ChSTU repository

МІНІСТЕРСТВО ОСВІТИ І НАУКИ УКРАЇНИ 
ЧЕРКАСЬКИЙ ДЕРЖАВНИЙ ТЕХНОЛОГІЧНИЙ УНІВЕРСИТЕТ 
КАФЕДРА ХІМІЧНИХ ТЕХНОЛОГІЙ ТА ВОДООЧИЩЕННЯ 
 
Реєстраційний №________  
          «Допущено до захисту» 
     Завідувач кафедри  д.т.н., 
професор 
     _________Геннадій 
СТОЛЯРЕНКО 
                                                                       «____»  _________________2024р. 
 
 
 
КВАЛІФІКАЦІЙНА РОБОТА МАГІСТРА 
на тему 
АДСОРБЦІЙНЕ ОЧИЩЕННЯ ПРОМИСЛОВИХ  СТОКІВ ВІД 
ІОНІВ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ, НА ПРИКЛАДІ КУПРУМУ ТА 
ХРОМУ.  
за спеціальністю 161 «Хімічні технології та інженерія» 
 
 
Науковий керівник Виконавець роботи 
д.т.н., професор магістрант 
  
_________Віталій ВЯЗОВИК __________ Софія КОРЧЕВА  
  
  
  
  
  
  
      Нормоконтроль                         Наталія ФОМІНА 
  
 
 
Черкаси 2024 
ВСТУП 
 
З розвитком виробництва одним із основних завдань охорони 
навколишнього середовища стає запобігання скиданню промислових стічних 
вод, що містять важкі метали в концентраціях вище гранично допустимих. Ці 
компоненти вкрай негативно впливають на живі організми, оскільки мають 
кумулятивні та токсичні властивості, ускладнюють роботу природних і 
очисних споруд населених пунктів. Сьогодні, за підрахунками експертів, 
тисячі тонн високотоксичних важких металів, таких як цинк – 3,3 тис. тонн, 
нікель – 2,4 тис. тонн, хром – 0,5 тис. тонн та інші, значно ускладнюють 
екологічну ситуацію в країні. 
Як правило, джерелами цих компонентів є великі та середні промислові 
об'єкти з розвиненою промисловою базою та широким спектром 
технологічних процесів і операцій. Не є винятком у цьому списку і авіаційна 
промисловість, яка традиційно орієнтується на новітні методи обробки 
матеріалів, використання сучасної електроніки та засобів зв’язку, 
впровадження перспективних технологій тощо. 
Безперечно, процес нанесення гальванічних, лакофарбових та інших 
захисних або декоративних покриттів є основою потенційної екологічної 
небезпеки на підприємствах авіаційної промисловості. Це пов’язано з 
утворенням висококонцентрованих токсичних стічних вод, орієнтовний 
обсяг яких в Україні сягає понад 300 млн. м3 на рік. Стічні води 
гальванічного виробництва (здебільшого недостатньо очищені) скидаються в 
міську каналізаційну мережу або в найближчі річки та водойми, які 
ускладнює роботу каналізації, забруднює річки та водойми. 
 
 
Зважаючи на те, що в цілому в Україні гальванічні виробництва 
функціонують на більшості підприємств машинобудування, 
приладобудування, металообробки, чорної та кольорової металургії та інших 
галузей промисловості, відсутність обладнання для утилізації шкідливих 
відходів виробництва на багатьох підприємствах. їх призводить до 
загострення проблеми майже в усіх регіонах України. Навіть на 
підприємствах, де є система очищення стічних вод, вона зазвичай 
знаходиться на низькому технічному рівні і не відповідає вимогам 
міжнародних стандартів. 
Таким чином, незважаючи на розробку нових, менш токсичних 
електролітів, нових пристроїв для регенерації розчинів і промивання деталей, 
питання очищення стічних вод потребує подальшого вирішення. 
Для вирішення проблеми ресурсозбереження та запобігання 
забрудненню навколишнього середовища стічними водами промислових 
підприємств використовується широкий спектр методів їх знешкодження та 
утилізації. 
Найбільш перспективним методом очищення стічних вод є соціальна 
технологія, яка широко використовується в індустріально розвинених 
країнах. Ефективність методу самоочищення полягає в тому, що, незалежно 
від значення рН середовища, він дозволяє видаляти важкі метали з великих 
об’ємів стічних вод з одночасним їх знищенням. 
Для реалізації цього методу в нашій країні необхідні доступні дешеві 
речовини, які легко регенеруються або утилізуються. Серед них особливе 
місце посідають сполуки на основі глинистих мінералів, важливою 
характеристикою яких є іонообмінна та сорбційна здатність, що визначається 
мінералогічним складом і колоїдно-хімічними глинистими властивостями. 
Завдяки очищенню високоактивними речовинами забезпечується вихід 
води з майже нульовими залишковими концентраціями. Слід також 
зазначити, що високоактивні сполуки реагують навіть з тими печінками 
 
 
які містяться у воді в малих концентраціях, коли інші методи виявилися 
неефективними. 
В даний час накопичено значний досвід видобутку природних глин і їх 
модифікованих форм для очищення стічних вод від іонів важких металів. 
Водночас існує тенденція, щоб ці дослідження проводилися на теоретичному 
та практичному рівні. Проте пошук нових ефективних і безпечних природних 
речовин, які б забезпечували зниження ресурсо- та енергоємності та 
запобігали вторинному забрудненню навколишнього середовища на всіх 
етапах застосування та утилізації, є актуальним науково-практичним 
завданням підвищення рівня екологічної безпеки очищення промислових 
стічних вод. 
Метою магістерської кваліфікаційної роботи була розробка 
технологічної схеми та обладнання для процесу адсорбційного очищення 
промислових стічних вод від іонів важких металів на прикладі міді та хрому з 
використанням природних адсорбентів. 
Для досягнення мети були поставлені наступні завдання: 
 - визначити фактори екологічної небезпеки промислових стічних 
вод та, виходячи з умов їх утворення, властивостей і складу, науково 
обґрунтувати вибір ефективного методу їх очищення від іонів важких 
металів; 
 - досліджувати властивості сорбційних матеріалів; 
 - розслідувати особливості процесу очищення стічних вод від іонів 
хрому та міді цеолітом; 
 - дослідити вплив модифікації глинистих сорбентів на їх сорбційну 
здатність щодо використання відпрацьованого сорбенту; 
 - оцінити рівень екологічного ризику процесів очищення 
промислових стічних вод вода з іонів хрому та міді цеолітом; 
 - розробити технологічну схему та технічне оформлення процесу 
очищення промислових стічних вод, що містять важкі метали, природними 
сорбентами. 
Об’єктом дослідження є технологічний процес очищення промислових 
стічних вод від іонів важких металів, а саме хрому та міді. 
Предметом дослідження є закономірності та залежності сорбційного 
очищення промислових стічних вод від іонів важких металів природними 
сорбентами. 
Методи дослідження. 
Під час дослідження використовувалися експериментальні та 
обчислювальні методи дослідження. Експериментальні методи дослідження 
включали: визначення концентрації важких металів у воді атомно-
адсорбційним та фотоколориметричним методами. Хімічний, мінеральний та 
гранулометричний склад адсорбенту досліджено спектральним аналізом, 
рентгенівським та гранулометричним методами. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
1 АНАЛІЗ СУЧАСНОГО СТАНУ ОБ’ЄКТА ДОСЛІДЖЕННЯ. 
ОСОБЛИВОСТІ ОЧИЩЕННЯ ВИРОБНИЧИХ СТІЧНИХ ВОД ВІД ІОНІВ 
ВАЖКИХ МЕТАЛІВ 
 
   Стічні води промислових виробництв є одними з найпоширеніших видів 
стічних вод як в Україні, так і за кордоном. Промислові стічні води, забруднені 
кислотами, лугами і солями важких металів, утворюються при хімічній і 
електрохімічній обробці металів і їх сплавів, а також при нанесенні гальванічних 
покриттів. Загалом в Україні гальванічні виробництва функціонують приблизно 
на 400 підприємствах, де існуючі системи очищення стічних вод, як правило, 
представлені застарілими технологіями та обладнанням, не відповідають 
вимогам міжнародних стандартів. Середньозважені концентрації окремих 
забруднюючих речовин, таких як сполуки хрому і нікелю, часто перевищують 
гранично допустимі в десятки і сотні разів. Сьогодні, за підрахунками фахівців, у 
природні водойми з недостатньо очищеними промисловими стічними водами 
щорічно потрапляє тисячі тонн високотоксичних важких металів, таких як цинк – 
3,3 тис. тонн, нікель – 2,4 тис. тонн, хром 0,5 тис. тонн та ін. , що значно 
ускладнює екологічну ситуацію в країні [1-4]. 
Актуальним науково-практичним завданням екологічної безпеки є пошук 
нових ефективних і безпечних природних речовин, які б забезпечували зниження 
ресурсо- та енергоємності та запобігали вторинному забрудненню 
навколишнього середовища. 
 
1.1 Виявлення основних джерел забруднення стічних вод 
промислові підприємства з важкими металами 
 
Стічні води промислового підприємства являють собою суміш змінного 
хімічного та кількісного складу, що утворюється з поверхневих і промислових 
стоків. Кількість стічних вод залежить від використовуваних технологій і 
відобсяг виконуваних підприємством робіт. Авіаційні підприємства можуть 
генерувати до кількох тисяч кубометрів такої води на рік. Рівень забруднення 
стічних вод шкідливими домішками залежить від умов формування кожного 
потоку: культури виробництва, де основним показником є використання 
прогресивних технологій; наявність локальних очисних споруд; 
упорядкованість території тощо [5]. 
Побутові або комунальні стічні води відводяться від аеропортів, 
готелів, їдалень, адміністративно-побутових служб і житлових приміщень. 
Вони переважно забруднені домішками органічного та бактеріально-
біологічного походження. Поверхнева або дощова вода утворюється під час 
дощу та танення снігу на поверхні польотної площі авіакомпанії, значна 
частина якої має штучне покриття (бетон, асфальт) і є службово-технічною 
зоною. У цих водах переважають мінеральні домішки, нижчий рівень 
органічного та бактеріального забруднення. 
Виробничі стоки відводяться зі спецбаз, котелень, складів ПММ, місць 
мийки літаків та їх обробки спеціальними рідинами, ділянок ремонту, 
відновлення та обслуговування авіаційної техніки. 
У переважній більшості ці води не відповідають нормам прийому 
стічних вод місцевих каналізаційних мереж і тому не можуть бути видалені 
без попереднього локального очищення [6-7]. 
Стічні води, що утворюються на авіапідприємствах, можна розділити 
на три категорії: промислові, побутові та атмосферні. 
Промислові стічні води авіаційних підприємств, у свою чергу, 
поділяються на три основні групи: 
          1) технологічні води, які утворюються в результаті безпосереднього 
використання води саме в технологічних операціях; вони забруднені всіма 
речовинами, які використовуються в технологічних процесах даного 
виробництва. Деякі з цих вод, які отримують при остаточній обробці готової 
продукції, інколи бувають незначно забруднені, і такі води відносять до 
умовно чистих; 
              2) вода допоміжних операцій і процесів, що утворюються при 
поверхневому охолодженні технологічного обладнання та енергоблоків; 
основною відмінністю тихих вод є, як правило, підвищена температура; 
            3) вода з допоміжних цехів і цехів обслуговування (зберігання 
сировини і готової продукції, транспортування сировини і палива, котельні 
та ін.); ці води забруднені різними речовинами, головним чином завислими 
речовинами та нафтопродуктами. 
Промислові стічні води в залежності від виду і концентрації 
забруднюючих речовин, а також кількості стічних вод і місць їх 
утворення видаляються, як правило, кількома незалежними потоками. 
Отже, окремі потоки об'єднують: 
– слабозабруднені промислові стічні води, що містять один або 
декілька видів забруднення (зони промивання та електрохімічного 
очищення деталей і конструкцій); 
– кислі або лужні стічні води (гальванічні цехи); 
– мінералізовані води (район польоту); 
– промислові стічні води, що містять масла, жири, нафтопродукти 
тощо (автотранспортна станція; станція фарбування). 
Умовно чисту воду з допоміжних виробництв зазвичай відбирають 
окремим потоком або транспортують разом із зливовою (дощовою) 
водою. 
Побутові стічні води, що утворюються на території авіакомпанії, 
відводяться та очищаються окремо, якщо промислові стічні води не 
потребують біохімічного очищення за характером їх забруднення. Спільне 
видалення господарсько-побутових і промислових стічних вод доцільно при 
забрудненні останніх органічними речовинами, що підлягають біохімічному 
руйнуванню, і при зниженні концентрації токсичних речовин у загальному 
потоці, що надходить в 
 
біологічних очисних спорудах, не перевищує гранично допустимих 
концентрацій (ГДК) для біологічного очищення [8-10]. 
Безперечно, процес нанесення гальванічних, лакофарбових та інших 
захисних або декоративних покриттів є основою потенційної екологічної 
небезпеки на підприємствах авіаційної промисловості. Це зумовлено 
використанням широкого спектру хімічних речовин та утворенням значних 
обсягів рідких і газоподібних відходів різного хімічного складу, утилізація 
яких неможлива без попереднього очищення [11]. 
Гальванічний метод нанесення металевих покриттів заснований на 
електролізі розчинів солей відповідних металів, які використовуються для 
різноманітних цілей: 
 - відновити розміри і форми хромованих деталей,   
    
міднення,нікелювання; 
 - для захист від корозії - цинкування, кадмування, олужнення 
(лудіння); 
 - покращити роботу каналізаційних вузлів     
 свинцево-індій покриття; 
 - для запобігання вигорання - міднення; 
 - в якості підкладки для нанесення іншого покриття - міднення; 
 - як декоративне - нікелювання. 
У процесі нанесення гальванічних покриттів використовується та 
утворюється широкий спектр токсичних, пожежо- та вибухонебезпечних 
речовин – електролітів та продуктів їх взаємодії, а саме: 
- сірчана кислота H2SO4 – використовується для травлення металів, 
що знаходяться в діапазоні активності перед воднем (магній, цинк, алюміній, 
залізо та ін.), утворення солей і виділення водню. При дії на метали, 
розташовані за воднем, утворюються солі і виділяється сірчаний ангідрит. 
Якщо промислова сірчана кислота забруднена сполуками миш'яку, під час 
зброджування виділяється AsH3; 
- соляна кислота HCl - використовується для травлення металів в 
концентрації до 37%. Процес нанесення металевого покриття 
супроводжується активним виділенням хлористого водню з утворенням 
водяної пари і крапель кислоти; 
- ціаніди — продукти взаємодії синильної кислоти з металами, що 
супроводжується утворенням ціаністого водню HCN у процесах міднення, 
цинкування, кадмізації тощо; 
- розчини лугів (КОН, NaOH) використовують для знежирення 
металів, травлення алюмінію, цинку, стічних вод і вороніння чорних металів.  
- хромовий ангідрид, сульфат міді, сульфат нікелю, хлорид нікелю, 
хлорид кадмію, хлорид цинку, срібло азотнокисле - солі важких металів, що 
використовуються в процесах нанесення захисних покриттів [11-13]. 
Проблемним моментом для гальванічного виробництва є використання 
значних обсягів водних ресурсів. Питомий випуск відходів для великих 
підприємств, які виконують понад 300 тис. на рік. м2 гальванічного покриття 
становить 1,9, а для малих - 6,5 м3/м2 гальванічного покриття [14-15]. Вода в 
технологічному процесі використовується в основному на мийних операціях. 
Електрополітичне очищення застосовують для підвищення 
зносостійкості та відновлення деталей машин, приладів керування, миття та 
копчення. Типовий технологічний процес бальзамування здійснюється за 
схемою: електрохімічна анодна або хімічна демінералізація; прати в теплій 
воді, прати в холодній воді; обезголовлення; прання в холодній воді; 
приклад; догляд; уловлювання кеми з електроліту; проба в розчині 
метабісульфіту натрію; випрати в холодній воді, висушити; зневоднення (при 
необхідності).  
Поверхню з покриттям попередньо шліфують або полірують. 
Нерест проводиться в стаціонарних сталевих ваннах, облицьованих 
листовим вінілом. Спостережувані зразки служать катодом. В якості 
генераторів струму використовують генератори постійного струму низької 
напруги, які виробляють струм напругою 6, 12 або 9 В і потужністю 250-
10000 А. Для електропостачання ванн застосовують також селенові 
випрямлячі, які складаються з понижуючий трансформатор і комплект 
селенових випрямних шайб. 
Зносостійкі шини використовуються в стандартному універсальному 
комплексному електротранспорті пізнього концентрування або в 
самохідному транспортному засобі. Склад електролітів наведено в таблиці. 
1.1. 
Товщина нанесеного хромованого покриття мікрон: 30-100 для гладкого 
очищення інструментів; 2-20 для професійних калібрів. У результаті 
шліфування зносостійкість олівцевого інструменту підвищується в 2-3 
ступені, контрольно-насосного інструменту - в 5-10 ступенів. 
Після ґрунтування необхідно уловити хромат з електроліту, промиваючи 
деталі вакуумом протягом 0,15-3 хв у ванні з непроточною водою без пари. 
Отримані концентровані речовини додають ванні піноутворення. При 
накопиченні в розчині більше 0,001 кг/л тривалентного хрому розчин 
змінюють. Після миття у ванні хромовані деталі опускають на протязі на 
0,15-1 хв в 15% розчин метабісульфіту (піпосульфіту) натрію, який 
відновлює шестивалентний хром, що залишився на поверхні деталей, до 
тривалентного, в результаті чого з яких шестивалентний хром запобігає 
потраплянню в стічні води. 
Промивання у воді проводять для видалення з деталей продуктів дії або 
розчинів, що залишилися на поверхні після електрохімічної денітрифікації, 
декапування і зняття воску з деталей у розчині метабісульфіту натрію. 
 
