ChSTU repository

МІНІСТЕРСТВО ОСВІТИ І НАУКИ УКРАЇНИ 
ЧЕРКАСЬКИЙ ДЕРЖАВНИЙ ТЕХНОЛОГІЧНИЙ УНІВЕРСИТЕТ 
КАФЕДРА ХІМІЧНИХ ТЕХНОЛОГІЙ ТА ВОДООЧИЩЕННЯ 
 
Реєстраційний №________  
          «Допущено до захисту» 
     Завідувач кафедри  д.т.н., 
професор 
    _________Геннадій СТОЛЯРЕНКО 
                                                                       «____»  _________________2021р. 
 
 
КВАЛІФІКАЦІЙНА РОБОТА МАГІСТРА 
на тему 
РОЗРОБКА ТЕХНОЛОГІЧНОЇ СХЕМИ ТА АПАРАТУРНОГО 
ОФОРМЛЕННЯ ПРОЦЕСІВ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД ВІД 
ІОНІВ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ 
за спеціальністю 161 «Хімічні технології та інженерія» 
 
 
Науковий керівник Виконавець роботи 
д.т.н., доцент магістрант 
  
________Віталій ВЯЗОВИК  __________ Світлана БАЛАМУТ 
 
  
  
  
  
  
      Нормоконтроль                         Наталія ФОМІНА 
  
 
Черкаси 2021 
 
ВСТУП 
 
З розвитком виробництва однією з основних задач охорони 
навколишнього середовища є попередження скиду промислових стічних вод, 
що вміщують важкі метали у концентраціях вищих, ніж гранично допустимі. 
Ці компоненти надзвичайно негативно впливають на живі організми, 
оскільки мають кумулятивні та токсичні властивості, ускладнюють роботу 
станцій очищення природних та стічних вод населених пунктів. На сьогодні,  
за підрахунками фахівців, з недостатньо очищеними виробничими стічними 
водами в природні водні об’єкти кожного року потрапляють тисячі тонн 
високотоксичних важких металів, таких, як цинк – 3,3 тис.т, нікель – 2,4 
тис.т, хром – 0,5 тис.т та інші, значно ускладнюючи екологічну ситуацію в 
країні. 
Джерелами надходження цих компонентів, як правило, виступають 
великі та середні промислові об’єкти з розвинутою промисловою базою та 
широким спектром технологічних процесів і операцій. Не є виключенням з 
цього переліку і авіаційна галузь, яка традиційно орієнтується на новітні 
методи обробки матеріалів, використання сучасної електроніки та засобів 
зв’язку, впровадження перспективних технологій тощо. 
Не викликає сумнівів, що основу потенційної екологічної небезпеки на 
підприємствах авіаційної галузі становлять процеси нанесення гальванічних, 
лакофарбових та інших захисних або декоративних покриттів. Це пов’язано з 
утворенням висококонцентрованих токсичних стічних вод, орієнтовний 
об’єм яких в Україні сягає понад 300 млн. м3 на рік. Стічні води 
гальванічного виробництва (здебільшого недостатньо очищені) скидаються 
до міської каналізаційної мережі або у найближчі річки та водні об’єкти, що  
ускладнює роботу системи каналізації, забруднює ріки та водоймища. 
 
 
Враховуючи, що загалом гальванічні виробництва експлуатуються в 
Україні на більшості підприємств машинобудування, приладобудування, 
металообробки, чорної і кольорової металургії та інших областей 
промисловості, відсутність на багатьох із них устаткування для 
знешкодження шкідливих відходів виробництва призводить до загострення 
проблеми практично в усіх регіонах України. Навіть на підприємствах, де 
існує система очистки стоків, вона, як правило, знаходиться на низькому 
технічному рівні та не відповідає вимогам міжнародних стандартів. 
Таким чином, незважаючи на розроблення нових, менш токсичних 
електролітів, нових приладів для регенерації розчинів та промивання 
деталей, питання очищення стічних вод потребує подальшого вирішення. 
Для вирішення проблеми ресурсозбереження та попередження 
забруднення навколишнього середовища стічними водами промислових 
підприємств використовується широкий спектр методів їх нейтралізації та 
утилізації. 
Найбільш перспективним методом очищення стічних вод є запатентована 
технологія, яка широко використовується в промислово розвинених 
країнах. Ефективність методу самоочищення полягає в тому, що він, 
незалежно від значення pH середовища, дозволяє витягувати важкі метали 
з основних. 
Для впровадження цього методу в нашій країні потрібні доступні, дешеві 
засоби, які легко відновлюються або утилізуються. Серед них особливе 
місце займають кобенти на основі глинистих мінералів, важливою 
характеристикою яких є іонообмінна та сорбційна ємність, що 
визначається шахтою. 
Завдяки очищенню високоактивних речовин забезпечується вихід води 
практично з нульовою залишковою концентрацією. Слід також зазначити, 
що високоактивні партнери реагують навіть на ці речовини, 
 
 
міститься у воді в малих концентраціях, коли інші методи виявилися 
неефективними. 
В даний час накопичений значний досвід використання природних глин та 
їх модифікованих форм для очищення стічних вод від іонів важких 
металів. Водночас спостерігається тенденція до проведення цих 
досліджень на теоретичному та практичному рівні. Проте пошук нових 
ефективних та безпечних природних ресурсів, які б зменшували 
споживання ресурсів та енергії та запобігали вторинному забрудненню на 
всіх етапах використання та утилізації, є актуальним науково-практичним 
завданням підвищення екологічної безпеки очищення промислових 
стічних вод. 
Метою магістерської кваліфікаційної роботи була розробка технологічної 
схеми та апаратної конструкції процесів очищення стічних вод від іонів 
важких металів шляхом використання природних глиняних матеріалів. 
Для досягнення цієї мети були поставлені такі завдання: 
 
 - визначити чинники екологічної небезпеки виробничих стічних вод 
та на підставі умов їх утворення, властивостей і складу науково обґрунтувати 
вибір ефективного методу їх очищення від іонів важких металів; 
 - дослідити властивості сорбційних матеріалів  
 - дослідити особливості процесу очищення стічних вод від іонів 
хрому та купруму цеолітом; 
 - дослідити вплив модифікації глинистих сорбентів на їх сорбційну 
здатність щодо використання відпрацьованого сорбента; 
 - оцінити рівень екологічного ризику процесів очищення 
виробничих стічних вод від іонів хрому та  купруму цеолітом; 
 - розробити технологічну схему та апаратурне оформлення процесу 
очищення виробничих стічних вод які містять важки метали природними 
сорбентами 
Об’єкт розробки –  технологічний процес очищення виробничих 
стічних вод від іонів важких металів. 
Предмет розробки – закономірності та залежності сорбційного 
очищення виробничих стічних вод від іонів  важких металів природними 
сорбентами. 
Методи дослідження 
 
У дослідженні були використані експериментальні та обчислювальні 
методи дослідження. Експериментальні методи дослідження включали: 
визначення концентрацій важких металів у воді атомно-адсорбційними та 
фотоколориметричними методами. Дослідження хімічного, мінерального та 
гранулометричного складу адсорбену проводили за допомогою 
спектрального аналізу, рентгенографічного та гранулометричного методів. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
1 ОГЛЯД ЛІТЕРАТУРИ. ПОТЕНТНИЙ ПОШУК. 
ОСОБЛИВОСТІ ОЧИЩЕННЯ ВИРОБНИЧИХ СТІЧНИХ ВОД ВІД 
ІОНІВ  ВАЖКИХ МЕТАЛІВ  
   Промислові стічні води є одними з найпоширеніших видів стічних вод 
як в Україні, так і за кордоном. Промислові стічні води, забруднені 
кислотами, лугами та солями важких металів, утворюються при хімічній та 
електрохімічній обробці металів та їх сплавів, а також при нанесенні 
гальванічних покриттів. Загалом в Україні функціонують гальванічні 
установки на близько 400 підприємствах, де існуючі системи очищення 
стічних вод, як правило, представлені застарілими технологіями та 
обладнанням і не відповідають вимогам міжнародних стандартів. 
Середньозважені концентрації окремих забруднень, таких як сполуки 
хрому та нікелю, часто перевищують гранично допустимі у десятки й 
сотні разів. Сьогодні, за оцінками експертів, при недостатньо очищених 
промислових стічних водах щорічно в природні водойми потрапляють 
тисячі тонн високотоксичних важких металів, таких як цинк – 3,3 тис. 
тонн, нікель – 2,4 тис. тонн, хром 
- 0,5 тис. тонн та інші, що значно ускладнюють екологічну ситуацію в 
країні [1-4]. 
Актуальним науково-практичним завданням екологічної безпеки є пошук 
нових ефективних і безпечних природних ресурсів, які б зменшували 
споживання ресурсів і енергії, запобігали вторинному забрудненню. 
1.1. Ідентифікація основних джерел забруднення стічних вод 
промислових підприємств важкими металами 
 
