ChSTU repository

1  
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 
ОПТИМІЗАЦІЯ СИСТЕМ ВОДОСПОЖИВАННЯ ТА 
ВОДООЧИЩЕННЯ НА ПІДПРИЄМСТВАХ ВИРОБНИЦТВА 
МІНЕРАЛЬНИХ ДОБРИВ 
за спеціальністю 161 «Хімічні технології та інженерія» 
 
 
Науковий керівник Виконавець роботи 
д.т.н., професор магістрант 
  
__________ Геннадій СТОЛЯРЕНКО __________ Андрій ПЕРЕХРЕСТ  
  
  
  
  
  
      Нормоконтроль                         Наталія ФОМІНА 
  
 
Черкаси 2024 
2  
ВСТУП 
       
      Актуальність теми. Проблема охорони навколишнього середовища у 
теперішній час концентрує на себе увагу дослідників всього світу. Розвиток 
виробництва, а також урбанізація та індустріалізація призвели до небувалого 
використання водних ресурсів. Наряду з цим  у зв'язку з розвитком нових 
галузей промисловості зросла небезпека забруднення водойм стічними 
водами, в яких містяться токсичні речовини, які не піддаються біохімічному 
окисненню, а саме синтетичні органічні сполуки. Суттєвим чинником 
забруднення водой є все зростаюче використання у сільському господарстві 
отруйних хімікатів та хімічних добрив. Зростаюче використання азот-та 
фосфоровмісних добрив, частина яких неминуючо змивається з полів та 
надходить у водні джерела, призводить до додаткового забруднення. Окрім 
того, біогенні елементи, які надходять у водойми, можуть сприяти буйному 
зростанню водоростей, які, відмираючи, в свою чергу сприяють  
забрудненню. водоймищ [1]. 
      На сьогодні вода в природі вже не встигає самоочищуватися, як це було 
ще 50 – 100 років тому. Це призвело до надмірного забруднення багатьох 
природних водойм, річок, озер, воду яких без попереднього очищення 
використовувати для господарських цілей не можна. Річки фактично 
перетворились на стічні канави. 
      Водні ресурси України поки що перевищують теперішній рівень 
водоспоживання, проте вже сьогодні в багатьох південних районах країни 
відчутний значний дефіцит води. Тому все більшого значення набуває 
проблема розумного, раціонального використання прісної води та очищення 
всезростаючих об'ємів стічних вод, а також одночасна організація замкнених 
систем оборотного водоспоживання у промисловості, сільському та 
комунальному господарствах. 
      На теперішній час для захисту водойм від забруднення стічними водами, 
розроблені та ефективно використовуються механічні, хімічні, біохімічні та 
3  
фізико-хімічні методи очищення. 
      Загальне визнання отримали методи біохімічного очищення стічних вод 
від органічних забруднювачів з використанням активного мулу чи біоплівки. 
Їх використання дозволяє знизити вміст органічних сполук в стічних водах 
на 95%. Однак промислові стічні води після їх очищення за найсучаснішою 
технологією можуть бути джерелами антропогенного впливу на водойми. Це 
обумовлює необхідність розробки та запровадження різноманітних методів 
доочищення стічних вод. До найбільш ефективних з них належать фізико-
хімічні (фільтрування, коагулювання, адсорбція, озонування та інше) та 
біологічні методи. В системі існуючих комплексів очисних споруд з 
біологічних методів найбільш широке розповсюдження для доочищення 
господарсько-побутових та промислових стічних вод отримали біологічні 
ставки, біофільтри та поля фільтрації. Виникаючі в них процеси біологічного 
самоочищення здійснюються завдяки життєдіяльності усіх груп 
організмів[2]. 
      Найбільш важливі компоненти в системах біологічного доочищення є 
бактерії та водорості. Процеси бактеріального біосинтезу поряд з 
фотосинтезом водоростей є загальними біологічними процесами, які 
забезпечують доочищення побутових та різноманітних промислових стічних 
вод в біологічних ставках. Інтенсивний розвиток водоростей в біологічних 
ставках сприяє вилучанню біогенних елементів, головним чином азоту та 
фосфору, запобігаючи тим самим процесу евтрофування відкритих водойм 
[4]. 
      Для охорони водойм від забруднення шкідливими органічними 
речовинами, які знаходяться у промислових стічних водах, важливе значення 
має використання сучасних технологій, зменшення кількості стічних вод, 
локальне  очищення цих вод; встановлення для них межі вмісту шкідливих 
речовин, дотримання норм гранично-допустимої концентрації (ГДК) у 
водоймах.  
      Органічні речовини, які знаходяться у стічних водах, можуть здійснювати 
4  
токсичну дію на теплокровні організми.  Наявність цих речовин призводить 
до загибелі риб та їх кормових ресурсів у водоймах, погіршують смак та 
запах води, знищють мікрофлору на очисних спорудах і у водоймах, тим 
самим погіршуючи біологічне очищення стічних вод і гальмуючи процеси 
самоочищення водойм. У ряді випадків ці речовини змінюють санітарний 
режим водойм через вторинне забруднення, осаджуючись на дні і піддаються 
анаеробним процесам та спричиняють токсичну дію на бентозні організми – 
кормові ресурси риб, які живуть на дні водойм. 
      Багато шкідливих органічних речовин неповністю окиснюються на 
спорудах з біологічного очищення стічних вод, довго зберігають стабільність 
у воді та можуть здійснювати токсичну дію на живі організми. 
      Скиди у водойми великої кількості органічних речовин спричиняють 
швидке зростання не тільки водоростей, але й різноманітних грибків, які, 
осаджуючись в місцях застою води, розкладаються, зменшують вміст кисню 
у водоймі, викликаючи загибель гідробіонтів, надаючи неприємний запах та 
присмак воді. За допомогою мікроорганізмів розкладаються не тільки 
органічні сполуки, які містяться в стічних водах, а й неорганічні речовини, 
зокрема фосфор. Здатність багатьох мікроорганізмів поглинати з'єднання 
фосфору при деяких умовах в надлишковій кількості, щоб переробляти їх 
при несприятливих умовах середовища, має назву фосфатна 
перекомпенсація. Завдяки здатності бактерій до посиленого поглинання 
фосфору, фосфати при біологічній елімінації фосфору разом з надлишковою 
біомасою можуть відводитись зі стічної води [2]. 
      Одним із головних завдань, які поставлені перед українськими 
підприємствами в умовах ринкової економіки, є не лише якісне очищення 
стічних вод, а й розроблення та впровадження при цьому ресурсо- та 
енергозберігаючих технологій. Для підвищення ефективності роботи та 
екологічної безпеки промислових підприємств необхідне створення систем 
очищення стічних вод, що передбачають вирішення важливої інженерно-
5  
екологічної задачі – формування оптимальної мережі водних технологічних 
потоків. 
     Мета і задачі дослідження. Мета кваліфікаційної  роботи магістра: 
доследити шляхи оптимізації роботи стадій систем водоспоживання та 
водоочищення підприємства мінеральних добрив та запропонувати 
технології інтенсифікації очищення виробничих і стічних вод з 
використанням  окіснювальних процесів. 
Реалізація поставленої мети передбачає вирішення таких задач:  
–  вивчити процесів кавітації; 
– розробити технологію очищення виробничих і стічних вод з 
використанням стадій озонування та кавітації. 
      Об'єкт дослідження – виробничі води підприємства мінеральних добрив 
і стічні води, які надходять на очисні споруди ПрАТ «АЗОТ» міста Черкаси 
та зворотний мул з очисних споруд.  
      Предмет дослідження – механізм та закономірність застосування  
окіснювальних процесів , зокрема процесу кавітації, при очищенні  вод. 
     Методи дослідження. Дослідження проводились в лабораторних умовах 
на експериментальних стендових установках з використанням виробничих і 
стічних вод, а також відпрацьованого активного мулу. Дослідження 
проводились за допомогою сучасних приладів. 
     Наукова новизна одержаних результатів: 
– теоретично обґрунтовано та експериментально підтверджено 
доцільність   використання процесу кавітації на стадії повернення 
регенеруючого мулу; 
– теоретично розроблено технологічну схему очищення стічних вод з 
використанням стадії кавітації. 
      Практичне значення одержаних результатів: розроблено технологію 
інтенсифікації процесів очищення стічної води з використанням стадії 
кавітації зворотного мулу. Це дало можливість істотно збільшити 
6  
ефективність очищення стічних вод та забезпечити покращення якості 
стічної води до потрібних показників. 
      Особистий внесок здобувача: аналіз літературних джерел по методам 
очищення стічних вод і конструкції відповідних споруд, обґрунтування 
шляхів інтенсифікації роботи споруд для біологічного очищення стічних вод, 
розробка конструкції лабораторної установки та методики 
експериментальних досліджень і проведення лабораторних досліджень 
стічної води та обробка отриманих результатів. 
 
 
 
  
 
 
 
 
 
 
1 ХАРАКТЕРИСТИКА ПРИЙНЯТОГО МЕТОДУ ВИРОБНИЦТВА.  
ХІМІЗМ ТА ТЕОРЕТИЧНІ ОСНОВИ І ОБГРУНТУВАННЯ  
НОРМ ТЕХНОЛОГІЧНИХ РЕЖИМІВ 
 
     1.1 Сутність біологічного методу очищення. 
     Забрудненість українських водойм, вважав завідувач кафедри хімії і 
технології неорганічних речовин Національного університету «Львівська 
політехніка» професор Віктор Яворський, зумовлена низкою причин, 
зокрема, відсутністю ефективних технологій очищення стоків і відсутністю 
площ для розміщення відповідного технологічного обладнання. Ця обставина 
обмежує застосування класичних біологічних методів очищення, а часто 
взагалі не дає змоги їх реалізувати.  Суть біологічного очищення води 
7  
полягає у застосуванні природних біоценозів гідробіонтів для звільнення 
забрудненої води від небажаних домішок. До складу біоценозів гідробіонтів 
входять мікроорганізми та інші представники тваринного й рослинного світу, 
які проживають в активному мулі, біоплівці та в очищуваній воді. Біологічне 
вилучення домішок з води за допомогою мікроорганізмів може відбуватися 
як за наявності кисню (аеробні окисні процеси), так і без нього (анаеробні 
відновні процеси). Біологічні способи застосовують для очищення 
промислових і комунально-побутових стічних вод від органічних речовин, 
які використовують мікроорганізми як джерело живлення та енергії. При 
цьому відбувається деструктивне розкладання – окиснення за аеробного 
очищення та відновні процеси з утворенням метану за анаеробного 
очищення. Аеробне очищення стічних вод може здійснюватися шляхом 
насичення їх повітрям (або киснем) в аеротенках. При цьому мікроорганізми, 
що розвиваються, створюють легкоосідаючі пластівці активного мулу. 
Анаеробне очищення в метантенках застосовують для очищення стічних вод 
лише за високої концентрації органічних речовин. Сучасні біологічні 
способи можна використовувати для очищення води практично для всіх 
розчинених у ній органічних сполук у будь-яких концентраціях: від нітратів, 
сульфатів, хроматів, аміакатів, іонів важких металів та від небезпечних 
біологічних агентів - хвороботворних бактерій, вірусів та ін. Завдяки 
біологічному очищенню можна не тільки звільнитися від небажаних 
домішок, а й відновити якість води, що в іншому випадку є проблематичним.  
     1.2 Умови протікання процесу біологічного очищення 
     Для біологічного очищення рекомендують застосовувати суміш 
промислових і побутових стічних вод, що сприяє підвищенню ефективності 
очищення та забезпечує надходження в очисні споруди потрібних біогенних 
елементів – азоту й фосфору в засвоюваній мікроорганізмами формі. 
Концентрація органічних сполук у стічній воді не має перевищувати 
гранично допустимі величини, встановлені дослідним шляхом. Якщо 
8  
концентрація органічних речовин більша за гранично допустиму, то перед 
біологічним очищенням стічні води розбавляють річковою водою або 
побутовими стічними водами. Аерація стічних вод має забезпечити вміст 
розчиненого кисню не менше ніж 2 мг/дм3. Оптимальне значення рН стічних 
вод ргулюется  добавленням у воду суперфосфата або сульфату амонію. 
Концентрація завислих речовин в очищуваній воді не має перевищувати 100 
мг/дм, вміст солей – не більше ніж 10 г/дм3  (бажано 5 г/дм3). Ефективність 
перебігу процесів біологічного очищення залежить від хімічного складу 
очищуваної води, наявності в ній біогенних елементів, вмісту кисню, 
токсичних речовин, значення рН середовища, температури тощо. Значення 
цих факторів може змінюватися в широкому діапазоні, а їх дія визначає 
проникнену здатність системи і ступінь очищення [12]. 
     1.3  Аеробні процеси очищення води від органічних речовин. 
     Бактерії, які розвиваються в очисних спорудах, поділяють на авто- і 
гетеротрофи, причому залежно від умов роботи системи можуть превалювати 
ті або інші. Гетеротрофи використовують для свого живлення готові 
органічні речовини і переробляють їх для отримання енергії й біосинтезу 
клітин. Автотрофи споживають для синтезу клітин неорганічний карбон, а 
енергію отримують за рахунок фотосинтезу, використовуючи енергію світла, 
або хемосинтезу внаслідок окиснення деяких неорганічних сполук – аміаку, 
нітритів, сірководню, елементарної сірки, солей залізу (II) тощо. Механізм 
біологічного окиснення гетеротрофними бактеріями в аеробних умовах 
можна записати у вигляді схем:  
105 Органічні речовини + О2 + N + Р → Мікроорганізми + 
+ СО2 + Н2О + Біологічно неокиснювані речовини;                                             
(1.1) 
 
Мікроорганізми + О2 → СО2 + Н2О + N + Р + 
9  
 + Біологічно неруйнівна частина клітинної речовини.                                         
(1.2) 
 
Згідно зі схемою (1.1) відбувається окиснення вихідних органічних 
забруднювачів води та утворення нової біомаси. В очищеній воді 
залишаються біологічно неокиснювані речовини (переважно в розчиненому 
стані), оскільки нерозчинні речовини і колоїди видаляють з очищуваної води 
сорбційними методами. Процес ендогенного окиснення клітинної речовини, 
який відбувається після використання зовнішнього джерела живлення, 
здійснюється за схемою (1.2). Окиснення автотрофними бактеріями 
відбувається, наприклад, у процесі нітрифікації: 
 
55NН4 + 5СО2 + 76О2 → С5Н7NО2 + 54NО2 + 52Н2О + 109Н+ ;                     
(1.3)  
400NО2 - + 5СО2 + NН4 +  195О2 + 2Н2О → С5Н7NО2 + 400NО3 + Н+          
(1.4)  
 
Реакція (1.3) відбувається внаслідок дії бактерій роду Nitrosomonas; 
вони перетворюють азот амонійних солей на азот нитритів. За реакцією (1.4) 
бактерії роду Nitrobacter перетворюють нітритний азот на нітратний. 
Мікробіологи стверджують, що мікроорганізми можуть окиснювати в 
аеробних умовах будь-яку речовину біологічного походження. Залежно від 
складності будови цих речовин і їх властивостей процес окиснення 
здійснюється з різною швидкістю: одні речовини окиснюються швидко, інші – 
надто повільно. Тому завданням очищення води є інтенсифікація перебігу 
окисних процесів, що відбуваються в апараті, який називають аеротенком. З 
цією метою в аеротенк безперервно нагнітають стиснене повітря й створюють 
інші сприятливі умови для життєдіяльності мікроорганізмів та цілеспрямованої 
їх селекції. Остання здійснюється внаслідок поступової зміни умов середовища. 
В результаті в популяції мікроорганізмів переважно розвиваються ті з них, які 
1 0 
найкраще пристосувалися до живлення новими домішками, що забруднюють 
воду. Проте адаптаційні можливості мікроорганізмів не безмежні, тому частина 
органічних речовин не засвоюється ними, точніше, засвоювання відбувається 
занадто повільно.  
Критерієм оцінки біоокиснюваності є біологічне споживання кисню 
(БСК). Якщо БСК дорівнює нулю за тривалий проміжок інкубації проби 
(понад 5 діб), то речовина належить до категорії неокиснюваних. Досить 
надійним способом визначення біоокиснюваності є експериментальне 
дослідження на моделях очисних споруд. До категорії неокиснюваних 
речовин належать: гексахлорбензол, гексахлорбутан, 1,3-гексахлорбутадієн, 
дихлорметан та ін. Серед поверхнево-активних речовин (ПАР) трапляються 
сполуки, які біологічно окиснюються або не окиснюються. До перших 
належать алкілсульфати. Частково окиснюються алкілбензолсульфонати. Їх 
окиснюваність залежить від довжини і ступеня розгалуженості алкільного 
радикала та місця його приєднання, а також від розміщення 
бензолсульфонатної групи. Окиснення складних органічних сполук є 
складним багатоступеневий процесом, перебіг якого в очисних спорудах 
відбувається не завжди до кінця, тобто до утворення СО2 і Н2О. В деяких 
випадках можуть утворюватися проміжні продукти, яких не було у вихідній 
воді, причому набагато токсичніші. Тому визначення раціональних 
параметрів проведення технологічного процесу аеробного окиснення є 
надзвичайно важливим завданням. У біоценозах очисних споруд 
трапляються представники трьох класів найпростіших: саркодові (Sarcodina), 
джгутикові (Mastigophora) та інфузорії (Infusoria) з двома підкласами – 
війчасті (Ciliata) і сисні (Suctoria). З інших супутніх організмів важливе 
значення мають коловертки (Rotatoria), що живляться бактеріями, органічним 
детритом і найпростішими. Крім розглянутих груп організмів у біоплівці та 
мулі розвиваються також водні гриби, дріжджі, пліснява, причому в біоплівці 
трапляються навіть водяні кліщі та мушки Psichoda.  
1.4 Анаеробні процеси очищення  води 
1 1 
В анаеробному процесі мікроорганізми не мають доступу до 
розчиненого кисню та до інших, превалюючих в енергетичному відношенні, 
акцепторів електронів, таких як нітрат-іони. За таких умов мікроорганізми 
використовують карбон, який входить до складу органічних молекул як 
акцептор електронів. Анаеробний процес метанової ферментації відбувається 
за такою схемою:  
Органічні речовини + Н2О  → СН4 + СО2 + C5H7NO2 + NH4+  + НСО3   
(1.5) 
Анаеробний процес денітрифікації відбувається у дві стадії: 
NO -
3  + Органічні речовини → NО2 - +СО2 + Н2О;                                        
(1.6)  
NО -
2  + Органічні речовини → N2 + CО2 + Н2О + ОН- .                              
(1.7)  
Якщо процес денітрифікації здійснюється в біологічно очищеній воді, з якої 
вилучені вихідні органічні сполуки, то як карбонове живлення застосовують 
недорогий метиловий спирт. У такому випадку перебіг реакції денітрифікації 
наступний:  
 
6NO3 - + 5Н3СОН → 3N2 + 5СО2 + 7Н2О + 6ОН- .                               
(1.8)  
 
Процес анаеробного очищення води, який відбувається у бактеріальній 
масі, включає конверсію складних органічних речовин – поліцукридів, ліпідів і 
білків на метан та оксид карбону (IV). За харчовими потребами ці бактерії 
поділяють на три групи: 1) гідролітичні бактерії, які називають ацидогенними; 
2) гомоацетатні бактерії; 3) хемолітотрофні бактерії, які перетворюють водень 
та оксид карбону на метан. Процес бродіння – це розчинення білків, ліпідів, 
гомо- і гетерополіцукридів – целюлози, пептину, крохмалю, геміцелюлози. 
1 2 
Крім природних субстратів анаеробні популяції руйнують феноли і сірковмісні 
сполуки, що знаходяться в стічних водах різних виробництв органічного 
синтезу. Залежно від виду і штаму бактерій, складу і кількості поживних 
речовин (забруднення води) та інших параметрів культивування – значення рН, 
температури і редокс-потенціалу середовища продукти бродіння можуть 
змінюватися.  
 