Таблиця 1.1 - Склад електролітів процесу хромування 
 
Вміст, 
кг/дм3 
      
      
CrO3 H2SO4 K2SiF6 SrSO4 H3BO3 NaSiF6 
      
0,125-0,20 (1,25÷2,00)·10-3 - - - - 
0,12-0,15 (1,00÷1,50)·10-3 - - - - 
Піднятий Електрополіт 
     
0,20-0,30 (2,00÷3,00)·10-3 
- - - - 
0,20-0,35 (2,5÷2,5)·10-3 - - (20÷25)·10-3 - 
0,30-0,35 - - - - (6±8)·10-3 
0,25-0,30 - 0,08   
0,20-0,30 - 0,018-0,020 6,0·10-3 -  
(5,5÷6,5)·10-3 - - 
  
0,25 - 0,020 6,0·10-
- - 
3 
 
При підвищеній кількості солей жорсткості в поливній воді (понад 
15-10-6 кг/л) останнє промивання перед промиванням і перед сушінням 
слід проводити конденсатом або демінералізованою водою. Деталі 
промивають водяним душем або занурюючи їх у ванну, обладнану 
пристроєм для перемішування деталей і пуску за допомогою повітря. 
Дозволяється використовувати обидва способи: спочатку – зануренням, а 
потім – під душем. При двофазному промиванні водою після роз'єднання 
подача води здійснюється каскадно (зворотно), чиста вода подається 
тільки в другу мийну ванну, з якої сама надходить у ванну. Після 
процесу промивання вода видаляється трьома незалежними дренажними 
потоками: кислотно-лужним, хромовмісним і ціаністим. Способи 
водного промивання деталей після операцій гальванічного хромування 
наведені в таблиці 1.2. 
 
Таблиця 1.2 - Приклади водного промивання деталей після операцій 
гальванічного хромування 
 
Миємо посуд 
               вода 
Темпепатупа, оС Довговічність, хв 
   Регулюючий Універсальний 
Застуда (водне пиття 
10-25 0,15-3,0 
або розміновано) 
Тепла (вода питна, 
50-60 0,15-3,0 
 конденсат або розмінування) 
Гапяча (водна питна вода, 
80-90 0,15-3,0 
конденсат або розмінування) 
 
У той же час можливе і доцільне застосування попереднього 
змішування цих потоків. Стічні води після операцій знежирення в лужних 
ваннах зазвичай змішують з первинними ціанідними стічними водами, що 
підвищує лужність змішаних стічних вод і полегшує перебіг реакції 
ціанідного окислення. 
Також можна передбачити попереднє змішування хромовмісних 
стічних вод з кислими стічними водами операцій травлення з метою 
відновлення Cr6+ до Cr3+. Однак можливе утворення летких сполук, що 
неприпустимо. 
Хімічний склад і концентрація мийних стічних вод наведено в 
таблиці 1.3 і визначається об'ємом мийних ванн, періодичністю зміни 
мийних розчинів, конструкцією і складністю поверхні деталі, що миється. 
При повному і рівномірному виробничому завантаженні гальванічного 
цеху кількість і склад промивних вод приблизно постійні. На мийні 
операції в гальванічному виробництві використовується до 90% води. 
Разом з промивними водами на станцію нейтралізації надходить до 80% 
номенклатури компонентів, що використовуються в технологічних 
операціях гальванічного виробництва. 
 
Таблиця 1.3 - Хімічний склад і концентрація промивних стічних вод 
 
 Концентрація забруднення стічних вод, мг/дм3 
Тип забруднення кислий 
хромовміс ціанід 
лужні ні 
pH      10,2-11,0 3,0-7,5 7,0-8,5 
Завислі речовини 120-300 300-1000 500-1000 
Сульфати <380 <380 100-1000 
Загальний хром - 2,0-55 - 
Залізо 3,5-55,0 - - 
Мідь 1,0-10,5 - - 
Нікель 0,7-98 - - 
Ціаніди - - <100 
 
Типовий технологічний процес електрополітичного нікелювання 
включає наступні операції: денітрифікацію в органічному розчиннику; 
сушка або хімічне знежирення; прання в теплій воді; електрохімічне 
зневоднення; прання в теплій воді; прання в холодній воді; 
обезголовлення; прання в холодній воді; електрохімічне нікелювання; 
відловлювання, миття в холодній воді; прання в гарячій воді; сушка, 
контроль Нікельована поверхня спочатку полірується або полірується. 
Видаляти старі полірувальні та шліфувальні пасти, масла, мастила, 
що знаходяться на поверхні деталей, знежирюючі органічні засоби 
(бензин, газ) послідовним зануренням в одну-три ємності, під душем або 
розтиранням волосяними щітками або ватним тампоном. Після 
замочування в бензині рекомендується просушити на повітрі. Сульфатні 
електроліти використовують для зносостійкого нікелювання. Склад 
електролітів процесу нікелювання представлений у таблиці 1.4. 
 
Таблиця 1.4 - Склад електролітів процесу нікелювання 
 
 Вміст води, г/дм3 
Електрополіт 
вересень- вересень- Джентльмен неохайно- Люмінесцен
тний 
кислий нікель кислий натрій натпію це нікель 
я люблю 
його 
Сірчана кислота 
175-200 80-160 20 - - 
швидко 
Сірчана кислота      
420 150 5 30 - 
блискуче 
нікельоване 
покриття 
Бофтопіст- 
200-400 - 5-15 - 5 
водень 
Сульфамін - - - 250-300 - 
 
При приготуванні електроліту кожен його компонент заздалегідь 
розчиняють у воді, інгредієнти виливають у бічну ванну і доливають 
водою, потім визначають рН і доводять до заданого значення додаванням 
сірчаної кислоти і вугільного нікелю. 
Після нікелювання необхідно виловити нікель з електроліту і 
утилізувати його. Після прання деталі просушують. Способи і прийоми 
виконання цих операцій, а також склади ванн для їх виконання аналогічні 
тим, що застосовуються для бальзамування. Режими процесу нікелювання 
представлені в таблиці 1.5. 
 
Таблиця 1.5 - Приклади процесу нікелювання 
 
Ми хочемо 
Електрополіт працювати 
pH Темпепатупа, ºС Щільність пари, А/дм2 
Сірчана кислота (типова) 5-5,5 18-25 0,5-1,0 
Сірчана кислота швидка 2,0-3,5 50-60 До 10 
Ігриста сірчана кислота    
нікелювання 5,8-6,3 45-55 1-3 
Найкраще п'ятиденний 2,7-3,5 25-50 5-10 
Сульфамін 3.5 25-30 10-15 
 
 
 1.2 Аналіз методи очищення стічних вод від іонів Ni2+ та Cr3+  
 
У минулому і дотепер багато країн, у тому числі й Україна, приділяють 
велику увагу питанню пошуку ефективних методів очищення стічних вод від 
важких металів. Питанням розробки теоретичних основ і технологій 
водопідготовки та очищення стічних вод присвячені праці вітчизняних 
вчених: С.В.Яковлєва, С.С.Виноградова, Л.Ф.Долиний, Л.А.Кульський, 
І.Т.Гороновський, О.М.Когановський, Г.М.Кочетова, В.Л.Філіпчук, А.К. 
Запольський, Н.А.Мєшкова-Клименко, І.М.Астреліна, М.Т.Брика, П.І. 
Гвоздика, В. М. Радовенчика, М. Д. Хомелі, М. С. Мальовані та зарубіжні - 
Дж. Накамура, М. Гензе, М. Дж. Хаммер та багато інших [22-41]. 
На жаль, більшість з них впроваджуються вкрай повільно або взагалі 
не освоюються. Переважна більшість сучасних способів і методів 
очищення води від забруднення важкими металами (реагентні, 
іонообмінні, електрохімічні, мембранні методи) в більшості випадків є 
вузькоспеціалізованими і не можуть поєднувати високу ефективність і 
достатню економічність. Обмеженість використання більшості методів 
очищення стічних вод на авіакомпаніях зумовлена також специфікою 
забруднення стічних вод, нерівномірністю обсягів їх утворення, високою 
вартістю експлуатації обладнання тощо. 
При виборі технічного рішення очищення стічних вод необхідно 
також враховувати умови переробки твердих побутових відходів, оскільки, 
крім прямого скидання недостатньо очищених стоків у поверхневі 
водойми, існує проблема забруднення підземних вод. Особливу небезпеку 
становлять території колишніх шламовідвалів, з поверхні яких і сьогодні 
забруднення просочуються в підземні водоносні горизонти [42]. 
Враховуючи різноманітність хімічних елементів, що містяться у 
відходах гальванічного виробництва, проблема поводження з гальванічним 
шламом стоїть досить гостро. В одних випадках гальванічний шлам 
використовується як домішка у виробництві будівельних матеріалів 
(залізобетонні блоки, плити, цегла тощо), в інших вивозиться на полігони 
твердих побутових відходів або накопичується в резервуарах на території 
промислових підприємств, тощо 
Таким чином, щоб зменшити техногенне навантаження 
гальванічного виробництва, слід приділяти увагу не лише очищенню 
стоків, а й утилізації отриманого гальванічного шламу, з метою 
збереження цілісності природних екосистем та здоров’я людей. 
Серед існуючих методів очищення стічних вод від важких металів, 
які знайшли застосування на авіаційних підприємствах - реагентний, 
іонообмінний, сорбційний, біохімічний, електрохімічний - найбільш 
поширеним на вітчизняних підприємствах є реагентний метод. Метод 
реагентного очищення дозволяє видалити іони важких металів, зокрема 
хрому. Принципова схема очищення хромовмісних стічних вод з 
початковою концентрацією іонів хрому (VI) до 600 мг/л реагентним 
методом представлена на рисунку 1.1. 
До переваг цього методу можна віднести надзвичайно низьку 
чутливість до вихідного вмісту домішок; можливість скидання очищених 
стічних вод на міські станції аерації; можливість скидання очищених 
стічних вод у водні об’єкти культурно-побутового призначення (із 
застосуванням доочищення на електродіалізаторах та іонообмінних 
фільтрах). 
 
 
 
 
 
 
 
1 - реактор-накопичувач хромових стоків, 2 - дозатор кислоти, 3 - 
дозатор відновника, 4 - дозатор лугу, 
5 - реактор-нейтралізатор, 6 - відстійник, 7 - механічний фільтр 
 
Рисунок 1.1 - Принципова схема очищення хромвмісних стічних 
вод реагентним методом 
 
 
 
Водночас така технологія очищення стічних вод, що містять ВМ, має 
низку істотних недоліків. Основні з них: низький рівень автоматизації; 
низьке значення ступеня очищення; висока витрата реагентів, які є дорогими 
і дефіцитними; виділення шкідливих газів; утворення значної кількості 
шламу, що містить переважно гідроксиди та карбонати важких металів, а 
також велику кількість солей кальцію. В результаті процесу нейтралізації на 
підприємствах України щорічно утворюється від 0,1 до 12,5 тис. тонн 
гальванічного шламу [43]. Незважаючи на те, що сучасні технології обробки 
осадів включають стадії ущільнення, зневоднення та захоронення, ці операції 
потребують значних енергетичних витрат, а забруднення навколишнього 
середовища за існуючих умов збереження осадів неминуче [44]. 
Дослідження В.М.Рогова, В.М.Анопольського свого часу досить 
переконливо показали ефективність реагентного очищення в поєднанні з 
флотацією, однак і самі автори стверджують, що цей метод значно 
поступається електрохімічному очищенню. У той же час, навіть за 
дотримання оптимальних технологічних параметрів, в шлами може бути 
переведено не більше 70-75% іонів металів [45]. Ще більше погіршує 
ситуацію наявність у стічних водах комплексоутворюючих речовин. При 
цьому відбувається часткове вимивання іонів кольорових металів, які раніше 
осідали в шламі, і їх перехід у природні води. 
У разі необхідності очищення великих об’ємів стічних вод з відносно 
низьким вмістом металів найбільш оптимальною є іонообмінна технологія, 
яка дозволяє здійснювати очищення стічних вод з високим ступенем 
очищення промислових стічних вод від іонів важких металів (цинк, мідь, 
хром, нікель, свинець, ртуть, кадмій, ванадій, марганець, уран та ін.), а також 
сполуки миш'яку, фосфор, ціаніди. 
Значну увагу розгляду цього питання приділено у працях Гребенюка 
В.Д. з огляду на застосування даного методу при опрісненні, знесоленні та 
пом'якшенні води, а також можливість повторного використання цінних 
компонентів. Останнє питання досить широко висвітлено в працях В. А. 
Проскурякова. В якості робочих елементів широко застосовуються 
синтетичні іонообмінні смоли, алюмосилікати, гідроксиди і солі 
полівалентних металів. Практичний інтерес для видалення кольорових 
металів становлять також рідкі іонообмінні матеріали - екстрагенти [46-48]. 
До недоліків іонообмінної технології слід віднести великі обсяги 
апаратури, складність автоматизації процесу, високий рівень реагентів, 
необхідність промивання іонів після очищення реагентами хімічними 
реагентами, утворення стічних вод після регенерації та необхідність їх 
утилізація [49]. 
У роботах Яковлєва С.В. [50] біохімічні методи розглядаються, перш за 
все, з огляду на економічну ефективність при роботі в рамках систем 
оборотного водопостачання. Біохімічне очищення стічних вод гальванічного 
виробництва в нашій країні не має достатнього поширення, але деякі наукові 
установи ведуть активні дослідження в цьому напрямку. Так, у 
Дніпропетровському університеті запропоновано спосіб очищення стічних 
вод від важких металів за допомогою біофільтрів. 
– личинки безхвостих земноводних. Авторами [51] створено універсальні 
мікробні гранульовані препарати «Мікробний біокаталізатор» (МБК) і 
«Змішані мікробні групи» (ЗМБ) для очищення промислових стічних вод від 
широкого спектру металів і радіонуклідів, а також органічних сполук. 
Препарати дозволяють очищати стічні води від металів у широкому діапазоні 
концентрацій - від 1,0 мг/л до 10000 мг/л. До недоліків можна віднести 
потребу в кваліфікованих робітниках, утворення великої кількості біомаси, 
необхідність використання великих площ. 
В Україні та за кордоном для очищення стічних вод від іонів БМ 
(хрому, міді, цинку, нікелю, кадмію та ін.) досить поширені електрохімічні 
методи очищення (електрофлотація, електрокоагуляція, електродіаліз, 
електрофорез, анодне окислення та катодне відновлення) (рис. 1.2). ) . 
 
