина добре 
адсорбується при невеликих питомих витратах адсорбенту. 
Основними перевагами методу адсорбції є: 
- Висока ефективність вилучення органічних речовин; 
- Можливість очистки від декількох компонентів одночасно; 
- Можливість рекуперації речовин. 
Отже, з усіх методів очистки стічних вод від іонів важких металів 
оптимальними є фізико-хімічні методи, а саме адсорбція адже він допустимий з 
економічної точки зору і досить ефективний.  
 
1.5 Метод адсорбції та використовувані адсорбенти  
  
Поглинання будь-якою речовиною інших речовин називається сорбцією. Якщо 
процес сорбції йде лише на поверхні, то його називають адсорбцією, яка 
представляє собою збільшення концентрації речовини на межі фаз. Якщо 
поглинута речовина дифундує вглибину і розподіляється по об’єму, то це явище 
називається абсорбцією. 
Речовина, на поверхні якої відбувається адсорбція, називається адсорбентом, а 
речовина, яка поглинається – адсорбатом. Адсорбцію Г як правило виражають 
відношенням адсорбату х, що припадає на одиницю площі адсорбента S (в кмоль/м2): 
26 
x
à  ,       (1.1) 
S
 
Якщо адсорбентом є тверде пористе тіло, загальну поверхню якого визначити 
неможливо, то адсорбція Г належить до одиниці маси адсорбента (в кмоль/кг): 
 
x
à  ,       (1.2) 
m
 
 
Адсорбція може відбуватися на межі фаз: газ – тверде тіло, розчин – тверде 
тіло, газ – розчин. 
Адсорбція поділяється на фізичну і хімічну. 
Фізична адсорбція виникає за рахунок вандерваальсівських взаємодій, 
характеризується оборотністю, відсутністю стехіометричних співвідношень, 
зменшенням адсорбції при підвищенні температури, близькістю ефектів адсорбції до 
теплот зріджування чи випаровування (10-80 кДж/моль). Приклад: адсорбція 
благородних газів на вугіллі. 
Хімічна адсорбція (хемосорбція) здійснюється шляхом хімічної взаємодії, 
майже необоротна, тепловий ефект близький до енергії утворення хімічних сполук. 
Оскільки хемосорбція є хімічним процесом, що потребує енергії активації порядку 40–
120 кДж/моль, то підвищення температури сприяє хемосорбції на відміну від 
фізичної адсорбції. Прикладом такої адсорбції є адсорбція кисню на вольфрамі чи 
сріблі при підвищених температурах. 
При хімічній адсорбції молекули адсорбату, пов’язані з адсорбентом міцними 
хімічними зв’язками, не можуть переміщуватись по поверхні останнього 
(локалізована адсорбція). При фізичній адсорбції можлива і нелокалізована 
адсорбція, коли молекули адсорбату можуть переміщатися по поверхні адсорбента, 
і локалізована адсорбція. З підвищенням температури локалізована фізична адсорбція 
може переходити в нелокалізовану. 
Фізична адсорбція проходить самочинно, і цей процес є динамічним: разом з 
27 
адсорбцією відбувається зворотний процес – десорбція, яка характеризується 
видаленням адсорбованих молекул з поверхні адсорбента. Швидкість адсорбції з 
часом зменшується, а десорбції – зростає. Ці зміни відбуваються доти, доки не 
настане адсорбційна рівновага: 
Адсорбція  Десорбція. 
Адсорбційна рівновага є гетерогенною хімічною рівновагою. Тому кожному 
стану газу чи пари з певним тиском і температурою відповідає деяка кількість 
адсорбованої речовини, яка змінюється зі зміною параметрів, що визначають стан 
газу. 
 0   0 
Вираз exp i i   – константа Генрі. Вона не залежить від концентрації, 
 RT 
A
визначається при постійній температурі,  K ã . 
a
À  à K ã– Закон Генрі, тобто при розведенні системи коефіцієнт розподілу 
прагне до постійного значення, рівному константі Генрі. Якщо концентрація в 
сорбційних шарі прагне до нуля, то à  ñ;  a  c  γ;  γ 1. Тому на практиці закон 
Генрі використовують в наступному вигляді: a  ci K ã . Якщо одна з фаз – газ, то 
K
маємо такий вигляд: a  P K  ãi K ã , ã . 
RT
Ці рівняння є рівняння ізотерми адсорбції при малих концентраціях. 
Відповідно до цих рівняннями можна по іншому сформулювати закон Генрі: 
величина адсорбції при малому тиску газу (малих концентраціях речовини в 
розчині) прямо пропорційна тиску (концентрації). При адсорбції на твердих тілах 
область дії закону мала із-за неоднорідності поверхні, але навіть на однорідної 
поверхні при збільшенні концентрації виявляється відхилення від закону. При 
малих концентраціях розподіленого речовини відхилення обумовлені в основному 
співвідношенням між взаємодією молекул один з одним і з поверхнею адсорбенту. 
Якщо когезійній взаємодії адсорбату більше, то відхилення від закону негативно і 
  γ  1, і коефіцієнт розподілу збільшується. Якщо сильніше взаємодія «адсорбат – 
28 
адсорбент», то відхилення позитивно і D зменшується. При подальшому 
збільшенні концентрації відбувається зменшення вільної поверхні, знижується 
реакційна здатність і криві загинаються до осі абсцис. Константу Генрі отримують 
екстраполяцією коефіцієнта розподілу на нульову концентрацію. Відповідно до 
правила фаз Гіббса в гетерогенних системах рівноважні параметри залежать від 
дисперсності або питомої поверхні. Для адсорбційних систем ця залежність 
виражається в зменшених концентраціях речовини в об'ємній фазі зі збільшенням 
питомої поверхні адсорбенту.  
Зі збільшенням питомої поверхні при постійній концентрації адсорбату 
концентрація зменшується і тим сильніше, чим більше константа Генрі і менше 
обсяг фази.  
Якщо розглядати динамічну картину адсорбції, то її величина буде тим 
більше, чим більше число ударів молекул газу по поверхні ( тобто чим більший 
тиск газу) і чим більше час перебування молекули на поверхні в моменту удару до 
моменту її переходу назад у газову фазу. Тому , за де Буру: 
 
a  n  ,      (1.3) 
 
де  п – середнє число молекул, що вдаряються об поверхню в одиницю часу;  
τ – середній час перебування молекул на поверхні. 
 