 
 
 
2.  ТЕХНОЛОГІЯ БІОЛОГІЧНОГО ОЧИЩЕННЯ ВОДИ  
Залежно від вимог до якості води, яку подають на біологічне очищення, 
її потрібно попередньо звільнити від грубодисперсних речовин, для чого 
застосовують механічне очищення. Після цього вода надходить на біологічне 
очищення та фізико-хімічне доочищення. Видалення грубодисперсних 
домішок з очищуваної води здійснюють фільтруванням її крізь решітки. 
Пісок відокремлюють у піскоуловлювачі та у відстійнику. Завдяки силам 
гравітації відокремлюють всі інгредієнти, важчі за воду. Осаджений осад 
періодично відкачують у метантенки для зброджування або випускають на 
мулові площадки з дренажем. Домішки, легші за воду, спливають на 
поверхню відстійника, їх згрібають спеціальними пристроями в бункер і 
подають в метантенк. Біологічне очищення води відбувається на всіх 
технологічних процесах і фактично розпочинається у момент утворення 
стічних вод. Воно триває під час транспортування їх каналізаційною 
мережею до очисних споруд і не завершується навіть після фізико-хімічного 
доочищення. Проте найінтенсивніше біологічне очищення води відбувається 
в аеротенку або інших біологічних спорудах, де спеціально селекціоновані 
мікроорганізми-деструктори та інші гідробіонти трофічного ланцюга, що 
1 3 
інтенсивно розмножуються. Споживаючи з води органічні та інші речовини, 
які є забрудниками, вони очищають її. Гідробіонти формуються у певні 
біоценози біоплівки, активного і гранульованого мулу та мулу анаеробних 
мікроорганізмів, селекціонованих мікроорганізмів і гідробіоценозів 
просторової сукцесії. Ці біологічні угруповання використовують у всіх 
біотехнологіях очищення води, як у природних, так і в штучних умовах, з 
використанням найрізноманітніших біофільтрів, аеротенків, окситенків, 
бактеріальних біореакторів (мікробо-, зоо- та фітореакторів) тощо. Біомасу 
гідробіонтів, що наростає під час очищення води, відокремлюють у 
вторинних відстійниках і подають у метантенки або на мулові площадки. 
Після біологічного очищення воду знезаражують переважно хлоруванням. 
Іноді для цього застосовують озонування, ультрафіолетове або іонізуюче 
випромінювання. Оброблення води хлором здійснюють у контактних 
резервуарах впродовж  20-30 хв, після чого її скидають у поверхневі 
водойми. Оброблення хлором очищуваної води за наявності в ній органічних 
сполук призводить до утворення різних хлорорганічних речовин, у тому 
числі надзвичайно токсичних діоксинів. Тому багато вчених вважають 
хлорування стічних вод недопустимим. З метою забезпечення надійного 
доочищення води застосовують різні фізико-хімічні методи. Найчастіше 
використовують коагуляційне доочищення, яке включає оброблення води 
коагулянтами і флокулянтами, відстоювання, фільтрування крізь пісок та 
крізь активоване вугілля. Осади, що утворюються під час коагулювання, 
відокремлюють на центрифугах, фільтрпресах чи барабанних вакуум-
фільтрах і складують у балках чи на звалищах. Повне або неповне біологічне 
очищення стічних вод за допомогою активного мулу здійснюють в 
аеротенках – це залізобетонна споруда завглибшки 4-5 та завширшки 3-11 м 
(залежно від потужності) і завдовжки 50-150 метрів (залежно від ступеня 
забрудненості стічних вод). Стічну воду подають з одного або кількох місць. 
Вона контактує з активним мулом, перемішується й аерується повітрям, яке 
подається розпилювальним пристроєм. Тривалість перебування води в 
1 4 
аеротенку становить 4-48 год. Очищена вода перетікає у відстійник, в якому 
осідає активний мул. Основну його кількість («зворотний мул») за 
допомогою ерліфта чи насоса подають у «голову» аеротенка, що зветься 
«регенератором», де за інтенсивної аерації відбувається відновлення його 
якості. Надлишок активного мулу («надлишковий мул») подають для 
стабілізації, ущільнення, зневоднення, складування або для подальшого 
використання (отримання біогазу, добрив тощо). Стічні води надходять в 
аеротенки зазвичай після перебування в спорудах механічного очищення. 
Концентрація завислих речовин у них не має перевищувати 150 мг/дм3, а 
допустима величина БСК залежить від типу аеротенка. Під час очищення 
суміші промислових і побутових стічних вод мають задовольнятися вимоги 
за активною реакцією середовища, температурою, сольовим складом, 
наявністю шкідливих речовин, масел, вмістом біогенних елементів тощо. Для 
забезпечення нормального перебігу процесу біологічного окиснення в 
аеротенк потрібно безперервно подавати повітря за допомогою 
пневматичної, механічної або пневмомеханічної системи аерації [11]. 
 
 
2.1. Переробка осадів стічних вод  
У результаті біологічного очищення стічних вод утворюються осади, 
різні за своїм складом і властивостями. Їх кількість і склад залежать від виду 
очищуваних вод та прийнятого способу очищення. В процесі очищення 
суміші промислових і побутових стічних вод кількість осадів не перевищує 
0,5-2% об'єму очищуваної води, а для промислових вод кількість може 
досягати 10-40% витрати стічної води. Кінцевою метою переробки осадів 
стічних вод є перетворення їх на нешкідливий продукт, який не завдаватиме 
шкоди довкіллю і його можна використовувати для різних господарських 
потреб. За хімічним складом осади поділяють на три групи: 
1 5 
–  переважно мінерального походження;  
– переважно органічного походження, зольність в менша ніж 10%;  
– осади з речовинами органічного і мінерального походження, в яких 
зольність становить від 10 до 60 %. 
Обробка осадів стічних вод складається із таких технологічних 
операцій:  ущільнення (згущення); стабілізація; кондиціювання; зневоднення;  
знешкодження; ліквідація; знезараження; утилізація. Ущільнення осадів 
зазвичай здійснюють у всіх технологічних схемах їх обробки. Доцільно 
використовувати такі способи стабілізації, які сприяють поліпшенню 
вологовіддачі, санітарного стану та інших властивостей. Анаеробне бродіння 
та аеробна мінералізація сприяють повній стабілізації. Кондиціювання має 
забезпечити найкраще зневоднення внаслідок зміни їх структури та 
послаблення зв’язків з водою. Зневоднення здійснюють природним або 
штучним шляхом Природне зневоднення відбувається на мулових площадках 
або у мулових ставках. Для штучного видалення води з осадів застосовують 
вакуум-фільтри, фільтр-преси, віброфільтри, центрифуги тощо. 
Завершальною стадією зневоднення осадів є сушіння, внаслідок чого 
вологість їх залежно від природи зменшується до 5-40%. Багато осадів можна 
використовувати як добрива, а активний мул як кормовий продукт з великим 
вмістом білків і вітамінів. Осади мінерального походження можна 
застосовувати для виготовлення будівельних матеріалів, у дорожньому 
будівництві як замінники керамзиту та інших матеріалів. Осади з великим 
вмістом органічних речовин під час метанового (анаеробного) бродіння 
розкладаються з виділенням метану (до 80%-ї концентрації в газі), який може 
бути використаний у теплоенергетиці або як замінник бензину [20]. 
     
2.2 Характеристика активного мулу 
 
Активний мул складається з живих організмів і твердого субстрату. 
Живі організми представлені скупченнями бактерій і одиночних бактерій, 
1 6 
найпростішими черв’яками, цвілевими грибами, дріжджами, актиноміцетами 
й рідко – личинками комах, рачків, а також водоростями. Скупчення всіх 
живих організмів, що населяють мул, називають біоценозом. Біоценоз 
активного мулу в основному представлений дванадцятьма видами 
найпростіших мікроорганізмів. 
Бактерії в активному мулі оточені слизовим шаром (капсулами). Такі 
скупчення називаються зооглеями. Вони сприяють поліпшенню структури 
мулу, його осадженню й ущільненню. Слизові речовини містять антибіотики, 
здатні придушувати ниткові бактерії. Співвідношення капсульних і 
безкапсульних штамів називають коефіцієнтом зооглейності. Бактерії, 
позбавлені слизового шару, з меншою швидкістю окиснюють забруднення. 
Суха речовина активного мулу містить 70-90% органічних і 30-10% 
неорганічних речовин, субстрат яких в активному мулі може бути до 40% і 
являє собою тверду відмерлу частину залишків водоростей і різних твердих 
залишків. До нього прикріплюються організми активного мулу. 
В активному мулі перебувають мікроорганізми різних груп. 
Виникнення таких груп залежить від складу стічних вод, вмісту в них кисню, 
температури, реакції середовища, вмісту солей, окиснювально-відновного 
потенціалу та інших факторів. За екологічними групами мікроорганізми 
діляться на аеробів і анаеробів, термофілів і мезофілів, галофілів і галофобів. 
При очищенні промислових стічних вод переважають аеробні мікроби. 
В активному мулі зустрічаються представники чотирьох видів 
найпростіших: саркодові, жгутикові, війчаті й сосучі інфузорії. Найпростіші 
організми не приймають особистої участі в руйнуванні органічних 
забруднень, але поглинають велику кількість бактерій (одна інфузорія 
пропускає через свій організм від 20 до 40 тисяч бактерій), підтримуючи 
їхній оптимальний вміст у мулі. Вони сприяють осадженню мулу та 
освітленню стічних вод. Коловертки – мікроскопічні організми довжиною 
0,01-2,5 мм – існують тільки при наявності в стічній воді кисню. Вони 
харчуються бактеріями та найпростішими. 
1 7 
В активному мулі в певних співвідношеннях утримуються всі названі 
групи бактерій, але залежно від складу стічних вод переважає одна із груп. 
Лише основна група бактерій бере участь у процесі очищення стічних вод, а 
супутні групи мікробів готують середовище для існування мікроорганізмів 
основної групи, забезпечуючи її живильними й ростовими речовинами та 
утилізуючи продукти окиснювання. Біомаса основної фізіологічної групи 
бактерій, що веде процес окиснювання, становить в мулі 80-90%, а інше – 
біомаса супутніх бактерій та інших організмів. 
При утворенні активного мулу спочатку з'являються бактерії, потім 
найпростіші. Бактерії виділяють речовини, що стимулюють розмноження 
найпростіших. Вони мають здатність склеюватися й тому активний мул являє 
собою бурувато-жовті грудочки й пластівці розміром 3–150мкм. Пластівці 
мають поверхню близько 1200 м2 на 1 м3 мулу (100 м2 на 1 м сухої речовини). 
В 1 м3 активного мулу втримується 2·1014 бактерій. 
Якість мулу визначається швидкістю його осадження й ступенем 
очищення рідини. Великі пластівці осідають швидше, ніж дрібні. Стан мулу 
характеризує муловий індекс, що являє собою відношення обсягу частини  
активного мулу що осаджується до маси висушеного осаду (у грамах) після 
відстоювання протягом 30 хв. Чим гірше осідає мул, тим більш високий 
муловий індекс він має. 
Біохімічною активністю мікроорганізмів називають біохімічну 
діяльність, пов'язану з руйнуванням органічних забруднень стічних вод. 
Біорозкладання стічних вод характеризується біохімічним показником, під 
яким розуміють відношення БПКповн/ХПК. 
Біохімічний показник є параметром, необхідним для розрахунку та 
експлуатації промислових споруджень для очищення стічних вод. Його 
значення коливаються в широких межах для різних груп стічних вод. 
Промислові стічні води мають низький біохімічний показник (0,05-0,3); 
побутові стічні води – понад 0,5. По біохімічному показнику, концентрації 
забруднень і токсичності промислові стічні води ділять на чотири групи. 
1 8 
Перша група має біохімічний показник вище 0,2. До цієї групи 
відносяться стічні води харчової промисловості (дріжджових, крохмальних, 
цукрових, пивоварних заводів), прямої перегонки нафти, синтетичних 
жирних кислот, білково-вітамінних концентратів та ін. Органічні 
забруднення цієї групи не токсичні для мікробів. 
Друга група має показник у межах 0,10-0,02. До цієї групи входять 
стічні води коксування, коксохімічних, газосланцевих, содових заводів. Ці 
води після механічного очищення можуть бути спрямовані на біохімічне 
окиснювання. 
Третя група має показник. 0,01-0,001. До неї відносяться стічні води 
процесів сульфування, хлорування, виробництва масел, сірчанокислотних 
заводів, підприємств чорної металургії, важкого машинобудування та ін. Ці 
води після механічного й фізико-хімічного локального очищення можуть 
бути спрямовані на біохімічне окиснювання. 
Четверта група має показник нижче 0,001. Стічні води цієї групи в 
основному містять зважені речовини. До цих вод відносяться стоки 
рудозбагачувальних фабрик та ін. Для них використовують механічні методи 
очищення. 
Стічні води першої та другої груп відносно постійні за видом та 
витратами забруднень. Після очищення вони застосовуються в системах 
оборотного водопостачання. Стічні води третьої групи утворюються 
періодично й відрізняються змінною концентрацією забруднень, стійких до 
біохімічного окиснювання. Вони забруднені речовинами, які добре розчинні 
у воді. Ці води непридатні для оборотного водопостачання. 
Для того щоб відбувався процес біохімічного окиснювання органічних 
речовин, які перебувають у стічних водах, вони повинні потрапити усередину 
клітин мікроорганізмів. До поверхні клітин речовини надходять за рахунок 
конвективної і молекулярної дифузії, а усередину клітин – дифузією через 
напівпроникні цитоплазматичні мембрани, що виникає внаслідок різниці 
концентрацій речовин у клітині та поза нею. Однак більша частина речовини 
1 9 
попадає всередину клітин за допомогою специфічного білка-переносника. 
Розчинний комплекс, що утвориться, речовина – переносник дифундує через 
мембрану в клітину, де він розпадається, а білок-переносник включається в 
новий цикл переносу. 
Основну роль у процесі очищення стічних вод грають процеси 
перетворення речовини, які протікають всередині клітин мікроорганізмів. Ці 
процеси закінчуються окиснюванням речовини з виділенням енергії та 
синтезом нових речовин, з витратою енергії. 
2.3  Роль ферментів у біологічному очищенні 
Всередині клітин мікроорганізмів відбувається безперервний і дуже 
складний процес хімічних перетворень. У строгій послідовності з високою 
швидкістю протікає велика кількість реакцій. Швидкість реакцій і їхня 
послідовність залежать від виду й вмісту ферментів, які виконують роль 
каталізаторів. Ферменти прискорюють тільки ті реакції, які протікають 
повільно, але з дуже малою швидкістю [19]. 
Ферменти (або ензими) являють собою складні білкові з'єднання з 
молекулярною масою, що досягає сотень тисяч і мільйонів. За будовою 
молекули ферменти поділяються на одно- і двокомпонентні. Перші з них є 
простими білками – протеїнами, другі – складними білками – протеїдами, 
молекула яких складається із двох частин: перша частина – білкова, 
називається носієм, або апоферментом, друга – небілкова, називається 
коферментом. Каталітичною активністю володіє кофермент, а білковий носій 
збільшує його активність. 
Каталітичні реакції протікають на поверхні молекул ферментів, на якій 
виникають активні центри. У порівнянні з хімічними каталізаторами 
ферменти здатні діяти в більш м'яких умовах, тобто при невисоких 
температурах, нормальному тиску та реакції середовища, близької до 
нейтрального. Іншою особливістю ферментів є те, що кожний з них взаємодіє 
тільки з певною хімічною сполукою та каталізує одне з багатьох перетворень, 
2 0 
яким піддається дана хімічна сполука. При зміні складу й концентрації 
речовин потрібні ферменти іншого складу. 
Таким чином, кожну реакцію каталізує один відповідний фермент. При 
цьому продукт однієї реакції служить субстратом для наступної. Все це є 
істотною відмінністю ферментного каталізу. 
Швидкість біохімічних реакцій визначається активністю ферментів, що 
залежить від температури, рН середовища і присутності в стічній воді різних 
речовин. З підвищенням температури швидкість ферментативних процесів 
підвищується, але до певної межі. Для кожного ферменту є оптимальна 
температура, вище якої швидкість реакції падає. Для руйнування складної 
суміші органічних, речовин необхідно 80-100 різних ферментів. 
До числа речовин (активаторів), які підвищують активність ферментів, 
відноситься багато вітамінів і катіони Са2+, Mg2+, Mn2+. У той же час солі 
важких металів та антибіотики є інгібіторами. Вони блокують активні центри 
ферменту, перешкоджаючи його реакції із субстратом, тобто різко знижують 
активність. Швидкість утворення й розпаду ферментів залежить від умов 
росту мікроорганізмів і визначається швидкістю надходження в клітину 
речовин, що інгібують і  активують біохімічні процеси [12]. 
Клітини кожного виду мікробів мають певний набір ферментів. Деякі з 
них незалежно від субстрату постійно присутні в клітинах мікроорганізмів. 
Такі ферменти називаються конститутивними. Інші ферменти синтезуються в 
клітинах через будь які зміни у навколишньому середовищі, наприклад зміни 
складу або концентрації забруднень стічних вод. Ці ферменти з'являються в 
період пристосування організмів до зміни середовища, тому називаються 
адаптивними. Строки адаптації (пристосування) різні й тривають від 
декількох годин до десятків і сотень днів. 
 Якщо в стічних водах перебуває кілька речовин, то процес 
окиснювання буде залежати від вмісту й структури всіх розчинених 
органічних речовин. У першу чергу будуть окиснюватися ті речовини, які 
необхідні для створення клітинного матеріалу та для одержання енергії. Інші 
2 1 
речовини споживаються мікроорганізмами залежно від набору ферментів з 
рівними або різними швидкостями окиснювання одночасно або послідовно. 
Порядок окиснювання речовини позначається на тривалості очищення 
стічних вод. При послідовному окиснюванні речовини тривалість очищення 
визначається сумою тривалості окиснювання кожної речовини окремо. 
Сумарні реакції біохімічного окислювання в аеробних умовах схематично 
можна представити в наступному вигляді: 
ферменты
CxHyOz+(x+y/4+z/3+3/4)O2  хСО2+(y–3)/2Н2O+NH3+ΔH,   (2.1) 
ферменты
CxHyOz+NH3+O2 С5Н7NO2+СO2+Δ                                       
(2.2) 
 
Реакція (2.1) показує характер окиснювання речовини для задоволення 
енергетичних потреб клітини, а реакція (2.2) – для синтезу клітинної 
речовини. Витрати кисню на ці реакції становлять БПКповн стічної води. 
Якщо процес окиснювання проводити далі, то починається 
перетворення клітинної речовини: 
ферменты
С5Н7МO2+5O2  5СO2+NН3+2Н2O+ΔH;     2.3) 
ферменты ферменты
NH3+O2   HNO2+O2  HNО3,    (2.4) 
де     CxHyOZN – всі органічні речовини стічних вод;  
C5H7NO2 – середнє співвідношення основних елементів у клітинній 
речовині бактерій; ΔH – енергія. 
 