Промислові стічні води – це суміш змінного хімічного та кількісного 
складу, що утворюється з поверхневих та промислових стоків. Кількість 
стічних вод залежить від використовуваних технологій і обсягу робіт, які 
виконує підприємство. Авіакомпанії можуть виробляти до кількох тисяч 
кубометрів такої води на рік. Рівень забруднення стічних вод шкідливий 
домішки залежать від умов утворення кожного стоку: виробнича 
культура, де основним показником є використання прогресивних 
технологій; наявність місцевих очисних споруд; впорядкованість території 
тощо [5]. 
Побутові або комунальні стічні води скидаються з аеропортів, 
готелів, їдалень, адміністративно-побутових служб та житлових 
приміщень. Здебільшого вони забруднені домішками органічного та 
бактеріально-біологічного походження. Поверхневі або дощові води 
утворюються під час дощу і танення снігу на поверхні польотної зони 
авіакомпанії, значна частина якої має штучне покриття (бетон, асфальт) і є 
зоною обслуговування. У цих водах переважають мінеральні домішки, а 
рівень органічного та бактеріального забруднення в них нижчий. 
Виробничі стоки відводять зі спеціальних баз, котелень, паливних 
складів, проводять мийку та обробку літаків спеціальними рідинами, 
ремонт, відновлення та технічне обслуговування літаків. 
У переважній більшості ці води не відповідають нормам стічних вод 
місцевої каналізації і тому не можуть бути видалені без попередньої 
локальної очистки [6-7]. 
Стічні води, які утворюються авіаційними компаніями, можна 
розділити на три категорії: промислові, побутові та атмосферні. 
Промислові стічні води авіапідприємств, у свою чергу, діляться на три 
основні групи: 
1) технологічні води, що утворюються в наслідок безпосереднього 
використання води саме в технологічних операціях; вони забруднені усіма 
речовинами, які використовуються в технологічних процесах даного 
виробництва. Частина цих вод, які отримують при завершальній обробці 
готового продукту, іноді слабко забруднена, і такі води відносять до умовно 
чистих; 
2) води від допоміжних операцій та процесів, які утворюються під 
час поверхневого охолодження технологічної апаратури та енергетичних 
агрегатів; головною відмінністю таки вод є, як правило, підвищена 
температура; 
3) води від допоміжних цехів і цехів обслуговування (сховищ 
сировини та готової продукції, транспортування сировини і палива, 
котельних тощо); ці води забруднені різноманітними речовинами, переважно 
завислими речовинами та нафтопродуктами. 
Виробничі стічні води в залежності від виду та концентрації 
забруднювальних речовин, а також від кількості стічних вод та місць їх 
утворення відводять, як правило кількома самостійними потоками. 
Так, у самостійні потоки об’єднують: 
– слабко забруднені промислові стічні води, які містять один або 
кілька видів забруднення (ділянки миття та електрохімічного очищення 
деталей та конструкцій); 
– кислі або лужні стічні води (гальванічні цехи); 
– мінералізовані води (льотна територія); 
– промислові стічні води, що містять масла, жири, нафтопродукти 
тощо (автотранспортна дільниця; дільниця лакофарбових операцій). 
Умовно чисті води від допоміжних операцій, як правило, відводять 
окремим потоком або транспортують разом із зливовими (дощовими) 
водами. 
- Побутові стічні води, що утворюються на території авіакомпанії, 
скидаються та очищаються окремо, якщо промислові стічні води за 
характером забруднення не потребують біохімічної очистки. Спільне 
видалення побутових і промислових стічних вод доцільно, якщо останні 
забруднені органічними речовинами, що піддаються біохімічному 
розкладанню, і якщо концентрація токсичних забруднювачів у загальному 
потоці, що надходить на біологічні очисні споруди, не перевищує гранично 
допустимі концентрації (ГДК) для біологічного очищення. [8-10] . 
- Безсумнівно, що основою потенційної екологічної небезпеки в 
авіаційній промисловості є процеси гальванічного, лакофарбового та інших 
захисних або декоративних покриттів. Це пов’язано із застосуванням 
широкого спектру хімічних речовин та утворенням значних об’ємів рідких 
та газоподібних відходів різного хімічного складу, утилізація яких 
неможлива без попередньої обробки [11]. 
 Гальванічний спосіб нанесення металевих покриттів заснований на 
електролізі розчинів солей відповідних металів, які використовуються для 
різних цілей: 
- для відновлення розмірів та форм деталей -хромування, 
міднення, нікелювання; 
- для захисту від корозії – цинкування, кадміювання, лугування 
(покриття оловом); 
- для покращення спрацювання деталей – стічні води 
свинцево-індієві покриття; 
- для попередження пригорання – міднення; 
- в якості підкладки для нанесення іншого покриття – міднення; 
- як декоративне – нікелювання. 
В процесі нанесення гальванічних покриттів використовується та 
утворюється широкий спектр токсичних, пожежо- та вибухонебезпечних 
речовин-електролітів та продуктів їх взаємодії, а саме: 
- сірчана кислота H2SO4 – застосовується для травлення металів, що 
стоять в ряду активності перед воднем (магній, цинк, алюміній, залізо тощо), 
утворюючи солі та виділяючи водень. При дії на метали, що знаходяться за 
воднем, утворюються солі та виділяється сірчаний ангідрит. Якщо 
промислова сірчана кислота забруднена миш’яковими з’єднаннями, то при 
травлені виділяється AsH3; 
- - соляна кислота HCl - використовується для травлення металів в 
концентраціях до 37%. Процес нанесення металевого покриття 
супроводжується активним виділенням хлористого водню з утворенням 
водяної пари і крапельки кислоти; 
- - ціаніди - продукти взаємодії синильної кислоти і металів, що 
супроводжується утворенням ціанистого водню HCN в процесах міднення, 
цинкування, кадміювання тощо; 
- - розчини лугів (KOH, NaOH) - використовуються для знежирення 
металів, травлення алюмінію, цинку, стічних вод і вороніння чорних 
металів. 
- хромовий ангідрит, мідь сірчанокисла, нікель сірчанокислий, 
нікель хлористий, кадмій хлористий, цинк хлористий, срібно азотнокисле – 
солі важких металів, що використовуються у процесах нанесення захисних 
покриттів [11-13]. 
Прoблемним aспектoм для гaльвaнічнoгo вирoбництвa є викoристaння 
знaчних oб’ємів вoдних ресурсів. Питoмий вихід стoків для великих 
підприємств, щo здійснюють зa рік більше ніж 300 тис. м2 гaльвaнoпoкриттів, 
стaнoвить 1,9, a для дрібних – 6,5 м3/м2 гaльвaнічнoгo покриття [14-15]. Вода 
в технологічному процесі використовується переважно у промивних 
операціях. 
Тверді електрополітичні сховища використовуються для підвищення 
зносостійкості та відновлення деталей машин, контролю, прання та пиття. 
Типовий технологічний процес зберігання виконується за схемою: 
електрохімічний анод або хімічне виснаження; промивання в теплій воді, 
промивання в холодній воді; промивання в холодній воді; анодна обпобка; 
хпомування; захоплення хрому з електрополіта; лікування метабісульфітом 
натрію; промивання в холодній воді, сушка; зневоднення (при необхідності). 
Пофарбовану поверхню попередньо полірують або полірують. 
Хpoмувaння пpoвoдять в стaцioнapних стaлeвих вaннaх, футepoвaних 
листoвим вiнiплaстoм. Oбpoблювaнi виpoби служaть кaтoдoм. В якoстi 
джepeл стpуму зaстoсoвують низькoвoльтнi гeнepaтopи пoстiйнoгo стpуму, 
якi виpoбляють стpум нaпpугoю 6, 12 aбo 9 В i силoю 250-10000 A. Для 
eлeктpoживлeння вaнн зaстoсoвують тaкoж сeлeнoвi випpямлячi, щo 
склaдaються з пoнижувaльнoгo тpaнсфopмaтopa i нaбopу сeлeнoвих 
випpямних шaйб. 
Твepдe знoсoстiйкe хpoмувaння пpoвoдять в стaндapтнoму унiвepсaльнoму 
poзвeдeнoму eлeктpoлiтi piзнoї кoнцeнтpaцiї aбo в сaмopeгулюючoму. Склaд 
eлeктpoлiтiв нaвeдeний в тaбл. 1.1. 
Тoвщинa хpoмoвoгo пoкpиття, якe нaнoситься, склaдaє, мкм: 30-100 для 
глaдких вимipювaльних iнстpумeнтiв; 2-20 для piзьбoвих кaлiбpiв. 
Знoсoстiйкiсть piзaльнoгo iнстpумeнту в peзультaтi хpoмувaння збiльшується 
в 2-3 paзи, кoнтpoльнo-вимipювaльнoгo iнстpумeнту - в 5-10 paзiв. 
Пiсля хpoмувaння нeoбхiднo влoвлювaти хpoм з eлeктpoлiту, пpoмивaючи 
дeтaлi пpoтягoм 0,15-3 хв у вaннi з нeпpoтoчнoю вoдoю бeз пiдiгpiву. 
Oтpимувaнi кoнцeнтpoвaнi poзчини дoдaють у вaнну хpoмувaння. Пpи 
нaкoпичeннi в poзчинi бiльшe 0,001 кг/л вoди тpивaлeнтнoгo хpoму poзчин 
змiнюють. Хpoмoвaнi дeтaлi пiсля пpoмивки у вaннi слiд oбpoбити пpoтягoм 
0,15-1 хв у 15 % poзчинi мeтaбiсульфiту (пipoсульфiту) нaтpiю, який 
вiднoвлює шeстивaлeнтний хpoм, щo зaлишився нa пoвepхнi дeтaлeй, дo 
тpивaлeнтнoгo, в peзультaтi чoгo зaпoбiгaється пoтpaпляння шeстивaлeнтнoгo 
хpoму в стiчнi вoди . 
Промивання у воді проводять для видалення з деталей продуктів реакції 
або розчинів, що залишаються на поверхні після електрохімічного 
зневоднення, роз’єднання. 
Таблиця 1.1-   Склaд eлeктpoлiтiв процесу хромування 
 