 У цій формулі передбачається, що кожен удар молекули супроводжується 
затримкою її на поверхні , незалежно від того , є вже на ній інші молекули чи ні. У 
дійсності, молекула, вдаривши у вже зайняте місце, може відбитись назад в газову 
фазу або затриматися, але, як буде видно далі, час її утримання буде іншим.  
Урахуванням цих обставин змушувало б введення залежності від зайнятості 
поверхні, тобто частки її покриття раніше адсорбованими молекулами. Тому перше 
положення, що спрощує модель аналізу полягає в тому, що будь-яка співударяюча 
з поверхнею молекула адсорбується на ній, незалежно від наявності на поверхні 
29 
інших молекул. Очевидно що це припущення близьке до випадку дуже малих 
концентрацій адсорбованих молекул, коли, дійсно, майже кожна молекула 
потрапляє на вільне місце, а ймовірність її потрапляння на зайняте мізерно мала. 
Звичайно, час перебування молекули на поверхні повинно залежати від 
енергії адсорбції. Молекули, що потрапили на місця, де ця енергія більше, будуть 
довше утримуватися на поверхні, довше чекаючи своєї "години", коли флуктуація 
поверхневої енергії виштовхне її назад в газову фазу. Урахування енергетичної 
неоднорідності набагато ускладнив б описання адсорбції. Тому друге положення 
спрощує припущення, що полягає в допущенні однорідності поверхні. 
Згідно кінетичної теорії газів: 
 
N P
n  ,      (1.4) 
2  M P T
 
де  N – число Авогадро; 
Р – тиск газу; 
М – молекулярна маса;  
R – газова постійна; 
Т – абсолютна температура.  
З іншого боку, 
Q
  C  e RT ,       (1.5) 
 
де  С – коефіцієнт пропорційності; 
  Q – теплота адсорбції. 
Підставляючи в (1.4), отримуємо: 
 
Q
N P
a  Ce RT ,      (1.6) 
2  M P T
 
30 
Всі члени цього рівняння, крім Р, при даній температурі, згідно з 
допущенням, сталі. Тому їх можна об'єднати в константу К: 
 
a  K P ,       (1.7) 
 
Це і є рівняння ізотерми адсорбції Генрі. Воно означає, що в цій ідеальної 
моделі величина адсорбції прямо пропорційна тиску пари або газу. Назва дана 
залежності отримана за аналогією з відомим у фізичної хімії законом Генрі, згідно 
з яким об’єм газу, розчинений в твердому тілі або рідині, пропорційний його тиску. 
Отже, за прийнятими допущенням, ізотерма Генрі повинна описувати 
експериментальні дані, отримані при малих заповненнях на однорідній поверхні. 
Перше припущення, як вже говорилось, виправдовується при вивченні 
адсорбції при дуже малих тисках. Що стосується другого припущення, то 
адсорбцію практично завжди вимірюють на неоднорідних поверхнях. Однак 
адсорбція при дуже малих тисках відповідає дуже малим ступенями покриття. Це 
означає, що все залежить від того, наскільки неоднорідна не вся поверхня, а лише 
незначна її частка, що покривається при малих тисках. Тому в літературі можна 
знайти достатньо прикладів того й іншого випадків. 
 
Рисунку 1.10 – Ізотерми адсорбції аргону при трьох різних температурах на 
силікагелі. 
31 
На рисунку 1.10 зображені ізотерми адсорбції аргону при трьох різних 
температурах на силікагелі. Як бачимо, експериментальні дані добре відповідають 
прямолінійній залежності.  
Дві з трьох показані па рисунку 1.11, ізотерми адсорбції діоксиду вуглецю на 
двох різних зразках не відчиняються рівнянням Генрі. Як видно, вже в тому 
вузькому інтервалі заповнень, який розглянуто на цих двох випадках поверхня 
виявилася неоднорідною, а для третього зразку – однорідною. 
 
 
Рисунок 1.11 – Ізотерми адсорбції діоксиду вуглецю на трьох різних зразках 
силікагелю при 0 °С. 
 
Варто відзначити,що константа К рівняння Генрі (тангенс кута нахилу на 
прямій) залежить від температури і енергії взаємодії адсорбат – адсорбент, як це 
видно з рівняння (1.4). Чим менша температура і чим більше взаємодія 
адсорбованих молекул з поверхнею адсорбенту, тим більше К, тим крутіша 
ізотерма адсорбції [7, 13, 14]. 
 
 
 
 
 
 
32 
2 ДОСЛІДЖЕННЯ МОЖЛИВОСТІ ВИКОРИСТАННЯ ПРИРОДНИХ ЦЕОЛІТІВ 
В ПРОЦЕСАХ ОЧИСТКИ СТІЧНИХ ВОД ВІД ІОНІВ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ 
 
2.1 Стічні води металургійного виробництва 
  
Чорна металургія – один з найбільших споживачів води. Водоспоживання 
даної галузі становить 15-20% загального споживання води промисловими 
підприємствами країни. Сучасне металургійне підприємство на виробництво 1 т 
сталевого прокату витрачає 180-200 м3 води. Добовий обсяг використання води на 
окремих підприємствах досягає 3 млн. м3 і більше, розподіл даного об’єму у 
виробництві предстанемо на рисунку 2.1. Витрата води за видами металургійного 
виробництва наведено в таблиці 2.1. 
  
 
Рисунок 2.1 – Розподіл у % об’єму водних ресурсів на підприємстві 
металургійного виробництва за видами використання 
 
Безповоротні втрати, що пов’язані з випаровуванням і конденсуванням в системах 
оборотного водопостачання, з приготуванням хімічно очищеної води, з втратами в 
33 
технологічних процесах складають 6-8%. Решта вода у вигляді стоків повертається 
в водойми.  
Близько 60-70% стічних вод металургійного виробництва відносяться до 
«умовно чистих» стоків, тобто мають тільки підвищену температуру. Решта – 30-
40% загального об’єму, це стічні води, що забруднені різними домішками і 
шкідливими сполуками.  
 
Таблиця 2.1 – Витрати води за видами металургійного виробництва 
Питома витрата води, Частка від 
Вид 
Продукція м3/т продукції загальних витрат 
виробництва 
всього в т.ч. свіжої води, % 
Гірничодобувне руда 12,0 4,5 5,0 
Агломераційне Агломерат 7,5 0,6 3,1 
Коксохімічне  Кокс 12,5 1,0 5,2 
Доменне Чугун 60,0 4,5 25,0 
Сталеплавильне Сталь 52,0 3,5 21,7 
Прокатне Прокат 96,0 5,5 40,0 
Всього сталь 240 20,0 100,0 
 
Вода, котра використовується на металургійних підприємствах, повинна 
відповідати певним якісним характеристики, зокрема регламентується 
температура, вміст завислих часток, вміст масел і смол, водневий показник рН. 
Стічні води металургійного виробництва забруднені зваженими частинками, 
що утворюються при очищенні від пилу, золи та інших твердих матеріалів. 
Прокатне виробництво, крім того, є джерелом забруднення маслами, емульсіями і 
травильними розчинами. Велика кількість споживаної води металургійними 
виробництвами вимагає створення на підприємствах ефективних систем 
водоочистки. Незважаючи на широке використання системи оборотного 
водопостачання на металургійних підприємствах, об’єм стічних вод залишається 
великим.  
В своєму складі вони містять механічні домішки органічного і мінерального 
походження, в тому числі Me(OH)2, нафтопродукти, токсичні сполуки. Приблизний 
34 
якісний склад стічних вод однаковий, а концентрація забруднюючих речовин 
змінюється широко в залежності від технологічного процесу. 
Найбільша кількість води потрібно в прокатному, доменному та 
сталеплавильному виробництвах (таблиця 2.2). 
Суспензія стічних вод аглофабрики містить залізо, окис кальцію, вуглець. На 
коксохімічних заводах стічні води утворюються від хімічних цехів (фенольні 
стоки) і від процесу гасіння коксу. Витрата свіжої води на 1 т коксу складає 1,2-
1,6 м3. 
 