Загальна витрата кисню на чотири реакції приблизно вдвічі більша, ніж 
на (2.1) і (2.2). Як видно з реакцій, хімічні перетворення є джерелом 
необхідної для мікроорганізмів енергії. Живі організми здатні використати 
тільки зв'язану хімічну енергію. Універсальним переносником енергії в 
клітині є аденозинтрифосфорна кислота (АТФ), що утвориться в ході реакції 
2 2 
приєднання залишку фосфорної кислоти до молекули аденозиндифосфорної 
кислоти (АДФ): 
 
АДФ+Н3РO4⇄АТФ+Н2О.                                      (2.5) 
Велика кількість біохімічних реакцій здійснюється за участю коферменту 
А. Кофермент А (або КоА, КоА – SH кофермент) є похідним -
меркаптоетмуламіду пантотенової кислоти й нуклеотиду – аденозин-3,5-
дифосфата (C21H36O167P3S). Його молекулярна маса 767,56. Чистий КоА – білий 
аморфний порошок, добре розчинний, у воді, є сильною кислотою, з важкими 
металами утворює нерозчинні у воді меркаптиди, легко окиснюється (I2, Н2O2, 
КMn4, а також киснем повітря) з утворенням дисульфідів, особливо в 
присутності важких металів. КоА активує карбонові кислоти, утворюючи з 
ними проміжні з'єднання. 
Мікроорганізми здатні окиснювати багато органічних речовин, але для 
цього потрібен різний час адаптації. Легко окиснються бензойна кислота, 
спирти, хлоргідриди, ацетон, гліцерин, анілін, складні ефіри й ін. Так, одно-, 
двох- і трьохатомні спирти, а також вторинні спирти добре окисляються, а 
третинні спирти окиснюються з невеликою швидкістю. Установлено, що 
речовини, які перебувають у стічних водах у колоїдному або 
мілкодисперсному стані, окиснюються з меншою швидкістю, ніж речовини, 
розчинені у воді. Спочатку в стічних водах із суміші речовин в першу чергу 
окисляються ті речовини, які краще засвоюються мікроорганізмами. 
Окиснення органічних речовин до СО2 і Н2О відбувається в кілька 
стадій. 
Окиснення вуглеводів описується складною реакцією: 
 
ферменты ферменты
С6Н12O6C3H4O3 СН3–СО–S–КоА→ЦТК→СO2+Н2O.   
(2.6) 
Метан окиснюється за раекцією: 
2 3 
СН4→СН3ОН→НСНО→НСООН→СO2.                            (2.7) 
2.4  Нітрифікація й денітрифікація. 
При  очищенні стічних вод під дією бактерій, що нітрифікують, 
протікають процеси нітрифікації й денітрифікації. Бактерії, що нітрифікують, 
окиснюють азото амонійні з'єднання спочатку до нітритів, а потім до 
нітратів. Цей процес називається нітрифікацією й протікає він у дві стадії. 
Він є кінцевою стадією мінералізації азотовмісних органічних речовин. 
Присутність нітратів-іонів в очищеній стічній воді є одним з показників 
повноти очищення: 
+ ферменты ферменты
NH4 +O2   HNO2+O2  НNО3.            (2.8) 
Кількість активного мулу, необхідного для нітрифікації, розраховують, 
виходячи зі вмісту органічних речовин, концентрації азоту й аміаку в стічних 
водах, активності мулу. Враховують також здатність росту й розмноження 
мікроорганізмів активного мулу в умовах зміни навантаження й 
окиснювально-відновного потенціалу мулу. Під дією денітрифікуючих 
бактерій зв'язаний кисень відщеплюється від нітритів і нітратів і знову 
витрачається на окиснювання органічних речовин. Цей процес називається 
денітрифікацією. Умовами здійснення процесу денітрифікації є: наявність 
органічних речовин, невеликий доступ кисню, нейтральна реакція. 
Денітрифікація – процес  багатостадійний і  може  протікати  з  
утворенням аміаку, молекулярного азоту або оксидів азоту. При очищенні 
стічних вод денітрифікація протікає головним чином з утворенням азоту  і 
NH3: 
NH OH NH
NO-
3→NO2→NO 2 3
 |                                (2.9) 
N2O N2
Азотовмісні з'єднання розкладаються з виділенням азоту у вигляді 
аміаку. Наприклад, карбамід розкладається за рівнянням: 
2 4 
CO(NH2)2+2H2O→(NH4)2CO3⇄2NH3+CO2+H2O.  (2.10) 
Розкладання органічних сполук може відбуватися через утворення 
амінокислот, які далі виділяють аміак при протіканні різних процесів. 
Процес окиснення сірчаних з'єднань бактеріями може бути 
представлений наступними схемами: 
HS-→S→S O 2-→S O 2-→SO 2                                               
2 3 4 6 4 (2.11) 
або 
HS-→S O 2-
2 2 →S2O
2-
3 →S 2-
2O5 →S O 2-
2 7 →SO 2-
4 .                (2.12) 
Встановлено, що окислення сульфіду кальцію йде швидше, ніж 
сульфіду натрію. При окисн.ванні сірководню спочатку утвориться сірка, що 
накопичується в клітинах у вигляді запасної речовини: 
 
2H2S+O2→2H2O+2S+ΔH.                       (2.13) 
Потім при недостачі H2S йде реакція: 
2S+3O2+2H2O→2Н2SО4+ΔH.                             (2.14) 
Відновлення сульфатів – основний шлях утворення сірководню в 
природі. Відновлюються й органічні сполуки: 
4CH3COCOOH+H2SO4→4СН3СООН+4СО2+H2S.                      (2.15) 
  
2.5 Збродження осаду в метантанку 
Збродження відбувається за допомогою анаеробних мікроорганізмів, 
оптимальний режим розвитку яких  є відсутність кисню повітря та 
температура 50 – 55 °С. В залежності від температури, при якій проходить 
бродіння, розрізняють два типи процесу – мезофільне зброджування, яке 
2 5 
відбувається при температурі 30-35°С, та термофільне зброджування, яке 
відбувається при температурі 50-55 °С. 
Термофільний процес має перевагу перед мезофільним, що полягає в 
більш інтенсивному та глибокому зброджуванні осаду, а також у знищенні 
гельмінтів в осадах, що має велике санітарне значення. Процес бродіння в 
метантенках проходить у дві фази. 
Перша фаза – кисле бродіння, яке характеризується розщепленням 
складних органічних речовин на більш прості із утворенням органічних 
кислот (мурашиної, оцтової, масляної, амінокислоти та ін.), та газів 
(вуглекислого, водню, сірководню, аміаку та ін.). Цей розпад виконують 
звичайні сапрофітні анаероби, які швидко розмножуються та проявляють 
свою життєдіяльність при значенні рН середовища 4,5 – 7,0. 
Друга фаза – лужне або метанове бродіння, яке здійснюється бактеріями, 
котрі руйнують кислоти, які утворились при кислому бродінні. Одним із 
основних кінцевих продуктів розпаду органічних речовин є метан та інші 
продукти розпаду вуглекислота, азот, водень та кисень. Метою зброджування 
є: 
– зміна фізичної структури осаду, що полегшує його висушування 
(зброджений осад легко фільтрується та віддає воду);                                                                                                 
– утилізація частини органічної речовини в формі газів бродіння 
(метан) та залишку від бродіння; 
– покращення осаду в санітарному відношенні від загибелі 
хвороботворних мікробів [11].  
Основна реакція утворення метану може бути записана рівнянням  
(Н2А – органічна речовина, що містить водень): 
СО2 + 4Н2А→СН4 + 4А + 2Н2О                             (2.16) 
Можливі і інші реакції в присутності та відсутності водню: 
СО + 3Н2→СН4 + Н2О;                                   (2.17) 
2 6 
4СО + 2Н2О→3СО2 + СН4                                (2.18) 
Метан може утворюватись і в результаті розпаду оцтової кислоти:  
СН3СООН→СН4 + СО2;                                   (2.19) 
СО2 + 4Н2→СН4 + 2Н2О                                   (2.20) 
Газ, який утворився в метантенку, має такий склад: об'ємна частка метану – 
не більше 60 %, вуглекислого газу - не більше 34 %, азоту-не більше 3 %, 
водню-не більше 3 %, кисню - не більше 5 %, та використовується як паливо 
в котельній.  
 
2.6.Методики. Вимірювання БСК за допомогою установки ВD 600 
Розрахунок біохімічних очисних споруд проводиться на всю суму 
органічних забруднень, яка визначається повним біохімічним споживанням 
кисню. 
Біохімічне споживання кисню в стічних водах (БСК) визначає кількість 
кисню, що використовується при біохімічних процесах окиснення органічних 
речовин, але не враховує витрати на нітрифікацію. Біохімічне споживання 
кисню виражається в міліграмах кисню на 1 л рідини. Біохімічна потреба 
кисню (БПК) у воді (наприклад, стічні води, поверхневі води) – це кількість 
кисню, що споживається під час деградації органічних речовин через 
біохімічний процес. 
2.6.1  Призначення дослідної установки 
Дослідна установка ВD 600 призначена для вимірювання БПК за 
допомогою перепаду тисків в замкнутій системі (Респірометричне БСК 
вимірювання). Система вимірювання записує вимірювання кожну годину в 
перший день, через годину на другий день і один раз на 24 години 
починаючи з третього дня.  
2.6.2  Область застосування  
2 7 
БСК5 вимірювання, БСК7, OECD 301F/біодеградація/ подальше 
біотехнічне застосування у водних розчинах. Використовувати тільки 
кваліфікованому персоналу. Час вимірювання регулюється від 1 до 28 днів з 
кроком в 1 день. 
2.6.3 Принцип вимірювання 
Блок вимірювання БСК, що включає тест-пляшку і датчик БСК, є 
закритою системою. З заповненою кількістю проби, газове відділення в тест-
пляшці містить певну кількість повітря. Бактерії в стічних водах, поміщених 
в пляшку (проба можна бути розбавленою або нерозбавленою), споживають 
кисень, розчинений у пробі протягом вимірювання БСК. Він замінюється 
киснем повітря з газового відділення тест-пляшки. Одночасно утворюваний 
вуглекислий газ хімічно зв'язується Гідроксидом Калію в ущільнюючому 
ковпачку тест-пляшки. В результаті в системі відбувається падіння тиску, яке 
вимірюється датчиком БСК і відображається безпосередньо на дисплеї як 
значення БСК в мг/л O2. 
 
2.6.4 Методика вимірювання 
 Оцінюємо діапазон вимірювання та об'єм досліджуваної проби, 
як зазначено у таблиці 2.1. 
 Якщо необхідно, попередньо обробляємо пробу, (наприклад, 
відрегулювати значення рН, профільтрувати). Перевіряємо значення рН 
проби стічних вод. Ідеальне значення рН лежить між 6,5 і 7,5. Будь-яке 
більше відхилення забезпечує більш низьке значення БСК. Якщо значення 
рН занадто високе, його можна нейтралізувати розведеною соляною 
кислотою (1 молярна) або розведеною сірчаною кислотою (1 молярна), і 
якщо значення рН є занадто низький, його можна нейтралізувати розчином 
гідроксиду натрію (1 молярний). Залежно від специфікації, проба води 
2 8 
повинна бути добре перемішана, злегка осаджена, і відфільтрована або 
гомогенізована. 
 Вимірюємо точну необхідну кількість проби з відповідною 
переливною мірною колбою і додаємо в тест-пляшку (використовувати 
лійку, якщо необхідно). Зазначені об'єми проб повинні бути налиті дуже 
точно. Інакше можуть виникнути значні похибки вимірювання. У процесі 
забезпечуємо рівномірний розподіл твердих частинок. Ми рекомендуємо 
виконати подвійний або потрійний тест для кожної проби. Різні результати 
можна очікувати для тих же проб з різними формами твердих частинок. 
Вимірювання слід повторити, якщо результати мають великі варіації. 
 Якщо необхідно, додаємо інгібітор нітрифікації, як вказано в 
таблиці 2.1. Для інгібування нітрифікації ми рекомендуємо додавати 
інгібітор нітрифікації B. Це слід особливо враховувати в низькому діапазоні 
вимірювань 0 – 40 мг/л, наприклад, для кінцевих стоків. Рекомендація щодо 
оптимального дозування інгібітора нітрифікації B (аллілтіосечовина/ATС) 
залежить від діапазону вимірювання. Коментар: нітрифікуючі бактерії також 
споживають кисень. Це споживання вже може відбутися в межах перших 
п'яти днів, особливо у зразках з низькими значеннями БСК. Для БСК 
тестування споживання кисню нітрифікаторами зазвичай не враховується. З 
інгібітором нітрифікації B активність цих бактерій можна пригнічувати за 
допомогою ферментативного придушення таким чином, що відбувається 
лише деградація органічного речовини БСК-проби. Якщо необхідно 
визначити споживання кисню в ході нітрифікації  (N-БСК), то необхідно 
порівняти зразок з і без нітрифікації. Різниця між значеннями БСК тоді 
відповідає потребі в кисні нітрифікаційних бактерій. 
 Поміщаємо магнітну мішалку в пляшку БСК. 
 Наповнюємо ущільнювальний ковпачок 3-4 краплями розчину 45% 
розчину гідроксиду калію (для зв'язування діоксиду вуглецю) і поміщаємо  в тест-
пляшку. При проведенні досліджень не рекомендується використовувати 
консистентні мастила або інші мастильні матеріали як додатковий 
2 9 
ущільнювальнювач для ущільнюючого ковпачка для датчиків БСК. Такі 
продукти можуть містити розчинники, які роз'їдають датчики. Це може 
призвести до серйозного пошкодження пластикового корпусу або навіть до 
повного руйнування датчиків.  
 Прикручуємо датчики БСК на тест-пляшки. Розташовуємо датчики 
БСК на тест-пляшках і обережно закручуємо їх на місця. Це особливо важливо, 
тому що система повинна бути абсолютно герметичною. Потім поміщаємо 
пляшки БСК із загвинченим датчиком  в стійку для пляшок. Це може 
відбуватися безпосередньо в корпусі термостата. Альтернативно, завдяки 
зручному дизайну BD 600, можна також витягти весь базовий блок BOD з 
вбудованою стійкою для пляшок з корпусу термостата, а індуктивна система 
перемішування залишається в корпусі. У процесі роботи може бути необхідно 
від'єднати мережеве живлення від BD 600. 
 Підготовлена проба повинна бути доведена до ± 1°С від бажаної 
температури перед початком вимірювання (наприклад, 20°С ± 1°С). Це може 
відбуватися, наприклад, при постійному перемішуванні проби на індуктивній 
системі перемішування в шафі термостата. BD 600 має додаткову функцію 
автозапуску, яка дозволяє використовувати проби з температурою від 15 до 
21°C. Коли функція автозапуску увімкнена, система перевіряє через певні 
проміжки часу чи відбувається падіння тиску в пляшці БСК, а потім 
починається вимірювання часу (відлік часу починається не пізніше, ніж через 
три години після запуску датчиків БСК, незалежно від чи було виявлено 
падіння тиску). 
 Розміщуємо пробу у стійці для пляшок.  Починаємо тест. 
 Інкубуємо зразок відповідно до специфікації (наприклад, БСК5 
при 20° C). 
Діапазон вимірювання слід обирати таким чином, щоб очікувані 
результати знаходилися у верхній половині діапазону вимірювань. Якщо 
значення БСК, що очікується, невідоме, його можна обрати як для побутових 
3 0 
стічних вод, для яких очікувана величина БСК5 відповідає приблизно 80% 
значення ХПК. Вибір об'єму проб представлено в таблиці 2.1. 
 
Таблиця 2.1 – Вибір об'єму проб 
  Доза 
Діапазон БПК в Об’єм проби нітрифікаційного 
мл/л в мл інгібітора АТС 
0 – 40 428 10 крапель 
0 – 80 360 10 крапель 
0 – 200 244 5 крапель 
0 – 400 157 5 крапель 
0 – 800 94 3краплі 
0 – 2000 56 3 краплі 
0 – 4000 21,7 1 крапля 
 
 
2.6.5 Оцінка результатів 
1. Значення вимірювання БСК має бути вищими, ніж у попередній 
день.  
  2. Значення вимірювання БСК не збільшуються лінійно. Збільшення 
завжди менше, ніж попереднього дня.  
3. Якщо значення вимірювань БСК збільшуються лінійно, то проба має 
вищу ККД, ніж було можна очікувати, коли проба була підготована.  
4. Якщо значення вимірювання БСК раптово різко зростуть під час 
вимірювання, це може бути індикатором нітрифікації.  
5. Якщо значення вимірювання БСК падають під час вимірювання, 
система можливо не герметична. 
 