 
Пpи пiдвищeнiй кiлькoстi сoлeй жopсткoстi у вoдoпpoвiднiй вoдi (пoнaд 
15-10-6 кг/л) oстaнню пpoмивку пepeд хpoмувaнням i пepeд сушiнням слiд 
пpoвoдити в кoндeнсaтi aбo дeмiнepaлiзoвaнiй вoдi. Деталі миють під 
водяним душем або занурюючи їх у ванну, обладнану пристроєм для 
змішування деталей і повітряної підстилки. Допускається використання обох 
способів: спочатку – занурення, а потім – під душ. У разі подвійного 
промивання з зануренням після маринування подача води каскадна 
(протіканням), чиста вода подається тільки в другу мийну ванну, а також у 
ванну. Після процесу промивання вода відводиться трьома незалежними 
дренажними потоками: кислотно-лужним, хромовмісним і ціанідним. 
Режими промивки наведені в таблиці 1.2. 
 
Таблиця 1.2 -   Peжими водної пpoмивки деталей після гальванічних операцій 
хромування 
 
 
При цьому можливо та доречно застосовувати попереднє 
перемішування цих потоків. З первинними ціаністими стічними водами, 
зазвичай, змішують стічні води після операцій знежирення у лужних ваннах, 
що збільшує лужність змішаних стічних вод і полегшує перебіг реакції 
окислення ціанідів. 
Також, можливо передбачити попереднє змішування хромвмісних 
стічних вод з кислими від операцій травлення з метою відновлення Cr6+ до 
Cr3+. Однак, при цьому можливе утворення летких з’єднань, що є 
недопустимим. 
Хімічний склад і концентрація промивних стічних вод визначається об’ємом 
промивних ванн, частотою зміни промивних розчинів, конструкцією і 
складністю поверхні деталі, що промивається (табл. 1.3). При повному і 
рівномірному виробничому завантаженні гальванічного цеху кількість і 
склад промивної води приблизно постійні. Для гальванічного виробництва в 
гальванічному виробництві використовується до 90% води. Разом з 
промивною водою на станцію нейтралізації потрапляє до 80% номенклатури 
компонентів, що використовуються в технологічних операціях гальванічного 
виробництва. 
Таблиця  1.3 -  Хімічний склад та концентрація промивних стічних вод 
 
 
Типовий технологічний процес електрополітичного нікелювання включає 
такі операції: виснаження органічним розчинником; висихання або хімічне 
зневоднення; прання в теплій воді; електрохімічне виснаження; прання в 
теплій воді; промивання в холодній воді; маринування; промивання в 
холодній воді; електрохімічне нікелювання; відлов, промивання в 
холодній воді; промивання в гарячій воді; сушка, контроль. Нікельована 
поверхня попередньо полірується або полірується. 
Усунути пізних поліпувальних і шліфувальних минулих, масел, мастильних 
матеріалів, що нА знаходять пов'язані деталі, пpоводять знiжпення в 
органiчних починнiках (бензини, хаси) шляхом послiдовного зануpання, 
пoдaмaннo мaтeпiвaннo мaтeпaннoгo пoдaмaннo мaтe пoдaвaнo мoгo 
пoвoдaння вaнoмaннoгo пoдoвaння. Після осушення в бензині 
рекомендується просушування повітрям. Для зносостійкого нікелювання 
використовуються сульфатні електроліти. Склади електролітів і режими 
очищення наведені в табл.1.4 і 1.5. 
Таблиця  1.4 -  Склaд eлeктpoлiтiв процесу нікелювання 
 
 
Пpи пpигoтувaннi eлeктpoлiту кoжeн з йoгo кoмпoнeнтiв пoпepeдньo 
poзчиняють у вoдi, пepeливaють poзчини в poбoчу вaнну i дoливaють її 
вoдoю, пoтiм визнaчaють pН i дoвoдять йoгo дo зaдaнoгo знaчeння, дoдaючи 
сipчaну кислoту i вуглeцeвий нiкeль. 
Після нікелювання необхідно захопити нікель з електроліту і нейтралізувати 
його. Після прання деталі просушуються. Режими і методи виконання цих 
операцій, а також склад ванн для їх виконання подібні до тих, що 
використовуються при зберіганні. 
 