Таблиця 2.2 – Джерела утворення стічних вод металургійного підприємства 
Вид виробництва Операції 
очищення доменного газу; гідравлічна збірка осілого пилу; 
Доменне 
грануляція доменного шлаку і розливання чавуну 
очищення газів; збірка просипи від випалювальних машин 
Агломераційне 
і пилових мішків; вологе прибирання приміщень 
вуглезбагачення і пиловловлювання; хімічні процеси 
Коксохімічне  
(фенольні стічні води); гасіння коксу 
очищення газів; охолодження і гідроочищення; при 
Сталеплавильне 
обмиванні котлів-утилізаторів 
охолодження валків, шийок валків і підшипників; змив і 
Прокатне транспортування окалини; охолодження допоміжних 
механізмів; гідравлічне випробування труб 
 
В процесі очищення коксового газу від сірководню миш’яково-содовим 
методом утворюється 4-6 м3/год стоків, в яких містяться феноли, аміак, 
сірководень, ціаніди, бензоли та смоли [16]. 
У доменному виробництві стічні води утворюються при очищенні доменного 
газу, гідравлічної прибирання осілого пилу і просипу, від установок грануляції 
доменного шлаку і розливних машин. У цих стоках містяться частинки руди, коксу, 
вапняку, сульфати, хлориди, оскільки застиглого чавуну, окалини, графіту, 
непогашене вапно. При виплавці чавуну стоки також містять ціаніди та аміак. 
35 
Стічні води феросплавного виробництва характеризуються наявністю 
зважених речовин, володіють лужною реакцією, містять феноли, ціаніди, роданіди, 
марганець, залізо, хром, миш’як, ванадій і ін. 
У стоках ливарних цехів містяться у великій кількості глина, пісок, зольні 
залишки від вигорівших частин стрижневих суміші. Залежно від застосовуваного 
обладнання та вихідних формувальних матеріалів концентрація всіх цих речовин 
може досягати 5000 мг/дм3. 
При скиданні забруднених стічних вод металургійних заводів у водоймі 
підвищується кількість зважених часток, значна частина яких осідає поблизу місця 
спуску, підвищується температура води, погіршується кисневий режим, 
утворюється масляниста плівка на поверхні води. Якщо в стічних водах містяться 
кислоти, то підвищується і кислотність води, порушується природній біологічний 
процес. Все це може привести до загибелі водних організмів і порушення 
природних процесів самоочищення водойм. 
Відомо, що надходження в організм з питною водою таких елементів як 
миш’як, селен, цинк, радій, паладій, призводить до виникнення злоякісних пухлин 
у теплокровних тварин. Таку ж дію чинять і при надходженні в організм інші 
елементи – хром, берилій, свинець, ртуть, кобальт, нікель, тантал, уран і ряд інших 
елементів. Крім того, кадмій, свинець, літій і галій мають мутагенну дію. 
Багато неорганічні сполуки навіть в малих концентраціях надають шкідливий 
вплив на риб та їх кормові ресурси. Особливо небезпечно наявність неорганічних 
сполук у питній воді. 
Важкі метали в водоймі викликають цілий ряд негативних наслідків: 
потрапляючи в харчові ланцюги і порушуючи елементний склад біологічних 
тканин, вони надають тим самим прямий або непрямий токсичний вплив на водні 
організми. Важкі метали з водою по харчових ланцюгах потрапляють в організм 
людини, за характером біологічної дії можна поділити на токсиканти і 
мікроелементи, які мають принципово різний характер впливу на живі організми. 
 
36 
Токсиканти мають негативний вплив на організми при будь-якої 
концентрації, в той час як мікроелементи мають область недостатності, що 
викликає негативний ефект (менше C1), і область необхідних для життя 
концентрацій, при перевищенні яких знову виникає негативний ефект (більш С2). 
Типовими токсикантами є кадмій, свинець, ртуть; мікроелементами – марганець, 
мідь, кобальт. 
Виробники діляться на тих, хто використовує якісну та екологічну сировину, 
і тих, хто здешевлює свою продукцію за рахунок використання низькосортних, і 
навіть небезпечних матеріалів.  
Chromium – хімічний елемент, який представляє собою тверду металеву 
речовина. Відноситься до групи важких металів. Ця група елементів входить до 
складу багатьох ферментів і бере участь у багатьох біологічних процесах. У той же 
час, даний важкий метал та його з’єднання чинить негативний вплив на живі 
організми і навколишнє середовище в цілому. Деякі виробники виробів металу, 
особливо бюджетного, використовують хром як дешевший замінник, який 
додається в сплав для посилення антикорозійної стійкості цинкового покриття. У 
цьому є свої плюси, перший – дешевизна для виробника, другий – хром досить 
твердий елемент, стійкий до окислення в атмосфері і в воді. У той же час, є серйозні 
недоліки. Перший, даний елемент крихкий: як при низьких температурах, так і при 
високих, він схильний до утворення тріщин. Другий – він негативно впливає на 
організм людини. Під час дощу вода протікає по металевій покрівлі або водостоку, 
і якщо є ушкодження лакофарбового покриття та «оголений» цинк, то іони хрому, 
зі складу останнього, разом з водою стікають і просочуються в ґрунт, потрапляючи 
в шари землі і в ґрунтові води. Хром накопичується в клітинах організму, і вивести 
його майже неможливо. При досягненні певної концентрації в організмі, хром може 
викликати важкі отруєння і мутації. Іони хрому засмічують канали печінки, нирок, 
осідають на стінках систем організму, таким чином, знижуючи їх функціональну і 
фільтраційну здатність. Відповідно, це призводить до накопичення токсинів, в 
результаті, відбувається самоотруєння організму. Надлишок хрому може 
37 
викликати виразки на слизових оболонках, алергії, екземи та дерматити, нервові 
розлади, захворювання дихальних шляхів. 
Залізо є важливим мікроелементом, який бере участь в процесі 
кровотворення (рисунок 2.2). В кістковому мозку за участю заліза синтезується 
особливий білок крові – гемоглобін, який важливий для насичення мозку і інших 
органів киснем. Також залізо відіграє серйозну роль в роботі щитовидної залози і 
бере участь у формуванні багатьох білків, зокрема ферментів. Тому недолік заліза 
в організмі шкідливий, але з води засвоюється дуже маленьке його кількість. 
 