2.7 Перспективи удосконалення існуючих технологій 
 
Відомий винахід [9] відноситься до біологічного очищення стічних вод 
від зважених і розчинених органічних речовин із застосуванням мікрофлори і 
3 1 
може бути використаний в нафтопереробній, хімічній промисловостях, в 
сільському та комунальному господарствах та інших галузях. Винахід 
вирішує завдання підвищення ступеня очищення стічної води і спрощення 
процесу. Для вирішення зазначеного завдання в даному способі очищення 
води, що включає обробку мікроорганізмами, прикріпленими на волокнистій 
насадці, яка складається з відрізків волокна, скріплених несучим елементом і 
розташованих з ним в одній площині з одного або двох боків від нього, 
використовують волокнисту насадку, яка виконана у вигляді полотнища, що 
складається з набору відрізків волокна і скріплюючих їх з обох боків несучих 
елементів, що розміщені на полотнищі з кроком 8 – 10 см. Досягнений при 
здійсненні винаходу технічний результат полягає в тому, що завдяки такому 
розташуванню відрізків волокна в насадці значно збільшується контактна 
поверхня для утворення біоплівки у порівнянні з відомою волокнистої 
насадкою, забезпечується максимальний масообмін між мікроорганізмами, 
іммобілізованими на волокнистій насадці, і водним середовищем, 
створюються умови для саморегенераціі насадки [9]. 
Винахід відноситься до способу біологічного очищення рідини з досить 
високим вмістом органічних домішок, перш за все стічних вод, в анаеробних 
умовах з утворенням біогазу. Спосіб здійснюється в басейні, в якому рідину 
спочатку піддають обробці на стадії змішування і підкислення, потім на 
стадії сильного забруднення з рециркуляцією активного мулу, і потім на 
стадії слабкого забруднення піддають анаеробному розкладанню з 
утворенням метану, після чого освітлюють на стадії вторинного освітлення, 
на якій можливо також здійснювати рециркуляцію мулу. При цьому 
вловлюють біогаз, що утворюється на стадії сильного забруднення і 
слабкого. Зони сильного і слабкого забруднення закриті зверху 
газонепроникною плівкою, яка утворює газозбірник. Технічний ефект – 
підвищення ступеня очищення, високий вихід метану, зниження капітальних 
витрат і підвищення надійності в роботі [10]. 
3 2 
Винахід відноситься до області очищення стічних вод і може бути 
використаний для очищення стічних вод, концентрованих за органічними 
домішками. Очищення ведуть в установці, яка розділена на чотири 
послідовно сполучені зони з використанням анаеробних і аеробних умов, з 
наступним розділенням активного мулу і очищеної води. Очищення стічних 
вод в перших двох зонах установки ведуть в анаеробних умовах при 
перемішуванні з використанням мікрофлори, що прикріплена на інертний 
матеріал, армований металом, в умовах відсутності розчиненого кисню в 
першій зоні і концентрації розчиненого кисню в другій зоні, що не 
перевищує 1,0 мг/л. Очисщення в третій і четвертій зонах ведуть за аеробних 
умов. Очищення в третій зоні ведуть з використанням мікрофлори, що 
прикріплена на інертний матеріал, при концентрації розчиненого кисню 2-3 
мг/л, а очищення в четвертій зоні ведуть з використанням вільноплаваючої 
мікрофлори за підтримання надлишкової кількості розчиненого кисню 
більше 4,0 мг/л. Очищену воду після відстоювання ділять на два потоки, 
один з яких в кількості не менше 50 % від загальної кількості очищеної води 
направляють в першу зону, а другий направляють на доочистку в аеробних 
умовах з використанням мікрофлори, що прикріплена на інертному матеріалі. 
Перемішування в перших двох зонах установки можна вести ежекційно-
механічним методом. Активний мул можна повертати в першу анаеробну 
зону, а в очищену воду перед доочисткою можна вводити порошкоподібні 
сорбенти [11]. 
Винахід відноситься до біологічного очищення води в біореакторах і 
може бути використаний в системах водовідведення комунального 
господарства і промислових підприємств при очищенні стічних вод. Воду 
обробляють в біореакторі з мембранною сепарацією води і активного мулу і 
здійснюють періодичну регенерацією сепаратора. Мембрана містить у 
своєму складі каталізатори окиснення у вигляді сполук металів змінної 
валентності, наприклад оксидів марганцю або кобальту. Технічний ефект – 
інтенсифікація процесів біологічнго очищення води, збільшення тривалості 
3 3 
фільтроциклу мембранного сепаратора і підвищення надійності його роботи 
[12]. 
Відомий спосіб очищення стічних вод (СВ) з використанням 
мембранного біореактора (МБР), відділення очищених СВ відбувається з 
використанням занурених мембран для мікро- чи ультрафільтрації, відбір 
фільтрата виконується вакуумуванням. Одночасно з очищенням СВ 
відбувається видалення і ущільнення активного мулу, схема включає ємність 
для накопичення мулової суміші і вузол зневоднення (наприклад, 
фільтропресування), перед цим вузлом в мулову суміш дозується 
високомолекулярний полімер, фільтрат повертається в МБР. Встановлено, 
що при перевищенні в муловій суміші визначених граничних концентрацій 
цього полімера спостерігається кольматація мембран, при цьому 
трансмембранний потік може знизитись на 60 % і більше. В зв'язку з цим в 
схему включений фотометричний аналізатор реагенту в фільтраті, що 
повертається в МБР, відповідно до рівня його сигналу система управління 
забезпечує мінімально необхідну дозу полімера [13]. 
Відомий спосіб поділу мулової суміші при біологічному аеробному 
очищенні СВ, розглядаються відомі методи, вказується, що при поділі 
мулової суміші відстоюванням спостерігається винесення зважених речовин, 
при використанні мембран з розміром пор, наприклад, 0,1 мкм, відбувається 
кольматації цих пор і т.д. Пропонується для поділу мулової суміші 
використовувати перфоровані поверхні з розміром перфорацій від 5 до 150 
мкм, вони можуть мати форму пластин або циліндрів діаметром 5-50 мм, при 
виготовленні надається перевага матеріалу – нержавіюча сталь товщиною від 
0,05 до 1 мм, повідомляється про високу ефективність затримання активного 
мулу в реакторі з використанням елементів даного типу [14]. 
Винахід відноситься до пристроїв, що забезпечує тонке очищення 
рідини і/або газів від суспензій, бактерій, вірусів і розчинених у воді хімічних 
сполук, як для індивідуальних споживачів, так і для промислових цілей. 
Фільтр тонкого очищення рідини містить корпус, відвід фільтрату, 
3 4 
фільтроелемент, виконаний у вигляді мембран з мікрокапіллярної плівки, що 
утворюють замкнутий об'єм, в якому утворений колектор. Корпус виконаний 
з рівною хвилястою поверхнею, з полімерів, фільтроелемент виконаний з 
полімерної трекової мембрани з відкритими наскрізними циліндричними 
порами. Фільтр виконаний багатоблоковим з послідовним або паралельним 
включенням блоків. Технічний результат полягає у підвищенні надійності та 
довговічності пристрою при роботі під надлишковим тиском рідини та/або 
газу [15]. 
Спосіб може бути реалізований в процесах очищення СВ різним чином, 
зокрема, мембранні фільтри, наприклад, на базі половолоконних мембран, 
можуть використовуватися в завантаженому варіанті в біореактори для 
розділення мулової суміші. Представлений варіант, у якому біореактор має 
циліндричну форму, в ньому у стінок симетрично встановлено 4 погружних 
мембранних модуля. Є петля рециркуляції мулової суміші, її перемішування 
в реакторі здійснюється за допомогою погружного насосу. Регенерація 
мембран проводиться потоком водоповітряної суміші, фільтри 
регенеруються по черзі без зупинки процесу [16]. 
Винахід відноситься до біотехнології. Новий штам одноклітинної 
зеленої водорості Chlorella vulgaris BIN призначений для отримання біомаси  
і очищення стічних вод. Штам має широкий спектр температури культивації 
(20-40°С). Відсутня сезонність в його розмноженні. Штам не вимогливий до 
живильного середовища і здатний до високого ступеня очищення різних 
категорій стічних вод. Штам Chlorella vulgaris BIN проявляє більш виражені 
антагоністичні властивості до альгофлори, бактеріям, грибам, дріжджам та 
інфузоріям, володіє несхильністю до фагів [17]. 
Винахід призначений для біологічного очищення стічної води. 
Аеротенк-витискувач містить корпус, розділений перегородками на 
послідовні коридори, площі вертикальних поперечних перерізів яких рівні, 
пневматичну систему аерації з фільтосами, які розміщені на дні кожного 
коридору, введення води у вигляді звуженого патрубка з жорстко 
3 5 
закріпленим в ньому завихрювачем, що складається з чотирьох повздовж 
розміщених пластин, торцеві поверхні яких повернуті один відносно іншого 
на 90°, введення активного мулу, вихід очищеної води та мулу, при цьому 
корпус та перегородки сполучені з дном дугоподібними елементами. В 
установці попереджено утворення застійних зон і досягається рівномірне 
перемішування мулу і стічних вод [18]. 
Винахід включає механічне очищення стічних вод в первинному 
відстійнику, після якої стічні води подають в біоактиватор з мікрофлорою, в 
якому підтримують наявність зон з різнорідним по вмісту кисню 
середовищем шляхом регулюючого введенням кисню. 
Далі суміш стічних вод з активним мулом надходить у вторинний 
відстійник для розділення на очищену стічну воду і активний мул, який 
постійно повертають в початок біоактиватора. 
В первинному відстійнику створюються умови для гідролізу та 
гетероацетогенного процесу. У вторинному відстійнику створюють зони з 
різноманітним по вмісту кисню середовищем шляхом регулювання 
швидкості рециркуляції активного мулу із вторинного відстійника на вхід 
біореактора [19]. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
3 6 
 
 
3.ЕКСПЕРИМЕНТАЛЬНА ЧАСТИНА.ОПТИМІЗАЦІЯ СИСТЕМИ 
ВОДОСПОЖИВАННЯ. НАУКОВІ ДОСЛІДЖЕННЯ. 
3.1.Використання процесу озонування для боротьби з молюском дрейсени в   
воді р. Дніпро  
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
3 7 
 
 
4.ЕКСПЕРИМЕНТАЛЬНА ЧАСТИНА.ИНТЕНСИФИКАЦИЯ ПРОЦЕССА  
АЕРОБНОГО ЗБРОДЖУВАННЯ И ДООЧИЩЕННЯ БІОЛОГІЧНО 
ОЧИЩЕНОЇ СТІЧНОЇ ВОДИ. НАУКОВІ ДОСЛІДЖЕННЯ. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
3 8 
 
 
5 ЕКСПЕРИМЕНТАЛЬНА ЧАСТИНА. КОМБІНОВАНЕ 
АНАЕРОБНО-АЕРОБНЕ БІОЛОГІЧНЕ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД. 
НАУКОВІ ДОСЛІДЖЕННЯ. 
 
Можливість інтенсифікації процессу отримання метану і органо 
мінеральних добрив була експериментально досліджена в лабораторних 
умовах на кафедрі хімічних технологій та водоочищення Черкаського 
державного технологічного університету. Досягнення кінцевих завдань 
біохімічної обробки органічних відходів і стічних вод базується на 
комплексному використанні анаеробних і аеробних процесів (рисунок 5.1). 
       
Анаеробна 
Високо-   Аеробне  Біологічно  
обробка 
концентрова доочищення очищені 
(1-а ступінь (2-а ступінь 
ні стічні    стічні води 
води 
 
Рисунок 5.1  Комбіноване анаеробно-аеробне біологічне очищення 
стічних вод 
Їх відмінність полягає в тому, що аеробні процеси протікають за 
участю строго аеробних мікроорганізмів, в присутності розчиненого кисню, 
що забезпечується за допомогою енергоємних систем аерації, а анаеробні 
процеси здійснюється строго анаеробними мікроорганізмами, у відсутності 
кисню і при цьому, відповідно, немає необхідності в енергоємних системах 
аерації. 
5.1 Дослідження процессу анаеробного зброджування 
5.1.1 Опис експериментальної лабораторної установки 
3 9 
Була розроблена установка бінарного типу (рис.5.2), яка складається з 
двох реакторів. Перший реактор – дослідний, в якому відбувається 
експеримент; другий реактор – реактор порівняння. Перший і другий реактор 
– скляні банки на 3 л, які герметично закриваються кришками, через яку 
пропущений 3 патрубки: патрубок завантаження субстрату 2 (D = 20мм) 
патрубок вивантаження збродженого субстрату 3 (D = 20мм) патрубок 
відведення біогазу 4 (D = 8 мм) . Нижні кінці патрубків 2 і 3 не доведені до 
дна реактора 1 відповідно на 130 мм і 50 мм. Патрубок відведення біогазу 4 
з’єднаний шлангом з газгольдером – накопичувачем біогазу 5 (банку на 3 л). 
Останній з'єднаний шлангом (Dотв. = 8 мм) з мірної ємністю 6 біогазу, 
об'ємом 20 л, яка має відповідне градуювання. Реактори 1 і 2 розміщували в 
термостаті 7 (бак оцинкований на 20 л). Робочим середовищем термостата 
служила водопровідна вода. Термостат 7 був оснащений термоелектричним 
нагрівачем (ТЕН) 8 і датчиком температури (контактний термометр) 9. 
Стійкість температурного режиму в реакторі 1 регулювалася 
автоматизованою системою, що складаються з термометра опору ТСП - 5071 
і блоку регулювання виконавчих пристроїв. 
5.1.2 Методика досліджень і дані експерименту інтенсифікації 
анаеробного зброджування 
Методика моделювала роботу біогазової установки в термостабільному 
режимі при заданої певної вологості вихідної сировини і заданому 
наповненні реакторів. Фіксувалися: вихід біогазу з одиниці маси сировини 
протягом всього експерименту і якість біогазу. Воно визначалося 
співвідношенням в біогазі вуглекислого газу і метану. За кінцевими 
результатами експерименту визначалися: 
 -загальна тривалість процесу зброджування в оптимальних 
умовах; 
 максимальна кількість метану, що може бути отримано при 
зброджуванні досліджуваного субстрату; 
4 0 
 ступінь розкладу біологічного речовини в процесі анаеробного 
зброджування. 
Експеримент проводився в наступному порядку: первинний дослідний 
субстрат (другого дня зброджування) відбирався в обсязі 10-12 літрів з 
метантенка очисних споруд ПрАТ «АЗОТ» і використовувався, як 
порівняльний досвідчений субстрат № 2 з іммобілізованими в ньому 
метаноутворюючими мікроорганізмами (в обсязі 2 літрів). 
Дослідний субстрат № 1 (після заповнення реактора 1 -2 літра) 
піддавався додатковій обробці в кавітаторі. Робочий об'єм кавітатора – 
8літрів. 
Після кавітаційної обробки експериментальна доза його вводилася в 
первинний дослідний субстрат №1. Таким чином, наповнюваність реактора 
становила 2л., а заповнення реактора майже 70%. Після завантаження 
реакторів газгольдер 5 заповнювали водопровідною водою. Потім 
закупорювали патрубки 2 і 3 в кришці і включали ТЕН 8 термостата 7. 
Нагрівання робочого і порівняльного субстрату до температури 
зброджування і підтримування однакових умов протягом усього досвіду 
проводилося при оптимальному показнику мезофильного режиму – 33°С. 
При досягненні цієї температури в субстратах відзначався момент початку 
експерименту. 
Біогаз, що виділяється в процесі зброджування, надходив по патрубку 4 
в газгольдер 5. Вода з газгольдера 5 при тому витіснялася в мірну ємність 6. 
За обсягом води в ємності 6 і швидкістю її надходження оцінювали 
інтенсивність процесу і кількість утвореного біогазу. 
З початком утворення біогазу періодично (2 рази на добу) виконували 
його аналіз на хімічний склад і співвідношення метану і вуглекислого газу (у 
відсотках). Хімічний аналіз виконувався на газовому хроматографі. Реактор 
працював в безперервному режимі для одноразового завантаження. 
Результати реєстрації параметрів процесу зброджування і аналізів для 
кожного досвіду заносили в таблицю. На лабораторній установці проведено 
4 1 
20 дослідів порівняння. У таблицях 5.1 і 5.2 наведено характерні результати 
зброджування при різних експериментальних дозах субстрату після 
кавітаційної обробки.  
В таблиці 5.1 наведено отримані результати. З самого початку запуску 
відбувалося зростання виходу біогазу, а вміст метану в дослідницькому 
реакторі в деякі дні досягав 68%. Обсяг біогазу, що виділився за пусковий 
період, склав в ньому 14л. У реакторі порівняння вміст метану за весь період 
зброджування не перевищувало 56%, а обсяг біогазу виділився за пусковий 
період – 9,2л, що на 5,6% менше, ніж в дослідницькому реакторі №1. За весь 
період зброджування (20 днів) виділилося в дослідницькому реакторі 37,5 л 
біогазу, а в реакторі порівняння тільки  33 л, що на 12,9% менше ніж в 
реакторі №1.Таблиця 5.1– Результати зброджування субстратів №1 і №2 на 
лабораторній установці з об'ємом реакторів 3 л (реактор №1 і №2 - R1 і R2) 
Час t0 в Вихід Вихід Конц. Конц. Відносний вихід 
процесу, реактора біогазу біогазу метану метану метану, л/добу. 
(доба) х, 0С л/сут.R л/сут.R у у на 1л на 1л 
1 2 біогазі, біогазі, субст- субст-
%(R1) %(R2) рату R1 рату R2 
4 2 
1 29,0 0,17 0,08 – –   
2 31,5 0,82 0,64 – –   
3 33,5 1,51 1,12 – –   
4 31,0 0,91 1,26 – –   
5 29 0,94 0,92 – –   
6 28 0,77 1,23 – –   
7 29 2,0 1,48 – –   
8 28 2,57 2,42 67,5 54,2 0,87 0,66 
9 32,5 4,28 3,26 67,7 56,1 1,45 0,91 
10 33 3,0 2,74 44,3 32,6 0,66 0,45 
11 34 2,85 2,69 55,9 42,3 0,8 0,57 
12 32,5 2,74 2,5 47,2 36,7 0,65 0,46 
13 31,5 1,88 1,96 33,4 29,2 0,29 0,28 
14 31 1,48 1,53 49,7 34,1 0,37 0,26 
15 32 1,37 1,28 66,1 50,3 0,45 0,32 
16 31 1,57 1,33 64,2 53,6 0,50 0,36 
17 32 2,22 1,37 60,4 49,8 0,60 0,34 
18 32 2,34 1,42 52,0 42,4 0,61 0,30 
19 31 1,86 1,49 50,9 40,2 0,47 0,30 
20 29 2,29 1,87 51,4 44,6 0,59 0,42 
 
 
 