 
Таблиця  1.5 -    Peжими процесу нiкeлювaння 
 
 
 
 1.2 Аналіз методів очищення стічних вод від іонів Ni2+ та Cr3+ 
 
У минулому і дотепер питанню пошуку ефективних методів 
очищення стічних вод від важких металів приділяється велика увага в 
багатьох країнах, у тому числі в Україні. Роботи багатьох вітчизняних 
вчених присвячені розробці теоретичних основ і технологій 
водопідготовки та очищення стічних вод. 
На жаль, більшість із них реалізовуються дуже повільно або взагалі 
не впроваджуються. Переважна більшість сучасних методів і прийомів 
очищення води від забруднення важкими металами (реагентні, 
іонообмінні, електрохімічні, мембранні методи) у більшості випадків є 
вузькоспеціалізованими і не можуть поєднувати високу ефективність і 
достатню ефективність. Обмежене використання більшості методів 
очищення стічних вод на авіакомпаніях пов’язане також зі специфікою 
забруднення стічних вод, нерівномірними обсягами їх утворення, високою 
вартістю експлуатації обладнання тощо. 
При виборі технічного рішення очищення стічних вод необхідно 
також враховувати умови очищення ТПВ, оскільки, крім безпосереднього 
скиду недостатньо очищених стічних вод у поверхневі водні об’єкти, існує 
проблема забруднення та підземних вод. Особливо небезпечними є 
ділянки колишніх мулових відвалів, з поверхні яких і сьогодні 
відбувається просочування забруднюючих речовин у підземні водоносні 
горизонти [42]. 
Враховуючи різноманітність хімічних елементів, що містяться в 
гальванічних відходах, проблема поводження з гальванічним шламом є 
досить гострою. В одних випадках гальванічний осад використовується як 
домішка при виготовленні будівельних матеріалів (залізобетонних блоків, 
плит, цегли тощо), в інших – вивозиться на звалища або накопичується в 
резервуарах на території промислових підприємств тощо. 
Таким чином, щоб зменшити техногенне навантаження 
гальванічного виробництва, слід приділяти увагу не лише очищенню 
стічних вод, а й утилізації гальванічного осаду, щоб зберегти цілісність 
природних екосистем та здоров’я людей. 
Серед існуючих методів очищення стічних вод від важких металів, 
які застосовуються на авіакомпаніях – реагентний, іонообмінний, 
сорбційний, біохімічний, електрохімічний – найбільш поширеним на 
вітчизняних підприємствах є реагентний метод. Метод реагентного 
очищення дозволяє видалити іони важких металів, зокрема хрому. 
Принципова схема очищення хромовмісних стічних вод з початковою 
концентрацією іонів хрому (VI) до 600 мг/л реагентним методом 
представлена на рисунку 1.1. 
До переваг цього методу можна віднести надзвичайно низьку 
чутливість до вихідного вмісту забруднень; можливість скидання очищених 
стічних вод на міські аераційні станції; можливість скидання очищених 
стічних вод у культурно-побутові водойми (із застосуванням додаткової 
очистки на електродіалізаторах іонообмінних фільтрів). 
1 - реактор-накопичувач хромових стоків, 2-дозатор кислоти, 3 – 
дозатор відновника, 4 - дозатор лугу, 
5 - реактор-нейтралізатор, 6 - відстійник, 7 -механічний фільтр 
 
Рисунок 1.1-  Принципова схема очищення хромовмісних стічних вод 
реагентним методом 
 
 
 
Однак така технологія очищення стічних вод, що містять ВМ, має 
ряд істотних недоліків. Основні з них: низький рівень автоматизації; 
низьке значення ступеня очищення; велика витрата реагентів, які є 
дорогими і дефіцитними; викид шкідливих газів; утворення значної 
кількості осаду, переважно гідроксидів і карбонатів важких металів, а 
також великої кількості солей кальцію. Щорічно на підприємствах 
України в результаті процесу нейтралізації утворюється 0,1 - 12,5 тис. т 
гальванічного шламу [43]. Хоча сучасні технології обробки мулу 
передбачають етапи ущільнення, зневоднення та утилізації, ці операції 
потребують значних витрат енергії, а за існуючих умов збереження мулу 
забруднення навколишнього середовища неминуче [44]. 
Дослідження Рогова В.М., Анопольського В.М. свого часу досить 
переконливо продемонстрували ефективність реагентного очищення в 
поєднанні з флотацією, проте самі автори стверджують, що цей метод 
значно поступається електрохімічній обробці. При цьому навіть при 
дотриманні оптимальних технологічних параметрів в шлам може бути 
перенесено не більше 70 - 75% іонів металу [45]. Ситуацію ще більше 
погіршує наявність у стічних водах комплексоутворюючих речовин. При 
цьому відбувається часткове вимивання іонів кольорових металів, які 
раніше відкладалися в мул, і перехід їх у природні води. 
При необхідності очищення великих обсягів стічних вод з відносно 
низьким вмістом металів найбільш оптимальною є іонообмінна технологія, 
яка дозволяє очищати стічні води з високим ступенем очищення 
промислових стічних вод від іонів важких металів (цинку, міді, хрому, 
нікелю, свинець, ртуть, кадмій, ванадій, марганець, уран та ін.), а також 
сполуки миш’яку, фосфору, ціанідів. 
Велика увага цьому питанню приділяється в роботах Гребенюка В.Д. з 
огляду на використання цього методу при опріснення, опріснення та 
пом’якшення води, а також можливість утилізації цінних компонентів. 
Останнє питання широко висвітлено в роботах Проскурякова В. А. В якості 
робочих елементів широко використовуються синтетичні іонообмінні смоли, 
алюмосилікати, гідроксиди та солі полівалентних металів. Практичний 
інтерес для видалення кольорових металів становлять також рідкі 
іонообмінні матеріали - екстрагенти [46-48]. 
Недоліки іонообмінної технології слід виділити великі об’єми 
апапатів, складність автоматизації пpоцесу, висока ваптист пеагентів, 
необхідність пpомивання йоніту після пеpенепації хімічних речовин, 
утвоpнення стоpіння втоpи пpоцеpі9x їх дисpативні стоpіння необхідних 
пpомислів. 
У працях Яковлєва С.В. [50] біохімічні методи розглядаються, 
насамперед, з огляду на економічну ефективність при роботі в межах 
оборотних систем водопостачання. Біохімічне очищення гальванічних 
стічних вод у нашій країні не поширене, але деякі наукові установи ведуть 
активний пошук у цьому напрямку. Наприклад, Дніпропетровський 
університет запропонував метод очищення стічних вод від важких металів 
біофільтрами. 
- личинки безхвостих амфібій. Автори [51] створили універсальні 
мікробні гранульовані препарати «мікробний біокаталізатор» (МБК) та 
«змішані мікробні групи» (ЗМБ) для очищення промислових стічних вод 
від широкого спектру металів і радіонуклідів, а також органічних сполук. 
Препарати дозволяють очищати стоки від металів у великому діапазоні 
концентрацій - від 1,0 мг/л до 10000 мг/л. До недоліків можна віднести 
потребу в кваліфікованих робітниках, утворення великої кількості біомаси, 
необхідність використання великих площ. 
Методи електрохімічного очищення (електрофлотація, 
електрокоагуляція, електродіаліз, електрофорез, анодне окислення та катодне 
відновлення) досить поширені в Україні та за кордоном для очищення 
стічних вод від іонів ВМ (хрому, міді, цинку, нікелю, кадмію та ін.) (рис. 1.2).  
 