 
 
 
 
1 – усереднювач-накопичувач; 2 – насос; 3 – 
електролізер; 4 – відстійник; 5 – випрямляч. 
Рисунок 1.2 Принципова схема очищення хромовмісних стоків 
електрохімічним методом: 
 
Електрохімічні методи засновані на використанні таких процесів: 
   - відновлення домішок (металів) на катоді або їх осадження в результаті 
взаємодії з продуктами анодної реакції або в результаті зрушення рН в 
катодній зоні; 
   - окислення домішок безпосередньо на аноді або в об'ємі розчину  продукти 
анодної реакції; 
   - адсорбція домішок на гідроксидах Al або Fe, що утворюються при 
розчиненні електродів (електрокоагуляція); 
   - флотація домішок газами, що утворюються на електродах; 
   - електродифузія домішок через мембрани (електродіаліз). 
Автори [52-55] у своїх роботах приділяють значну увагу 
електрохімічним методам очищення стічних вод, які доцільно 
використовувати при значних концентраціях важких металів у стічних водах, 
які не потребують додаткових реагентів і можуть бути повністю 
автоматизовані. У більшості випадків електрохімічні методи є екологічно 
чистими, такими, що виключають «вторинне» забруднення води аніонами та 
катіонними залишками, характерне для реагентних методів. 
На машинобудівних і ремонтних підприємствах, у тому числі 
авіаційної промисловості, широко використовується метод очищення 
стічних вод коагуляцією в електричному полі. Згідно з методом, 
запропонованим Буніним Н.І. [56], воду з додаванням малих доз 
коагулянту пропускають між електродами, підключеними до джерела 
постійного або змінного струму, при цьому електричне поле здійснює 
прискорюючий вплив на коагуляцію дисперсних домішок води. і продукти 
гідролізу коагулянтів. Електрохімічні методи дозволяють знизити 
оптимальну дозу коагулянту і прискорити осадження. Стримуючим 
фактором у розвитку цього методу є велика витрата металу та 
електроенергії. 
Для очищення стічних вод, що містять жири, нафтопродукти, олії, 
зважені речовини та інші домішки, доцільно використовувати 
електрофлотаційний метод очищення, який поєднує два способи - 
електрокоагуляційну обробку та електрофлотацію отриманих гідроксидів 
металів. Цей процес можна здійснювати в одному електролізері: при 
розчиненні анода утворюється коагулянт, а на катоді виділяються 
високодисперсні бульбашки водню, які забезпечують флотацію продуктів 
коагуляції. 
Метод електродіалізу також знайшов застосування в Україні та за 
кордоном для видалення мінеральних солей, у тому числі солей важких 
металів, з низькоконцентрованих стічних вод. Електродіаліз передбачає 
перенесення іонів через мембрану під дією прикладеного до неї 
електричного поля. Основним обладнанням є електродіалізатори, що 
складаються з електрохімічно активних іонітних мембран [58]. 
В електродіалізаторах найбільш поширені гетерогенні іонні 
мембрани. Іонітна мембрана, розміщена в електролітичній ванні, діє як 
своєрідний іонний фільтр, пропускаючи через себе з однієї камери в іншу 
тільки ті іони, знак заряду яких збігається зі знаком заряду рухомих 
(обмінних) іонів іонообмінної смоли, з якої виділяється іоніт. 
виготовляється мембрана. Іонні мембрани бувають двох типів: катіонні та 
аніонні. Перші здатні пропускати через себе тільки катіони, другі - аніони. 
Особливою перевагою іонітних мембран є те, що вони не потребують 
спеціальної регенерації. 
Слід зазначити, що електроосадження металів зі стічних вод вирішує 
низку важливих завдань, зокрема техніко-економічних (за рахунок 
повернення металів у виробництво) та екологічних, що привертає 
особливу увагу. Однак використання електрохімічних методів має низку 
обмежень. На швидкість очищення стічних вод при електрохімічному 
очищенні впливають фізико-хімічні, електричні, гідродинамічні фактори: 
сольовий склад стічних вод, температура, склад доданого електроліту, 
швидкість руху води в міжелектродному просторі, густина струму. Пошук 
шляхів вирішення цієї проблеми полягає в досягненні максимальних 
режимів очищення технологічних стічних вод. Збільшення швидкості 
електродних процесів зазвичай пов'язане зі збільшенням густини струму, а 
це, в свою чергу, призводить до нерівномірного розподілу потенціалу на 
електроді, і в цілому до збільшення витрати електроенергії. 
Для глибокого очищення забруднених промислових стічних вод 
застосовують так звані мембранні методи очищення стічних вод, увага 
яким приділяється в роботах А. І. Жукова, І. Л. Монгайта, І. Д. Родзіллера, 
С. І. Лазарева. [59-61]. Одним з таких методів очищення є зворотний 
осмос. Метод очищення стічних вод заснований на їх фільтрації під 
тиском через напівпроникні мембрани, які пропускають воду, але 
затримують гідратовані іони солей важких металів, розчинених у воді. При 
концентрації солі 2-5 г/л тиск повинен бути до 1,0 МПа, а при концентрації 
солі 10-30 г/л – близько 2,0 МПа (рис. 1.3) [62-63]. . 
  Мембранні установки працюють у гальванічних цехах заводу «Пласт-
маш» (м. Київ) та Київського метрополітену. Оскільки витрати на 
промивку мембрани мінімальні, вартість водопідготовки можна оцінити 
приблизно в 0,1 uo на кубічний метр, що економічніше, ніж сорбція, 
окислення. 
озон або їх комбінація. 
 
U – усереднювач розведених і концентрованих стоків; ЕК – 
електрокоагулятор; ВТ – відстійник з тонкошаровим модулем; FP – 
фільтр-прес; FM – рукавний механічний фільтр; 
ММ – зворотньоосмотичний мембранний модуль; 
П – реактор з мішалкою для обробки реагентів; 
ВРВ - вакуумно-роторний випарник; ХА - холодильна установка. 
 
Рисунок 1.3 - Технологічна схема очищення стічних вод мембранним 
методом 
 
 
 
Незважаючи на низьку вартість промивки мембран, цей спосіб має 
істотні недоліки, серед яких: проведення процесу при високому тиску в 
системі, ретельна попередня очистка стічних вод, висока вартість мембран, 
дефіцитність матеріалів для виготовлення мембран, необхідність хімічного 
промивання. мембранних установок, необхідність заміни картриджного 
фільтра для установки зворотного осмосу. 
Для глибокого очищення стічних вод від розчинних органічних і 
неорганічних забруднюючих речовин, у тому числі іонів важких металів, 
застосовують сорбційні методи, ефективність яких коливається від 80 до 
99,5 % залежно від хімічної природи адсорбенту, розміру адсорбуючої 
поверхні, структуру і властивості забруднюючих речовин та ін. Метод 
адсорбційного очищення знайшов широке застосування для подальшого 
очищення стічних вод від іонів важких металів як у Україні [64-70] та за 
кордоном [71-75] завдяки своїм перевагам: 
 - високий ступінь очищення стічних вод; 
 - можливість видалення забруднюючих речовин надзвичайно 
широкого характеру практично до будь-якої залишкової концентрації, 
незалежно від їх хімічної стійкості; 
 - керованість процес очищення; 
 - можливість автоматизація процесу очищення. 
 IN як адсорбенти використовують як синтетичні сорбенти 
(активоване вугілля, вуглеволокнисті матеріали, синтетичні промислові 
відходи тощо) [76, 77], так і природні сорбенти (торф, тирса, зола, глинисті 
породи, лушпиння соняшнику тощо). Серед природних сорбентів особливе 
місце за поширеністю займає активоване вугілля. Він легко регенерується, 
досить стійкий до хімічних, радіаційних і термічних впливів. Активоване 
вугілля використовують для визначення хрому, молібдену і ванадію у водах 
різної природи. адсорбція   Властивості активованого вугілля багато 
в чому залежать від структури пор, їх розмірів, розподілу за розмірами. 
Основу речовини активованого вугілля становить вуглець, який у вугіллі 
СКТ становить 87%, а в вугіллі КАД-йод - 96,3%. Невуглецева частина 
матеріалу АВ складається з оксидів металів і кремнію, а також азотовмісних і 
сірковмісних груп. На виробництво 1 т промислових АБ витрачається в 
середньому 2-7 т сировини, до 10 т пари; 0,4-2,2 тонни активуючих реагентів, 
300-2000 кВт/год електроенергії, 2000-5000 м3 коксового газу, до 1,5 тонни 
смоли. Сировиною для одержання активованого антрациту є антрацит із 
зольністю не більше 3-5% і зернистістю 6-13 мм. Вуглеволокнисті матеріали 
(ВВМ) мають більш високу сорбційну здатність і підвищену (порівняно з 
активованим вугіллям) питому поверхню - до 2000 м2/г. ВВМ одержують 
термообробкою штучних синтетичних волокон діаметром 2-12 мкм в потоці 
інертних газів при 600-15000С з вигоранням 12-53% [65]. Недоліком 
використання активованого вугілля є його висока вартість, швидке забивання 
пор активованого вугілля і проблема десорбції домішок. 
Важливо відзначити, що пошук ефективних адсорбентів на основі 
відходів основного виробництва набуває все більших перспектив. До таких 
сорбентів відносяться відходи агропромислового комплексу: цукрова 
тростина, макуха, рисове і кокосове лушпиння, пальмова олія і кокосова 
шкаралупа, солома і лушпиння цибулі та ін. 
У роботі [78] досліджено використання рисового лушпиння для 
видалення БМ зі стічних вод. Визначено, що за оптимальних умов 
ефективність вилучення хрому, цинку, міді та кадмію з водних розчинів 
становила відповідно 79%, 85%, 80% та 85%. 
У роботі [79] досліджено процес адсорбції ВМ на зелених 
водоростях та лушпинні подрібненого рису. Дослідники прийшли до 
висновку, що ефективність адсорбції БМ біомасою водоростей і рисовим 
лушпинням із водних тест-систем склала більше 90% для всіх 
досліджуваних металів (Sr, Cd, Ni, Pb, Zn, Co, Cr, As), за винятком Ni, для 
якого ефективність видалення становила близько 80%. 
На основі експериментальних досліджень [80] встановлено, що 
активоване вугілля на основі мікро- та мезопористого рисового лушпиння 
дозволяє видалити зі стічних вод іони Cr(VI) більш ніж на 95%. Загальний 
результат експериментальних досліджень показав, що максимальне 
видалення (66%) Cr(VI) за допомогою рисового лушпиння досягнуто при 
рН=2, дозі адсорбенту 70 г/л і часу взаємодії – 2 години. 
Ефективними сорбентами вуглецю є кокс та відходи його виробництва 
(напівкокс, пил, шлак). Ємність таких сорбентів порівняно невелика, але 
низька вартість робить їх використання вигідним. Дослідники [81] провели 
експерименти з видалення Cr (VI) з водного розчину шляхом адсорбції на 
активованому вугіллі, отриманому з кокосової тирси. Адсорбційна 
ємність, розрахована за ізотермами Ленгмюра, становила 3,46 мг/г при 
початковому рН 3,0 для частинок розміром 125-250 мкм. Максимальна 
екстракція Cr (VI) спостерігалася в кислому районі рН. 
У роботі [82] проведено дослідження адсорбції іонів міді (Cu2+) на 
оболонці сої, модифікованій лимонною кислотою. Було встановлено, що 
адсорбційний потенціал модифікованої оболонки становить від 0,68 до 
2,44 ммоль/г, що значно вище, ніж у немодифікованої оболонки (0,39 
ммоль/г). Автори також дійшли висновку, що шкаралупа соєвих бобів, 
оброблена гідроксидом натрію та модифікована лимонною кислотою, 
особливо в концентрації 0,6 М і вище, видаляє з розчину більше 1,7 ммоль 
іонів міді на 1 г шкаралупи. Автори визначили, що шкаралупа соєвих бобів 
містить (у мг/г сухої маси) білки, ліпіди, золу, лігнін, целюлозу, 
геміцелюлозу та діоксид кремнію, які становлять 109, 10,0, 36,4, 49,1, 676, 
137 та <10 відповідно. Цінними сорбентами ВМ у водних розчинах 
визначено соєве та бавовняне лушпиння, рисову солому, пульпу цукрової 
тростини. Адсорбційні ємності визначали за ізотермами адсорбції з 
використанням моделі Ленгмюра. Їх адсорбційний потенціал для Zn (II): 
лушпиння соєвих бобів > лушпиння бавовни > рисова солома > жом 
цукрової тростини. Потенції варіювали від 0,52 до 0,06 мг-екв/г сухої маси 
сорбенту [83]. 
Для очищення промислових стоків використовують також 
цементний порошок, дрібно подрібнену деревну тирсу, просочену 
парафіном, шматки синтетичних полімерів, відходи гірничодобувної 
промисловості [84-86]. 
 
1.3 Характеристика сорбенту - природного цеоліту 
 
 
Природний цеоліт відноситься до речовин вулканічного походження і 
відноситься до групи алюмосилікатів. Враховуючи те, що сорбент має 
природне походження, його властивості визначаються для кожного зразка. 
Залежно від даної проби можливі відхилення в хімічному складі. З 
мінералогічної точки зору та топологічної будови основою цеоліту 
Сокирницького родовища Закарпаття є кліноптилоліт.
 Структуракліноптилоліт показаний на рисунку 1.4. 
 
 
 
 
 
  
Рисунок 1.4 – Будова природного цеоліту типу кліноптилоліту 
 
Кліноптилоліт належить до групи цеолітів, мікропористих 
алюмосилікатних мінералів, які зазвичай використовуються як адсорбенти. 
Структура кліноптилоліту шарувата (листова). 
Залишаючись справжнім каркасним силікатом, де кожен кисень зв’язаний з 
іоном кремнію або алюмінію (у співвідношенні [(Al+Si)/O = 1/2]), він має 
листову структурну організацію. Листи з'єднані між собою декількома 
стяжками, які досить широко віддалені один від одного. Листи містять 
розімкнуті кільця по черзі з вісьмома і десятьма сторонами. Ці кільця 
накладаються одне на одне від листа до листа, утворюючи канали через 
кристалічну структуру [84]. 
 Характерною особливістю цеолітів є однорідна міжкристалічна 
структура пористий простір з вікнами точно визначеного розміру. 
Наприклад, для кліноптилоліту діаметр каналів становить 0,38÷0,62 нм, а 
вільний внутрішньокристалічний об’єм сорбенту становить 0,34 від 
загального об’єму цеоліту. Розмір каналів визначає розмір молекул або іонів,  
які можуть проходити через ці канали, тому цеоліт може поводитися як 
хімічне сито, пропускаючи одні іони, блокуючи інші [84]. 
Наведений у літературі хімічний склад цеоліту містить наступні 
компоненти (мас.ч.): SiO2 – 70,21; Al2O3 – 12,27; Fe2O3 – 1,2; FeO – 0,55; 
TiO2 
– 0,14; MnO – 0,073; K2O – 3,05; Na2O – 1,77; CaO + MgO – 10,604 [142]. 
Для алюмосилікатних цеолітів важливою характеристикою є відносний 
вміст Si і Al в каркасах. За співвідношенням Si/Al можна виділити три групи: 
висококремністі - фер'єрит, кліноптилоліт, морденіт, гейландит; проміжні - 
філліпсит, офретит, фожазит, шабазит; високоалюміністі - толесоніт, 
натроліт, скалезит, лізоліт, гонардит. Зі збільшенням частки алюмінію в 
каркасі цеоліту збільшується об’ємна ємність [84]. 
Пориста структура цеоліту містить активні обмінні катіони і визначає 
унікальні адсорбційні, катіонообмінні та каталітичні властивості цих 
мінералів. Різниця в ефективних діаметрах вхідних вікон має важливе 
практичне значення для адсорбції газів, рідин і молекулярно-ситового 
розподілу сумішей. Число молекул води цеоліту, а також типи і кількість 
інших молекул, які можуть адсорбуватися, визначаються об'ємом вільного 
внутрішньокристалічного простору. Ця класифікація дозволяє оцінити 
можливості використання цеолітів як іонітів і адсорбентів. Від хімічного 
складу цеоліту також залежить термічна стійкість решітки, хімічна стійкість 
до кислого середовища, адсорбційна здатність тощо. 
 Алюмосилікатні цеоліти поділяються на основні групи: морденіт, 
гейландит; філіпсит; Шабазит та ін. Природний цеоліт утворює, як правило, 
білі, іноді безбарвні і прозорі, рідше - червонуваті, буруваті і зеленуваті 
кристали будь-якої кристалографічної сингонії. Твердість 5-5,5 (за 
мінералогічною шкалою); щільність 1,9-2,8г/см 3; міцність на стиск 8-15 
МПа; питома теплоємність 0,83-1 кДж/(кг·К), теплопровідність 0,14 
Вт/(м·год·К). Цеоліти не розчиняються у воді, кислотах, лугах і органічних 
розчинниках. Термостійкість до 500˚C (найбільшу термостійкість виявляє 
кліноптилоліт) [84]. 
Цеоліти існують у природі і на сьогоднішній день відомо більше 30 
видів, а також виробляються в лабораторних умовах (синтетичні 
цеоліти).Освоєно виробництво штучних цеолітів, які використовують для 
очищення води, фарбування тощо.Існує більше 100 видів синтетичних 
цеолітів.Але синтетичні цеоліти за деякими властивостями (стійкість до 
високих температур, дії кислот) значно поступаються природним цеолітам. 
Штучно синтезовані цеоліти (пермутити) широко використовуються на 
водоочисних спорудах як адсорбенти, іоніти, молекулярні сита; 
використовуються як донори та акцептори електронів 
Структура цеолітів: цеоліти здатні виділяти і реабсорбувати воду в 
залежності від температури і вологості; цеоліти здатні до іонного обміну 
(вибірково виділяють і реабсорбують різні речовини); цеоліти здатні 
обмінювати катіони (позитивно заряджені іони). Застосування природних 
цеолітів у промисловості було обмежено через їх низьку поглинальну 
здатність і малий розмір молекул адсорбованих речовин. При правильному 
виборі умов модифікації цеоліт виконує роль каталізатора, що призводить до 
хімічного перетворення адсорбованих молекул у потрібному напрямку [85].  
Хімічний склад природних цеолітів, на відміну від синтетичних, 
вважається стабільним. Наявність шкідливих елементів не перевищує: 
свинцю - 0,003%; цинк – 0,04%; мідь - 0,0015%; миш'як – 0,0001% [104]. 
Сьогодні цеоліти прийнято розділяти за розміром пор в їх структурі: NaA - 4 
(4 Å); CaA - 5 (5 Å); NaX - 8 (10 Å); CaX - 9-10 (13 Å). 
Найбільшого поширення набули цеоліти NaA, CaA, NaX, CaX. Перша 
частина позначення - переважаючий метал в цеоліті, здатний до обміну, 
друга - тип решітки (А або Х). Внутрішня питома поверхня цеолітів типу 
NaA 
і CaA – 750-800 м²/м3, типу CaX – 1030 м²/м3 [69]. 
Залежно від виду, цеоліт знайшов широке застосування в житті людини. 
Використання модифікованих цеолітів X і Y як основи каталізаторів крекінгу 
нафтових фракцій дозволило значно підвищити ефективність цього процесу 
не менше ніж на 30 %. Все це визначає велике практичне значення цеолітів 
як інтенсифікаторів адсорбційних і каталітичних процесів. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
2 ОБ'ЄКТИ І МЕТОДИ ДОСЛІДЖЕННЯ 
 