Таблиця 5.2 –  Результати зброджування субстратів на лабораторній 
установці з об'ємом реактора 3 л (реактор №2 - R2) 
Час t0 в   Відносний вихід 
процесу, реактора Вихід биогаза, Конц. метану у метану, л/добу 
доба х, 0С л/сут.R1 біогазі, % на 1л  
субстрата R1 
4 3 
3 30,0 0,11 –  
4 30,5 0,78 –  
5 32,0 1,35 –  
6 31,0 1,26 –  
7 29 0,92 –  
8 30,5 1,23 –  
9 30 1,48 –  
10 31 2,42 54,2 0,87 
11 32 3,26 56,1 1,45 
12 30 2,74 32,6 0,66 
13 29,5 2,69 42,3 0,8 
14 29 2,5 36,7 0,65 
15 30 1,96 29,2 0,28 
16 31 1,53 34,1 0,37 
17 31,5 1,28 50,3 0,45 
18 29,5 1,33 53,6 0,50 
19 30 1,37 49,8 0,60 
20 31 1,42 42,4 0,61 
31,5 1,49 40,2 0,47 
30 1,87 44,6 0,59 
 
Перерахунком встановлено, що питомий вихід метану 
(л/добу/л.субстрату) за весь період зброджування в дослідницькому реакторі 
складає 0,65л/л. субстрату, а в реакторі порівняння – 0,45 л/л.субстрату. 
Збільшення ступеня переробки субстрату за рахунок впливу попередньої 
кавітації склало 1,5 рази. 
У подальшому процес зброджування в реакторі порівняння 
відрізняється не більше ніж на ± 2% в порівнянні з першим етапом 
досліджень, тому основна увага була приділена зброджуванню в 
дослідницькому реакторі. 
4 4 
На наступних етапах при додаванні різних доз гною, який пройшов 
стадію кавітації, були отримали наступні дані. Пусковий період, як і на 
першому етапі роботи тривав 8 діб. Однак далі швидкість переробки зростала 
в 2,1-2,3 рази при зростанні обсягу біогазу. Обсяг біогазу, що виділився за 
весь період склав 47,0 л, що на 9,57 л більше, ніж у реакторі 1 при першому 
етапі дослідження. Вміст метану в біогазі за весь період збродження 
становить в середньому 53,8%, хоча в окремі дні його рівень сягав 68%. 
Питомий вихід метану на протязі всього експерименту дорівнює 0,67 
л/добу/л. субстрату. 
5.1.3 Стендові випробування впливу гідродинамічної кавітації в ТТР 2 і 
ТТР3 на процеси анаеробного зброджування 
Визначивши позитивний вплив процесу кавітації на переробку 
субстрату, на другому етапі була вивчена можливість використання системи 
кавітатор - метантенк як реактора для переробки такого токсичного і важко 
разкладаємого субстрату, як гній свиноферм. 
На третьому етапі були отримані дані при додаванні овочевої суміші. 
Пусковий період тривав 8 днів, але інтенсивність по поточному часу була 
нижче в порівнянні зі зброджуванням субстрату з додаванням гною. Гній 
пускового періоду мав наступні характеристики: вологість гною коливалася 
від 87 до 90%, зольність - від 20 до 33%, кількість летких жирних кислот 
дорівнювала 34 г/кг гною, лужність - від 5 до 7 г/кг, кількість жирів  була в 
межах 10-20 г/кг, вуглеводів - 15-40 г/кг, азоту загального - 5-10 г/кг, азоту 
амонійного - 3-7 г/кг, вуглецю – 3- 3,5 %. 
Пусковий період фактично тривав 8 днів. З початку запуску 
відбувалося зростання виходу біогазу, а вміст метану в ньому досягав 70%. 
Обсяг біогазу, що виділився за пусковий період склав 49л, що відповідає 0,5 
м3 / м3 обсягу реактора на добу, або 7 л/кг субстрату). З початком дозованої 
подачі сирого вихідного гною в реактор (на 15 день від початку досліду) 
спостерігали збільшення виходу біогазу (але попередніх результатів не 
4 5 
досягнуто) при одночасному зменшенні вмісту метану в біогазі. На наш 
погляд, причиною цього є порушення температурного режиму в реакторі 
через завантаження в нього субстрату з температурою 15-17°С, що могло 
пригнічувати процес бродіння. Тому починаючи з 26 дня, ми стали 
термостатувати вихідний гній до завантаження в реактор до температури, яка 
була в цей час в реакторі. В результаті вміст метану в біогазі знову 
підвищився до 65% в окремі дні. 
Процес зброджування характеризувався збільшенням вологості 
субстрату на 2-3%, зольність - на 0,5-1,0%. За рахунок втрат твердої 
органічної речовини. Лужність кавітованого гною збільшувалася до 10-20 
г/кг з 4-5, ЛЖК збільшувалася з 3,5 до 5,5 г/кг, кількість вуглецю 
зменшувалася майже в два рази. Тобто, кількість сухої речовини в субстраті 
протягом 8 діб бродіння зменшувалася з 7 до 4%, або інакше, втрата сухої 
речовини становила 3/7 • 100 = 43%, або 43/8 = 5,35% щодня. Саме такою 
повинна бути додаткова доза вихідного субстрату, яка завантажується в 
реактор протягом всього безперервного режиму. Середньодобовий обсяг 
метану склав (в середньому) 4,5 л / добу, що становить приблизно 0,5 л/л 
об'єму реактора. Коливання навколо цієї цифри, як випливає з графіків, 
носять випадковий характер і пов'язані, швидше за все, з недостатньою 
ефективністю перемішування в досвіді, для якого не було передбачено 
спеціального пристрою. 
Стабільне, а не короткочасне зменшення показника виходу біогазу 
свідчить про дефіцит субстрату, тобто про те, що підкачки реактора 
відбувалося не завжди своєчасно. Кореляція між загальним обсягом біогазу і 
кількістю власне метану простежується досить стабільно. Тому для 
управління процесом досить стежити за першим показником, тобто 
обмежитися наглядом за фізичними показниками. Технологія переробки 
гною свиней анаеробним зброджуванням є простою з точки зору апаратного 
оформлення, стабільної за показниками і придатною для управління 
нескладним обладнанням: кавітатором і метантенком. Реактор може не мати 
4 6 
рухомої кришки, але повинен бути обладнаний газгольдером, пристроєм, і 
патрубком, або люком для вивантаження збродженої маси. Оптимальною 
температурою процесу в реакторі є 31,5-33°С. Коливання цієї температури 
небажані, так треба підігрівати необхідно не стільки сам реактор, як субстрат 
в момент завантаження. Заповнення реактора на 70% обсягу є достатнім і 
перевищувати цю величину немає необхідності. Вихід біогазу є не 
стабільним і коливається від 0,35 до 0,68л. добу/1л обсягу реактора (граничні 
значення, як годиться, відкидали). Тому в якості параметра порівняння 
вибрано значення середньої величини виходу. Результати бродіння субстрата 
№1 на стендовій установці з об'ємом реактора 10 л занесли до таблиці 3.3. 
Причиною коливань, перш за все, можна вважати неефективне 
перемішування і несвоєчасне поповнення реактора свіжим субстратом. Вміст 
метану в біогазі коливається від 45 до 67%, в залежності від свіжості 
сировини в обсязі реактора. Стабільним значенням можна вважати 53-54%, 
що дещо менше величини, досягається на великих установках робочим 
об'ємом понад 10 м3. Оптимальним терміном анаеробного бродіння 
дослідженого субстрату можна вважати 8 діб. Перевищення цього терміну 
недоцільно з точки зору неефективності подальшого процесу через низький 
вихід біогазу. Якщо першою стратегічною метою є зброджування гною, а 
тільки другий - отримання біогазу, процес можна продовжувати до 15 діб з 
зменшеним виходом біогазу в останні дні. Ступінь розкладання органічної 
маси сировини в ході процесу зростала з 43% до 56%, що є цілком 
задовільним, з огляду на невеликий обсяг реактора і, відповідно, малу 
інертність. 
5.2 Дослідження впливу кавітаційних полів на процеси  очищення 
стічних вод 
Структура води в рідкому стані є нестійкою, а потім різні зовнішні 
впливи можуть призводити до зміни фізико-хімічних властивостей води 
внаслідок зміни її структури [20]. Зміна фізико-хімічних властивостей води 
4 7 
під дією гідродинамічної кавітації, відзначена у великій кількості наукових 
праць. Очевидно, що зміна властивостей води як дисперсійного середовища 
впливати і на властивості розчинених і диспергованих речовин, а в підсумку, 
буде впливати на хід фізико-хімічних процесів в системі.  
  Таблиця 5.3 – Результати бродіння субстрата №1  на стендовій 
установці з  об'ємом реактора10 л 
Час t0 в Вихід Конц. Відночсний вихід метану, 
процесу,  реакторах біогазу, метану у л/добу  
доба 0С л/доб. біогазі, на 1л на 1кг на 1л 
R1 % субстрата сухого об’єму 
продукту реактора 
1 29,0 0,6 –    
2 31,5 2,9 –    
3 33,5 5,3 –    
4 31,0 3,2 –    
5 29 3,3 –    
6 28 2,7 –    
7 26 7,0 –    
8 28 9,0 67,5 0,87 12,15 0,61 
9 32,5 15,0 67,7 1,45 20,31 1,01 
10 33 10,5 64,3 1,66 19,3 1,16 
11 34 10,0 55,9 0,8 11,18 0,56 
12 32,5 9,6 -    
13 31,5 5,9 66,4 0,45 6,94 0,32 
14 - 5,2 -    
15 32 4,8 66,1 0,45 6,45 0,32 
16 31 5,5 64,2 0,50 7,1 0,35 
17 32 7,8 60,4 0,60 9,42 0,43 
18 32 8,2 52,0 0,61 8,53 0,43 
19 31 6,5 50,9 0,47 6,62 0,33 
20 29 8,0 51,4 0,59 8,22 0,41 
 
4 8 
Однак наведені дані часто є суперечливими, оскільки дослідження 
виконували із застосуванням різних середовищ (водопровідна та 
дистильована, дегазована і не дегазована вода, бідистилят, тала вода). Тому 
це зумовило необхідність проведення дослідження зміни рН, окисно-
відновного потенціалу (ОВП), кінематичної в'язкості води як дисперсійного 
середовища під дією кавітаційних полів. Важливим також була перевірка 
ефективності запропонованої конструкції генератора кавітації 
гідродинамічного типу. 
Перед і під час виконання досліджень по зміні рН і ОВП води керується за 
допомогою терморегулятора. Встановлено, що зі збільшенням тривалості 
обробки на обох гідродинамічних кавітаторах спостерігається практично 
монотонне зростання рН води. Залежність pH від часу обробки води в 
кавітаторах ТТР 1 (1) і в ТТР 2 (2) надано на рис. 5.2. 
 
Рисунок 5.2 – Залежність pH від часу обробки води в кавітаторах ТТР 1 
(1) і в ТТР 2 (2) 
Зростання рН води при обробці можна пояснити, всебічно розглянувши 
процеси, які відбуваються в системі під дією акустичних випромінювань. Як 
відомо, в умовах виникнення кавітації відбувається, перш за все, дегазація 
водного середовища. Тому збільшення значення рН до 7,0, що 
4 9 
спостерігається в перші хвилини «озвучки», можна було б пояснити 
виділенням вуглецю (IV) оксиду. Це, зокрема, узгоджується з даними, 
наведеними в роботах, де показано, що зі зміною складу газового 
середовища, в якій проводили обробки води, характер зміни рН 
відрізняється: в атмосфері азоту збільшення величини водневого показника 
незначне. 
Зате подальше зростання рН можна пояснити тільки хімічними 
процесами, що відбуваються в умовах кавітації. Відомо, що в результаті 
сонолізу води зростає концентрація молекулярних продуктів рекомбінації 
утворених радикалів, і їх взаємодія з розчиненими газами О2, СО2, N2 і Н2. 
Утворення водню в результаті кавітаційних явищ у водному середовищі 
підтверджено хроматографічним аналізом газової фази, виділялася в 
сепараторі, встановленому на виході з гідродинамічного кавітатора. 
Зазначені гази, по-перше, беруть участь в реакціях трансформації радикалів 
по-друге, беруть участь в передачі енергії електронного збудження 
молекулам води і речовин, які знаходяться в розчині , що також впливатиме 
на зміну рН. Так, в розчині може утворюватися кілька Н2СО3, НNO2, HNO3, 
що буде сповільнювати зростання рН , але переважаючими будуть реакції з 
утворенням гідроксильних груп і молекулярного водню - в результаті, 
зміщення рН буде відбуватися в лужну сторону. 
     Збільшення рН середовища, в результаті кавітаційної обробки водних 
середовищ можна пояснити ходом таких процесів. Під час змикання 
кавітаційних каверн під дією зовнішнього тиску формуються численні 
мікрострумені, які мають значну кінетичну енергію, оскільки рухаються зі 
швидкістю, що перевищує 100 м/с. В результаті зіткнення цих струменів їх 
кінетична енергія перетворюються в інші види енергії, наприклад, теплову, 
внаслідок чого локальна температура зростає до сотень, а то і тисяч К. 
     Викладене вище певною мірою пояснює і зміна ОВП (рис.5.4). Обробка 
води в УЗВ і ГДК також викликає практично монотонне зменшення 
величини ОВП системи. Це можна пояснити зменшенням концентрацій 
5 0 
розчиненого у воді молекулярного кисню і радикалів. Як відомо, на 
окислювально-відновні властивості середовища істотно впливає його 
величина рН. У цьому випадку зменшення концентрації іонів Н + сприяти 
зменшенню окислювальних властивостей системи. Закономірно, що вищим 
 приростом величини рН в разі застосування ГДК відбувається більша зміна 
величини ООП. 
 
Рисунок 5.4 –Залежність ОВП від часу обробки води обробки води в 
кавітаторах ТТР 1 (1) і в ТТР2 (2) 
 
Акустичні коливання і кавітаційні явища у водних середовищах 
вносять в систему певну кількість енергії, яка послаблює слабкі водневі 
зв'язки між молекулами води, що має впливати на її реологічні властивості, 
зокрема, в'язкість. Дослідження проводилися в адіабатичному режимі. 
Залежність в'язкості води як найбільш чутливого параметра до зміни 
структури розчину з ростом температури наведені на рис. 5.5. Як і 
очікувалося, при певних значень температури в'язкість обробленої в 
теплогенераторах води менше, ніж необробленої. Для порівняння, на рис.5.5 
приведена залежність в'язкості дистильованої води від температури (крива 1). 
Отримані дані дозволяють припустити, що в воді відбуваються структурні 
5 1 
зміни, пов'язані з дією кавітаційної обробки. Найбільш значне зменшення 
в'язкості води в порівнянні з необробленою, спостерігається при температурі 
вище 37° С . 
 
    1 – водопровідна; 2 – дистильована; 3 – оброблена в ТТР 1; 4 – оброблена в ТТР 
2. 
Рисунок  5.5 – Залежність в'язкості води від температури 
Тривалість обробки води пов'язана з різною швидкістю нагріву води цими 
пристроями Так, для нагріву води до температури 37-40°С в разі застосування УЗ-
генератора потрібно майже вдвічі більше часу, ніж в гідродинамічному 
кавітаторів. Відомо, що в розчині молекули води мають здатність об'єднуватися в 
агрегати – кластери з різною кількістю молекул води. Енергія зв'язку між 
протонами водню в лінійному кластері, що складається з двох молекул води, 
становить 777,06 • 10-22 Дж при температурі 20 °С. При нагріванні на 1 градус 
енергія зв'язку зменшується на 1,25 • 10-22 Дж  При температурі 30°С кластери 
розміром 36 мкм практично зникають, а кластери розміром 4 мкм продовжують 
існувати при температурі 38° С і вище. Можливо, енергія акустичних 
випромінювань витрачається на руйнування цих структур (кластерів), в результаті 
інтенсифікується тепловий рух молекул. Оскільки в'язкість рідин обумовлена 
силами міжмолекулярної взаємодії, то, зрозуміло, ослаблення цих сил призводить 
5 2 
до зменшення в'язкості середовища. Виконаними дослідженнями встановлено, що 
характер зміни деяких властивостей води як дисперсійного середовища при її 
обробці УЗ-випромінювачем і в гідродинамічному кавітаторі дуже схожі, хоча 
величина окремих параметрів середовищ дещо відрізняється за абсолютними 
показниками. Це можна пояснити різною ефективністю внесення енергії в разі 
застосування кожного з пристроїв генерування акустичних коливань. Однак 
важливим висновком є те, що обидві установки можна застосовувати для вивчення 
фізико-хімічних процесів в кавітаційних полях, а отримані результати можна 
надалі використовувати для масштабування технологічних процесів, зокрема 
очищення води, і використовувати їх для проектування установок промислового 
масштабу. Кавітаціонная система обробки зворотного мулу (рис. 5.6). Вихід 
біогазу з дослідних реакторів R1 та R2 надано на рис.5.7. 
 