1 –усереднювач - накопичувач; 2 – насос; 3 – електролізер; 4–відстійник;5–
випрямлювач. 
Рисунок 1.2 Принципова схема очистки хромовмісних стоків 
електрохімічним методом: 
 
Електрохімічні методи ґрунтуються на використанні таких процесів: 
- відновлення домішок (металів) на катоді або їх осадження внаслідок 
взаємодії з продуктами анодної реакції чи внаслідок зміщення рН у катодній 
зоні; 
- окислювання домішок безпосередньо на аноді чи  в об’ємі розчину 
продуктами анодної реакції; 
- адсорбція домішок на гідроксидах Аl чи Fе, що утворюються при 
розчиненні електродів (електрокоагуляція); 
   - флотація домішок газами, що утворюються на електродах; 
    - електродифузія домішок через мембрани (електродіаліз). 
Автори [52-55] у своїх роботах приділяють значну увагу 
електрохімічним методам очищення стічних вод, які слід застосовувати 
при високих концентраціях важких металів у стічних водах і які не 
потребують додаткових реагентів і можуть бути повністю автоматизовані. 
У більшості випадків електрохімічні методи є екологічно чистими, 
наприклад, виключають «вторинне» забруднення води аніонітами та 
катіонними залишками, характерними для реагентних методів. 
На машинобудівних і ремонтних підприємствах, у тому числі в 
авіаційній промисловості, широко використовується метод очищення 
стічних вод коагуляцією в електричному полі. За методикою, 
запропонованою Буніним Н.І. [56], вода з додаванням малих доз 
коагулянту пропускається між електродами, підключеними до джерела 
постійного або змінного струму, при цьому електричне поле прискорює 
коагуляцію дисперсних домішок. води та продуктів гідролізу коагулянтів. 
Електрохімічні методи дозволяють знизити оптимальну дозу коагулянта, 
прискорити випадання опадів. Стримуючим фактором у розвитку цього 
методу є велика витрата металу та електроенергії. 
Для очищення стічних вод, що містять жири, нафтопродукти, масла, 
зважені речовини та інші домішки, доцільно використовувати 
електрофлотаційний метод очищення, який поєднує два методи – 
електрокоагуляційну обробку та електрофлотацію отриманих гідроксидів 
металів. Цей процес можна проводити в одній комірці: при розчиненні 
анода утворюється коагулянт, а на катоді виділяються високодисперсні 
бульбашки водню, які забезпечують флотацію продуктів коагуляції. 
Метод електродіалізу також використовується в Україні та за кордоном 
для видалення мінеральних солей, у тому числі солей важких металів, зі 
стічних вод низької концентрації. Електродіаліз передбачає перенесення 
іонів через мембрану під дією прикладеного до неї електричного поля. 
Основним обладнанням є електродіалізатори, що складаються з 
електрохімічно активних іонообмінних мембран [58]. 
 
Найпоширенішими в електродіалізаторах є гетерогенні іонообмінні 
мембрани. Іонообмінна мембрана, поміщена в електролітичну ванну, 
виконує роль своєрідного іонного фільтра, пропускаючи через себе з 
однієї камери в іншу тільки ті іони, знак заряду яких збігається зі знаком 
заряду рухомих (обмінних) іонів іонообмінної смоли, з якої відбувається 
видалення іонів. виготовляється мембрана. Іонообмінні мембрани бувають 
двох типів: катіонні та аніонні. Перші здатні пропускати тільки катіони, 
другі - аніони. Особливою перевагою іонообмінних мембран є те, що вони 
не потребують спеціальної регенерації. 
Слід зазначити, що електроосадження металів зі стічних вод вирішує 
ряд важливих завдань, зокрема техніко-економічних (за рахунок повернення 
металів у виробництво) та екологічних, що привертає особливу увагу. Однак 
використання електрохімічних методів має ряд обмежень. На швидкість 
очищення стічних вод при електрохімічному очищенні впливають фізико-
хімічні, електричні та гідродинамічні фактори: сольовий склад стічної води, 
температура, склад доданого електроліту, швидкість руху води в 
міжелектродному просторі, густина струму. Пошук шляхів вирішення цієї 
проблеми полягає в досягненні максимальних режимів технологічного 
очищення стічних вод. Збільшення швидкості електродних процесів зазвичай 
пов'язане зі збільшенням густини струму, що, в свою чергу, призводить до 
нерівномірного розподілу потенціалу на електроді, і в цілому - збільшення 
витрат енергії. 
Для глибокого очищення забруднених промислових стічних вод 
використовуються так звані мембранні методи очищення стоків, увагу до 
яких приділено в роботах Жукова А.І., Монгайта І.Л., Родзиллера І.Д., 
Лазарева С.І. [59- 61]. Одним з таких методів очищення є зворотний осмос. 
Спосіб очищення стічних вод заснований на їх фільтруванні під тиском через 
напівпроникні мембрани, які пропускають воду, але затримують гідратовані 
іони розчинених у воді солей важкіх металів. При концентрації солей 2 – 5 
г/л повинен бути тиск до 1,0 МПа, а при концентрації солей 10 – 30 г/л – 
близько 2,0 МПа (рис.1.3) [62-63]. 
  Мембранні установки працюють в гальванічних цехах заводу "Пласт-маш" 
(м. Київ) та Київському метрополітені. Оскільки витрати на мийку мембран 
мінімальні, собівартість очищення води можна оцінити приблизно в 0,1 у.о. 
за кубометр, що економніше, ніж сорбція, окислення  
озоном, або їх поєднання. 
 
У – усереднювач розбавлених і концентрованих стоків;ЕК –
електрокоагулятор; ВТ – відстійник з тонкошаровим модулем; ФП – фільтр-
прес; ФМ – фільтр механічний мішкового типу; 
ММ – оберненоосмотичний мембранний модуль; 
Р – реактор з мішалкою для реагентної обробки; 
ВРВ – вакуумно-роторний випаровувач; ХА – холодильний агрегат. 
 