 
Рисунок 2.2 – Вплив заліза на організм людини 
 
Підвищений вміст заліза в організмі має побічні ефекти. При постійному 
застосуванні води з аномальною кількістю заліза проявляється його токсична дія. 
Першими наслідками регулярного застосування такої води є порушення в роботі 
шлунково-кишкового тракту: метеоризм, здуття, нудота. Також можуть 
розвиватися алергічні реакції, рідше гемохроматоз, в результаті якого системно 
пошкоджуються печінка, серцево-судинна та ендокринна системи. 
38 
Мідь це ковкий і пластичний метал червонуватого кольору, з високою 
електро-і теплопровідністю. Мідь стійка до дії повітря і води. Природним 
джерелом міді є мінерали борніт, малахіт, також зустрічається і самородна мідь. 
У промисловості сполуки міді використовуються для виготовлення 
електричних проводів, монет, трубопроводів, теплообмінників, широко відомі 
сплави міді з іншими елементами (бронза та ін.). 
У медицині застосовують сірчанокислу мідь як протимікробний препарат. 
Препарати різних солей міді використовують зовнішньо для промивань і 
спринцювань; у вигляді мазей при запальних процесах слизових оболонок; в 
фізіотерапії. Мідь у поєднанні з залізом застосовується при лікуванні дітей з 
гіпохромною анемією. 
Як і більшість полівалентних металів мідь відіграє важливу роль в 
метаболізмі живих організмів. Мідь стимулює дозрівання ретикулоцитів (молодих 
еритроцитів) перетворюючи надходить з їжею залізо в органічно пов’язану форму. 
Мідь стимулює вироблення гормонів гіпофіза, тим самим нормалізує роботу 
ендокринної системи організму. Окрім цього, вона входить в більшість 
окислювальних ферментів, що підсилюють енергію дихання, що впливають на 
білковий і вуглеводний обмін. Одним з найважливіших вважається 
цитохромоксидаза – фермент каталізує фінальний етап тканинного дихання, що 
здійснює перенесення електронів цитохрому на кисень. Цей метал є 
найважливішим компонентом білка церулоплазмін, який прискорює окислення 
поліамінів в плазмі крові людини. Так само мідь це невід’ємна частина ферментів 
керуючих процесами окислення і вироблення таких білків як колаген, який є 
основою сполучних тканин в організмі: сухожиль, хрящів, дерми і еластин, який 
поряд з колагеном утворює об’ємну мережу волокон, які надають міцність 
сполучної тканини. При взаємодії з аскорбіновою кислотою мідь створює захисний 
бар’єр та перешкоджає проникненню в організм запальних і мікробів.  
 
39 
Цинк (Zn) міститься практично у всіх продуктах, і в воді в тому числі. У ній 
він присутній у вигляді солей і органічних сполук. Його вміст у природній воді не 
перевищує 0,05 мг/дм3, але у водопровідній питній воді його концентрація може 
бути вище за рахунок додаткового надходження з водопровідних труб. 
Максимально допустима добова доза цинку становить 1 мг/кг маси тіла. 
Високий вміст солей цинку в питній воді може викликати серйозне отруєння 
організму людини. 
При одноразовому вживанні 500 мг сульфату цинку спостерігаються 
лихоманка, нудота, блювота, болі в шлунку, діарея, яка з’являється через 12-13 
годин після вживання підвищеної дози цинку. Щоденне вживання 440 мг солей 
цинку викликає утворення ерозій на слизовій оболонці шлунку. При щоденному 
вживанні 80-150 мг солей цинку розвивається підвищення фракцій холестерину 
крові. Встановлено, що рівень солей цинку у водопровідній питній воді більше 
3 мг/дм3 робить її непридатною до вживання. 
Алюміній (Al) присутній в природній воді. Зміст алюмінію в ґрунтових водах 
коливається в межах 14-290 мг/дм3, а в поверхневих водах складає 16-1170 мг/дм3. 
Сульфат алюмінію широко використовується в процесах водопідготовки в 
якості коагулянту, і присутність його в питній воді є результатом недостатнього 
контролю при виконанні цих процесів. 
Щодня в організм людини надходить від 5 до 20 мг алюмінію, значна доза 
якого надходить з питною водою (залишковий сульфат алюмінію). 
При вивченні впливу на організм людини сполук алюмінію було 
встановлено, що цей хімічний елемент у великих кількостях може викликати 
пошкодження нервової системи. 
Алюміній сприяє розвитку прогресуючих паралічів м’язів, можлива смерть 
через зупинку дихання і припинення серцевої діяльності. 
Алюміній може викликати тремтіння голови, кистей рук, нижньої щелепи, 
стоп. 
40 
2.2 Аналіз сировинної бази та фізико-хімічних властивостей природних 
сорбентів 
 
Цеоліт – це кристалічні речовини, що складаються переважно з 
алюмосилікатів. Кристалічна решітка цеолітів побудована з тетраедрів ТО4 (Т – 
центральний атом оксиду), так що кожен атом кисню, що знаходиться в вершині 
кожного тетраедра, є і вершиною для сусіднього тетраедра (рисунок 2.3). Саме за 
рахунок розташування атомів у такій послідовності можливе формування каркасу, 
що містить внутрішні канали і порожнини, які здатні містити іони, атоми і 
молекули речовин, чий розмір відповідає розміру вільного простору. В результаті 
такої унікальної будови цеоліти знаходять широке застосування в якості 
іонообмінних речовин, адсорбентів, молекулярних сит, використовуються в якості 
каталізаторів хімічних реакцій. 
 
Рисунок 2.3 – Мікропориста молекулярна структура цеоліту 
 
Алюмосилікатні цеоліти можна представити у вигляді кремнієвої решітки, де 
частина атомів Si4+ заміщена атомами Al3+.При такому заміщенні для компенсації 
надлишкового негативного заряду на атомах кисню необхідно, щоб в порах цеоліту 
були катіони.  
Узагальнена структурна формула цеолітів найближче відповідає 
елементарній комірці такого складу:  
41 
Mx/n(AlO2)x (SiO2)y wH2O      (2.1) 
 
де  М – катіон з валентністю n; 
w – число молекул води. 
Таким чином, первинною структурною одиницею цеолітів є тетраедр TO4, де 
Т – це багатозарядні іони, зазвичай Al+3 і Si+4. Як і в інших алюмосилікатах, в 
цеолітах Al, так само як і Si, знаходиться в тетраедричній координації з киснем і 
ізоморфно заміщає Si в загальному каркасі. Ці тетраедри можуть через спільні іони 
кисню зв’язуватися в різні багатоядерні комплекси. Різні типи алюмосилікатів 
утворюються як в результаті різного способу з’єднання тетраедрів в одномірні, 
двовимірні або тривимірні структури (вторинна структура), так і в результаті 
заміщення додаткових катіонів [18,19]. 
Іншою особливістю тетраедричного алюмінію в каркасних структурах 
цеоліту є обов’язкова присутність катіонів лужних і лужноземельних металів, 
причому на кожен атом алюмінію стехіометрично один еквівалент здатних до 
обміну катіонів, що компенсують надлишковий негативний заряд алюмокисневих 
тетраедричних груп.  
Не менш важливими характеристиками цеолітів служать розміри та 
геометрія пор, що визначається топологією каркаса. До важливих характеристика 
цеолітів відносять також розміщення катіонів, що знаходяться поза каркаса. Для 
кожної структури вони залежать від властивостей катіона, його розміру і заряду, 
температури, присутності адсорбованих цеолітом молекул. Положення катіонів 
визначається і іонообмінна здатність цеолітів. 
Цеоліт є молекулярними ситами [18]. Вони можуть бути використані для 
розділення речовин не тільки на основі вибіркової адсорбції, але і на основі різниці 
в розмірах і формі молекул, що поглинаються. 
Для того щоб проникнути в адсорбційну порожнину, максимальний діаметр 
молекули адсорбату повинен бути меншим за розмір пори. 
42 
Здатність цеолітів обмінюватися іонами без руйнування кристалічної 
структури вихідного матеріалу обумовлена слабкими іонними зв’язками обмінних 
катіонів з алюмокремнійкисневим каркасом (рисунок 2.4). Крім того, наявність в 
структурі відкритих порожнин і широких каналів, в яких розташовуються обмінні 
катіони, сприяє легкості протікання іонообмінних реакцій навіть при низьких 
температурах. 
 