 
2.1 Об'єкти дослідження 
 
Для дослідів за темою магістерської роботи використовувалася партія 
природного кліноптилоліту Закарпатського цеолітного заводу, хімічний 
склад якого згідно технічних умов (масові частки): Si - 63,207; Al – 6,873; Fe 
– 5,475; Cu – 0,004; Ti – 0,572; Mn – 0,075; К – 9,238; Na – 0,781; Ca – 1 1,438; 
Mg - 1,329. У досліджуваних зразках хрому не виявлено. Питома поверхня 
кліноптилоліту, визначена за водою, становить 59 м2/г [33]. 
 
                                     (а) (б) 
 
Рисунок 2.1 – Зразки природного кліноптилоліту Сокирнянського родовища: 
а) dz=1-2мм; б) dz>2мм 
 
Основним елементом скелета цеоліту є тетраедр, у центрі якого 
знаходяться атоми алюмінію або кремнію, а навколо них розташовані чотири 
атоми кисню. Таке розміщення викликає негативний заряд, який 
компенсується одновалентними або двовалентними катіонами лужних або 
лужноземельних катіонів.  Важливим показником є відношення оксидів 
кремнію до алюмінію, яке за літературними даними становить 4,25 - 5,25. 
Відповідно до аналізу хімічного складу даної партії цеоліту це 
співвідношення становить 5:11. 
 
 
Структура кліноптилоліту ніколи не руйнується під екстремальним 
тиском, щоб зруйнуватися, вимагає температури плавлення скла, і не може 
бути хімічно змінена нічим, крім надзвичайно їдких (їдких) або кислих умов 
[29]. 
 
2.1.1 Досліджувані модельні розчини солей 
 
Модельний розчин міді готували в дистильованій воді, змінюючи 
концентрацію Cu (II) від 0,01 до 20 г/дм3. 
Для дослідження сорбційної здатності цеоліту до іонів хрому в 
статичних умовах готували розчин Сr(NO3)3, що містив 1 г/дм3 іонів Сr3+. 
Для визначення ізотерми адсорбції іонів хрому використовували 
модельні розчини, приготовлені з дистильованої води та біхромату калію, 
змінюючи концентрацію Cr (VI) від 0,005 до 5 г/дм3. 
 
      2.2 Методи дослідження 
 
                   2.2.1 Методика проведення ситового аналізу природного цеоліту 
 
В умовах дослідів для ситового аналізу відбирали наважку природного 
цеоліту масою 600 г. Оскільки матеріал неоднорідний, універсального 
методу відбору не існує. 
Суть ситового аналізу полягає в просіюванні досліджуваного матеріалу 
через сита з різними діаметрами вхідних отворів. Для процесу розсіювання 
брали сита з діаметром отворів 0,5 мм, 1 мм і 2 мм. Ситовий аналіз 
проводили вручну. Час просіювання тривав 10 хвилин. Таким чином, цеоліт 
було розділено на 4 фракції: 1 фракція - d з <0,5 мм; 2 фракція - dz=0,5 - 1 мм; 
3 фракція - dz=1-2мм; 4 фракція - dz>2мм. 
  
2.2.2 Методика визначення рН досліджуваних розчинів 
 
Найбільш точним і поширеним є потенціометричне визначення рН 
метод визначення активної кислотності середовища, в тому числі об'єктів 
довкілля. Датчик для визначення рН розчину (індикаторний електрод) являє 
собою скляний електрод, електрорушійна сила (ЕРС) якого залежить від 
концентрації іонів водню в розчині. Скляний електрод відноситься до 
мембранних іоноселективних електродів, активна частина яких виготовлена 
зі спеціального електродного скла. 
Надзвичайно висока селективність скляних електродів до іонів водню 
зумовлена хімічною природою скла, яке є сплавом силікатів лужних і 
лужноземельних металів. Як відомо, солі слабкої силікатної кислоти у 
водному розчині піддаються гідролізу. Цей процес також відбувається на 
межі розділення фаз скло-розчин, і в цьому випадку іони лужних металів 
обмінюються іонами водню з розчину. На поверхні скла утворюється шар 
гелю (желеподібної маси) силікатної кислоти товщиною 1-100 нм, в якому 
відбувається реакція іонного обміну з розчином, під час якої іони водню з 
розчину надходять всередину. цей поверхневий шар і витісняє з нього 
катіони натрію або літію, які. Тому на межі розділу скло-розчин 
відбуваються реакції, які визначають потенціал скляного електрода по 
відношенню до розчину. 
Усередині скляного електрода знаходиться контактний електрод - 
срібний дріт, покритий тонким шаром аргентум хлориду, занурений у 
стандартний 0,1 М розчин хлорної кислоти. Різниця потенціалів, що виникає 
на скляній мембрані, є функцією різниці концентрації іонів водню в 
стандартному та досліджуваному розчинах. Потенціал скляного електрода 
порівнюється потенціометрично з потенціалом стандартного електрода 
порівняння, насиченого хлоридом срібла. 
Проводиться калібрування скляного електрода і рН-метра в 
цілому 
 
заза допомогою буферних розчинів. Такі розчини готують з реактивів класу 
для рН-метрів, які випускають у вигляді фіксаналів, розрахованих на 
приготування 1000 см3 буферного розчину кожного найменування. 
        Для визначення рН досліджуваних розчинів використовували 
потенціометричний метод. Визначення проводили на іонометрі з 
використанням селективного електрода за стандартною методикою. для  
Для визначення рН в інтервалі 2...12 використовували 25 см 3 
досліджуваного розчину. Результат отримано шляхом усереднення трьох 
паралельних експериментів [33]. Зміну рН середовища визначали 
лабораторним іонометром І-160МИ. Структура іономеру І-160 МИ 
представлена на рисунку 2.2. 
 
 
 
 
 
 
1 – матричний дисплей; 2 – кнопка ввімкнення приладу;   
3 – кнопки керування; 4 – аргентум хлоридний електрод порівняння; 
5 – селективний мембранний індикаторний електрод; 6 – датчик 
температури; 7 – склянка з досліджуваним розчином; 8 – штатив з 
тримачем для електродів 
 
Рисунок 2.2 – Структура іономеру І-160 МИ 
 
2.2.3 Методика спектрофотометричного визначення іонів міді 
 
Метод заснований на утворенні в кислому середовищі (розчин с з 
концентрацією 0,2 моль/дм 3 соляною кислотою) іонного комплексуміді з 
реактивом пікрамін-епсилон (2,4-динітрофенол-(6-азо-2)-1-нафтол-3,8-
дисульфонова кислота), який має червоно-фіолетове забарвлення. 
Визначенню не заважає жоден із усіх можливих компонентів питної води. 
          Приготування робочого стандартного розчину мідного купоросу. 
Робочий стандартний розчин готували шляхом розведення основного 
стандартного розчину мідного купоросу в 50 разів дистильованою водою. В 1 
см3 розчину міститься 0,002 мг Сu2+. Використовували свіжий розчин. 
         Побудова графіка повірки.  
         У мірні колби місткістю 25 см 3 додавали 0,0; 1,0; 2,0; 3,0; 4,0; 6,0; 8,0; 
10,0 і 13,0 см 3 робочого стандартного розчину мідного купоросу, що 
відповідає 0,0; 2,0; 4,0; 8,0; 12,0; 16,0; 20,0 і 26 мкг міді. Далі в колбу додають 
10 см 3 дистильованої води, 0,8 см 3 розчину соляної кислоти, 15-20 мг 
аскорбінової кислоти і все перемішують. Додавали 1 см 3 розчину пікрамін-
епсилон, доводили дистильованою водою до мітки, перемішували і через 5 хв 
визначали спектрофотометрично при довжині хвилі =540-500 нм у кюветах 
з товщиною робочого шару 2 см. . Порівняння проводили з нульовим 
розчином, до якого не додавали мідь. 
Для кожної точки калібрувального графіка оптичну щільність було 
знайдено як середнє значення трьох повторно знайдених значень. 
Побудували калібрувальний графік, відклавши по осі абсцис вміст міді в 
мікрограмах, а по осі ординат – оптичну густину. 
 Проведення аналіз. 
У мірну колбу місткістю 25 см 3 додають 20 см 3 досліджуваної води, 0,8 см 
3 розчину соляної кислоти, 15-20  мг аскорбінової кислоти, 1 см3 розчину 
пікрамін-епсилон, довести до мітки дистильованою водою. Розчин 
перемішували і проводили спектрофотометричне визначення через 5 хвилин. 
Кількість міді в зразку в мікрограмах знаходили за калібрувальним графіком. 
 Обробка результатів.  
Масова концентрація міді (Х), мг/дм3, розраховується за формулою: 
 
м
                                                                      Х= В                            
                       
де m – кількість міді, знайдена за калібрувальним графіком, мкг; V - об'єм 
взятої для визначення проби, см3. 
За кінцевий результат аналізу брали середнє арифметичнерезультатів 
двох паралельних визначень, допустимі відмінності (сходження) між якими 
не повинні перевищувати ±5%. 
Оптичну густину вимірювали на спектрофотометрі Улаб 102 за 
методикою: 
Увімкніть спектрофотометр УЛАБ 102 кнопкою на задній панелі 
спектрофотометра (рисунок 2.3). 
 
 
 
 
 
Рисунок 2.3 – Зовнішній вигляд спектрофотометра УЛАБ 102 
 
 
Після включення прилад автоматично прогрівається, що 
відображається на світловому екрані панелі управління. Після 20 хвилин 
прогріву система переходить в основний інтерфейс. 
         Натиснувши кнопку «РЕЖИМ», для переміщення курсору виберіть 
функція «A», яка призначена для вимірювання оптичної щільності в точці 
фіксованої довжини хвилі та запису значення абсорбції поточного зразка. 
Натисніть кнопку «ENTER», щоб увійти в інтерфейс безперервного 
вимірювання. 
 встановити довжина хвилі540нм, для цього натисніть «GOTO λ», 
виберіть значення довжини хвилі за допомогою стрілки, потім натисніть 
«ENTER» для підтвердження. 
 Для проведення подальших дій необхідно підготувати спеціальні 
кювети, які постачаються в комплекті зі спектрофотометром і представлені 
на малюнку 2.4, виконують калібрування 100% T/0 Abs. Для цього в кювету 
налийте розчинник (Н2О), помістіть її на світловий шлях, натисніть «НУЛЬ» 
і проведіть калібрування. 
 Вимірювання. Для вимірювання оптичної щільності заповніть кювети 
досліджуваними розчинами і помістіть перший зразок на шляху світлового 
потоку, натисніть кнопку СТАРТ для вимірювання і результат відобразиться 
на світловому екрані. Повторіть цей крок для всіх розчинів. 
 
 
 
 
Рисунок 2.4 – Набір кювет для спектрофотометра УЛАБ 102 
 
 
Результати аналізу зберігаються в пам'яті автоматично. Їх можна 
роздрукувати або видалити з пам’яті пристрою, натисніть PRINT/CLEAR, 
щоб увійти до наступного інтерфейсу, перемістіть курсор до «Print» або 
«Delete» і натисніть ENTER, щоб 
підтвердження. 
 
2.2.4 Методика визначення ізотерми адсорбції іонів міді 
 
 Визначення сорбційну здатність цеоліту проводили в статичних умовах 
при температурі 20±1 оС. Модельний розчин готували в дистильованій воді, 
змінюючи концентрацію Cu (II) від 0,01 до 20 г/дм3. При цьому за 
допомогою рН-метра вимірювали значення рН вихідного розчину, яке 
становило 2,56. У конічну колбу помістили ~ 1 г приготовленого адсорбенту 
та 250 см 3 розчину солі Cu (II). Далі розчини змішували, а потім залишали в 
спокої, повторюючи такі операції кожні 12 годин. Через 48 год від початку 
експерименту відбирали пробу і визначали концентрацію Cu 2+ в розчині (С) 
за методикою, описаною в розділі 2.2.3. 
 
 2.2.5 Методика визначення розчину іонів хрому  
 
Для дослідження сорбційної здатності цеоліту щодо іонів хрому в 
статичних умовах готували розчин Сr(NO 3)3, що містить 1 г/дм3 іонів Сr3+. 
Спектрофотометричним методом визначали концентрацію хрому (III) та (VI) 
у модельних розчинах. Метод визначення хрому (VI) заснований на 
вимірюванні світлопоглинання в діапазоні довжин хвиль від 540 до 550 нм 
забарвленої (червоно-фіолетового кольору) комплексної сполуки, що 
утворюється в результаті реакції 1,5-дифенілкарбазиду з дихромат-іонів 
аналізованої проби води в кислому середовищі та визначення концентрації 
хрому (VI) за величиною оптичного щільність розчину. Для визначення 
загального вмісту хрому сполуки хрому спочатку перетворюють на хром (VI) 
шляхом окислення персульфатом амонію, після чого визначають вміст 
хрому. 
(VI) у зразку, обробленому 1,5-дифенілкарбазидом. 
 Зміст хрому (III) визначали за різницею вмісту загального хрому та 
хрому (VI). Для визначення концентрації загального хрому в досліджуваному 
розчині в мірну колбу об’ємом 50 см3 додають 2 см 3 наважки, що містить 
хром. В іншу колбу не доливали розчин хрому, потім в кожну колбу 
доливали 5 см 3 розчину HNO3, 5 см 3 розчину HNO3 25% (NH4)2S2O8. Розчин доводили до 100 см 3 дистильованою водою. Розчини кип'ятять, упарюють до об'єму приблизно 50 см 3 , охолоджують і переносять у мірні колби місткістю 
100 см 3. Потім додають 1 см 3 розчину 20% сірчаної кислоти, 0, 3 см 3 
концентрованої ортофосфорної кислоти, 2 см 3 розчину 1,5-
дифенілкарбазиду масовою концентрацією 5 г/дм 3 доводили до мітки 
дистильованою водою і перемішували. 
 