Рисунок.1.3 - Технологічна схема очистки стічних вод мембранним способом 
 
 
Незважаючи на невисокі витрати на промивання мембран, даний метод має 
значні недоліки, серед яких: проведення процесу при високому тиску в 
системі, ретельна попередня очистка стічних вод, висока вартість мембран, 
дефіцитність матеріалів виготовлення мембран, необхідність хімічних 
промивок мембранних установок, необхідність заміни картриджного фільтру 
для установки зворотного осмосу. 
З метою глибокого очищення стічних вод від розчинних органічних і 
неорганічних забруднюючих речовин, у тому числі і від іонів важких 
металів, використовують методи сорбції, ефективність яких коливається від 
80 до 99,5%, залежно від хімічної природи адсорбенту, величини 
адсорбуючої поверхні, структури і властивостей забруднюючих речовин 
тощо. Метод адсорбційного очищення знайшов широке застосування для 
доочищення стічних вод від іонів важких металів як в Україні [64-70], так і за 
кордоном [71-75] завдяки своїм перевагам: 
- високий ступінь очистки стічних вод; 
- можливість видалення забруднень надзвичайно широкої природи 
практично до будь-якої залишкової концентрації незалежно від їх хімічної 
стійкості; 
- керованість процесом очищення; 
- можливість автоматизації процесу очищення. 
 В якості адсорбентів застосовують як синтетичні сорбенти 
(активні вугілля, вуглецеві волокнисті матеріали, синтетичні відходи 
виробництв тощо) [76, 77], так і природні сорбенти (торф, тирсу, золу, 
глинисті породи, лушпиння соняшника тощо). Серед природних сорбентів 
особливе місце за поширеністю займає активоване вугілля. Воно легко 
регенерується, досить стійке до хімічного, радіаційного та термічного 
впливу. За допомогою активованого вугілля проводять визначення хрому, 
молібдену та ванадію у водах різноманітної природи. Адсорбційні 
властивості активованого вугілля в значній мірі залежать від структури пор, 
їх величини, розподілу за розмірами. Основою речовини активованого 
вугілля слугує вуглець, що становить у вугіллі марки СКТ - 87%, а в КАД-
іодному - 96,3%. Невуглецеву частину матеріалу АВ становлять оксиди 
металів і кремнію, а також азот- і сірковмісні групи. На виробництво 1 т 
промислового АВ в середньому витрачається: 2-7 т сировини, до 10 т пари; 
0,4-2,2 т активуючих реагентів, 300-2000 квт∙год електроенергії, 2000-5000м3 
коксового газу, до 1,5 т смоли. Сировиною для отримання активованого 
антрациту служить антрацит із зольністю не більше 3-5% і розміром зерен 6-
13мм. Вуглецево волокнисті матеріали (ВВМ) мають більш високу сорбційну 
здатність і підвищену (в порівнянні з активованим вугіллям) питому 
поверхню - до 2000 м2/г. ВВМ отримують термообробкою штучних 
синтетичних волокон діаметром 2 – 12 мкм у потоці інертних газів при 600-
15000С з обгаром 12- 53% [65]. Недоліком застосування активованого вугілля 
є його висока вартість, швидке забивання пор активованого вугілля та 
проблема десорбції забруднень. 
Важливо зазначити, що перспективи набуває напрямок пошуку 
ефективних адсорбентів на основі відходів основного виробництва. До таких 
сорбентів можна віднести відходи агропромислового комплексу: цукровий 
очерет, макуху, рисове й кокосове лушпиння, шкаралупи пальмової олії і 
кокосового горіха, солому та лушпиння цибулі тощо. 
В роботі [78] було досліджено використання рисового лушпиння для 
видалення ВМ зі стічних вод. Визначено, що при оптимальних умовах 
ефективність вилучення хрому, цинку, міді та кадмію з водних розчинів 
склала 79%, 85%, 80% і 85% відповідно. 
В роботі [79] було досліджено процес адсорбції ВМ на зелених 
водоростях та лушпинні подрібненого рису. Дослідники зробили висновок, 
що ефективність адсорбції ВМ біомасою водоростей та лушпинням рису з 
водних тест-систем, склала більше, ніж 90% для всіх досліджуваних металів 
(Sr, Cd, Ni, Pb, Zn, Co, Cr, As), за винятком Ni, для якого ефективність 
видалення склала близько 80%. 
На основі експериментальних досліджень [80] визначено, що 
активоване вугілля на основі мікро- і мезопористого рисового лушпиння 
дозволяє вилучати зі стічних вод іони Cr (VI) на більш ніж 95%. Загальний 
результат експериментальних досліджень показав, що максимальне 
видалення (66%) Cr (VI) за допомогою лушпиння рису було отримано при 
рН= 2, дозі адсорбенту 70 г/л та часі взаємодії - 2 години. 
Ефективними вуглецевими сорбентами є кокс і відходи його виробництва 
(напівкокс, пил, шлаки). Ємність таких сорбентів порівняно невелика, але 
низька вартість робить рентабельним їхнє використання. Дослідниками [81] 
було проведено експерименти з видалення Cr (VI) із водного розчину шляхом 
адсорбції на активованому вугіллі, отриманому з тирси кокосового дерева. 
Адсорбційна ємність, що була розрахована за ізотермами Ленгмюра, склала 
3,46 мг/ г при початковому рН 3,0 для частинок розміром 125-250 мкм. 
Максимальне вилучення Cr (VI) спостерігалося в кислій області рН. 
У роботі [82] було проведено дослідження адсорбції іонів міді (Cu2 +) 
на шкаралупі сої, модифікованої лимонною кислотою. Визначено, що 
модифікована шкаралупа має потенціал адсорбції від 0,68 до 2,44 ммоль/г, 
що було набагато вище, ніж у не модифікованої шкаралупи (0,39 ммоль/г). 
Також авторами зроблено висновок, що соєві шкаралупи, оброблені 
гідроксидом натрію та модифіковані лимонною кислотою, особливо при 
концентрації 0,6 М і вище видаляють більше 1,7 ммоль іонів міді з розчину в 
розрахунку на 1 г шкаралупи. Авторами визначено, що соєва шкаралупа 
містить (в мг/г сухої ваги) білки, ліпіди, золу, лігнін, целюлозу, геміцелюлозу 
та кремнезем, які складають 109, 10,0, 36,4, 49,1, 676, 137 і <10 відповідно. 
Соєві та бавовняні шкаралупи, рисова солома й жом цукрового очерету було 
визначено як цінні сорбенти ВМ у водних розчинах. Адсорбційні можливості 
були визначені по ізотермам адсорбції, використовуючи модель Ленгмюра. 
Їх адсорбційний потенціал для Zn (II): соєві шкаралупи > бавовняні 
шкаралупи > рисова солома> жом цукрового очерету. Потужності варіювали 
від 0,52 до 0,06 мг- екв/г сухої ваги сорбенту [83]. 
Для очищення виробничих стоків також використовують цементний 
порошок, тонко подрібнена деревна тирса, просочена парафінами, шматочки 
синтетичних полімерів, відходи гірничодобувної промисловості [84-86]. 
 
1.3 Характеристика сорбенту – природного цеоліту 
Природний цеоліт належить до речовин вулканічного походження і 
відноситься до групи алюмосилікатів. Враховуючи той факт, що сорбент є 
природного походження, його властивості визначаються для кожної проби. У 
залежності від даної проби можуть бути відхилення у хімічному складі. З 
мінералогічної точки зору та топологічної структури основою цеоліту 
Сокирницького родовища Закарпаття є клиноптилоліт. Структура 
клиноптилоліту наведена на рисунку 1.4. 
 
Рисунок 1.4 – Структура природного цеоліту типу клиноптилоліт 
 
Кліноптилоліт належить до групи цеолітів, які є мікропористими 
алюмосилікатними мінералами, які зазвичай використовуються як 
адсорбенти. Структура кліноптилоліту шарувата. 
Залишаючись справжнім каркасним силікатом, де кожен кисень зв’язаний з 
іоном кремнію або алюмінію (у співвідношенні [(Al + Si) / O = 1/2]), він має 
листоподібну структурну організацію. Букви з’єднані кількома стяжками, які 
досить широко відокремлені одна від одної. Букви містять розімкнуті кільця 
по черзі з восьми і десяти сторін. Ці кільця укладаються одне на одне від 
аркуша до листа, утворюючи канали через кристалічну структуру [84]. 
Характерною особливістю цеолітів є однорідна структура міжкристалічного 
пористого простору з вікнами точно визначеного розміру. Наприклад, 
діаметр каналу для кліноптилоліту становить 0,38 ÷ 0,62 нм, а вільний 
внутрішньокристалічний об’єм сорбенту становить 0,34 від загального 
об’єму цеоліту. Розмір каналів визначає розмір молекул або іонів, 
які можуть проходити через ці канали, тому цеоліт може вести себе як 
хімічне сито, дозволяючи деяким іонам проходити, а інші блокуючи [84]. 
Хімічний склад цеоліту, поданий у літературі, містить наступні 
компоненти (мас. ч.): SiO2 – 70.21; Al2O3 – 12.27; Fe2O3 – 1.2; FeO – 0.55; TiO2 
– 0.14; MnO – 0.073; K2O – 3.05; Na2O – 1.77; CaO + MgO – 10.604[142]. 
Для алюмосилікатних цеолітів важливою характеристикою є відносний 
вміст Si та Al у каркасах. За відношенням Si/Al можна відмітити три групи: 
висококремнієві – фер’єрит, клиноптилоліт, морденіт, гейландит; проміжні – 
філіпсит, офретит, фожазит, шабазит; високоалюмінієві – толесоніт, натроліт, 
скалезит, лизоліт, гонардит. Зі зростанням частки алюмінію в цеолітному 
каркасі збільшується об’ємна ємність [84]. 
Пориста структура цеоліту містить активні обмінні катіони і визначає 
унікальні адсорбційні, катіонообмінні та каталітичні властивості цих 
мінералів. Різниця в ефективному діаметрі вхідних вікон має велике 
практичне значення для адсорбції газів, рідин і молекулярно-ситового 
розподілу сумішей. Кількість молекул води цеоліту, а також типи та кількість 
інших молекул, які можуть бути адсорбовані, визначаються кількістю 
вільного внутрішньокристалічного простору. Ця класифікація допомагає 
оцінити можливість використання цеолітів як іонообмінників та адсорбентів. 
Від хімічного складу цеоліту також залежать хімічна стійкість решітки, 
хімічна стійкість до кислого середовища, адсорбційна здатність тощо. 
Алюмосилікатні цеоліти поділяють на основні групи: морденіт, 
гейландит; філіпсит; шабазит та інші. Природний цеоліт утворює, як 
правило, білі, іноді безбарвні та прозорі, рідше - червонуваті, коричневі та 
зеленуваті кристали будь-якої кристалографічної сингонії. Твердість 5-5,5 (за 
мінералогічною шкалою); щільність 1,9-2,8 г / см 3; міцність на стиск 8-15 
МПа; питома теплоємність 0,83-1 кДж / (кг · К), теплопровідність 0,14 Вт / (м 
· год · К). Цеоліти нерозчинні у воді, кислотах, лугах та органічних 
розчинниках. Жаростійкий в межах температур до 500 °С (найвищу 
жаростійкість має кліноптилоліт) [84]. 
Цеоліти існують у природі, і сьогодні відомо понад 30 видів, які також 
виробляються в лабораторії (синтетичні цеоліти). Освоєно виробництво 
штучних цеолітів, які використовуються для очищення води, фарбування 
тощо. Існує більше 100 видів синтетичних цеолітів. Але синтетичні цеоліти 
за деякими властивостями (стійкість до високих температур, кислотна дія) 
значно поступаються природним. Штучно синтезовані цеоліти (пермутити) 
широко використовуються на водоочисних спорудах як адсорбенти, іоніти, 
молекулярні сита; використовуються як донори та акцептори електронів 
Будова цеолітів: цеоліти здатні знову віддавати і поглинати воду 
залежно від температури та вологості; цеоліти здатні до іонного обміну 
(вибірково вивільняти і повторно поглинати різні речовини); цеоліти здатні 
обмінюватися катіонами (позитивно зарядженим іоном). Використання 
природних цеолітів у промисловості обмежене через низьку поглинаючу 
здатність і малий розмір молекул адсорбованих речовин. При правильному 
виборі умов модифікації цеоліт виступає як каталізатор, що призводить до 
хімічного перетворення адсорбованих молекул у потрібному напрямку [55]. 
Хімічний склад природних цеолітів, на відміну від синтетичних, 
вважається стабільним. Наявність шкідливих елементів не перевищує: 
плюмбуму – 0,003%; цинку – 0,04%; купруму – 0,0015%; арсену – 0,0001% 
[104]. На сьогоднішній день прийнято розділяти цеоліти за розмірами пор в 
їх структурі: NaA - 4 (4 Å); CaA - 5 (5 Å); NaX - 8 (10 Å); CaX - 9-10 (13 Å). 
Найбільше застосування отримали цеоліти NaA, CaA, NaX, CaX. Перша 
частина позначення – це переважний у цеоліті метал, що здатний до обміну, 
друга – тип решітки (А чи Х). Внутрішня питома поверхня цеолітів типу NaA 
і CaA – 750-800 м²/м3, типу CaX – 1030 м²/м3 [69]. 
Залежно від виду - цеоліт отримав величезне застосування в житті 
людини. Використання модифікованих цеолітів X і Y в якості основи 
каталізаторів крекінгу нафтових фракцій дозволило помітно підвищити 
ефективність цього процесу не менш ніж на 30%. Все це визначає велику 
практичну важливість цеолітів як інтенсифікаторів адсорбційних і 
каталітичних процесів. 
 