М1-М4 – молекулярні зв’язки лужноземельних елементів з водою у кристалі 
цеоліту 
Рисунок 2.4 – Головні елементи структури клиноптилоліту 
 
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% [21]. 
Основні фізико-хімічні властивості цеолітів родовища представлено на 
рисунку 2.5. Мінеральний склад цеолітової породи представлений на рисунку 2.6, 
оксидний на рисунку 2.7. 
 
43 
 
Рисунок 2.5 – Основні фізико-хімічні властивості цеолітів Сокирницького родовища 
 
 
Рисунок 2.6 – Мінеральний склад цеолітової породи 
 
44 
 
Рисунок 2.7 – Оксидний склад цеоліту Сокирницького родовища (масова частка, %) 
 
Кристали клиноптиломіта мають пластичний габітус, хоча він належить до 
каркасних алюмосилікатів, тобто його структура тривимірна з жорсткою системою 
каналів та вікон. Ця невідповідність між формою кристалів та структурою 
клиноптиломіта зумовлена неоднорідністю хімічних зв’язків на певних 
кристалографічних напрямках, що призводить до утворення в його структурі 
слабозв’язаних алюмокисневих шарів та проявляється у вигляді пластинчатих 
кристалів і спайності. 
 
2.3 Методики визначення концентрації іонів важких металів у воді 
 
Визначення концентрації іонів важких металів у модельному розчині стічної 
води проводили фотоколориметричним методом за стандартними методиками [21-24].  
Фотометричний метод визначення масової концентрації іонів цинку 
заснований на їх взаємодії з діфенілтіокарбазоном (дитизоном) розчиненому в 
45 
чотирихлористому вуглеці, в результаті якого утворюється забарвлений в червоний 
колір дитизонат цинку. Оптичну густину визначають при довжині хвилі 535 нм. 
Комплекс дитизону з цинком має червоний колір, і інтенсивність забарвлення 
пропорційна концентрації цинку. Цинк вступає в реакції з дитизоном кількісно в 
інтервалі значення рН 4-7. У цьому середовищі з дитизоном також реагують мідь, 
кадмій, свинець, нікель, кобальт, вісмут, талій, індій, ртуть, срібло, золото і паладій. 
Щоб усунути плив цих елементів, дослідження проводять при рН=5 з додаванням 
тіосульфату натрію.  
Для визначення масової концентрації іонів міді у воді покладене 
використовуються здатність даного металу до утворення забарвленого комплексу 
з диетилдитіокарбаматом натрію у лужному середовищі синьо-фіолетового 
кольору. Інтенсивність забарвлення розчину прямопропорційна концентрації міді 
в стічній воді. 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. 
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. 
В основу методу визначення вмісту іонів алюмінію (ІІІ) у воді покладене 
утворення помаранчево-червоного комплексу алюмінію з алюміноном у кислому 
46 
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. 
Кількісне визначення концентрації іонів заліза (ІІІ) здійснюється 
колориметричним методом, зокрема з сульфосаліциловою кислотою, яка в 
залежності від рН розчину утворює з залізом різні комплекси, зокрема, при рН 2-3 
– бузково-червоний комплекс [FeSal]+(І), у лужному середовищі при рН 9-11,5 – 
стійкий жовтий комплекс [FeSal ]3-3 (ІІ). При рН>12 комплекс (ІІ) руйнується, і 
випадає осад заліза (ІІІ) гідроксиду. Оптичну густину отриманих розчинів 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). 
 
2.4 Методика дослідження адсорбційної здатності цеоліту 
 
Дослідження адсорбції цеоліту по відношенню до іонів важких металів 
проводили в плоскодонних колбах об’ємом 250 мл. Відповідно, для експерименту 
1,00 г сорбенту (в перерахунку на суху вагу) помішали в ємність та додавали 100 мл 
розчину досліджуваного іона із концентрацією 1 мг/дм3). Отримані розчини 
перемішували і залишали у стані спокою. Тривалість сорбції варіювали в межах від 
5 хвилин до 24 годин. Після завершення сорбції суспензію фільтрували за 
допомогою фільтра «синя» стрічка та аналізували отриманий фільтрат на рН 
розчину та вміст залишкової концентрації іонів-забруднювачів за формулою: 
 
47 
C0 Cрав
A  V ,       (2.2) 
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
  п
Ск 100%      (2.3) 
Cп
 
де  CП  – початкова концентрація іонів важких металів у модельному розчині, мг/дм
3; 
СК  – концентрація іонів важких металів після очищення, мг/дм
3. 
 
2.5 Методика модифікування цеоліту  
 
З метою підвищення ефективності сорбційної здатності цеоліту [20] його 
було модифіковано трьома способами. 
Фізичну (термічну) активацію проводили шляхом прожарення у сушильній 
шафі цеоліту за температури 120 °С протягом 12 год. 
Хімічну активацію здійснювали шляхом кислотної обробки цеоліту 7% 
розчином HCl. При цьому співвідношення «мінеральний сорбент:розчин кислоти» 
використано, як 1:6. Час активації ‒ 5 годин. Відразу ж після активації розчином 
кислоти, сорбент промивали водою до нейтральної реакції промивних вод. Далі 
сорбент сушили спочатку на водяній бані до повітряно-сухого стану, а потім в 
сушильній шафі за температури 100-105 ºС протягом 2 годин. 
Комбінований спосіб модифікування включає в себе поєднання фізичної та 
хімічної модифікації, з першочерговою термообробкою вихідного сорбенту за 
48 
температури 120 °С протягом 12 год. із подальшою обробкою розчином хлоридної 
кислоти та висушуванням.  
 
2.6 Результати та аналіз проведених досліджень 
 
2.6.1 Побудова градуювальник графіків для дослідження концентрації іонів 
важких металів 
 
Для визначення змісту речовини методом градуювального графіка готують 
серію з 5-8 стандартних розчинів різних концентрацій і вимірюють оптичну 
густину кожного з розчинів, роблячи не менше 3-х паралельних визначень для 
кожної точки. 
При виборі інтервалу концентрацій стандартних розчинів керуються такими 
положеннями: 
1) він повинен охоплювати область можливих змін концентрацій 
досліджуваного розчину. Бажано, щоб оптична густина досліджуваного 
розчину відповідала приблизно середині градуювальної кривої; 
2) необхідно, щоб в цьому інтервалі концентрацій при обраній товщині кювети 
і аналітичній довжині хвилі дотримувався основний Закон світопоглинання, 
тобто градуйований графік I  f (C) ) має бути лінійним; 
3) інтервал робочих значень повинен забезпечувати максимальну прецизійність 
результатів вимірювань. 
При сукупності перерахованих умов вимірюють оптичну густину 
стандартних розчинів з добавкою необхідних реагентів щодо розчинника і будують 
градуйований графік залежності I  f (C) . 
Визначивши оптичну густину досліджуваного розчину Х, знаходять її 
значення на осі координат, а потім на осі абсцис – відповідне їй значення 
концентрації СХ. 
 