 2.2.6 Методика визначення ізотерми адсорбції іонів хрому 
 
 Процес адсорбції проводили в статичних умовах за температури 20 ± 
1 °C. Визначення адсорбційної здатності цеоліту проводили на модельних 
розчинах, приготованих з дистильованої води та біхромату калію, змінюючи 
концентрацію Cr (VI) від 0,005 до 5 г/дм 3. Приготований розчин K2Cr2O7 
об’ємом 200 см масу кліноптилоліту ~ 1 г поміщали в конічну колбу і кожні 
12 разів механічно перемішували. год, а потім залишили в спокої. Такі 
операції проводились протягом 2 діб. Через 48 годин від початку досліду 
відбирали пробу та досліджували її на вміст Cr (VI) у розчині. для 
Визначення хрому проводили спектрофотометричним методом. Як реактив 
використовували дифенілкарбазид. Досліджувані зразки піддавали 
розведенню дистильованою водою, оскільки вміст хрому в розчинах був у 
високій концентрації. Концентрації хрому визначали за методами, описаними 
в розділі 2.2.5 
 
 
2.2.7 Методика та обладнання для проведення експериментальних 
досліджень процесу адсорбції іонів міді та хрому цеолітом 
 
Для проведення дослідження в колбу об’ємом 1 дм 3 вносили масу 
мідного купоросу СuSO4·5Н2О масою 3,93 г та хром нітрату Сr(NO 3)3- 
4,58 г. Для відбирання використовували аналітичні або прецизійні ваги. 
маса солей (рис. .2.5). 
 
 
 
 
                                              і)                                                          б) 
 
 
а) аналітичні ваги марки б) прецизійні ваги марки 
RA 114 виробництва OHAUS KERN KV 
 
Рисунок 2.5 - Загальний вигляд ваг 
 
 Солі розчиняли в дистильованій воді. Масовий вміст іонів міді та хрому 
становив 1:1. З приготовленого розчину відібрали 6 проб об’ємом: 2 см3, 10 
см3, 20 см3, 40 см3, 80 см3 та 120 см3, 160 см3, 200 см3 і помістили в мірні 
колби об’ємом 200 см3. 3. Вміст кожної із проб доводили до позначки 
дистильованою водою і додавали в ємність масу 2 г природного цеоліту. 
Вміст кожної із проб перемішували і накривали кришкою для настоювання 
протягом трьох діб у термостаті при температурі 20±0,5°С. Через три дні 
розчин фільтрували, і цеоліт висушували до постійної ваги. Кількість 
поглинених іонів міді та хрому визначали спектрофотометричним методом. 
Методика визначення адсорбційної здатності цеоліту по відношенню до 
суміші іонів міді та хрому. 
Розчини, що містять суміш важких металів, аналізували наступним 
чином. Для визначення концентрації міді відібрали пробу об’ємом 20 см3 та 
дослідили згідно з п. 2.2.3 та 2.2.4. В умовах досліду одночасна присутність у 
розчині іонів хрому та міді не впливає на результати дослідів. 
Для визначення концентрації хрому з досліджуваного розчину 
відбирали 2 см 3 проби. Вміст іонів хрому в досліджуваному розчині 
визначали згідно з пп.2.2.5 та 2.2.6. 
 
2.2.8 Методика процесів адсорбційної екстракції 
досліджуваних компонентів стічної води в шарі сорбенту 
 
Роботи проводились на експериментальній установці (рисунок 2.6), яка 
працює за такою схемою. 
Модельний розчин надходить з ділильної лійки 1 в адсорбційну колонку 
з цеолітовим заповненням 2. Сорбент наливають на сітку 3, яка покрита 
фільтрувальним папером низької щільності (чорна стрічка). Швидкість 
фільтрування регулюють краном 4 на ділильній лійці 1. Кран колонного 
апарату повинен бути повністю відкритий. Фільтрат збирали через задані 
інтервали часу в ємність 5 і аналізували потенціометричним методом на 
іонометрі І-160 МЮ. 
 
 
 
 
 
 
 
 
1 – розподільна лійка з модельним розчином; 2 – цеоліт; 3 – сітка; 
4 – кран; 5 – приймач для збору фракцій 
 
 
Рисунок 2.6 – Схема експериментальної установки для 
дослідження адсорбції в шарі цеоліту 
 
 
2.2.9 Приготування модифікованого сорбенту 
 
Принцип модифікації сорбентів полягає у введенні в цеоліти катіонів, 
які мають ступінь окислення не менше +2 і завдяки цьому можуть бути 
з'єднані одним хімічним зв'язком з матрицею цеоліту, а іншим - з фосфатами. 
Основна вимога полягає в тому, щоб катіони давали нерозчинні фосфати. 
Регенерація може проводитися кислотними або лужними солями металів.  
Природний кліноптилоліт Сокирницького родовища модифікували 1% 
розчином мідного купоросу, який імітував стічні води гальванічних 
підприємств у співвідношенні 1:100 при температурі 293 К протягом 48 
годин. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
3 ЗАСТОСУВАННЯ СОРБЦІЙНОГО МЕТОДУ ОЧИЩЕННЯ 
СТІЧНИХ ВОД ВІД ІОНІВ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ 
 
Окрему категорію сорбентів важких металів становлять природні 
мінерали на основі глинистих матеріалів. Проведено неодноразові 
дослідження мінерального складу, адсорбційних властивостей бентонітових і 
палигорських глин (У.Г. Дистанов, Л.П. Кириченко, В.І. Лебединський та 
ін.), глауконіту і сапоніту (Є.В. Грицик), цеолітів (В. Федишин). Е., Дріц 
В.А., Брек Д.). Опубліковано ряд великих узагальнюючих робіт, пов'язаних з 
вивченням особливостей і властивостей кременистих порід (У.Г. Дистанов), 
бентонітових глин (Е.Х. Куковський, М.С. Мерабішвілі, М.В. Кірсанов, Г.А. 
Мачабелі), перлітів (Петров В.П., Насєдкін В.В.). ), порівняльна оцінка 
кристалохімічних та фізико-хімічних основ природних адсорбентів 
(Мдівнішвілі О.М.) [65, 70, 87-96]. У світовій літературі є досить багато 
інформації щодо використання природних адсорбентів для охорони 
навколишнього середовища [97,98]. За структурою і фізико-хімічними 
властивостями глинисті матеріали можна розділити на кілька груп: 
I. Дисперсні кремнеземи осадового походження на 68-99% 
складаються з аморфного діоксиду кремнію. Серед них опіки 
характеризуються підвищеним вмістом Fe2O3 MgO, а трепели - Al2O3 - 
до 16%. Діатоміт має переважно макропористі структури, а камінь — 
мезопористі. Камінь не розмокає у воді і має високу механічну стійкість. 
II. Шаруваті і шарувато-стрічкові алюмомагнієві силікати 
поділяються на мінерали з жорсткою структурою. Перші (вермикуліт і 
монтморилоніт) складають основу бентонітових глин і «білил». Вони мають 
первинну мікропористу структуру, зумовлену структурою вхідних у їх склад 
мікрокристалів силікатів, і вторинну «ламелярну мікропористу», перехідну та 
макропористу структуру, яка виникає за рахунок простору між 
мікрокристалами. У процесі сорбції вторинна пориста структура здатна 
розширюватися за рахунок збільшення розмірів мікропор. Ці сорбенти мають 
значну ємність по відношенню до полярних речовин (вода, спирти, аміни) 
[85]. 
Глинисті мінерали високодисперсні, мають розвинену поверхню, для 
них, крім іонного обміну, можливі фізичні та молекулярні сорбційні процеси. 
За мінералогічним складом адсорбційні глини переважно монтморилонітові, 
відрізняються від інших видів глин підвищеними в’яжучими властивостями, 
високою ємністю обмінних основ, адсорбційною та каталітичною 
активністю. Основні хімічні компоненти глини: SiO2 (30-70%), Al2O3 (10-
40%) і H2O (5-10%); У підпорядкованих кількостях присутні Fe2O3 (FeO), 
TiO2, CaO, MgO, K2O, Na2O, CO2, рідше MnO, SO3, P2O5 [65]. Як правило, 
породоутворюючим мінералом у глині є каолініт, його склад: 47% (за масою) 
оксиду кремнію (IV) (SiO2), 39% оксиду алюмінію (Al2O3) і 14% води (H2O). 
Значну частину хімічного складу глиноутворюючих мінералів складають 
Al2O3 і SiO2. Діаметр частинок глини менше 0,005 мм. Сорбційні 
властивості глини залежать від її структури. Основу глинистого матеріалу 
складають два основних структурних фрагменти. Перший — кремнієво-
кисневий тетраедр, у центрі якого знаходиться атом кремнію (можливе 
заміщення атома алюмінію або заліза), а у вершинах — атоми кисню, спільні 
для двох сусідніх тетраедрів (рис. 3.1 а). Другий — октаедр оксиду алюмінію 
(рисунок 3.1 б) [85]. 
 
 
район  
і– кремнеземний тетраедр, б – алюмооксидний октаедр 
 
Рисунок 3.1 - Основні структурні фрагменти глинистих матеріалів: 
Глинисті матеріали доцільно використовувати в процесах очищення 
стічних вод від іонорозчинених домішок БМ. Для видалення з води великих 
катіонів лужних (Cs), лужноземельних і важких металів найбільш доцільно 
використовувати такі глинисті мінерали, як монтморилоніт і вермикуліт [33]. 
Найефективнішим глинистим мінералом для очищення води від різних 
органічних домішок є монтморилоніт, площа його поверхні досягає 766-833 
м2/г. Формула монтморилоніту (Si7,8Al0,2)IV (Al3,4 Mg0,6)VI O20(OH)4; 
хімічний склад: SiO2 66,7%, Al2O3 28,3%, H2O 5%. Наведена вище формула 
показує, що відбувається заміщення Si4 + на Al3 + в тетраедричному шарі та 
на Al3 + на Mg2 + в октаедричному шарі. Монтморилоніт складається з 
частин, створених двома тетраедричними листами кремнезему з центральним 
октаедричним листом алюмінію. Тетраедричні та октаедричні листи 
поєднуються таким чином, що кінчики тетраедрів кожного кремнієвого листа 
та один із гідроксильних шарів октаедричного листа утворюють загальний 
шар. Атоми в цьому шарі, які є спільними для обох листів, стають киснем 
замість гідроксилу. Таким чином, його називають тришаровим глинистим 
мінералом з T - O - T шарами, які складають структурну частину [97]. Будова 
монтморилоніту представлена на рисунку 3.2. 
 
Рисунок 3.2 - Будова монтморилоніту 
Монтморилоніт і його модифіковані форми мають значно вищу 
адсорбційну властивість по відношенню до металів порівняно з природним і 
модифікованим каолінітом. Пориста структура, наявність функціональних 
груп на поверхні глини, здатність створювати водневі зв'язки або зв'язки 
іонно-дипольного притягання з важкими металами у водних розчинах 
визначають ефективність адсорбуючих властивостей такого матеріалу та 
можливість його використання. як адсорбент для очищення стічних вод. 
Вермикуліт, попередньо обпалений при температурі 7500С в статичних 
умовах, має поглинальну здатність, мг/г: 32 - нікелю, 66 - міді, 39 - цинку, 39 
- хрому; в динамічних умовах становить, мг/г: 290 - нікелю, 120 - міді, 150 - 
цинку, 50 - хрому, що близько до результатів на іонообмінних смолах. 
Каолініт, який має значно нижчу катіонообмінну здатність порівняно з 
монтморилонітом і вермикулітом, також використовується в процесах 
очищення води від іонів ВМ. Каолініт (Si4)IV (Al4)VIO10 (OH)8 має наступні 
компоненти: SiO2 46,54%, Al2O3 39,50%, H2O 13,96%, представлені у 
вигляді оксидів. В основі його структури лежить двошаровий пучок 
тетраедричних кремнієво-кисневих і октаедричних алюмінієво-кисневих 
(гіббситових) сіток. Будова каолініту представлена на рисунку 3.3 
 
Рисунок 3.3 – Структура каолініту 
Встановлено можливість використання глинистого мінералу 
волостоніту для очищення води від хрому (VI) з концентрацією 0,6-1,6∙10-
4 м [102]. Зміна температури процесу від 25 до 450С призводить до 
збільшення адсорбції хрому з 34 до 65%, причому адсорбція хрому (VI) 
зростає зі зниженням pH. При рН 2, температурі стоку 250С і початковій 
концентрації 0,2∙10-4 м спостерігається його 100% екстракція. 
Для очищення стічних вод від катіонів міді та свинцю 
використовують погано розчинний у воді природний доломіт із складом 
CaMg (СО3)2 [103]. Вступаючи з ними в хімічну реакцію, він утворює такі 
малорозчинні сполуки: Cu2(OH)2CO3; СuСО3; Рb2(ОН)2СО3 і РbСО3. 
Очищення в доломітових фільтрах в динамічних і статистичних 
(порошковий доломіт) умовах. При цьому стічні води повинні мати кислу 
реакцію і нейтралізуватися при контакті з доломітом. У шаруватих 
сорбентах з жорсткою структурою (каолініт, тальк, гідрослюда) активна 
поверхня обумовлена перехідними і макропористими просторами між 
силікатними мікрокристалами. Площа поверхні каолініту ~ 90 м2/г. 
Шаруваті стрічкові мінерали (полігорскіт і сепіоліт) мають структуру з 
мікропорами (def = 0,37-1,1 нм) і ефективні при сорбції 
високомолекулярних сполук. 
Ці мінерали мають негативно заряджений тривимірний 
алюмосилікатний каркас зі строго правильною тетраедричною 
структурою. У просторах каркаса розташовані гідратовані позитивні іони 
лужних металів, які компенсують заряд каркаса, і молекули води. При 
нагріванні цеолітів з них виділяється вода і утворюються адсорбційні 
порожнини, які з'єднуються один з одним і зовнішнім простором через 
входи і невеликі вікна. З цієї причини цеоліти сорбують лише молекули 
речовин, критичний розмір яких менший за ефективний розмір вхідного 
вікна, тому цеоліти називають молекулярними ситами. Загальна структура 
цеоліту показана на рисунку 3.4 
 