2 ОБ'ЄКТИ І МЕТОДИ ДОСЛІДЖЕННЯ 
2.1 Об'єкти дослідження 
 
Для експерементів за темою магістрскої роботи використовували 
партію природного клиноптилоліту Закарпатського цеолитового заводу 
хімічний склад якого згідно технічних умов (мас. ч.): Si – 63.207; Al – 6,873; 
Fe – 5.475; Cu – 0,004; Ti – 0.572; Mn – 0.075; K – 9,238; Na – 0.781; Ca – 1 
1,438; Mg – 1.329. У досліджуваних зразках не виявлено хрому. Питома 
поверхня клиноптилоліту, визначена за водою, становить 59 м2/г [101]. 
 
                                     (а)                                                           (б) 
 
Рисунок 2.1  – Зразки природного клиноптилоліту типу Сокирнянского 
родовища: : а) dз=1-2мм; б) dз>2мм 
 
Основним елементом скелета цеоліту є тетраедр, в центрі якого розташовані 
атоми алюмінію або кремнію, а навколо них чотири атоми кисню. Таке 
розташування викликає негативний заряд, який компенсується 
одновалентними або двовалентними катіонами лужно- або лужноземельних 
катіонів. Важливим показником є відношення оксидів кремнію до алюмінію, 
яке за даними літератури становить 4,25 – 5,25. Згідно з аналізом хімічного 
складу цієї партії цеоліту, це співвідношення становить 5:11. 
 
 
Структура кліноптилоліту ніколи не руйнується під надвисоким тиском, щоб 
руйнуватися, вимагає температур, при яких скло плавиться, і не може бути 
хімічно змінений, крім як у надзвичайно їдких або кислих умовах [29]. 
2.1.1 Досліджувані модельні розчини солей 
 
Модельний розчин купруму готували на дистильованій воді, змінюючи 
концентрацію Cu (II) від 0,01 до 20 г/дм3. 
Для дослідження сорбційної здатності цеоліту щодо іонів хрому в 
статичних умовах готували розчин Сr(NO3)3, що містив 1 г/дм3 іонів Сr3+. 
Для визначення ізотерми адсорбції щодо іонів хрому використовували 
модельні розчини, приготовлені із дистильованої води та біхромату калію, 
змінюючи концентрацію Cr (VI) від 0,005 до 5 г/дм3. 
 
      2.2 Методики дослідження 
 
                   2.2.1 Методика проведення ситового аналізу природного цеоліту  
 
В умовах експериментів для ситового аналізу було відібрано пробу 
природного цеоліту масою 600 г. Оскільки матеріал є неоднорідним, то 
універсальної методики відбору проб не існує. 
Сутність ситового аналізу полягає у просіюванні досліджуваного 
матеріалу через сита з різними діаметрами вхідних отворів. Для процесу 
розсіювання були взяті сита з діаметром отворів 0,5 мм, 1 мм і 2 мм. Ситовий 
аналіз здійснювали вручну. Час просіювання тривав 10 хв. Таким чином 
цеоліт був розділений на 4 фракції: 1 фракція - d з<0,5мм; 2 фракція - dз=0,5 - 
1мм; 3 фракція - dз=1-2мм; 4 фракція - dз>2мм. 
  
2.2.2 Методика визначення pH досліджуваних розчинів  
 
Потенціометричне визначення pH є найбільш точним, широко 
застосовуваним 
метод визначення активної кислотності середовища, у тому числі об'єктів 
навколишнього середовища. Датчиком для визначення рН розчину 
(індикаторним електродом) є скляний електрод, електрорушійна сила (ЕРС) 
якого залежить від концентрації іонів водню в розчині. Скляний електрод 
відноситься до іоноселективних електродів мембранного типу, активна 
частина яких виготовлена зі спеціального електродного скла. 
Надзвичайно висока селективність скляних електродів до іонів водню 
обумовлена хімічною природою скла, яке є сплавом силікатів лужних і 
лужноземельних металів. Відомо, що солі слабкої силікатної кислоти у 
водному розчині піддаються гідролізу. Цей процес відбувається на межі 
розділу фаз скло-розчин, і в цьому випадку іони лужного металу 
обмінюються на іони водню з розчину. На поверхні скла утворюється шар 
гелю (желеподібної маси) силікатної кислоти товщиною 1-100 нм, в якому 
відбувається реакція іонного обміну з розчином, під час якої іони водню з 
розчину потрапляють в цей поверхневий шар. і витісняють катіони натрію 
або літію. Таким чином, на межі розділу фаз скло-розчин відбуваються 
реакції, які визначають потенціал скляного електрода щодо розчину. 
Усередині скляного електрода знаходиться контактний електрод - срібний 
дріт, покритий тонким шаром хлориду аргентуму, занурений у стандартний 
0,1 М розчин хлорної кислоти. Різниця потенціалів, що виникає на скляній 
мембрані, є функцією різниці концентрації іонів водню в стандартному та 
досліджуваному розчині. Потенціал скляного електрода потенціометрично 
порівнюють з потенціалом стандартного насиченого хлоридом срібла 
електрода порівняння. 
Виконується калібрування скляного електрода і рН-метра в цілому 
 