49 
Цей метод застосовують при виконанні серійних фотометричних аналізів, він 
дає хороші результати при дотриманні основного закону світлопоглинання. 
Якщо при фотометрії розчинів допускається якась систематична похибка, то 
графічна залежність також може виражатися прямою лінією, але не проходить 
через початок координат. В цьому випадку в рівнянні прямої з'являється вільний 
член а й рівняння має наступний вигляд: y  a  b C  величина b характеризує 
нахил прямої і називається коефіцієнтом інструментальної чутливості. Чим більше 
b, тим більше нахил графіка і тим менша похибка визначення концентрації.  
Якщо відхилень від основного закону світлопоглинання уникнути не 
вдається і графічна залежність y  a  b C стає нелінійної, то таку залежність з 
достатнім ступенем наближення можна апроксимувати рівнянням параболи, що 
проходить через початок координат. 
Градуювальний графік повинен будуватися безпосередньо перед вимірами, 
проте в аналітичних лабораторіях при виконанні серійних аналізів використовують 
постійний, заздалегідь отриманий графік. У цьому випадку необхідно проводити 
періодичні перевірки правильності результатів аналізів у часі. Частота контролю 
залежить від величини серії проб. Так, для серії з 100 проб виконують один 
контрольний аналіз на кожні 15 проб.  
Калібрувальний графік для визначення концентрації іонів міді в координатах 
оптична густина – концентрація зображений на рисунку 2.8, вихідні дані наведене 
в таблиці 2.5.  
 
Таблиця 2.5 – Результати дослідження оптичної густини стандартних 
розчинів для визначення концентрації іонів Cu2+ 
Концентрація 
іонів Cu2+
0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 
, мг/дм3 
Оптична густина, 
0,058 0,120 0,175 0,230 0,288 0,349 0,412 0,462 
D 
50 
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 2.8 – Калібрувальний графік для визначення концентрації іонів Cu2+ 
 
За результатами дослідження оптичної густини стандартних розчинів 
будуємо градуювальний графік визначення концентрації іонів мангану (II). На осі 
абсцис відкладаємо значення концентрації розчинів, на осі ординат – оптичну 
густину розчинів. Результати представлені в таблиці 2.6 та рисунку 2.9. 
 
Таблиця 2.6 – Результати дослідження оптичної густини стандартних 
розчинів для визначення концентрації іонів Mn2+ 
Концентрація іонів 
2+ 0,0 0,04 0,08 0,16 0,28 0,40 0,56 Mn , мг/дм3 
Оптична густина, D 0,0 0,028 0,06 0,14 0,24 0,35 0,54 
 
51 
 
Рисунок 2.9 – Градуювальний графік для визначення концентрації іонів Mn2+ 
 
За результатами дослідження оптичної густини стандартних розчинів 
будуємо градуювальний графік визначення концентрації іонів цинку (II). На осі 
абсцис відкладаємо значення концентрації розчинів, на осі ординат – оптичну 
густину розчинів. Результати представлені та рисунку 2.10. 
 
Таблиця 2.7 – Результати дослідження оптичної густини стандартних 
розчинів для визначення концентрації іонів цинку 
Концентрація іонів 
2+ 3 0,0 0,04 0,08 0,1 0,18 0,28 0,5 Zn , мг/дм  
Оптична густина, D 0,0 0,025 0,055 0,10 0,18 0,28 0,54 
52 
 
Рисунок 2.10 – Градуювальний графік для визначення концентрації іонів Zn2+ 
 
Наведені градуювальні графіки побудовані за більше ніж за шістьма 
експериментальних точок та описують лінійну залежність y=f (x), відповідно 
отримані рівняння градуювальних графіків можна використовувати для 
обрахування результатів дослідження. 
 
2.6.2 Результати дослідження кінетичних параметрів сорбції іонів важких 
 
Для визначення сорбційної здатності цеоліту, як природного зразку так і 
модифікованого, було досліджено кінетику сорбції. Визначення адсорбційної 
здатності цеоліту проводили на приготовлених із стандартних зразків розчинах 
сульфату купруму із концентрацією забруднюючого компонента 0,05; 0,1; 1; 5 та 
10 мг/дм3 оскільки дані значення є гранично допустимими. Отримані дані щодо 
кількості поглинутих іонів міді наведено на рисунку 2.11. 
 
 
53 
 
Рисунок 2.11 – Адсорбційна здатність цеоліту по відношенню до іонів купруму в 
залежності від концентрації забруднювача у модельному розчині 
 
На основі експериментальних досліджень з використанням різних 
модифікацій цеоліту встановлено, що найвищу сорбційну здатність проявляє 
цеоліт модифікований комбінованим методом. Було визначено, що в області малих 
концентрацій – 0,05-0,1 мг/дм3 за 24 години (таблиця 2.8) цеоліт повністю адсорбує 
йони купруму незалежно від методів його модифікацій. Зі збільшенням 
концентрації йонів міді у розчині, ефективність сорбції знижується. Так, при 
концентрації забруднювача 1,0 мг/дм3 ступінь очистки для цеоліту до модифікації 
складає 44%, а вже при концентрації 10,0 мг/дм3 – лише 12,5 %. Аналогічна 
ситуація прослідковується і для модифікованого цеоліту – 80,0 % при концентрації 
1,0 мг/дм3 іонів міді та 62,5% при концентрації 10,0 мг/дм3.  
Для встановлення оптимальних параметрів сорбції іонів важких металів було 
проведено дослідження динаміки адсорбції в часі з розчинам купруму при 
концентрації 0,05; 0,1, 1,0 мг/дм3.  
 
54 
Таблиця 2.8 – Адсорбція цеолітом іонів міді в залежності від концентрації 
Концентрація Залишкова концентарція іоінв Cu2+ у модельному розчині, 
іонів Cu2+ у мг/дм3 
вихідному Термічний Хімічний Комбінований 
Вихідний 
розчині, спосіб спосіб спосіб 
3 сорбент мг/дм  модифікації модифікації модифікації 
0,05 0,001 0,001 0,001 0,001 
0,1 0,001 0,001 0,001 0,001 
1 0,56 0,41 0,25 0,2 
5 3,85 3,58 1,75 1,8 
10 8,75 8,38 3,85 3,75 
 
Експериментально встановлено, що в області малих концентрацій (0,05-
1 мг/дм3) цеоліт до модифікації та після термічної обробки повністю адсорбує іони 
міді за одну годину, результати експерименту наведено на рисунку 2.12. Зменшити 
час адсорбції неможливо, оскільки при взаємодії цеоліт втрачає свою фізичну 
форму, розкладається, в результаті чого розчин після перемішування стає мутним 
(рисунок 2.13). Процес освітлення проби займає одну годину і тільки тоді його 
можна використовувати для визначення залишкової концентрації іонів купруму. 
 