 
Рисунок 3.4 – Загальна структура цеоліту 
 
Природні цеоліти є нестехіометричними сполуками, їх зміст 
коливається в широких межах, утворюючи ряд твердих розчинів. 
Кристалічні структури цеолітів складаються з тетраедрів [SiO4]4- і 
[AlO4]5-, з'єднаних вершинами в ажурні каркаси, в порожнинах і каналах 
яких розташовані катіони і молекули H2O. 
Найпоширеніші природні цеоліти: кліноптилоліт (K2Na2Ca)3 
[Al6Si30O72] • 20H2O, гейландит (Na,K)Ca4[Al9Si27O72] • 24H2O, 
філліпсит K2(Ca0, 5Na) 4 [Al6Si10O32] • 12H2O, ломонтит. 
Ca4[Al8Si16O48] • 16H2O, морденіт (Na2K2Ca)4 [Al8Si40 O96] • 28H2O, 
еріоніт NaK2Mg, Ca1, 5 [Al8Si28O72] • 28H2O, шабазит (Ca,Na2)2 
[Al4Si8O24] • 12H2O, фер'єриту (Na, K) Mg2Ca0,5[Al8Si30O72] • 20H2O, 
аналцим. Для промислового використання придатні анальцим, стильбіт, 
шабазит, ломонтит, філліпсит, кліноптилоліт, морденіт, еріоніт [104]. 
Штучні цеоліти налічують понад 100 структурних типів, більшість з 
яких не мають природних аналогів. Їх отримують у вигляді 
мікрокристалічних агрегатів з високоактивних реакційних сумішей (гелів 
та інших аморфних речовин) при температурах не вище 2000С. 
Для отримання міцних і водостійких фільтруючих матеріалів з 
природних цеолітів їх нагрівають у печах з хлоридом і карбонатом натрію 
при 10000С. При швидкому нагріванні вони набухають, внаслідок чого 
об'єм і пористість цеолітів збільшуються в 5-20 разів. Обробка поверхні 
цеолітів кремнійорганічними сполуками робить її гідрофобною, що 
покращує сорбцію олії з води [105]. 
Пориста відкрита мікроструктура цеолітів забезпечує адсорбційні та 
іонообмінні властивості. Зневоднені нагріванням цеоліти набувають 
здатності адсорбувати молекули різних речовин із газів і рідкої фази 
(адсорбційні властивості). При цьому адсорбуються в основному тільки ті 
молекули, розмір яких не перевищує ефективного діаметра каналів, що 
з'єднують внутрішні порожнини кристала (властивості молекулярного 
сита). Величина адсорбції на цеолітах, особливо полярних речовин, 
значною мірою визначається дипольною взаємодією молекул адсорбованої 
речовини з катіонами, і тому, крім розміру іонного радіуса катіона, заряд і 
природа катіон, його поляризація та положення в іонному каркасі будуть 
важливими для адсорбції. 
Адсорбційні властивості природних цеолітів в цьому випадку 
визначаються наявністю в них 2 типів пор, представлених мікропорами і 
мезопорами (вторинна пористість). Мікропористість визначається 
мінеральним типом фази цеоліту, точніше структурою і геометрією 
кристалічної решітки загального типу цеоліту. Мезопористість (вторинна 
пористість) в основному залежить від структурних і текстурних 
характеристик цеолітів, а також від кількості та природи присутніх 
нецеолітних домішок. Ці домішки в тій чи іншій мірі можуть екранувати 
поверхню мікрокристалітів цеоліту, перешкоджати прояву адсорбційної 
здатності і знижувати адсорбційну здатність. 
Іонообмінні властивості цеолітів визначаються мінеральною 
формою і складом цеоліту, а також видами і співвідношенням обмінних 
катіонів у ньому [106]. 
Промислове значення цеолітів визначається головним чином їх 
унікальними іонно-молекулярно-ситовими і каталітичними властивостями, 
обумовленими кристалохімічними особливостями цеолітів; їх здатність до 
катіонного обміну, втрати та поглинання води та інших молекул без 
руйнування структурної основи. Особливе значення мають природні 
(кліноптилоліт, морденіт) і штучні висококремністі цеоліти, а також їх 
модифіковані форми, отримані шляхом введення в структуру цеолітів 
катіонів I-VIII груп. Зневоднені цеоліти є високоактивними сорбентами 
великої ємності (до 50% вільного об'єму). Цеоліти використовуються для 
видалення з вихлопних газів підприємств SO2, H2S, NOx; очищення води 
від іонів амонію, токсичних (Pb, Hg, Ti) і радіоактивних металів (Sr, Cs); в 
грунтах - для вилучення іонів радіоактивних ізотопів Sr і Cs. Для 
очищення природних і стічних вод від радіонуклідів можна 
використовувати природні цеоліти України (морденіт з Хуста та ін.) [93]. 
Отже, використання природних сорбентів дозволяє з досить високою 
ефективністю видаляти з промислових стічних вод широкий спектр іонів 
металів: нікелю – до 96%, міді – 90%, заліза – 96,7%, хрому – 95% та ін. Крім 
того, використання цеоліту як сорбенту при очищенні стічних вод дозволяє 
значно знизити концентрацію завислих речовин, БСК5, амонійного азоту та 
ін. застосування цеоліту значно прискорює роботу очисних споруд на інших 
етапах очищення та знижує навантаження на мікроорганізми при очищенні 
стічних вод в аеротенках. 
Порівнюючи ціни ряду загальноприйнятих природних адсорбентів, 
глини є найдешевшими 
Вартість природних адсорбентів представлена в таблиці 3.1. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Таблиця 3.1 - Вартість природних адсорбентів 
 
 
Вид сорбенту Ціна (грн/т) 
глина 85-350 
Активоване вугілля 60000-76000 
Целюлоза кулькоподібна 145000 
Лігнін 1800 рік 
Хітозан від 120 тис 
Цеоліти 1500-7000 
Кліноптилоліт 2500-12000 
Бентоніт 9500-10200 
Торф'яний 250-1000 
Вугілля з кокосової шкаралупи 15000-16500 
Вапняк від 3500 
 
Отже, перевагами цеолітних матеріалів як сорбентів важких 
металів зі стічних вод серед інших природних екологічно безпечних 
матеріалів на промислових підприємствах є: велика питома поверхня, 
хімічна та механічна стійкість, висока катіонообмінна та сорбційна 
ємність, низька вартість, значна поширеність. на території України. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
4 РОЗРОБКА ТЕХНОЛОГІЧНОЇ СХЕМИ 
 
Технологічні процеси очищення в промислових масштабах можуть 
здійснювати або в апаратах з механічним або пневматичним перемішуванням 
(в ідеальному випадку це апарати ідеального змішування), або в апаратах 
колонного типу зі стаціонарним глиноадсорбентом (ідеально витісневі 
апарати). Для забезпечення належного стану навколишнього середовища 
необхідна розробка нових технологій очищення стічних вод. 
Низький ступінь видалення забруднюючих речовин зі стічних вод, що 
містять важкі 
металів, є наслідком низької ефективності існуючих очисних споруд [9, 15]. 
Необхідність стабілізації утворених відкладень вимагає додаткових витрат. 
Необхідність розробки нових технологій очищення стічних вод 
обґрунтовується також зміною характеру та фазово-дисперсного стану 
забруднень стічних вод, що містять важкі метали. Адсорбційні технології 
широко використовуються в промисловості для очищення стічних вод [9, 19]. 
Процеси поглинання розглядають поглинання компонента в статичній і 
динамічні умови. Дослідження динаміки дозволяє встановити розподіл 
сорбованого компонента в рідкому середовищі та адсорбенту в просторі та 
раз На основі динаміки сорбції визначається час досягнення явища 
«прориву», тобто концентрації речовини на виході з шару адсорбенту, який 
становить 
неприпустимий скид стічних вод у природні водойми. Це необхідно для 
забезпечення ефективної роботи обладнання та забезпечення необхідного 
рівня очищення стічних вод. 
Запропонована мною технологія адсорбційного очищення стічних вод, 
що містить важкі метали, з використанням природного сорбенту дає 
можливість 
вирішує завдання зниження агресивності навколишнього середовища, має 
малу енергоємність, може реалізовуватися в широкому діапазоні змін складу 
стічні води 
 
У попередніх дослідженнях вивчали адсорбційні властивості цеоліту 
Закарпатського родовища, основу якого становить кліноптилоліт, щодо іонів 
Cu(II) та Cr(VI). Встановлено, що ізотерма адсорбції має s-подібну форму і 
відноситься до ізотерм ІІ типу. Встановлено, що після утворення 
мономолекулярного адсорбційного шару адсорбція продовжується. Це 
призводить до появи димолекулярного шару. 
Досліджено коабсорбцію іонів купруму(ІІ) та хрому(VI) в аніонній 
формі на природному цеоліті та визначено його адсорбційну здатність при їх 
співпоглинанні. Встановлено істотну різницю в їх сорбційній здатності, яка 
значно вища для катіонів міді, ніж для аніонної форми хрому [88]. Методом 
рентгенофлуоресценції досліджено елементний склад поверхні сорбенту 
після абсорбції важких металів із двокомпонентної системи, що містить іони 
Cu2+ та Cr3+. Теоретично обґрунтовано механізм сорбційного вилучення 
міді та хрому з розчину. 
Встановлено, що на селективність вилучення металу впливає радіус 
елемента та розчинність його гідроксидів. Розраховано умови осадження 
гідроксидів відповідних металів та побудовано логарифмічну діаграму 
складу двокомпонентної системи в залежності від рН. Призначення цієї 
частини 
Метою роботи було вивчити динаміку адсорбції іонів міді та хрому 
природним цеолітом, визначити характер вихідних кривих на різних 
довжинах. 
шару цеоліту та математично описують криві виходу за допомогою 
наближеного методу, заснованого на використанні експоненціальної 
залежності початкової концентрації для короткого шару. 
Роботи проводились на установці колонного типу, рисунок 2.6, з 
висотою шару цеоліту 2, 5 і 7 см. Концентрація вихідного розчину становила 
0,002 кг/дм3. Визначення концентрації іонів міді та хрому проводили 
спектрофотометричним методом за стандартною методикою, описаною в 
розділі 2. Дослідження процесу сорбції іонів міді та хрому природним 
цеолітом в динамічних умовах проводили в колонці -апарат типу. Розчин 
подавали з верху колонки, пропускали через шар адсорбенту різної висоти і 
збирали в приймачі очищеної води. Опис експериментальної установки 
представлений у другому розділі роботи. Об’єм рідини вимірювали протягом 
тривалого часу, а з певної частини рідини брали проби для визначення 
концентрації іонів міді та хрому. Вихідні криві для різних висот шару цеоліту 
показані на рисунку 4.1 і малюнку 4.2. 
 
Рисунок 4.1 - Початкова крива сорбції іонів Cr3+ з розчину в 
залежності від висоти шару сорбенту 2,5,7 см. 
 
З наведених даних видно, що за умов такого гідродинамічного режиму 
процесу адсорбції іонів міді та хрому на цеоліті має місце змішано-
дифузійний механізм адсорбції. При недостатній висоті шару сорбенту навіть 
при витраті розчину 3 см3/хв спостерігається витік невеликих кількостей 
забруднювача з перших хвилин досліду. Тому мінімальна висота шару 
сорбенту повинна бути не менше 5 см. Кількість іонів міді та хрому, що 
утримуються в колонці, відповідає площі 
під кривою ковзання в координатах C–t і розраховувався чисельним 
інтегруванням. При початковій концентрації іонів міді та хрому 0,015 кг/м3 
побудовано початкову криву адсорбції іонів міді та хрому в динамічних 
умовах, адсорбованих на фільтруючому матеріалі з адсорбентом при Z=2 см 
(рис. 4.3 та рис. 4.4). 
 
 
Рисунок 4.2 - Початкова крива сорбції іонів Cu2+ з розчину в 
залежності від висоти шару сорбенту 2,5,7 см. 
 
 
 
 
 
Рисунок 4.3 - Початкова крива сорбції іонів Cu2+ представлена в 
залежності від концентрацій в залежності від висоти шару сорбенту 2,5,7 см. 
 
 
Рисунок 4.4 - Початкова крива сорбції іонів Cr3+ представлена в 
залежності від концентрацій в залежності від висоти шару сорбенту 2,5,7 см. 
 
 
Отримані результати експериментальних досліджень дають змогу 
визначити коефіцієнти процесу сорбції іонів міді та хрому в апараті 
колонного типу. Досліджено процес сорбції іонів міді та хрому цеолітом 
та обґрунтовано параметри адсорбційної колонки. 
Принципова схема поглинання та розділення суміші важких металів 
відповідно до їх різної сорбційної здатності. 
 
4.1. Принципова схема поглинання та розділення суміші важких 
металів 
 
Отримані нами результати щодо сорбційної здатності окремих іонів 
міді та хрому, а також їх коадсорбції свідчать про можливість їх 
тільки поглинання з метою очищення стічних вод, а й для можливості їх 
хроматографічного розділення. Як відомо, цей метод використовується в 
основному з аналітичною метою розділення окремих компонентів і їх 
кількісного і якісного визначення. Наші дослідження вказують на можливість 
хроматографічного розділення суміші іонів міді та хрому 
за допомогою природного цеоліту в установках з фіксованим шаром цього 
сорбенту. Дослідження дозволяють запропонувати принципову технологічну 
схему здійснення такого процесу, яка для безперервного очищення стічних 
вод повинна складатися з двох адсорберів. Інші методи використання цих 
компонентів можуть базуватися на технологіях, які розроблені та описані в 
літературі. 
Запропонована принципова технологічна схема представлена на 
рисунку 4.5. Установка складається з чотирьох попарно і паралельно 
встановлених адсорберів 1 і 2 і 3 і 4, заповнених природним цеолітом. Стічна 
вода подається в адсорбери для очищення насосом 5. Розподіл її до 
адсорберів здійснюється за допомогою кранів 6а і 6б. 
Розглянемо випадок, коли стічні води подаються в перший адсорбер. 
Кран 6b в цьому випадку закритий. Відкриється кран 7а, через який буде 
витікати очищена від іонів міді та хрому вода. Після того, як фронт досягне 
витіснення концентрації іонів хрому нижнього шару адсорбенту і 
спостерігається явище ковзання хрому, клапан 7а закривається, а клапан 8а 
відкривається. Розчин, що містить тільки іони хрому, направляється в 
адсорбер 3, де адсорбуються іони хрому, а очищена вода виводиться назовні 
за допомогою крана 10а. Коли закінчується десорбція іонів хрому в адсорбері 
і починають прослизати іони міді на виході, крани 6а і 8а закриваються. 
Стічні води відповідно перемикаються в колонку 2. Відкриваються крани 6b і 
7b, і очищена стічна вода витікає. Надалі цикл продовжується, як у 
попередньому стовпчику 1. Адсорбовані цеолітом мідь і хром можна 
виділити з адсорбенту методом десорбції. Регенерований цеоліт можна знову 
включити в цикл поглинання важких металів. Запропонована технологія 
дозволить не тільки виконати екологічне завдання, а саме очистити стічні 
води від важких металів, але й використання даної технології дозволить 
регенерувати важкі метали, які можна буде знову включити в технологічний 
процес гальванічного виробництва. 
 
 
 
1 - 4 – колони з природним цеолітом; 5 – насос подачі стічних вод; 6а,б 
– регулювальні крани поперемінної подачі стічної води до пристрою; 7а, б; 
10а, б - крани для відведення очищеної води; 8а, б - крани для відведення 
води після адсорбції сполуками хрому; 9а, б - крани для періодичної подачі 
розчину, який подається на регенерацію сорбенту і витісняє адсорбовані 
сполуки міді з шару цеоліту; 11а, б – крани для періодичної подачі розчину, 
який подається на регенерацію сорбенту і витісняє адсорбовані сполуки 
хрому з шару цеоліту; 12а,б – крани для періодичного видалення 
адсорбованих сполук міді, що утворюються після регенерації сорбенту; 13а,б 
– крани для періодичного видалення адсорбованих сполук хрому, що 
утворюються після регенерації сорбенту. 
 
Рисунок 4.5 – Принципова технологічна схема очищення стічних вод 
від іонів міді та хрому 
 
4.1.1 Використання відпрацьованого сорбенту. 
Відпрацьований цеоліт можна регенерувати методом десорбції. У 
колонку можна подавати сольовий або кислотний розчин, який витіснить 
мідь і хром з цеоліту відповідно до реакції: 
 
Cu ≡ Ceol + 2NaCl = 2Na – Ceol + CuCl2 
Cr ≡ Ceol + 3NaCl = 3Na – Ceol + CrCl3 
 
Вартість природних дисперсних сорбентів невелика, планувати 
регенерацію відпрацьованих сорбентів недоцільно, оскільки вартість 
регенерації буде на порядок вище вартості нового сорбенту. Оскільки 
необхідною умовою утилізації відпрацьованих сорбентів є запобігання 
процесу десорбції, слід зазначити, що поглинання іонів важких металів 
кліноптилолітом є необоротним, тому їх вимивання відсутнє. 
з землі Також для здійснення процесу десорбції потрібен концентрований 
розчин солі або кислоти, що малоймовірно в природних умовах. 
Отже, враховуючи вищевикладене, відпрацьований цеоліт, який 
вичерпався 
його сорбційними та іонообмінними властивостями і насичений важкими 
металами, а саме міддю і хромом або тільки міддю або тільки хромом, може 
бути використаний як компонент в дорожньому будівництві та в 
промисловому будівництві. 
У крайньому випадку категорично не можна використовувати 
відпрацьований цеоліт, який містить адсорбовані іони важких металів, для 
карстових порожнин. Одним із перспективних напрямів використання 
відпрацьованого цеоліту є його використання в послідовній сорбції (рисунок 4.6). 
Адсорбція міді є першою стадією процесу послідовної сорбції. Таким 
чином, цей метод забезпечує не лише хроматографічне розділення іонів міді 
та хрому та очищення стічних вод від іонів Cu, наприклад, на гальванічних 
заводах, а й дає змогу модифікувати структуру цеоліту. 
 