Рисунок  5.6 – Кавітаціонная система обробки зворотного мулу 
 
5 3 
4.5
4
3.5
3
2.5
2 R 1
1.5
R 2
1
0.5
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 1 01 11 21 31 41 51 61 71 81 92 0
ДОБА
 
Рисунок 5.7 – Вихід біогазу з дослідних реакторів R1 та R2 
Концентрація метану в біогазі виділеному з дослідних реакторів R1 та R2 
представлена на рисунку 5.8. 
1.6
1.4
1.2
1
0.8 R 1
0.6 R 2
0.4
0.2
0
8 9 1 0 1 1 1 2 1 3 1 4 1 5 1 6 1 7 1 8 1 9 2 0
ДОБА  
Рисунок 5.8 – Концентрація метану в біогазі виділеному з дослідних 
реакторів R1 та R2 
 
 
 
 
 
КОНЦЕНТРАЦІЯ 
МЕТАНУ В БІОГАЗІ, ВИХІД БІОГАЗУ, 
Л/ДОБУ Л/ДОБУ
5 4 
 
6 ОПИС ТЕХНОЛОГІЧНОЇ СХЕМИ ВИРОБНИЦТВА 
 
Стічні води надходять по безнапірному залізобетонному колектору в 
приймальний резервуар насосної станції, далі насосами подаються на 
механізовані решітки 1, де затримуються крупні предмети, які відводяться в 
крнтейнер 2. З решіток стічну воду направляють на пісколовки 3, де 
проходить осадження піску, що знаходиться в ній. Пісколовка являє собою 
круглий резервуар з конічним днищем. Всередині пісколовки знаходиться 
кільцевий лоток, який закінчується внизу щілинним отвором. Стічна вода по 
підводному лотку тангенційно надходить в кільцевий лоток пісколовки. 
Мінеральні частинки (пісок) через щілинний отвір лотка сповзають в 
нижню конічну частину пісколовки, а стічна вода по відвідному каналу 
направляються на наступну очистку. Виведення накопиченого піску із 
пісколовок на пісковий майданчик 14 здійснюється за допомогою 
гідроелеватора. Стічні води після пісколовок проходять розподільчу камеру  
та надходять в первинні радіальні відстійники 4, де проходить осадження 
нерозчинних, грубодисперсних речовин переважно органічного та 
мінерального походження, що перебувають у завислому стані. Сирий осад з 
відстійників, після згрібання муловим скребком подається на радіальний 
мулоущільнювач 10, де проходить його ущільнення, після чого подається на 
кавітаційну установку 00, де відбувається його механічна диспергація. Після 
диспергації  по трубі направляється в метантенк 11, де проходить 
термофільне зброджування. Жирова плівка, що спливає на поверхню води 
попадає в жировий бункер і далі направляється в приймальну камеру мулової 
насосної станції. 
Освітлена стічна вода, після комплексу механічного очищення 
надходить в аеротенки 6 для біохімічного очищення. В аеротенках проходить 
процес біохімічного окислення органічних речовин, що знаходяться у вигляді 
суспензії, колоїдних розчинів та у розчиненому вигляді. Сам процес 
5 5 
біохімічного окислення органічних речовин в стічних водах проходить за   
допомогою мікроорганізмів мінералізаторів, колонії які утворюють активний 
мул.Для забезпечення активного мулу киснем та нормальної життєдіяльності 
мікроорганізмів в аеротенк безперервно подають повітря. Повітря забезпечує 
також інтенсивне перемішування та кращий контакт суміші стічної води з 
активним мулом, шо безперервно подається в аеротенк з вторинних 
відстійників 7 в об'ємі 50% від стічної води, шо надходить та з повітродувної 
станції. Частина циркуляційного активного мулу, в об'ємі 1%,  перед подачею 
на аеротенки проходить попередню кавітаційну обробку на кавітаторах 26.  
Подача циркуляційного активного мулу здійснюється ерліфтною 
установкою  на початку першого коридору кожної секції аеротенку. 
Освітлена стічна вода надходить в аеротенки з каналу освітленої води 
по розподільчому лотку, що є загальним для всіх секцій аеротенку та 
розташований по центру секції. 
Розподільчий лоток має отвори з шиберами (10шт.), що дозволяє 
здійснити подачу стоків в аеротенк добре розподіляючи їх. Крім того об'єм 
регенераційної частини аеротенку можна змінювати в межах від 25 до 58% 
від об'єму аеротенку, 
Відведення мулової суміші із аеротенку здійснюють через водяні стоки 
в 4-му коридорі кожної секїцї аеротенку у загальний для 2-х секцій канал 
мулової суміші. 
Повітря в аеротенк подають через пористі пластини – фільтроси, що 
перекривають бетонні фільтросні канали та розташовані по всій довжині. Для 
кращого розподілення повітря по довжині каналів, а також для зменшення 
небезпеки виходу з ладу аеротенку (прорив фільтросів на окремий ділянці) 
кожний фільтрувальний канал по довжині поділено на три ділянки. Повітря в 
кожний канал подають всередину ділянки окремим стояком, що відходить 
від магістралі повітря. 
Для видалення води з фільтросного каналу під час подачі в нього 
повітря, кожна ділянка з обох кінців має водовідвідні стояки. Витрати 
5 6 
повітря, що подають на секцію вимірюють за допомогою комплекту, який 
складається з діафрагми, дифманометру, встановлених на трубопроводі 
повітря та вторинного приладу, що і встановлено на щиті у диспетчера. 
Інтенсивність аерації контролюють величиною розчиненого кисню, який у 
всіх точках по ходу руху рідини не повинен мати великих розходжень. В 
процесі аерації може утворюватися піна для гасіння якої аеротенки обладнані 
спеціальною системою, що складається з розвідних труб та розбризкуючих 
головок, які розташовані вздовж кожного коридору. В систему піногасіння 
подають також і воду. Ерліфтні установки призначені для перекачування 
циркуляційного активного мулу, що знаходиться у вторинних відстійниках, в 
аеротенк. 
Кожна секція аеротенку має свою ерліфтну установку. Рухаючим 
агентом в ерліфтних установках є повітря, яке подають із загального 
трубопроводу повітря. Кількість циркулюючого активного мулу регулюють 
зміною подачі повітря на ерліфтну установку, а також кількістю мулу, що 
відсасують з вторинних відстійників 
Активний мул, що осідає у відстійниках, під дією гідростатичного 
стовпа рідини за допомогою відсасувачів мулу відводять із камер випуску 
мулу звідки направляють на ерліфтні установки. 
Інтенсивність відсасування мулу із відстійників регулюють за 
допомогою зливу води, що встановлено в камері випуску мулу, що також 
дозволяє змінювати величину гідростатичного тиску стовпа рідини. 
Надлишок активного мулу безперервно видаляють з аеротенку та 
направляють на  радіальний мулоущільнювач 10, де проходить його 
ущільнення, після чого подається на кавітаційну установку 26, де 
відбувається його механічна диспергація, потім в метантенки 11 для 
сумісного зброжування з сирим залишком з первинних відстійників. Газ, 
який виділяється з метантенку, потрапляє в газовий кіоск, обладнаний 
гідрозачинниками. Пройшовши водогрязьовідділювач в газовому кіоску, газ 
5 7 
потрапляє в газгольдер , а потім в ТЕЦ 18 . З метантенків зброджений осад з 
масовою часткою води 97,2% надходить на муловий майданчик 13. 
Оскільки активний мул, що осаджується у вторинних відстійниках , має 
підвищений вміст вологи (98-99%), перед направленням в метантенк його 
ущільнюють. В режимі ущільнення можуть працювати вторинні відстійники 
№ 1 та 2. Для заданої продуктивності очисних споруд в режимі ущільнення 
мулу може працювати один відстійник, а інший - у циркуляційному режимі. 
Після вторинних відстійників очищена вода надходить у контактну 
ємкість біологічних ставків 16, що мають три секції. В ставках вода 
очищується за рахунок природної аерації, внаслідок чого стічні води будуть 
збагачуватися киснем з розрахунку 6-8 г/добу з 1м3 ставка. Так як БСК 
стічних вод, що подають у ставки після аеротенків, повинно бути не більше 
ніж 15 мг/м3 тому органічні речовини, що містяться в них повинні 
доокислюватися у літній період до БСК 6 мг/дм3, а в зимовий до 8 мг/дм. 
Очищені стічні води надходять з секції в секцію через випуски збірного 
лотка. Кожна секція має обвідний лоток, а також випуск для повного 
видалення води 8. Очищена стічна вода потрапляє у  контактний резервуар 9 
для забезпечення знезараження стічних вод хлором, який надходить з 
хлораторної 17. Очищені стічні води надходять у контактний резервуар 9 з 
третьої секції біологічих ставків. За допомогою обвідного лотка є можливість 
направляти очищені стоки із першої та другої секції біологічних ставків. 
Хлорована стічна вода надходить з контактної ємкості в приймальний 
резервуар насосної станції. 
З насосної станції біологічних ставків 23 очищені стоки надходять в 
індикаторні ставки, для визначення співвідношення їх з річковою водою, що 
забезпечує найбільш оптимальні умови для життя живих організмів - риби. 
Після індикаторних ставків вода надходить у Кременчуцьке водоймище через 
розсіюючі випуски. Конструкція розсіюючих випусків забезпечує 13-ти 
кратне розбавлення води, що перекачується за рахунок підсосу річкової води. 
Технологічна схема очищення стічних вод зображена на рисунку 6.1. 
5 8 
 
 
 0.0 - сміття; 0.2 - пісок; 0.5 - зброджений активний мул; 0.6 - сирий осад; 0.7 
циркулюючий активний мул; 0.8 - надлишковий активний мул; 0.9 - 
зневоднений осад; 1.0 - стічні води; 1.6 - біологічно очищені стічні води; 1.7 - 
хлорована вода; 1.9 - хлорна вода; 2.9 - пара; 3.1 - повітря свіже; 4.9 - гази 
бродіння 
     1 – механічні грабельні решітки; 2 – контейнер; 3 – пісковловлювач з 
коловим рухом води; 4 – первинний радіальний відстійник; 5 – вентилятор 
для свіжого повітря; 6 – аеротенк-змішувач ; 7 – вторинний радіальний 
відстійник; 8 – збірний лоток; 9 – контактний резервуар; 10 – радіальний 
мулоущільнювач; 11 – метантенк; 12 – інжектор; 13 – муловий майданчик; 14 
– пісковий майданчик; 15 – мулові поля; 16 – біологічний ставок; 17 – 
хлораторна; 18 – ТЕЦ; 19 – насос подачі стічної води; 20 – насос для 
перекачування сирого осаду; 21 – насос для перекачування надлишкового 
активного мулу; 22 – насос подачі хлорної води; 23 – насос для 
перекачування хлорованої води; 24 – насос для перекачування зневодненого 
осаду; 25 – насос для перекачування зневодненого активного мулу; 26 – 
кавітатор. 
    Рисунок 6.1 Технологічна схема очищення стічних вод 
5 9 
7 ІННОВАЦІЙНИ ПРОПОЗІЦІЇ ПО СИСТЕМАМ ВОДОСПОЖИВАННЯ 
ТА  ВОДООЧИЩЕННЯ  НА  СПОРУДАХ ПРАТ «АЗОТ». 
7.1.Оптимізація стадії ініціювання придушення життєдіяльності  
молюска під впливом гідродинамічно-збуджених молекул. 
  В підрозделе 3.2 розглянуто  шляхі вирешення проблем 
мінімізації енергетичних затрат, що повязани з  отложеніямі дрейсени на 
внутрешних поверхностях теплообменной аппаратури систем 
водоспоживання ПрАТ “Азот”.Досліджено,що крім хлорування  
життєдіяльність личинки і молюска дрейсени можна придушити озоном. При 
дозі озону в межах 3 мг/дм3 можна цілком знищити личинку дрейсени за 
декілька хвилин. Збільшуючи час контакту до 0,5 години, можливо часткове , 
що відривається від внутрішньої поверхні апаратури і уноситься потоком 
води. На відміну від хлору, що пасивний стосовно деяких видів бактерій, 
озону приділяється роль універсального окислювача, що здійснює майже 
миттєву інактивацію. В даний час озонування є уніфікованим методом 
опрацювання води, що дозволяє ефективно діяти на велике число 
різноманітних забруднювачів із побіжним знезаражуванням води. Проведено 
також роботу з оптимізації стадії ініціювання придушення життєдіяльності  
молюска під впливом гідродинамічно-збуджених молекул і  атомів кисню, 
азоту та кисневмісних радикалів на  даний процес водопідготовкі . 
Пропонується(інновація1) ефективній метод боротьби з дрейсеною, а 
саме метод окиснювально-каталітичного очищення з використанням як 
реагент технічну воду активовану у розробленної конструкції кавітаційного 
пристрою. Кавітація з дозуванням повітря приводить до збільшення вмісту 
радикалів HO●, що означає мінімізацію витрат за дороговартісними рідкими 
окисниками. 
 Встановлені в розділах 4 та 5 кінетичні закономірності та особливості 
дії гідродинамічної та ультразвукової кавітації на процес очищення стічних 
вод надано в підрозділах 7.2 - 7.5  у вигляде інноваційних пропозіцій. 
6 0 
 
 
7.2.Аналіз роботи очисних споруд цеху ОПСВ(По пропозіціям 
наукового руководителя Г.Столяренко) . 
 
По «Програмі дослідно-промислових випробувань установок 
ферментативно-каталітичних процесів інтенсифікації роботи очисних споруд 
цеху ОПСВ ПрАТ «Азот» проведено технологічний аудит: 
1. По питанням технічного оснащення досліджено роботу схем, 
технічной документації очисних споруд ц. ОПСВ, роботи аеротенків, 
розподілом і витратою потоків, роботи ерліфтів по документам, кресленням і  
з реальним станом проблем на ОПСВ . 
2. Розглянуто документи аналітичного контролю перевірки роботи 
аеротенка ( даних за зміною ХСК, БСК, за станом активного мулу, якісного 
та кількісного вмісту живих і мертвих штамів мікроорганізмів). 
3. На підставі лабораторних досліджень по кавітації реальних стоків 
розроблена та виконана конструкторська документація лабораторного 
кавітатора з гідродинамічною  інтенсифікацією процесу розкладання клітин 
мікроорганізмів. 
4. Процес використання ферментативного каталізу підтверджено на 
багатьох промислових стоках. Тому  без промислової перевірки на реальному 
стоці ПраТ “АЗОТ” запропоновано метод фізічного масштабування 
конструктивних параметрів апарату.  
5. При реальному ознайомленні з роботою цеха ОПСВ була встановлена 
основна причина низьких показників очищення стоків по ХСК, БСК, а також 
за вмістом катіонів амонію. 
6. На ОПСВ фактично відсутне джерело нормального (живого) 
активного мулу.  
Після очищення стоків в аеротенку, де кількість живих мікроорганізмів 
після аеробного очищення знижується у відпрацьованому мулі на 40-60 %, 
6 1 
стічна вода потрапляє у вторинний відстійник, в якому в процесі осадження 
(за 4-5 годин), без доступу повітря, але при підвищеному вмісту найбільш 
токсичних органічних сполук, гине ще 5-20% живих мікроорганізмів після 
аеробного очищення. Надані відсотки орієнтовні,так як відсутні необхідні 
дані . Слід зауважити, що при цьому зберігаються і навіть розмножуються 
анаеробні мікроорганізми. Вірно, навіть, що в цих умовах у вторинном 
відстійникі ефективно протікають процеси анаеробного збродження. 
7. Щоб отримати так званий «активний мул» суспензія потрапляє в 
ерліфт і далі в перший коридор аеротенку, де, за задумом авторів проекту 
ОПСВ, обов'язково із 20% аеробних мікроорганізмів, що залишилися, 
повинно виростити «нове покоління» (аеробних мікроорганізмів), які вже 
називають «активним мулом». При цьому відмітимо, що у вихідній воді 
залишилося 20-30% органіки (ступінь очищення 70-80%). Потрібно 
враховувати, що народжуваться і рости «нове покоління» повинно в 
“сурових” умовах – у воді де залишилися лише важко деструктивні органічні 
з'єднання. Крім того, слід зауважити, що ці відсотки є максимально крайніми 
показниками роботи очисних споруд і ніякі додаткові ставки не допомагають. 
А на стадію хлорування направляється вода з високим ХСК, що призводить 
до високого ступеня забруднення води р. Дніпро тригалоїдметанамі, 
ельдрином, дельдрином та іншими хлорованими продуктами, ГДК яких ~ 40-
60 мкг/дм3.  
8. Запропоовано(інновація2): використовувати один із незадіяних 
аеротенків, як джерело зростання та збереження свіжого аеробного 
"активного мулу" для всієї схеми ОПСВ(естственно, це повязано з 
перекомутаціей системи подачі рідінних потоків). 
9. Також необхідно відзначити, що робота ерліфтів, вирішуя проблему 
руху води по коридорам аеротенка, призводить к пригниченню і, навіть, 
знищує життєдіяльність анаеробних мікроорганізмів. Таким чином, 
пропозиція по заміні ерліфта рідинними водними насосами – корисна 
пропозиція для викладеної в  концепції очищення стоків на ОПСВ. Вірно, 
6 2 
проблема економії електроенергії вищезгадана зміна суттєво не вирішує, але 
життєдіяльність мікроорганізмів анаеробного зброджування зберігається. 
10. Звідси слідує одна з головних пропозицій(інновація3), яке дасть 
можливість істотно зекономити електроенергію на очисних спорудах 
відповідно підвищити ступінь очищення води до 85-90%. Перший коридор 
аеротенка закрити дахом (навісом) і передбачити для анаеробного процесу. 
Другий коридор-підготовка «активного мулу» для третього і четвертого 
коридорів, де буде проходити аеробна біоочистка. Подача обробленого мулу 
з вторинних відстійників у перший  коридор здійснюється рідинними 
водяними насосами; вдругий - ерлифтом. 
11. Супутня пропозиція(інновація4) - скористатися досвідом датчан, які 
на очисних державних спорудах  (Дания,біля м. Колунборга) проблему руху 
води по коридорам аеротенків спланували (і реалізували) шляхом обертання 
корабельного гвинта, який встановлено на дні першого коридору аеротенку.  
12. Кавітацію (інновація5)зворотного мулу, яка дає можливість досягти 
необхідного ступеня очищення води (до 90-95%), реалізувати по всій 
довжині третього і четвертого коридорів аеротенків.  
Зворотній мул для кавітаторів необхідно подавати із згущувача. 
 