 
Рисунок 2.12 – Залежність ступеня сорбції іонів купруму при вихідній концентрації 1 
мг/дм3 від часу 
55 
 
Рисунок 2.13 – Досліджувані зразки цеоліту при абсорбції іонів міді 
 
Аналізуючи залежності ступеня сорбції йонів від часу (рисунок 2.9), можна 
стверджувати, що у випадку йонів купруму сорбція найактивніше проходить в 
перші сорок хвилин, коли цеолітом адсорбується 70,0 % іонів міді. Далі швидкість 
сорбції знижується. Практично повна сорбція іонів Сu2+ (97,5 %) досягається за 90 
хвилин.  
Дещо інша картина спостерігається при сорбції іонів міді цеолітом 
модифікованим хімічним та комбінованим методом. 
Аналіз кінетичних кривих (рисунок 2.14) показав, що найвищою 
поглинальною здатністю володіє цеоліт модифікований комбінованим методом. 
Вже за перші 15 хвилин відбувається зменшення концентрації з 1 мг/дм3 до 
0,3 мг/дм3, тобто в 3,3 рази. Далі швидкість очищення води зменшується і протікає 
повільно, і через 40 хвилин концентрація іонів Cu2+ перестає змінюватися, 
досягнувши свого максимального значення 0,005 мг/дм3. Таким чином, за вказаний 
проміжок часу сорбції концентрація іонів міді зменшується в 50 разів.  
 
56 
 
Рисунок 2.14 – Кінетичні криві адсорбційної здатності модифікованих зразків 
цеоліту по відношенню до іона міді в модельному розчині стічних вод з 
концентрацією 1,0 мг/дм3 
 
У випадку сорбції цеолітом іонів мангану спостерігалася дещо інша ситуація. 
Аналіз отриманих даних (рисунок 2.15) показав, що адсорбція іонів мангану 
протікаєш більш повільно. Збільшення часу сорбції характерне як для природного 
зразку цеоліту так і для модифікованого різними методами. 
У перші три години для цеоліту до модифікації концентрація зменшується до 
показника 0,965 мг/дм3, що складає 3,5 %, через такий же проміжок часу ступінь 
сорбції становить близько 14 %, а через 24 год іони Mn2+ адсорбуються всього на 
67,0 %. Схожа ситуація і для цеоліту після термічної обробки. Сорбційна здатність 
проявляється в тих же проміжках часу, однак із збільшеним ступенем поглинання 
впродовж перших 10 годин, досягаючи максимального значення 0,28 мг/дм3, що 
складає 72,0%. 
57 
 
Рисунок 2.15 – Кінетичні криві адсорбційної здатності цеоліту по відношенню до 
іона мангану в модельному розчині стічних вод з концентрацією 1,0 мг/дм3 в 
залежності від часу сорбції 
 
Кращі показники демонструє цеоліт після хімічного і комбінованого способу 
модифікації (рисунок 2.16). Активна сорбція починається вже після першої години 
експерименту, далі досягає свого максимуму після 5 годин сорбції – 69,0% та 
76,0 % відповідно.  
 
Рисунок 2.16 – Кінетичні криві адсорбційної здатності модифікованих зразків 
цеоліту по відношенню до іона мангану в модельному розчині стічних вод з 
концентрацією 1,0 мг/дм3 
58 
Дослідження цеоліту в якості сорбенту по відношенню до іонів цинку 
показало їх низьку сорбційну здатність (рисунок 2.17). 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.  
Схожі результати дослідження отримали і при сорбції іонів цинку цеолітом 
до та після термічної модифікації. Для вихідного сорбенту сорбція протікає 
протягом 24 годин до повного завершення процесу, досягнувши ступеня очистки 
0,32 мг/дм3 (68%) із піками через кожні 2-3 години. Після 6-ї години експерименту 
сорбція протікає менш повільно, ніж на початку. Максимальною поглинальною 
здатністю в перші 6 годин характеризується і термічно модифікований цеоліт. 
Максимум ступеня поглинання іонів цинку досягається після 24 годин – 70%. 
 
 
Рисунок 2.17 – Кінетичні криві адсорбційної здатності цеоліту по відношенню до 
іонів цинку в модельному розчині стічних вод з концентрацією 1,0 мг/дм3  
 
Кращі показники демонструє цеоліт після хімічного і комбінованого способу 
модифікації (рисунок 2.18). Активна сорбція починається вже після першої години 
59 
експерименту, далі досягає свого максимуму після 5 годин сорбції – 69,0% та 
76,0 % відповідно.  
 
Рисунок 2.18 – Кінетичні криві адсорбційної здатності модифікованих зразків 
цеоліту по відношенню до іона цинку в модельному розчині стічних вод з 
концентрацією 1,0 мг/дм3 
 
Порівняльний аналіз даних, показує, що досліджуваний цеоліт проявляє вищу 
селективність адсорбційної здатності по відношенню до іона купруму. Відповідно, 
підтверджується правило, що поглинання  іонів важких металів зростає з ростом 
атомної маси та зменшенням радіуса іона. Оскільки атомна маса іонів міді рівна 
63,546 а.е.м., радіус іона – 72 пм, атомна маса іонів мангану – 54,93855 а.е.м., радіус 
іона 80 пм, атомна маса іона цинку  65,382 а.е.м., радіус іона  138 пм, тобто в йонів 
купруму більша атомна маса і менший радіус і тому вони легше адсорбуються 
цеолітом. 
Аналізуючи ступінь поглинання важких металів, можна  зробити висновки 
про зовнішньодифузійний механізм адсорбції.  Кальцій,  очевидно,  за  механізмом  
іонного  обміну  на заміщує іони гідрогену,  вивільнюючись  з  цеолітового  каркасу  
і осаджується на поверхні у вигляді кальцію сульфату. 
60 
Визначення впливу рН на здатність цеоліту поглинати іони важких металів 
проводили при концентрації забруднюючого компоненту 1 мг/дм3. Для цього 
заміряли рН вихідного розчину, що містить 1 г цеоліту та 100 см3 модельного 
розчину стічної води відповідного іона, та рН розчину після фільтрації через 24 год 
контакту з цеолітом та залишкову концентрацію іонів. Такі  дослідження 
проводили при рН 3,05; 6,9 та 10,5. Результати дослідження наведені в таблиці 2.9. 
 
Таблиця 2.9 – Результати дослідження впливу рН середовища на адсорбцію 
цеолітом іонів важких металів концентрації 1,0 мг/дм3 
Залишкова концентрація іонів у 
№ Досліджуваний рН модельному розчині, мг/дм3 
досліду іон розчину 
1 2 3 4 
3,05 0,05 0,04 0,035 0,025 
1 Сu2+ 6,90 1,0 1,0 1,0 1,0 
10,50 1,0 1,0 1,0 1,0 
3,05 0,075 0,07 0,06 0,06 
2 Mn2+ 6,90 1,0 1,0 1,0 1,0 
10,50 1,0 1,0 1,0 1,0 
3,05 0,085 0,08 0,075 0,075 
3 Zn2+ 6,90 1,0 1,0 1,0 1,0 
10,50 1,0 1,0 1,0 1,0 
 
Аналіз  даних  таблиці 2.9 показує,  що  за  статичних умов цеоліт до та після 
модифікації найефективніше адсорбує іони важких металів за низьких значень pH. 
На нашу думку це пов’язано із взаємодією акваіонів Ме2+  з рухливими катіонами 
цеоліту. Із збільшенням рН кількість гідроксокомплексів  збільшується. Оскільки 
метали  у формі Ме(ОН)(n-1)+ мають значно більший радіус ніж гідратований  іон,  
вони  не здатні проникнути у пори цеоліту, що в свою чергу призводить до 
сповільнення  внутрішньодифузійної  стадії  процесу  адсорбції.  
У нейтральному та лужному середовищі, з появою гідроксильних форм, 
адсорбція важких металів відсутня.  
 