Рисунок 4.6 – Схема послідовної адсорбції 
 
Правильно підібраний модифікатор дозволить послідовно проводити 
другий етап сорбції, що забезпечує утилізацію сорбенту після першого етапу 
сорбції. Встановлено, що поглинання фосфатів відбувається за механізмом 
хемосорбції після співосадження катіону фосфатної солі, що виділяється 
внаслідок іонного обміну, на обмінних катіонах цеоліту – Ca2+ і Mg2+, за 
схемою: 
Ceol(Na+)n + nMe2+ → CL(Me2+)+n + (Na+); 
Ceol(Me2+)+n + nH2PO4- → CL(MeH2PO4)n. 
 
Для відновлення сорбційних властивостей цеоліту необхідною умовою є 
регенерація сорбенту. Завантаження адсорбційної колонки, яка вичерпала 
обмінну ємність, можна регенерувати 10% розчином NH4OH. Після цього 
сорбент можна повторно використовувати для очищення стічних вод 
гальванічних цехів, а розчинні фосфати можна утилізувати, напр. 
для сільськогосподарських потреб. 
 
 
 
 
 
4.2 Технологічна схема очищення стічних вод від іонів важких металів 
 
Стічна вода потрапляє в решітку (1), де очищається від грубих 
частинок розміром 1∙10-2м. (Малюнок 4.7) 
 
 
 
 
H1-6 – насоси; 1, 14 – відтворення; 2 – пісковловлювач; 3 – поплавок; 4 – 
фільтр, заповнений піском і керамзитом; 5 – резервуар фільтрованої води; 
6 – повітродувка; 7 – адсорбер із завантаженням цеоліту; 8, 20 - змішувачі 
реагенти; 10 – резервуар з рідким хлором; 11 – контактний бачок; 12 – бак 
для збору промивної води фільтра; 13 – ущільнювач осаду; 15 – центрифуга; 
16 – конвеєр; 17 – відстійник; 18 – резервуар для NH 4OH; 19 – ємність 
їдкого натрію; 21 – відстійник; 22 – будівельний майданчик; 23 – абсорбер; 
24 – бункер з водою. 
 
Рисунок 4.7 – Технологічна схема очищення стічних вод від іонів 
важких металів 
 
  Для захисту тонкошарових відстійників і завантажувальних фільтрів від 
засмічення великими частинками решітки сконструйовані в два послідовних 
ступеня. На першому ступені встановлюються вертикальні планки з 
прозорим 16 мм, на другому ступені - самороз'ємні стрижні з прозорим 10 
мм. Далі в тангенціальному пісковловлювачі (2) вода очищається від дрібних 
частинок розміром 1∙10-3 – 1∙10-5м. 
Після попереднього видалення частинок, які осідають у полі сил 
тяжіння, забезпечується флотація у флотаційному апараті (3) Цей спосіб 
дозволяє очищати стічні води від частинок розміром 1∙10-5 – 1∙10-7. м, що 
здійснюється за допомогою подачі повітря від нагнітача (6). Штучно 
створений в рідкому середовищі висхідний потік бульбашок газу захоплює і 
виносить з собою на поверхню рідини частинки жиру, суспензії, утворюючи 
шар піни. 
З поверхні рідини знімається піна для подальшої обробки. Проведені 
дослідження показали, що цей метод дає ефект очищення на 90-95% від 
жирів і 90-96% зважених речовин. У процесі освітлення стічні води 
звільняються не тільки від осідають зважених частинок, але і від колоїдних 
забруднень, а також від частини розчинених органічних забруднень. 
З флотаційного пристрою вода насосом Н1 подається на фільтри з 
піщаним завантаженням, які призначені для затримання пластівців і 
залишкових домішок. Напрямок фільтрації - знизу вгору, фільтри 
промиваються водою і повітрям. Очищення стоків від розчинених органічних 
сполук 
передбачені на фільтрах із завантаженням керамзиту (4). Для створення в 
завантаження аеробних умов і стійкої біологічної плівки стічні води 
насичуються повітрям за допомогою нагнітача (6) шляхом аерації верхнього 
шару води над завантаженням. Система аерації виконана з поліетиленових 
труб з отворами, спрямованими вгору. Після пористих завантажувальних 
фільтрів вода самопливом надходить у резервуар для фільтрованої води (5). 
Для зниження концентрації іонів важких металів вода самопливом надходить 
в адсорбер (7), завантажений цеолітом. Розмір фракції подрібненого цеоліту 
повинен бути 1-2 мм. Швидкість фільтрації – 5 м3/год; висота 
навантажувального шару 1,5 м. Тривалість роботи фільтрів до вилучення їх 
на регенерацію становить 5–7 діб. Фільтрування здійснюється зверху вниз. 
Знезараження очищеної води здійснюється рідким хлором. Розраховано 
доза активного хлору - 3 г/м3. Хлорна вода подається з резервуару (10) і 
через сміттєві баки (9) в змішувач (8). Дезінфекція займає 20 хвилин. 
Вода надходить у контактний резервуар самопливом і може бути 
скинута у резервуар або повторно використана для промислових цілей. Під 
час роботи адсорбційної установки, яка включена в технологічну схему, 
активні центри цеоліту насичуються іонами важких металів, що призводить 
до насичення забруднювачами. Для відновлення сорбційних властивостей 
цеоліту його замінюють новим або модифікують і використовують для 
поглинання фосфатів, як зазначено вище. 
Завантаження іонообмінних фільтрів, що вичерпало обмінну ємність, 
регенерують 10% розчином НН4ОН, пропускаючи його двічі через 
завантажувальний шар за допомогою насоса Н5, після чого сорбент можна 
повторно використовувати для обробки стічні води гальванічних цехів, а 
розчинні фосфати можна утилізувати, наприклад, для г потреб 
Приготування розчину НН4ОН здійснюється в резервуарі (18). Перед 
регенерацією завантаження фільтрів розпушується зворотним потоком води, 
а після регенерації промивається фільтрованою водою, яка подається з бака 
(25) насосом Н6. Для відновлення та повторного використання 
відпрацьованого регенераційного розчину його підлужнюють каустичною 
содою (NaOH), яка надходить з ємності (19) у змішувач (20) для змішування 
та подається в очищувач регенераційного осаду (21). Із змішувача розчин 
НН4ОН за допомогою Н4 надходить на решітку (14), де від нього 
відокремлюють осад карбонату кальцію, Mg(OH)2 і Сu(OH)2, який подається 
на центрифуги (15) для обробки разом з осадом з осадоущільнювача (13). 
Пісок з піскоущільнювача подається в піщаний бункер ерліфтами. Осад із 
осадоущільнювача зневоднюють у центрифугах і подають у бункер (16). 
Відстояний сольовий розчин подають у вентиляторну градирню (22), де з 
нього видаляють аміак. Розчин без аміаку повторно використовується для 
регенерації заряду кліноптилоліту, а аміак поглинається водою в абсорбері 
(23). Аміачна вода збирається в бункер (24) і при необхідності подається в 
(18) для приготування регенераційного розчину. 
У оголовок споруд подають шламову воду з попереднього 
ущільнювача, дренажну воду з бункерів, фуги з центрифуг і воду після 
промивання фільтрів з ємності (12). 
Таким чином, запропоновано розроблену технологічну схему 
очищення промислових стічних вод від іонів важких металів, яка складається 
з наступних етапів: 
- очищення стічних вод від грубих і дрібних часток; 
          - флотація з наступним фільтруванням колоїдних розчинів і адсорбцією 
іонів важких металів; 
- знезараження очищеної води; переробка осаду, який є побічним 
продуктом цього технологічного процесу. 
Крім того, технологічний процес включає стадії регенерації 
відпрацьованих сорбентів. 
У таблиці 4.1 наведені показники стічних вод, які надходять на очисні 
споруди 
У промислових масштабах процес адсорбції відбувається в апаратах 
колонкового типу, в якому зміна концентрації є функцією висоти апарату та 
часу 
адсорбція. 
У таблиці 4.2 наведені показники стічних вод після очищення. 
 
 
 
 
Таблиця 4.1 – Показники надходження стічних вод на очисні споруди 
Тип потоку Концентрація забруднюючих Об'єм відходів, 
речовин стічних вод, мг/л м3/добу 
Кислотно-лужний РН середовища 2-11 100,0 
Цинк - 2,6 
Міді - 7.1 
Нікель - 6,9 
Хром Сr+6 - відсутній 
Хром Сr+3 – 3,8 
Стічні води з рН середовища 7,8-8,4 110,0 
механічними Завислі речовини – 200,0 
забрудненнями 
Стоки, що містять 15,0 
рН середовища 5-7 
хром хром Сr+6 - 5,6 
 
Таблиця 4.2 – Показники стічних вод після очищення 
Об'єкт Об'єкт визначення Індикато Періодичніст Примітка 
контролю ри ь визначення 
Усереднені RN 3,5-5,5 1 раз в день Після 
стічні води Питома   заповнення 
електропровідність 3 10-3 1 раз в день бака 
см 
Очищена   2 рази за Майстерня 
вода Cr+6  зміну лабораторія 
Ni+2  -"- 
Cu+2 (0,5 мг/л -"- 
Zn+2 (0,5 мг/л -"- 
Fe+3 (1,0 мг/л -"- 
RN  -"- 
 
6,5-8,5 
 
 
 
6 ЕКОНОМІЧНІ РОЗРАХУНКИ 
 
У природні водойми (моря, озера, річки, водосховища) з промисловими 
стічними водами надходить значна кількість іонів важких металів, які стають 
значною перешкодою в життєдіяльності мікробів. 
Важкі метали потрапляють у стічні води підприємств кольорової 
металургії, електронної та радіотехнічної промисловості, а також усіх 
виробництв, де використовується гальванічне покриття. 
 Стічні води можуть містити один компонент, але дуже часто їх більше. 
Серед різноманітних методів очищення, що забезпечують високий рівень 
очищення стічних вод, широко застосовуються сорбційні методи з 
використанням природних сорбентів, які характеризуються низькою вартістю 
та високою ефективністю. Особлива увага приділяється природним цеолітам, 
запаси яких в Україні оцінюються мільйонами тонн. Використання 
природних цеолітів для адсорбції важких металів дозволяє не тільки очищати 
стічні води, але в багатьох випадках робить їх модифікованими 
адсорбентами, які можна використовувати для адсорбції інших шкідливих 
забруднюючих речовин. 
Мета роботи – вивчення методів підвищення екологічної безпеки 
водних об’єктів шляхом нейтралізації забруднень стічних вод важкими 
металами за допомогою природних сорбентів. Для досягнення поставленої 
мети необхідно вирішити наступні завдання: дати оцінку впливу важких 
металів на водні об’єкти, а саме міді та хрому, та визначити методи їх 
нейтралізації; розробити науково обґрунтований метод вибору природного 
цеоліту для очищення стічних вод від важких металів за умови їх окремої та 
спільної наявності; дослідити гранулометричний склад природного цеоліту 
та на його основі визначити середньостатистичний діаметр зерен адсорбенту; 
встановлювати адсорбційну здатність природного цеоліту до іонів міді та 
хрому в катіонній та аніонній формі та графічно описувати їх ізотерми; 
визначити кінетичний механізмК іпноегцльи тнабалнинцяі  6іо.1н ів міді та хрому та встановити 
1 2 3 4 
кінетичнНі акуокеофвоіц-івєинртоиб ншивчиі двкиотсртаіт ис орбції; дослідити динаміку поглинання 
ск 1159.2 3.94 
окремих катіонівп рвиазжнкаичхе нмнеят алів у закріпленому шарі цеоліту та їх одночасне 
Накладні витрати Вн 2396,54 8.15 
поглинання; розробити технологічну схему очищення стічних вод від іонів 
Послуги сторонніх організацій Пс 9.00 0,031 
важких металів, а тРаакзожм використання відпрацьовVаzн их сорб2е9н4т2ів2 ,д55л я ін1ш0и0х  
 
послідовних процесів очищення стічних вод від забруднень. 
Вартість впровадження методу очищення стічних вод буде залежати 
від типу технологічного обладнання, наявності реактивів, реагентів і 
матеріалів, наявності комунікацій тощо. 
Відповідно, розрахунок прибутку та собівартості можна проводити 
після визначення виробничої потужності, реалізації проекту, визначення 
вартості обладнання, сировини, монтажу тощо. Розрахунок проводився на 
основі експериментального методу за отриманими експериментальними 
даними. Режим роботи лабораторії переривчастий, 1 зміна на добу, 
тривалість (зміни) робочого дня 8 годин. 
 
6.1 Кошторис на виконання науково-дослідної роботи 
 
Таблиця 6.1 – Зведена таблиця витрат на виконання науково-дослідної роботи 
 
Умовний сума 
Найменування статей витрат 
маркування гривень % 
1 2 3 4 
Матеріали. компонентипосуд.  
див 852,8 2.9 
Реагенти 
Спеціальне обладнання для 
Кприблизн 12601,57 42,83 
експериментальнийп р а ц ю є  
о 
Основна та додаткова заробітна плата Зодиниця 
11592 39,40 
науковийперсонал 
Відрахування на соціальне страхування Звід 811,44 2.76 
 
 
 
 
 
 
 
 
6.2 Розрахунок витрат на виконання науково-дослідних робіт 
 
 
6.2.1 Матеріали, компоненти, реактиви 
 
 
 довитрати даного виду включають вартість основних 
комплектуючих,напівфабрикати Реактиви і матеріали з урахуванням 
транспортно-заготівельних витрати, а також вартість матеріалів, 
необхідних для виготовлення макетів зразків і додаткових матеріалів, що 
використовуються для виконання науково-дослідної роботи. 
Розмір витрат визначається методом прямого розрахунку за формулою: 
 
    
                                            C =∑U Q
м mi mi                                                             (6.1) 
  
 
де Umi - ціна і-го матеріалу з урахуванням транспортно-
заготівельних витрат, грн.; 
Qmi – кількість i-го компонента, необхідна для виконання НДР, од. 
 
Потреба в матеріальних ресурсах визначається на основі матеріалспецифікації, 
ціна матеріальних ресурсів визначається за відповідними прейскурантами. 
Транспортно-заготівельні витрати приймаються рівними 2-5% від вартості 
закупівлі. Результати розрахунків зведені в таблицю 6.2. 
 
 
 
Таблиця 6.2 - Витрати на основі матеріалів, реактивів та 
комплектуючі вироби 
 
одиниці Вартість за Скіль Загальни
Ім'я 
вимірюв одиниця ки й 
ання вул вартість 
Мірна колба 25 см3 шмато 26.40 1 26.40 
к 
Мірна колба 50 см3 шмато 30.00 3 90,00 
к 
Мірний циліндр 300 см3 шмато 170,00 1 170,00 
к 
Стакан лабораторний 100 см3 шмато 46.40 2 92.8 
к 
Піпетка лабораторна 25 см3 шмато 29.4 2 58.8 
к 
Піпетка лабораторна 5 см3 шмато 22.00 1 22.00 
к 
Піпетка лабораторна 2 см3 шмато 20.00 1 20.00 
к 
Маленька лабораторна груша шмато 10.56 1 10.56 
к 
Розчин аміаку дм3 100,00 0,100 10.00 
Синтетичний 
      кг 160,0      0,5      80,00 
цеолітТоргова марка CaA 
Мідний купорос       кг 225,0     0,01       2.55 
Нітрат хрому       кг           87,0 0,02 1.74 
Сокирницький цеоліт 
      кг         56,00 1 56,00 
депозити 
Гідроксид натрію       кг        69,00 0,1 6.9 
Соляна кислота (конц.) дм3   55 0,05 2.75 
Біхромат калію       кг        230     0,01        2,3 
Дистильованав о д и       дм3 100,00       2 200,00 
Разом    852,8 
 
 
6.2.2 Особливіо б л а д н а н н я  
 
До складу витрат цієї статті включаються витрати на придбання 
приладів, установок та іншого обладнання для виконання науково-дослідних 
робіт. 
Вартість приладів та обладнання тривалого використання враховується 
у вигляді амортизаційних відрахувань. При розрахунку останнього 
коригується фактичний термін використання обладнання під час виконання 
НДР. Вартість спеціально створеного обладнання та установок визначається 
за такими статтями: 
 
- комплектуючі матеріали та напівфабрикати; 
- покупна продукція; 
- основна та додаткова заробітна плата виробничників з нарахуваннями 
на соціальне страхування; 
- накладні витрати. 
У загальному вигляді витрати на експлуатацію обладнання можна 
визначити за такою формулою: 
 
м 
                         Кприблизно. =∑ Tsobi.⋅ Qobi.⋅ Kdost.i=1 ,                 
(6.2) 
                                          і 
           деЦ – ціна i-го обладнання з амортизаційними 
відрахуваннями; 
Qob. – кількість i-го обладнання, шт.; 
Mr – коефіцієнт, що враховує витрати на доставку та монтаж 
обладнання, дорівнює 1,15. 
 