7.3  Кавітаційно-ферментативний метод  утилізації надлишку активного 
мулу 
 
Використання відходів, що містять органічні і мінеральні компоненти, 
в технології отримання комплексних добрив призведе не тільки до 
поліпшення екологічної ситуації навколишнього середовища, але і допоможе 
підвищити родючість грунтів, врожайність сільськогосподарських культур. 
Була розроблена (див. роздел 4)енергозберігаюча біоконверсная 
технологія переробки відходів сільськогосподарської продукції з 
використанням процесу метанового бродіння в термофільному режимі. 
Використання процесів з підвищеними температурами вимагає великих 
6 3 
витрат на електроенергію і газ, що перешкоджає їх широкому застосуванню. 
Найбільшого поширення в технології отримання комплексних добрив з 
відходів сільськогосподарської продукції знайшов біореактор з мезофільним 
режимом (метанове бродіння). Мезофільний режим є найменш енергоємним. 
Однак, при використанні мезофільного режиму спостерігається низька 
швидкість розпаду органічних речовин, тривалість процесу бродіння досягає 
50 діб. Застосування механічного зневоднення та хімічного кондиціонування 
нестабілізованих біологічних осадів може інтенсифікувати процеси 
метанового бродіння. Це досягається шляхом активного обміну речовин і 
високій швидкості біохімічних обмінних процесів при безперервному 
оновленні максимально можливої поверхні між твердою і рідкою фазами 
[14], а також із за попередньої реструктуризації суміші. 
Інтенсивність процесу метанування залежить від стану твердої фази 
органічної сировини. При використанні механічної обробки у кавітаторі в 
технології отримання комплексних добрив інтенсивне перемішування 
органічної та мінеральної складових сировини сприятиме прискоренню 
седиментації активного мулу і підвищенню швидкості наступного 
метанового бродіння. Було встановлено, що попередня механічна обробка 
активного мулу, а саме витримка мулу під вакуумом приблизно 80 кПа 
протягом 5-6 хв, викликає пригнічення мікроорганізмів. Наслідком такої 
обробки є інтенсифікація наступних процесів: відстоювання і 
центрифугування активного мулу. При вакуумній обробці активного мулу 
залишкова вологість мулу знижується до 10-14%. Процес диспергування 
застосовується в технології активації біологічного очищення, при 
перенесенні кисню повітря в стічні води при аеробному зброджуванні. 
Досліджено позитивний вплив попереднього диспергування активного мулу 
на показник БСК, що дозволяє економити електроенергію на стадії подачі 
кисню в аеротенк. У сучасних технологіях механічного згущення активного 
мулу, пропоновані раніше, використовуються центрифуги, стрічкові преси, 
сепаратори та інші подібні пристрої. Використання таких апаратів вимагає 
6 4 
значних витрат електроенергії. Доведено, що перехід на кавітаційно-
ферментативну технологію дає можливість ефективно утилізувати сирий 
осад і надлишковий активний мул без застосування реагентів. В процесі 
кавітації руйнується зовнішня оболонка мікроорганізмів і тим самим 
забезпечується поява в стічній воді ферментів. Ферменти є каталізаторами 
біохімічних реакцій. Вони значно прискорюють процеси розкладання 
органічних речовин.  При подальшому відстоюванні такого обробленого 
мулу на мулових майданчиках вже через 2-3 години починається активне 
вологе відділення. При використанні процесу кавітації на обробку 1 м3 
активного мулу в порівнянні з існуючою технологією очисних споруд 
кількість електроенергії зменшується з 15 до 1,5 кВт. Застосування процесу 
кавітації допомагає знищити патогенну мікрофлору в сирому осаді. У роботі  
розкрито механізм впливу вакуумної та ультразвукової обробки води на 
процес біологічного обростання систем зворотного водопостачання. Суть 
його полягає в розриві клітинної оболонки і загибелі бактеріальної клітини в 
умовах зниженого тиску за рахунок схлопування  бульбашок,  що  
утворюються  при  зниженні  тиску в будь-якому обсязі рідини до рівня тиску 
насиченого пара. Показано, що при утворенні високих коливань у воді 
спостерігається руйнування клітин мікроорганізмів. Доведено ефективність 
використання процесів диспергування в рідких середовищах для утворення 
стійких колоїдних суспензій при використанні фрезерного супер 
дезінтегратора [15]. Прогнозується, що використання процесу попереднього 
диспергування сировини в технології отримання комплексних добрив 
сприятиме не тільки ефективнішому відстоюванню суміші, а й допоможе 
скоротити час наступного її метанового бродіння.  
Технологія кавітаційного диспергування поширена в багатьох країнах. 
Серед відомих фірм, які виробляють установки і обладнання для процесів 
диспергування можна назвати фірми: ТОВ «Завод УКРБУДМАШ» (Україна), 
ТОВ ВКФ "УКРЮЖМОЛПРОМ" (Україна), «MASSENZA» (Італія), «IKA 
6 5 
Werke GmbH» (Німеччина), Akzo Nobel »(Швеція), компанія« ДенімоТех 
»(Данія) . 
 
7.3.1Створення технології використання поживних елементів N, P, K, Са 
для одержання комплексного добрива із техногенних відходів. 
 
Одним із джерел утворення калію є пташиний послід, що містить К2О 
від 0,84 до 2,29 % в сухій речовині, але цей показник може зростати до 3,01 
%. Фосфор і нітроген у великих кількостях знаходяться в надлишковому 
активному мулі очисних споруд. Активний мул містить до 9,8 % нітрогену і 
1,5 % фосфору в сухій речовині і може стати цінним компонентом 
комплексного NPKСа-добрива. Додавання до добрива кальцієвмісного 
шламу хімводопідготовки теплоелектростанції (ТЕС) збагатить його 
кальцієм, нітрогеном, ферумом, цинком, магнієм. Застосування технології 
попереднього диспергування суміші, що підлягатиме метановому бродінню, 
сприятиме одержанню знезараженого екологічно чистого добрива, в якому 
поживні елементи N, P, K, Са знаходитимуться у більш доступній для рослин 
формі. Це дає підставу стверджувати, що дослідження, спрямовані на 
розробку ефективної технології одержання комплексного NPKСа-добрива на 
основі техногенних відходів, є актуальними і мають народногосподарське 
значення. 
Здійснені дослідження дали змогу розширити сировинну базу 
комплексного NPKСа-добрива за рахунок застосування техногенних 
відходів, таких як фосфогіпс та інші кальцієвмісні шлами, активний мул, 
пташиний послід. 
Визначено, що застосування технології попередньої обробки активного 
мулу кальцієвмісним шламом хімводопідготовки  концентрацією від 30 до 40 
мг/дм3 в сухій речовині сприяє зниженню об’єму активного мулу з 250 до 90 
мл/дм3 при наступному відстоюванні і збільшенню сухого залишку в 
6 6 
зброджувальній суміші. Процес відстоювання повинен тривати 1,5–2 
години.Визначено технологічні параметри процесу диспергування активного 
мулу (критерій Рейнольдса в межах 3,99×104– 4,49×104, частота коливання 
рідини від 384 до 544 с-1, тривалість 4–6 хв), у ході якого виникає кавітація, 
при якій руйнується зовнішня оболонка мікроорганізмів, прискорюється 
наступне відстоювання і знижується вологість активного мулу з 99,8 % до 
90,5 %. Така механічна обробка активного мулу допомагає збільшити сухий 
залишок у мулі, підвищити корисний об’єм біореактора. 
Встановлено, що тривалість процесу метанового бродіння у 
мезофільному режимі можна скоротити з 50 до 20 діб, а дисконтований 
термін окупності створеної технології одержання комплексного добрива буде 
дорівнювати 2,4 роки. Показано, що суміш техногенних відходів, в яку 
додавали кальцієвмісний шлам, піддавали диспергуванню і метановому 
бродінню, зневоднюється до норми 40 % при швидкості обертання ротора 
-1
центрифуги від 83 до 117 с  протягом 5–7 хв без застосування коагулянтів. 
Досліджено можливість одержання комплексного добрива на основі 
техногенних відходів на базі міських очисних споруд. Кальцієвмісний шлам 
хімводопідготовки  досліджено методом рентгенофазового аналізу. 
Розроблено методику одержання фосфоровмісного компонента комплексного 
добрива із міських стічних вод: кальцієвмісний шлам додавали у стічну воду, 
перемішуали впродовж 1,5–2-х годин, фільтрували утворений осад. 
Створено та застосовано методику диспергування активного мулу, що 
складалась із приймальної мірної ємності, кавитатора, трубки відводу 
диспергованої суміші, відстійника. Тривалість диспергування становила від 
0,5 до 7 хв, частота обертання ротора– від 7 до 17 с- 1, температура розчину – 
283, 288, 293, 298 К. Дисперговану суміш виливали у відстійник. Через 
заданий час вимірювали висоту прошарку ущільненого мулу, визначали 
вологість осаду, що накопичився на дні відстійника.  Структуру активного 
6 7 
мулу до та після диспергування визначали за допомогою електронного 
мікроскопу Philips CM200. 
Одержання фосфоровмісного компонента проводили при додаванні 
кальцієвмісного шламу, фосфогіпсу у стічну воду.Але такі шлами у своєму 
складі крім кальцію містять також іони алюмінію, феруму, мангану, магнію.  
Концентрації домішок у кальцієвмісних шламах, що утворюють 
супутні реакції в стічній воді, в декілька разів нижчі від концентрації сполук 
кальцію. Тому цими реакціями можна знехтувати при розрахунках кінетики 
одержання фосфоровмісного компонента. У дослідженнях з одержання 
фосфоровмісного компонента із стічної води використовували фосфогіпс 
концентрацією з 1,2 до 1,5 г/дм3 в сухій речовині. Після 3-х годинного 
контактування такого шламу із стічною водою кількість вилучених фосфатів 
у перерахунку на фосфор зростає з 5,8 мг/дм3 до 6,4 мг/дм3.  
Встановлено механізм реструктуризації диспергованого активного 
мулу, в ході якої утворюється ущільнений шар активного мулу, 
концентрація фосфатів у стічній воді підвищується з 11,5 до 15,9 мг/дм3 
(при частоті обертання ротора диспергатора 17 с-1, частоті коливання 
рідини 544 с-1, температурі розчину 288 К, вологості активного мулу 99,4 
%). Це обумовлюється тим, що в процесі диспергування тіла 
мікроорганізмів руйнуються, з них вивільнюються в розчин стічної води 
компоненти цитоплазми мікроорганізмів, ефіри фосфорної кислоти, мікро- 
та макроелементи. 
Протягом наступних 3-х годин перемішування на швидкості 2 с-1 
ефіри фосфорної кислоти під дією ферментів гідролітично розщеплюються 
на фосфати, які в свою чергу споживаються мікроорганізмами, що 
залишились у стічній воді, і концентрація фосфатів у освітленому шарі 
води знижується з 15,9 до 7,2 мг/дм3, активний мул насичується фосфатами. 
6 8 
Визначено, що додавання шламу хімводопідготовки  концентрацією 40 
мг/дм3 в активний мул допомагає знизити початковий об’єм мулу з 250 до 
90 см3, знизити залишкову вологість мулу з 97,85 % до 90,48 % через 2,5 
години відстоювання. 
Встановлено, що використання технології попередньой обробки в 
кавитаторі зброджувальної суміші шляхом додавання шламу 
хімводопідготовки і наступного метанового бродіння інтенсифікує процес 
метанового бродіння. Дані експерименту свідчать, що після 20-ї доби 
метанового бродіння в мезофільному режимі виділення біогазу значно 
зменшується. Сумарна кількість виділеного газу згідно запропонованої 
технології за 20 діб вища (2 м3 з 1 кг сухої речовини), ніж сумарна кількість 
газу, одержана за відомою технологією (0,36 м3 з 1 кг сухої речовини) . 
У процесі метанового бродіння відбувається приріст мікроорганізмів 
анаеробів, для яких основним продуктом харчування є органічні речовини, з 
одночасним витрачанням органіки. При цьому спостерігається підвищення 
швидкості процесу бродіння з максимальним виходом біогазу (до 2 м3 кг в 
сухій речовині).Виявлено, що швидкість виходу біогазу  протягом перших 20 
діб має однаковий тип проходження процесу (у перші 12– 13 діб кількість 
біогазу зростає, а потім зменшується). 
 
Додаткове ущільнення активного мулу при додаванні кальцієвмісного 
шламу хімводопідготовки  сприяє зменшенню вологості утвореного добрива 
при наступному центрифугуванні до 30,7 %. Добавка фосфоровмісного 
компонента, що утворився після обробки стічної води кальцієвмісним 
шламом, дозволяє створювати добрива, насичені Р2О5 (до 8,59 %). Одержане 
комплексне добриво пропонується застосовувати у сільському господарстві, 
зокрема квітникарстві, зеленому будівництві, у лісових розсадниках, а також 
для біологічної рекультивації порушених земель згідно ДСТУ 7369:2013. 
6 9 
 
7.3.2Принципова технологічна схема одержання комплексного NPKСа-
добрива на основі техногенних відходів 
Було розроблено технологічну схему одержання комплексного добрива 
(рис. 7.1) та наведено техніко-економічне обґрунтування запропонованої 
технології. 
У  
 
 
 
 
1, 3 – диспергатор; 2, 4 – відстійник; 5 – біореактор; 6 – центрифуга; 7 – 
ділянка дозування і фасування рідких добрив; 8 – транспортувальна стрічка 
рідких добрив; 9 – елеватор; 10 – ділянка дозування і фасування 
комплексного NPKСа-добрива; 11 – склад готових добрив 
Рисунок 5 – Принципова технологічна схема одержання комплексного 
NPKСа-добрива на основі техногенних відходів 
Принципова технологічна схема одержання комплексного NPKСа-
добрива на основі техногенних відходів включає диспергатор (1), в якому 
диспергується активний мул, і диспергатор (3), в якому диспергується суміш 
пташиного посліду і фосфоровмісного компонента. Критерій Рейнольдса для 
сировини з початковою вологістю близько 99 % повинен дорівнювати 
4,24×104, тривалість диспергування – 4–6 хв; якщо вологість сировини буде 
близько 96 %, то критерій Рейнольдса для процесу диспергування повинен 
бути 2,99×104, диспергування триватиме 3–5 хв; а якщо вологість сировини, 
що потрібно диспергувати, буде близькою до 92 %, то критерій Рейнольдса 
для диспергатора (1, 3) повинен становити 1,74×104, тривалість 
диспергування при таких умовах повинна бути в інтервалі 2–4 хв. 
7 0 
Диспергований активний мул потрапляє у відстійник (4). Для 
прискорення процесу відстоювання додається кальцієвмісний шлам 
хімводопідготовки ТЕС концентрацією 40 мг/дм3. У відстійнику (4) 
відбувається розшарування дисперсії активного мулу у воді. Процес 
відстоювання повинен тривати 1,5 – 2 години. 
Одержання фосфоровмісного компонента відбувається наступним 
чином: стічну воду, що містить розчинені фосфати, подають у відстійник (2); 
до стічної води додають кальцієвмісний шлам хімводопідготовки ТЕС або 
синтезу аміаку концентраціями 12 і 18 г/дм3, або фосфогіпс концентрацією 
1,5 г/дм3. Після 1,5– 2 годин відстоювання утворюється фосфоровмісний 
компонент, що самопливом потрапляє до диспергатора (3). Для підвищення 
вмісту калію в комплексному добриві до диспергатора (3) додається 
пташиний послід. Суміш фосфоровмісного компонента і пташиного посліду 
обробляють у диспергаторі (3) протягом 1–3 хв на частоті обертання ротора 
диспергатора 7 с-1 (при частоті коливання рідини 224 с-1) і одразу подають у 
біореактор (5). Рекомендовано використовувати мезофільний режим 
метанового бродіння, а тривалість процесу повинна становити близько 20 діб 
Після закінчення процесу бродіння зброджену суміш подають до 
центрифуги (6), де при обертанні ротора центрифуги в межах 83–117 с - 1 
протягом 260 – 280 с відбувається зневоднення комплексного NPKСа-
добрива. Фугат, що утворився, складом має відповідати вимогам до якості 
рідких добрив, тому його запропоновано дозувати і фасувати у пластикові 
баки на ділянці дозування і фасування рідких добрив (7). Розфасовані рідкі 
добрива транспортувальною стрічкою рідких добрив (8) транспортуються 
на склад готових добрив (11). Зневоднені комплексні NPKСа-добрива 
елеватором (9) транспортуються на ділянку дозування і фасування добрив 
(10), з якої добрива  у поліетиленових мішках вивантажують на склад 
готових добрив (11). На основі показників якості одержаного NPKСа-
7 1 
добрива пропонуються вихідні дані для розробки технічних умов на 
комплексні NPKСа-добрива, одержані з техногенних відходів (табл. 4). 
За токсикологічними і агрохімічними показниками одержане 
комплексне добриво, що вміщує активний мул, відповідає добриву групи I 
згідно ДСТУ 7369:2013. Результати досліджень одержаного добрива  
показують, що одержане комплексне добриво можна використовувати у 
сільському господарстві на відкритих ґрунтах згідно ДСТУ 7369:2013 у 
концентраціях, що адекватні стандартним добривам. Застосування такого 
комплексного добрива дозволяється в умовах гідропоніки, коли процес 
накопичення всіх складових речовин з добрива контролюється. 
Техніко-економічні розрахунки свідчать, що 1110 тис. грн (на жовтень 
2014 р.) необхідно вкласти в організацію виробництва комплексного NPKСа-
добрива на основі техногенних відходів. Індекс прибутковості інвестицій в 
запропоновану технологію становить 1,3, а дисконтований термін окупності 
проекту – 2,4 роки. 
7.4 Інноваційна пропозиція .Переробка мула в нафтопродукти 
Перед подачею на поля зрошення піддають обробці в кавітаторі на 
протязі 0,5- 0,6 години. перед подачею на поля зрошення піддають обробці в 
кавітаторі на протязі 0,5- 0,6 години.Утворюється нафтоподібна маса, з якої 
після відстоювання та ректифікації відганяються нафтопродукти складу 
низькооктанових бензинів та дизельного палива.Зразок активованного мулу 
одержували шляхом попереднього диспергування зброджувальної суміші без 
додавання кальцієвмісного шламу, а зразок В отримували в літній період без 
додаткового підігріву зброджувальної суміші при попередньому 
диспергуванні активного мулу і додаванні кальцієвмісного шламу. За 
рахунок використання одержаного фуґату в якості рідкого добрива, вартість 
технології одержання NPKСа-добрива на основі техногенних відходів 
знижується в 2–3 рази. 
7 2 
7.5 Інноваційна пропозиція 3.Енергозберігаюча технологія одержання 
биогаза в коридорном  метантенке 
Задача получения биогаза как одного из альтернативных источников энергии 
с использованием растительного сырья и отходов предприятий по 
переработке сельхозпродукции, взамен исчерпаемых видов энергетического 
сырья: нефти, угля, природного газа, является важной частью общей 
проблемы устойчивого развития. В основе биогазовой технологии лежат 
процессы анаэробного сбраживания органических отходов и сточных вод. 
При определённых условиях биохимической трансформации в биогаз также 
подвергаются и труднодеградируемые органические вещества (полифенолы, 
различные гликозиды), содержащиеся в растворённом или взвешенном 
состоянии в сточных водах.  
Вместе с тем, существующие технологии и оборудование еще не 
обеспечивают получение биогаза из указанного сырья с максимально 
возможным выходом. По существующим технологическим подходам, 
превращению в биогаз подвергаются лишь 30-60% органических примесей, 
содержание метана в биогазе в основном достигает только 60-70 %. Для 
улучшения этих показателей чаще всего процесс анаэробного сбраживания 
нуждается в термофильных условиях его проведения (45-55 оС), что требует 
затрат большой части полученной энергии. 
Процессы биогазовой технологии включают целый комплекс сложных 
биохимических превращений благодаря микроорганизмам [1-4]. Схема путей 
метаболизма органических веществ в условиях анаэробного сбраживания, 
согласно современным представлениям, приведена на рис.1. 
Суммарные биохимические процессы могут быть описаны следующим 
уравнением: 
     Органические материалы + H2O → биомасса + СН4 + СО2 + Н2 + NH +
4 . 
 