61 
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).  
На сьогодні застосовують різні способи очищення стічних вод: механічні, 
хімічні, біологічні, фізичні. Жоден спосіб не може забезпечити випуск очищених 
стічних вод у водойми, і тільки в комбінації можливе очищення стічних вод від 
важких металів, що відповідають сучасним екологічним вимогам. 
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 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. 
Перевагами застосування адсорбційних матеріалів є: природні сорбенти 
широко розповсюджені в Україні; природні сорбенти є доступним, недорогим 
матеріалом; адсорбційні технології з використанням природних дисперсних 
сорбентів забезпечують високу ступінь очищення; відпрацьований природний 
адсорбент необхідно утилізувати шляхом застосування в технологіях отримання 
інших продуктів, він не потребує регенерації. 
62 
В роботі було досліджено фізико-хімічні методи і їх ефективність при 
очистці стічних вод металургійних підприємств природним сорбентом – цеолітом.  
На основі експериментальних досліджень з використанням різних 
модифікацій цеоліту встановлено, що найвищу сорбційну здатність проявляє 
цеоліт модифікований комбінованим методом. Було визначено, що в області малих 
концентрацій – 0,05-0,1 мг/дм3 за 24 години цеоліт повністю адсорбує йони 
купруму незалежно від методів його модифікацій. Зі збільшенням концентрації 
йонів міді у розчині, ефективність сорбції знижується. Також було встановлено, що 
цеоліт проявляє вищу селективність адсорбційної здатності по відношенню до іона 
купруму. Відповідно, підтверджується правило, що поглинання  іонів важких 
металів зростає з ростом атомної маси та зменшенням радіуса іона. Аналізуючи 
ступінь поглинання важких металів, можна  зробити висновки про 
зовнішньодифузійний механізм адсорбції.  Кальцій,  очевидно,  за  механізмом  
іонного  обміну  на заміщує іони гідрогену,  вивільнюючись  з  цеолітового  каркасу  
і осаджується на поверхні у вигляді кальцію сульфату. 
Встановлено, що  за  статичних умов цеоліт до та після модифікації 
найефективніше адсорбує іони важких металів за низьких значень pH. На нашу 
думку це пов’язано із взаємодією акваіонів Ме2+  з рухливими катіонами цеоліту. 
Із збільшенням рН кількість гідроксокомплексів  збільшується. Оскільки метали  у 
формі Ме(ОН)(n-1)+ мають значно більший радіус ніж гідратований  іон,  вони  не 
здатні проникнути у пори цеоліту, що в свою чергу призводить до сповільнення  
внутрішньодифузійної  стадії  процесу  адсорбції.  
У нейтральному та лужному середовищі, з появою гідроксильних форм, 
адсорбція важких металів відсутня.  
 
 
 
 
 
63 
ПЕРЕЛІК ПОСИЛАНЬ 
 
1. Міністерство охорони навколишнього природного середовища України. 
Національна доповідь про стан навколишнього природного середовища в 
Україні у 2014 році / Міністерство охорони навколишнього природного 
середовища України. Київ :ТОВ «Центр», 2015. – 255с. 
2. Міністерство екології та природних ресурсів України. Національна доповідь про 
стан навколишнього природного середовища в Україні у 2015 році / 
Міністерство екології та природних ресурсів України. Київ: ТОВ «Центр», 2016. 
– 253 с. 
3. Міністерство охорони навколишнього природного середовища України. 
Національна доповідь про стан навколишнього природного середовища в 
Україні у 2016 році / Міністерство охорони навколишнього природного 
середовища України. – Київ: ТОВ «Центр», 2017.−415 с. 
4. Національна доповідь Черкаської області за 2016 рік. 
5. Екологічний паспорт Черкаської області за 2017 рік. 
6. 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. 
7. Кульский Л.А. Основы химии и технологии воды / Л.А. Кульский, К.: Наукова 
думка, 1991. − 568 с.  
8. Тугай А.М., Орлов В.О. Водопостачання. Підручник. – К.: Знання, 2009. -–735 
с. 
9. Воронов Ю. В. Водоотведение и очистка сточных вод: учеб. [для студ. высш. 
учеб. завед.] / Ю. В. Воронов, С. В. Яковлев. – М.: Изд- во Ассоциации 
строительных вузов, 2006. – 704 с. 
10. Косогіна І.В. Ресурсозберігаючі технології коагуляційного очищення стічних 
вод / І. В. Косогіна, І. М. Астрелін. – О.: Екологія, 2011. – 132 
64 
11. Айрапетян Т.С. Очистка побутових стічних вод. Конспект лекцій. – М.: Харків, 
2014. – 9 с. 
12. Правила приймання стічних вод підприємств у комунальні та відомчі системи 
каналізації населених пунктів України від 19.02.2002р. №37. 
13. Павлов К.Ф. Примеры и задачи по курсу процесов и аппаратов химической 
технологи / К.Ф.Павлов, П.Г.Романков, А.А.Носков. - Л.:Химия, 1987. – 576 с. 
14. Адамсон А. Физическая химия поверхностей / А. Адамсон. – М.: Мир, 1979. – 
568 с. 
15. Третинник В.Ю. Природные дисперсные минералы Украины и 297 перспективы 
их использования в технологии водоочистки / В.Ю. Третинник // Химия и 
технология воды. – 1998. – Т.20. – №2. – С. 183−191. 
16. Кочетов Г.М. Комплексная очистка сточных вод промышленных предприятий с 
регенерацией тяжелых металлов / Г.М. Кочетов // Экотехнологии и 
ресурсосбережение. – 2000. ‒ № 4. – С. 41–43. 
17. Карнаухов А.П. Адсорбция. Текстура дисперсных и пористых материалов / А.П. 
Карнаухов. – Новосибирск. Наука. Сиб. предприятие РАН, 1999. – 470 с. 
18. Брек Д. Цеолитовые молекулярные сита. – М.: Наука. – 1976. – С. 234. 
19. Хохлова Т.Д., Власенко Е.В., Зубарева Н.А. Модифицирование природного 
цеолита, его структура и адсорбционные свойства. - Вестник Моск. ун – та. - 
Серия 2, Химия. – 1995. - т. 36, № 6. - С.525– 529.  
20. Мальований М., Одноріг З., Гузьова І. Модифікування природних цеолітів і 
перспективи їх використання. // Хімічна промисловість України. – 1999. - № 5. 
– С.10–12. 
21. ГОСТ 4388-72 Вода питна. Методи визначення масової концентрації міді. 
22. ГОСТ 31956-2012. Вода. Методы определения содержания хрома (VI) и общего 
хрома. 
23. ГОСТ 18165-2014 Вода. Методы определения содержания алюминия/ 
24. ГОСТ 4011-72. Вода питьевая. Методы измерения массовой концентрации 
общего железа. 
65 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
ДОДАТКИ 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
66 
Додаток А 
Апробація результатів роботи 
 
67 
 
68 
 
69 
70 
 
71 
 
 
72 
 
73