Таблиця 6.3 – Вартість основного обладнання 
 
 Вартість Відсоток Сума 
Ім'я Кіль Загальна 
за амортиза амортиз., 
кість вартість 
одиницю, ції грн 
грн ці
й 
Прецизійні ваги 
1    7020,00 7020,00 15 1053,00 
марки КЕРН КВ 
Дистилятор 3 1        2310,00 2310,00 15 346,50 
Іонометр І-160МИ1 1 12400,00 12400,00 15 15 1860,00 
Спектрофотометр 
1 35029,37 35029,37 15 5254,41 
Ulab102 
Ваги аналітичні 
1 27251,13 27251,13 15 4087,67 
RA 114 
Разом 5 84010,5 84010,5 15 12601,57 
 
 
6.2.3 Основна та додаткова заробітна плата 
 
Витрати цієї статті включають плановий фонд оплати праці наданого та 
інженерно-технічного персоналу, зайнятого на науково-дослідній роботі: 
                                                         будівля. =Zt +Z n +Z d, (6.3) 
 
 де Z t - тарифний фонд оплати праці працівників (по посадових 
окладах і ставках відповідно погодинників і відомчих), грн.; 
Зп - премії з фонду заробітної плати (складають 20-30% Зт), грн.; 
Зд - додаткова заробітна плата (оплата чергових і додаткових 
відпусток, виконання державних і громадських обов'язків 
становить 10-15% суми З т Зп), грн. 
 
 Зарплата в місяць, грн. 
посади 
Таблиця 6.4 - Розрахунки штату та фонду оплати праці 
 Голова 7400 
 Лаборант 7400 
 Разом 14800 
 
  
 
 
 
З t=М⋅t⋅∑Qd, (6.4) 
 
де М – фактично вироблена кількість місяців за 
рік, місяців; t – термін дії господарсько-договірної 
теми; 
∑ Qd- сума місячних посадових окладів працівників згідно зі 
штатними нормативами. 
Дослідницька робота велася протягом двох місяців. 
Тарифний фонд посадового окладу за місяць становить 14800 грн. 
Потім через два місяці: 
 
                                Zt=14800⋅ 2=29600грн  
Відрахування на преміювання з фонду оплати праці приймаються 
в розмірі 20% тарифного фонду оплати праці: 
                                                         Zp=Zt⋅ 0,20                                   (6,5) 
 
Премії з фонду оплати праці: 
 
 
Zp=29600⋅ 0,20=5920,00 грн. 
 
Відрахування на доплату приймаються в розмірі 15% 
від суми (Zt+Zp). Додаткова заробітна плата становить: 
 
                                          Пр     =    Q ⋅ ∑(Zt+Zp). (6,6) 
                                                         100 
                                                                 
                                 Пр     = 15 ⋅ ∑(5920+29600)=5328 грн. 
                                                      100 
 
                                                 будівля=29600+5920+5328=400848 грн. 
 
Плановий фонд оплати праці працівників, які займаються науковими 
дослідженнями, становить 400 848 грн. 
 
6.2.4 Відрахування на соціальне страхування 
 
 
До складу витрат цієї статті включаються витрати на відрахування на 
соціальне страхування від суми основної та додаткової заробітної плати. 
Норматив відрахувань на соціальне страхування приймається за даними 
базового підприємства або дорівнює 7-15% суми основної та додаткової 
заробітної плати науково-виробничого персоналу. 
Відрахування на соціальне страхування визначається за формулою: 
Бв 
Звід=Zвід⋅_ 
100 ,                             (6,7) 
   
 де   Зод - основна та додаткова заробітна плата наукових працівників, грн.; 
        INз- відрахування на соціальне страхування 7%. 
Отже, відрахування на соціальне страхування становлять: 
 
 
  
Звідси=40848_7__ = 2859,36 грн 
                                                                  100 
 
 
6.2.5 Витрати на науково-виробничі відрядження 
 
 
Витрати на науково-виробничі відрядження включають усі витрати на 
відрядження (добові, проживання, транспорт тощо), пов’язані з цією НДР. 
Розрахунок цих витрат здійснюється методом прямого розрахунку (за листом 
відряджень) або приймається рівним 8-10% суми основної та додаткової 
заробітної плати науково-виробничого персоналу. 
Для цієї науково-дослідної роботи приймаються витрати на 
відрядження в розмірі 10% від суми основної та додаткової заробітної плати.  
 
                                                
Cком=Zвід⋅0,1                          . ( 6 , 8 )  
 
Отже, витрати на науково-виробничі відрядження становлять: 
 
 
                                                  Ccom=400848⋅ 0,1=40084,8,2 грн. 
 
Накладні витрати 
 
Накладні витрати включають адміністративно-господарську заробітну 
платувитрати на персонал, охорону праці, ремонт, опалення, освітлення, 
водопостачання та інші витрати. 
6.2.6 Визначення попиту на електроенергію 
 
Визначення потреби в електроенергії проводиться окремо для 
конкретного виду обладнання. Вартість одного кВт*год електроенергії 
визначається виходячи з діючих прейскурантів – тарифів на електроенергію в 
залежності від регіону. 
 
Потреба в електроенергії визначається за формулою: 
 
                                                   Єсили= N⋅T⋅K⋅Kf, (6,9) 
  
 деN – потужність використовуваного обладнання, кВт; 
  T – час роботи обладнання, год/рік; 
   K – коефіцієнт завантаження обладнання за потужністю,    К=0,7; Kf – 
коефіцієнт, що враховує косинус фі, 
    Kf=0,95. 
Потім: 
 
Єсили= 3⋅112⋅ 0,7⋅ 0,95 =223,44 кВт/год 
 
 
Розрахунок проведено на період виконання НДР – 2 міс. Потреба в 
електроенергії для освітлення визначається за формулою: 
Т⋅S⋅a⋅1,02⋅1,05 
E =
освіти 1000 ,                            (6.10) 
 
де Т – період штучного освітлення, год.; S – площа освітлення, м2; 
а – потужність лампи на 1 м2 поверхні, Вт; 1,02 - коефіцієнт, що враховує 
втрати в мережах; 1,05 - коефіцієнт регулярного освітлення. 
     
освіти 110⋅ 48⋅ 6⋅ 1,02⋅ 1,05=33,93Вт/год або 0,03393 кВт/год 
      E =
                 1000 
 
Загальна потреба в електроенергії визначається за формулою: 
 
                                                          E=E сила +E освіта                                    (6.11) 
 
                                                    E=0,03393+223,44=223,47 кВт/год. 
 
Ціна за 1 кВт/год – 4,70 грн. 
                                           Це=Cі⋅ E=4,70⋅ 223,47=1 050,309 грн. 
 
6.2.7 Витрати на опалення розраховуються залежно від площі 
лабораторії та собівартості ціни за 1 м2 опалюваної площі. 
 
                                                               Бо=Ц⋅ S,                                           (6.12) 
 
 деS – площа лабораторії, м2; 
            Ц – оплата за 1 м2 площі в опалювальний сезон. 
 Науково-дослідна роботи проводились 2 місяці. Один місяць цього 
періоду припадає на опалювальний сезон. 
 
                                                      Бо=48⋅ 46,50=2232г р н  
 
Витрати на опалення становлять 1514,4 грн. Ремонт обладнання 
проводився власними силами. 
Загальні накладні витрати на цю дослідницьку роботу становлять: 
                                                    Bn = Tsе+ Бо+100,                                  (6.13) 
 
                                                Bn=1050,309+2232+100=3382,309 грн. 
6.2.8 Послуги сторонніх організацій 
 
Витрати цієї категорії включають витрати на послуги сторонніх 
організацій: cнасамперед це використання електронно-обчислювальної 
техніки для обробки та розрахунку експериментальних даних, виготовлення 
та дослідження індивідуальних зразків, оплата робіт і послуг дослідного 
підприємства, послуг випробувальних баз і полігонів. 
До цієї категорії відноситься патентно-ліцензійний пошук необхідного 
матеріалу із сучасних методів інтенсифікації очищення стічних вод від іонів 
важких металів природними сорбентами. Це і витрати на пошук літератури в 
міських бібліотеках, і витрати на роботу в Інтернеті. Витрати за цією статтею 
наведені в таблиці 6.5. 
 
Таблиця 6.5 – Витрати на послуги сторонніх організацій 
 
 
 
 
 
 
Розрахувавши витрати на проведення експериментальних дослідів, 
можна розрахувати витрати на подальше очищення стічних вод від 
іонів важких металів природними сорбентами в порівнянні з традиційним 
хімічнимН аозчвиащ пеонснляумги  Кількість Ціна за одиницю, грн. Сума, 
ч грн 
 
Бібліотечні послуги 10 - - 
 Р6о.3бЕоктао лво Ігнот-ееркноентоі мічний ан30а ліз використання0 ,3п риродних 9с.0о0р бентів 
Разом 40  9.00 
для очищення стічних вод від іонів важких металів 
 
Існуюча технологія нейтралізації стічних вод   
   Локальні системи реагентного очищення 
включають: 
- підкислення стічної води до pH=4..6 з додаванням розчину 36% 
сірчаної кислоти (H2SO4); 
- очищення води вапнуванням розчином вапняного молока (CaO) в 
реакторі-нейтралізаторі; 
- освітлення вапняково-коагульованої води на насипних вугільних 
фільтрах, завантажених антрацитовою крихтою. 
                     Для очищення 1 м3 стічні води води згідно технічного 
регламенту для нейтралізації кислотно-лужних стоків дільниці промивання 
деталей лінії гальванічного хромування використовується 1,2 кг 
негашеного вапна товарною вартістю від 3 до 8 грн./кг. Отже, загальна 
вартість нейтралізації вапна Pv становить: 
 
Пв = 8 грн/кг × 1,2 кг = 9,6 грн/м3. 
 
Для попереднього зниження рН 1 м3 стічної води використовується 
сірчана кислота концентрацією 36% ринковою вартістю 50 грн/л у 
співвідношенні 1:1000 л стічної води. Отже, загальна вартість витрати Pk 
кислоти на 1 м3 стічної води становить: 
 
Pk = 50 грн./л × 1 м3 = 50 грн./м3. 
 
Після етапу нейтралізації зважених дрібних частинок стічні води 
додатково очищаються на механічних насипних фільтрах із завантаженням 
антрацитової крихти (ринкова вартість 2500-3000 грн./т) у співвідношенні 
0,035 кг на 1 м3 стічної води. Отже, вартість етапу очищення Pd становить: 
 
Pd = 0,035 кг × 1 м3 × 3 грн/кг = 0,11 грн/м3 
Наступним етапом очищення стічних вод є захоронення осадів, 
отриманих після знешкодження, на спеціальному полігоні промислових 
відходів. Договірна вартість вивезення та знешкодження осаду становить 
7,72 грн/кг. Орієнтовна маса осаду, що утворюється після етапу нейтралізації 
1 м3 стічної води, становить 1,25 кг. Отже, можна припустити, що загальна 
вартість етапу обробки відходів Pz становить: 
 
Пз = 7,72 грн/кг × 1,25 кг = 9,65 грн/м3. 
 
Таким чином, при загальній добовій витраті стічної води з лінії миття 
деталей 24 м3/добу загальна витрата Pсум становить: 
 
Psum = (9,6 грн/м3 + 50 грн/м3 + 0,11 грн/м3 + 9,65 грн/м3) × 24 
м3/добу = 1664,64 грн/добу 
 
6.4 Витрати на очищення стічних вод від іонів важких металів за 
за допомогою природних сорбентів 
 
Проведені дослідження дозволили визначити найбільш прийнятну 
оптимальну висоту шару сорбенту та порядок його модифікації. 
Середня вартість природних сорбентів становить 850 грн/т, загальна 
вартість сорбенту для очищення 1 м3 стічних вод Ps становитиме: 
 
Ps = 0,085 грн/кг × 20 кг/м3 = 1,7 грн/м3. 
 
Процес модифікації сорбентів передбачає обробку сорбентів 10% 
водним розчином сірчаної кислоти. Вартість очищення 1 м3 стічних вод 
модифікованими ПМС сорбентами становить: 
 
PMS = 0,085 грн/кг × 20 кг/м3 × 13,89 грн/кг = 23,6 грн/м3. 
 
Відсутні витрати на утилізацію осаду після процесу очищення: 
відпрацьований сорбент використовується в будівельних сумішах, що може 
бути вигідно підприємству – знижується вартість піску (до 50 грн/т). 
Загальні витрати на очищення 24 м3 стічних вод, очищених 
природними сорбентами Ра та їх модифікованими формами Рма становлять: 
Па = 1,7 грн./м3 × 24 м3/добу = 40,8 грн./добу. 
Pma = 23,6 грн./м3 × 24 м3/добу = 566,4 грн./добу. 
 
Таким чином, вартість очищення 1 м3 промислових стічних вод від 
іонів важких металів при використанні природних сорбентів знизиться на 
66% порівняно з існуючою технологією очищення. Річна вартість 
використання сорбційної технології очищення кліноптилолітом (цеолітом) 
складатиметься з: 
Pra = 365 днів × 566,4 грн/день = 206 736 грн/рік 
 
При цьому річна економія Ре порівняно з реагентною технологією 
становитиме: 
 
Пе = 607 593,6 грн./рік - 206 736,0 грн./рік = 400 857 грн./рік. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
ВИСНОВКИ 
 
 Під час роботи над кваліфікаційною роботою міністра ввизначено 
джерела утворення та надходження іонів важких металів у стічні води 
промислових підприємств. Проведено аналіз існуючих та перспективних 
методів вилучення іонів важких металів зі стічних вод промислових 
підприємств, визначено їх переваги та недоліки. Результати аналізу стану 
проблеми дали можливість обґрунтувати вибір сорбційного методу очищення 
з використанням екологічно безпечних природних сорбентів. 
Досліджено динаміку адсорбції окремих компонентів іонами міді та 
хрому на шарі адсорбенту різної висоти та отримано вихідні криві, що 
характеризують процес адсорбції в шарі. 
Проведено експериментальне дослідження динаміки адсорбції 
двокомпонентної системи на природному цеоліті та встановлено 
хроматографічне розділення двокомпонентної системи мідь-хром у водному 
розчині, причому мідь витісняє хром, який також може бути адсорбований. 
Запропоновано принципову технологічну схему хроматографічного 
розділення двокомпонентної системи мідь-хром у водному розчині та 
показано можливості їх використання. 
Подальший розвиток отримав метод послідовної адсорбції, згідно з 
яким на першій стадії відбувається поглинання міді (одноразова сорбція або 
хроматографічне розділення), а на другій послідовна адсорбція сполук 
фосфору. 
Запропоновано технологічну схему та технічне оформлення процесу 
очищення стічних вод від іонів важких металів з використанням природного 
сорбенту. 
 Проведено економічні розрахунки експериментальних досліджень та 
еколого-економічний аналіз використання природних сорбентів для очищення. 
 
стічних вод від іонів важких металів у порівнянні з реагентним методом 
очищення. 
Методи були використані під час експериментальних дослідженьфізико-
хімічний та хімічний аналіз рідких і твердих середовищ (фотоколориметрія, 
pH-метрія), гравіметричний метод визначення дисперсного складу. 
При виконанні робіт використовувалось сучасне обладнання та 
прилади, які були придбані для лабораторій кафедри в рамках 
міжнародного проекту «Гармонія води». Erasmus+», що фінансується за 
рахунок гранту Європейського Союзу.