7 3 
        
  
 
 
 
Рис. 1. Пути метаболизма 
органических соединений при 
  
анаэробном брожении [5]. 
Качество биогаза определяется в первую очер едь содержанием метана. 
Двуокись углерода разбавляет биогаз и снижает его энергетические 
показатели. Наряду с этими газами, механизм биохимических процессов 
метаногенеза включает также реакции, приводящие к выделению водорода, 
которого, однако, в конечном составе биогаза не более 1 об.%, поскольку он 
взаимодействует с СО2 и конвертируется в метан. Одной из причин 
повышенного содержания СО2. составляющего до 30-40 об.% в составе 
биогаза может являться недостаточное количество образующегося водорода 
для биохимической конверсии смеси СО2/Н2 в СН4. Поэтому актуальным 
является выявление условий и разработка технологий, способствующих 
увеличению содержания метана в биогазе для повышения его энергетической 
ценности. Это может быть достигнуто несколькими путями: оптимизацией 
технологии получения биогаза, селективной очисткой от сопутствующих 
газов (СО2, H2S), дополнительному вводу водорода в процесс метаногенеза, а 
также, как показали наши последние исследования, путем ввода 
биологически активных соединений, способствующих развитию 
метаногенных бактерий и увеличению выхода биометана.  
В рамках современной концепции двойной эффективности улучшения 
производства – экономической и экологической, названной еще концепцией 
«эко-эко», имеются два подхода к повышению эффективности производства 
биогаза из отходов переработки сельхозпродукции, основанных на 
7 4 
принципах ВАТ (Вest Avialable Technics) и ВЕР (Best Environmental Practics), 
соответственно. Они включают постоянное улучшение производственных 
технологических параметров биохимических процессов и оборудования, 
поиск, разработка и внедрение наилучших доступных технических решений. 
Целью наших исследований является интенсификация биохимического 
анаэробного сбраживания органического сырья и совершенствование 
оборудования, способствующих повышению выхода биогаза и содержания в 
нем биометана, снижения энергоемкости и трудоемкости процесса и 
повышения экономической выгоды. Объектом исследований явились 
анаэробные процессы обработки послеспиртовой барды. 
7.3.1.Энергетическая характеристика и оптимизация биохимических 
процессов 
Достижение конечных задач биохимической обработки органических 
отходов и сточных вод базируется на комплексном использовании 
анаэробных и аэробных процессах (рис. 7.1). Их различие состоит в том [6], 
что аэробные процессы протекают с участием строго аэробных 
микроорганизмов, в присутствии растворенного кислорода, обеспечиваемого 
с помощью энергоемких систем аэрации, а анаэробные процессы 
осуществляется строго – и факультативно анаэробными микроорганизмами, в 
отсутствии кислорода и при этом, соответственно, нет необходимости в 
энергоемких системах аэрации.  
 
Рис.7.1. Комбинированная анаэробно-аэробная биологическая очистка 
сточных вод [7]. 
 
7 5 
В анаэробных же процессах, органические вещества не окисляются 
полностью и часть энергии исходного субстрата сохраняется в достаточно 
сложных промежуточных продуктах анаэробного сбраживания и в 
выделяющихся при этом газах брожения. Остаточные промежуточные 
продукты сбраживания предрасположены к последующему окислению с 
потреблением кислорода, что делает невозможным сброс анаэробно 
обработанных стоков непосредственно в водоем, т.к. могут привести к 
созданию кислородного дефицита в нем. Таким образом, после анаэробной 
очистки сточных вод необходима последующая ступень доочистки. Такая 
анаэробно-аэробная биологическая очистка применяется, как правило, для 
высоко концентрированных по биоразлагаемым органическим загрязнениям 
сточных вод (например, предприятий перерабатывающей пищевой 
промышленности).  
Существует еще одно важное отличие между аэробным и анаэробным 
процессами, которое заключается в количестве органических веществ, 
превращаемых в клеточный материал, характеризующих прирост биомассы и 
образование осадков, требующих специальной обработки (уплотнение, 
стабилизация, обезвоживание и др.). Эта обработка усложняет 
технологическую схему очистных станций и является довольно 
дорогостоящей и сложной. Степень превращения органических веществ в 
биомассу резко отличаются для этих двух процессов. Так, при аэробной 
биологической очистке с помощью активного ила 50…80% органических 
загрязнений, выраженных через ХПК, превращается в прирост биомассы – 
избыточный активный ил, который нужно удалить из системы очистки и 
подвергнуть специальной обработке, в то время как при анаэробной очистке 
только 10% органических загрязнений идут в прирост биомассы, так как 
основную часть органических веществ анаэробные микроорганизмы 
потребляет для получения энергии, выход которой в реакциях 
энергетического обмена при анаэробном брожении невелик, поскольку 
органические вещества не окисляются полностью и часть энергии исходного 
7 6 
субстрата сохраняется в достаточно сложных продуктах брожения. Именно в 
силу этих причин на очистных станциях систем водоотведения анаэробные 
процессы брожения являются более предпочтительными для обработки 
концентрированных субстратов осадков сточных вод.  
Преимущество анаэробных процессов над аэробными обуславливается 
сравнением их энергетических характеристик (рис. 7.2).  
 
Рис. 7.2. Сравнительная энергетическая характеристика аэробных и 
анаэробных процессов биологической очистки сточных вод 
 
Как видно из рис.7.2, аэробная очистка потребляет примерно 100 кВт-
час на 100 кг ХПК, содержащейся в исходной сточной воде, расходуемой для 
обеспечения аэробных процессов кислородом через систему аэрации. В 
отличие от нее, анаэробная очистка протекает с выделением биогаза 
(горючей смеси газов брожения), эквивалентного 190 кВт-час, который 
можно превратить в теплоноситель, часть которого расходуется на 
собственные нужды, т.е. на поддержание термического режима в анаэробных 
биореакторах; это количество энергии равно примерно 80 кВт-час. Таким 
образом, в результате анаэробной биологической очистки чистый выход 
получаемой энергии составляет: 190-80=110 кВт-час на 100 кг ХПК, в 
отличие от аэробной очистки, которая потребляет 100 кВт-час на 100 кг 
ХПК.  
7 7 
Как было отмечено [8, 9], анаэробно очищенные сточные воды содержат 
остаточное количество неокисленных продуктов брожения, которые 
необходимо удалить, перед сбросом стоков в водоемы, аэробным путем. Эти 
остаточные органические загрязнения составляют 10…20 кг ХПК/м3 и, 
возможно, потребуют не 10…20 кВт-час на свое окисление, будучи более 
трудно разлагаемыми, а в 2 раза больше – 20…40 кВт-час. Даже в таком 
случае, на комбинации анаэробно-аэробных процессов для биологической 
очистки сточных вод можно обеспечить получение чистой энергии 110-40 = 
70 кВт-час на 100 кг ХПК, путем ее производства, утилизируя биогаз в 
когенерационных установках. Это обстоятельство имеет очень важное 
значение, как для энергосбережения, так и для повышения надежности и 
эффективности работы очистных станций систем водоотведения, охраной 
окружающей среды от выделений газов брожения, имеющий тепличный 
эффект.  
             7.3.2. Факторы, обуславливающие эффективность анаэробных 
процессов 
Поиск конкретных решений по обеспечению повышения 
эффективности производства биогаза из отходов переработки 
сельхозпродукции основан на анализе механизма биохимической 
трансформации органических ингредиентов и образования биогаза в 
процессе анаэробного брожения. Известно [6, 10]. что процесс анаэробного 
брожения с образованием метана проходит в две основные стадии: 
ацетогенной (кислотогенной) и метаногенной. 
На первой, кислотогеннной стадии, вследствие гидролитического 
распада органических веществ в основном образуются спирты и кислоты 
согласно уравнению общего вида: Углеводы → k1H2 + k2CO2 + k3C2H5OH + 
k4CH3COOH + k5C2H5COOH+ k6C3H7COOH, сопровождаемые выделением 
определённых количеств газообразных продуктов: углекислый газ, водород, 
моноксид углерода (СО2, Н2, СО). 
7 8 
Водород, который образуется преимущественно именно на ацетогенной 
стадии в соответствии с реакциями: 
NADH + H+ ↔ H2 + NAD+. 
С2Н5ОН + Н2О ↔ СН3 СОО- + Н- + 2H2 
СН -
3 СН2 СН2СОО  + 2Н2О ↔ 2СН3 СОО- + Н+ + 2H2 
СН3 СН -
2 СН2СОО  + 3Н2О ↔ СН3 СОО- +  НСО - +
3 + Н  + 2H2 
является очень важным продуктом и участником процессса метаногенеза. 
Концентрация образующегося водорода играет в дальнейшем решающую 
роль в регулировании количественного состава продуктов биохимических 
процессов метанообразования. Образующийся при этом углекислый газ в 
анаэробных условиях формирует молекулы метана вследствие конверсии 
Н2/СО2 согласно уравнению:  
СО2 + 4Н2 → СН4 + 2Н2О. 
На этой же стадии образующиеся спирты взаимодействуют с углекислым 
газом, выделившимся также на первой стадии биохимического процесса, 
окисляются до кислот, а последние расщепляюся в более низкомолекулярные 
соединения - кислоты, кетоны, формальдегид и др. Все эти превращения 
сопровождаются образованием и выделением метана: 
                                                      2С2Н5ОН + СО2 = СН4 + 2СН3СООН 
3С4Н9ОН + СО2 = СН4 + 2С3Н7СООН 
4СН3СНОНСН3 + СО2 = СН4 + 4СН2СОСН3 + 3Н2О 
На метаногенной стадии под действием метаногенных бактерий 
происходит конверсия ацетата и/или формиата в метан: 
СН -
3 СОО  + Н+ → СН4 + СО2; 
7 9 
4НСОО- + 4Н+ → СН4 + 2Н2О + СО2 
Метан образуется в результате анаэробно протекающего процесса 
жизнедеятельности метановых биоорганизмов, связанного с промежуточной 
стадией формирования и выделения углекислого газа, который является 
питательной средой для развития метановых микроорганизмов, 
вырабатывающих  метан по реакциям общего вида: 4Н2А + СО2  4А + СН4 
+ 2Н2О, где Н2А – любое соединение, для которого у данного организма есть 
фермент дегидраза [11]. Таким образом с помощью анаэробных 
микроорганизмов СО2 восстанавливается в метан, а также расходуетcя для 
построения клеточного вещества метановых бактерий. В связи с этим 
углекислый газ, содержащийся наряду с метаном в составе биогаза, можно 
рассматривать как продукт неполного биохимического взаимодействия 
имобилизованной микрофлоры с органическими компонентами сточных вод.  
В связи с этим, задача повышения выхода биометана в составе биогаза 
может быть достигнута несколькими путями: оптимизацией температурного 
режима и технологических параметров процесса, возможностями 
экзогенного введения дополнительного количества водорода в процесс 
метаногенеза для повышения эффективности этого процесса, а также за счет 
биохимического стимулирования развития микроорганизмов в анаэробных 
условиях. 
  
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
8 0 
ВИСНОВКИ 
по «ПРОГРАМІ ДОСЛІДНО-ПРОМИСЛОВИХ ВИПРОБУВАНЬ 
УСТАНОВОКИ ФЕРМЕНТАТИВНО-КАТАЛІТИЧНИХ ПРОЦЕСІВ 
ІНТЕНСИФІКАЦІЇ РОБОТИ ОЧИСНИХ СПОРУД ЦЕХУ ОПСВ.» 
 
По програмі виконано наступне: 
 
1. Процес ефективного використання ферментативного каталізу 
підтверджено на багатьох промислових стоках.  
2.На підставі лабораторних досліджень по кавітації реальних стоков 
розроблена та виконана конструкторська документація лабораторного 
кавітатора з гідродинамічною та електрокаталітичною інтенсифікацією 
процесу розкладання клітин мікроорганізмів. 
3. Встановлена основна причина низьких показників очищення стокоа 
запасів по ХСК, БСК, а також за вмістом катіонів аммонію. 
4. На ОПСВ фактично відсутне джерело нормального (живого) 
активного мулу.  
Після очищення стоків в аеротенку, де кількість живих мікроорганізмів 
аеробної очистки знижується у відпрацьованому мулі на 40-60 %, стічна вода 
потрапляє у вторинний відстійник, в якому в процесі осадження (за 4-5 
годин), без доступу повітря, але при підвищеному вмісті найбільш токсичних 
органічних сполук, вимирає ще 5-20% живих мікроорганізмів аеробної 
очистки. Надані відсотки орієнтовні,так як відсутні необхідні дані. Слід 
зауважити, що при цьому зберігаються і навіть розмножуються анаеробні 
мікроорганізми. Вірно, навіть і то, що в цих умовах ефективно протікають 
процеси анаеробного очищення. 
5. Для того, щоб отримати так званий «активний мул» суспензія 
потрапляє в ерліфт і далі в перший коридор аеротенка, де, за задумом авторів 
проекту ОПСВ, обов'язково із 20% аеробних мікроорганізмів, що 
залишилися, повинно виростити «нове покоління», які вже називають 
«активним мулом». При цьому відмітимо, що у вихідній воді залишилося 20-
30%  тяжко розлагаемой органіки (ступінь очищення 70-80%). Потрібно 
8 1 
враховувати, що народжується і рости «нове покоління» повинно в сурових 
умовах - у воді де залишилися лише важко деструктивні органічні з'єднання. 
Крім того, слід зауважити, що ці відсотки є крайніми показниками роботи 
очисних споруд і ніякі додаткові ставки не допомагають. А на стадію 
хлорування направляється вода з високим ХПК, що призводить до високої 
ступеня забруднення води р. Дніпро тригалоїдметаном, ельдрином, 
дельдрином та іншими хлорованими продуктами, ГДК яких ~ 40-60 мкг/дм3. 
6. Також необхідно відзначити, що робота ерліфтів, вирішує проблему 
руху води по коридорам аеротенка, подає і навіть знищує життєдіяльність 
анаеробних мікроорганізмів. Таким чином, пропозиція по заміні ерліфтов 
рідинними водними насосами -  корисна пропозиція . 
Проблема економії електроенергії вищезгадана зміна суттєво не 
вирішує, але життєдіяльність мікроорганізмів анаеробного бродіння 
зберігається. 
7. Звідси слідує одна з головних пропозицій, яке дасть можливість 
істотно зекономити електроенергію на очисних спорудах відповідно 
підвищити ступінь очищення води до 85-90%. Перший коридор аеротенка 
закрити дахом (навісом) і викорістовать для анаеробного сбражівания. 
Другий коридор-підготовка «активного мулу» для третього і четвертого 
коридорів, де буде проходити аеробна біоочистка. Подача обробленого мулу 
з вторинних відстійників у перший і другий коридор здійснюється рідинними 
водяними насосами. 
8. Супутня пропозиція - скористатися досвідом датчан, які на очисних 
спорудах держави (біля м. Колунборга) проблему руху води по коридорам 
аеротенків спланували (і реалізували) шляхом обертання корабельних 
гвинтів, який встановлено на дні першого коридору аеротенку.  
9. Кавітацію зворотного мулу, яка дає можливість досягти необхідного 
ступеня очищення води (до 90-95%), реалізувати по всій довжині третього і 
четвертого коридорів аеротенків. Зворотній мул для кавітатора необхідно 
подавати із згущувача. 
8 2 
 
 
ПЕРЕЛІК ПОСИЛАНЬ 
1 Пашков А.П. Проблеми забруднення поверхневих, підземних і 
стічних вод та заходи щодо їх ліквідації і запобігання в Україні / 
А.П. Пашков // Безпека життєдіяльності. – 2011 –.116 с. 
2 Гриб Й.В., Клименко М.О., Сондак В.В. Відновна гідроекологія 
порушених річкових та озерних систем (гідрохімія, гідрологія). – 
Рівне:Волинські обереги, 1999. – 256 с. 
3 Хижняк О.О. Проблема знезаражування природної води / О.О. 
Хижняк // Наукові вісті. - 2007. - № 5. - С.129-135 
4 Джигирей Р.П. Екологія та охорона навколишнього середовища. 
Навч. посібник. К.: Знания, 2000. – 203с. 
  
  
7 Экология города: Учебник / Под общ. ред. д. т.н.  проф. Ф. 
В.Стольберга -К.: Либра, 2000.- 464с 
9 Кульский Л.А., Строкач П.П. Технология очистки природных вод. 
2е изд… перераб. и доп. – К.: Вища школа, 1986. – 352 с. 
  
  
12 Сорокина К,Б. Теоритичні основи технології очистки води 
(Теоритичні основи водопідготовки )Конспект лекцій 
(будівництво, гідротехніка). – ХарківХНУМГ ім. О.М. Бекетова, 
2016.-236 с. 
13 Некоз О.I. Кавітаційна технологія очищення стічних вод від 
токсичних речовин / О.І. Некоз, О.А. Литвиненко, Р.В. 
Логвінський // Вібрації в техніці та технологіях. - 2012. - № 2 (66). 
– 215 с. 
8 3 
15 Гащин О.Р. Гідродинамічна кавітація в процесах знезараження під 
дією хімічних окислювачів / О.Р. Гащин, Т.М. Вітенько // Вісник 
Східноукраїнського національного університету імені Володимира 
Даля. - Луганськ, 2007. - № 3 209 с. 
16 Евстигнеев В.В. Кавитация в технологиях очистки сточных вод 
/В.В. Евстигнеев, В.А. Кулагин // В мире научных открытий. - 
2010. - № 5 (11), Ч.I. – 269 с. 
21 Про стан навколишнього середовища Черкаської області. – 
Черкаси: Черкаське обласне управління статистики. 
23 Регламент цеха ОПСВ. Том II- Х: 1996 г. – 234 с. 
25 Василенко А.И., Василенко А.А. Проектирование канализации 
населенных мест.- Киев: Будивельник, 1967.-200с. 
26 Павлов К.Ф., Романков П.Г., Носков А.А. Примеры и задачи по 
курсу процессов и аппаратов химической технологии.- Л.: Химия, 
1987.-576с. 
  
  
29 Агаджанов Г. К. А23 Економіка водопровідно-каналізаційних 
підприємств: навч. посіб. / Г. К. Агаджанов; Харк. нац. акад. міськ. 
госп-ва. – 2-е вид., перероб. та доп. – Х.: ХНАМГ, 2010. – 392 с 
30 ДБН В.2.5-75:2013 Каналізація. Зовнішні мережі та споруди. 
Основні положення проектування. –Київ: Укрархбудінформ, 2013.- 
128 с. 
31 Пат.UA № 49393 кл.U, опубл.2009. 
32 Пат.UA № 116074 кл.С2, опубл.2018. 
33 Пат.UA № 58979 кл.СО2 F1/28, опубл.2005 
34 Пат.UA № 79702 кл.C2, опубл.2007 
35 Пат.UA № 113559 кл.U, опубл.2017 
8 4 
36 Пат.UA № 222635 кл.U, опубл.2018 
37 Пат.UA № 102292 кл.C2, опубл.2013 
38 Пат.UA № 117967 кл.U, опубл.2017 
39 Пат.UA № 100343 кл.U, опубл.2015 
40 Пат.UA № 97747 кл.C2, опубл.2012 
41 Пат.UA № 81251 кл.U, опубл.2013 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
8 5