за допомогою буферних розчинів. Такі розчини готують із реактивів класу 
для рН-метрів, які випускають у вигляді фіксаналів, розрахованих на 
приготування 1000 см3 буферного розчину кожного найменування. 
        Для визначення рН досліджуваних розчинів застосовували 
потенціометричний метод. Визначення проводили на іономірі з 
використанням селективного електрода відповідно до стандартної методики. 
Для визначення рН в інтервалі 2…12 брали 25 cм 3 досліджуваного розчину. 
Результат виводили шляхом усереднення трьох паралельних експериментів 
[140]. Зміну рН середовища визначали іономіром лабораторним И-160МИ ( 
рисунок2.2); 
 
 
 
 
 
1 – матричний дисплей; 2 – кнопка вмикання прибору;  
3 – кнопки управління; 4 – аргентум хлоридний електрод порівняння;  
5 – селективний мембранний індикаторний електрод; 6 – термодатчик; 7 – 
стакан з досліджуваним розчином; 8 – штатив з тримачем для електродів 
 
Рисунок 2.2 – Будова іономіру И-160 МИ 
 
2.2.3 Методика спектрофотометричного визначення іонів купруму 
 
Метод заснований на утворенні у кислому середовищі (розчин з  
концентрацією 0,2 моль/дм 3 за хлоридною кислотою) комплексу іону 
купруму з реагентом пікрамін-епсілон (2,4-дінітрофенол-(6-азо-2)-1-нафтол- 
3,8-дісульфокислота), що має червоно-фіолетовий колір. Визначенню не 
заважає ні один з усіх можливих компонентів питних вод. 
          Приготування робочого стандартного розчину сірчанокислої міді. 
Робочий стандартний розчин готували розбавленням основного 
стандартного розчину сірчанокислого купруму в 50 разів дистильованою 
водою. 1 см3 розчину містить 0,002 мг Сu2+. Застосовували свіжий розчин. 
         Побудова калібрувального графіка.  
         У мірні колби місткістю 25 см 3 додавали 0,0; 1,0; 2,0; 3,0; 4,0; 6,0; 8,0; 
10,0 і 13,0 см 3 робочого стандартного розчину сірчанокислого купруму, що 
відповіає 0,0; 2,0; 4,0; 8,0; 12,0; 16,0; 20,0 та 26 мкг купруму. Далі у колби 
додавали по 10 см 3 дистильованої води, 0,8 см 3 розчину хлоридної кислоти, 
15-20 мг аскарбінової кислоти і все перемішували. Додали 1 см 3 розчину 
пікрамін-епсілону, дистильованою водою довели до мітки, перемішали та 
через 5 хвилин спектрофотометрично визначали при довжині хвилі =540-
500 нм у кюветах з товщиною робочого шару 2 см. Порівняння проводили із 
нульовим розчином до якого не додавали купрум. 
Для кожної точки калібрувального графіку оптичну густину знаходили 
як середню величину з трьох повторно знайдених значень. Будували 
калібрувальний графік, відкладаючи на осі абсцис вміст купруму у 
микрограмах, а на осі ординат - оптичну густину. 
Проведення аналізу.  
У мірну колбу місткістю 25 см 3 додали 20 см 3 досліджуваної води, 0,8 см 3 
розчину хлоридної кислоти, 15-20 мг аскарбінової кислоти,  1см3 розчину 
пікрамін-епсілону, дистильованою водою довелиь до мітки. Розчин 
перемішали та через 5 хвилин провели спектрофотометричне визначення. 
Кільксть купруму у пробі в мікрограмах знаходили за калібрувальним 
графіком. 
Обробка результатів.  
Масову концентрацію купруму (Х), мг/дм 3, обчислювали за формулою: 
 
m
                                                                      Х= V                            
                       
де m – кількість купруму, знайдена за калібрувальним графіком, мкг; V –  
об'єм проби, взятий для визначення, см3. 
За остаточний результат аналізу приймали середнє арифметичне 
результатів двох паралельних визначень, допустимі розбіжності (збіжність),  
між якими не повинні перевищувати ±5 %. 
Вимірювання оптичної густини проводили за допомогою 
спектрофотометра Ulab 102, відповідно методики: 
Ввімкнути спектрофотометр ULAB 102, використовуючи кнопку, яка 
розташована на задній панелі спектрофотометру (рисунок 2.3). 
 
 
 
 
 
Рисунок 2.3 – Зовнішній вигляд спектрофотометр ULAB 102 
 
 
Після включення автоматично запускається розігрів пристрою, шо 
відображається на світловому екрані контрольної панелі. Після 20 хвилин 
прогрівання, система переходить до основного інтерфейсу. 
Натискаючи на кнопку «MODE», для переміщення курсору, вибрати 
функцію «А», яка призначена для вимірювання оптичної густини у 
фіксованій точці довжини хвилі, і зафіксувати значення абсорбції поточного 
зразку. Натиснути кнопку «ENTER», щоб увійти в інтерфейс безперервного 
виміру. 
 Встановити довжину хвилі 540 нм, для цього натиснути «GOTO λ», 
вибрати значення довжини хвилі стрілкою, потім натиснути «ENTER» для 
підтвердження. 
 Для проведення подальших дій необхідно підготувати спеціальні 
кювети, які йдуть в наборі зі спектрофотометром і представлені на рисуноку 
2.4 та провести калібрування 100% T/0 Abs. Для цього налити в кювету 
розчинник (Н2О) поставити її на світловому шляху, натиснути «ZERO» та 
провести калібрування. 
 Проведення вимірювання. Для вимірювання оптичної густини 
наповнити кювети досліджуваними розчинами та поставити перший зразок на 
шляху світлового потоку, натиснути кнопку START для вимірювання і 
результат відобразиться на світловому екрані. Повторити цей крок для всіх 
розчинів. 
 
 
 
 
Рисунок 2.4 – Комплект кювет до спектрофотометру ULAB 102 
 
 
Результати аналізу зберігаються в пам'яті автоматично. Їх можна 
роздрукувати або видалити з пам’яті пристрою, для цього необхідно 
натиснути PRINT/CLEAR, щоб увійти в наступний інтерфейс, перемістити 
курсор або на пункт «Роздрукувати» або «Видалити» та натиснути ENTER для 
підтвердження. 
 
2.2.4 Методика визначення ізотерми адсорбції щодо іонів купруму 
 
 Визначення сорбційної здатності цеоліту проводили за статичних умов 
при температурі 20±1 оС. Модельний розчин готували на дистильованій воді, 
змінюючи концентрацію Cu (II) від 0,01 до 20 г/дм3. Одночасно за допомогою 
pH-метра було виміряли значення pH вихідного розчину, що становило 2,56. 
У конічну колбу вміщували ~ 1г підготованого адсорбенту і 250 см 3 розчину 
солі Cu (II). Далі розчини перемішували, а потім залишали у стані спокою, 
повторюючи такі операції через кожних 12 год. Через 48 год від початку 
експерименту відбирали пробу та визначали концентрацію Cu 2+ у розчині (С) 
за методикою, описаною у розділі 2.2.3. 
 
 2.2.5 Методика визначення іонів хрому у розчині 
 
Для дослідження сорбційної здатності цеоліту щодо іонів хрому в 
статичних умовах готували розчин Сr(NO 3)3, що містив 1 г/дм3 іонів Сr3+. Для 
визначення концентрації хрому (ІІІ) та (VI) у модельних розчинах 
застосовували спектрофотометричний метод. Метод визначення хрому (VI) 
базується на вимірюванні світлопоглинання в діапазоні довжин хвиль від 540 
до 550 нм забарвленої (червоно-фіолетового кольору) комплексної сполуки, 
що утворюється в результаті реакції 1,5-дифенілкарбазиду з біхромат-іонами 
аналізованої проби води в кислому середовищі та визначенні концентрації 
хрому (VI) за значенням оптичної густини розчину. Для визначення 
загального хрому сполуки хрому попередньо переводять в хром (VI) шляхом 
окислення надсірчанокислим амонієм, після чого визначають вміст хрому 
(VI) в обробленій 1,5-дифенілкарбазидом пробі. 
 Вміст хрому (III) визначали за різницею вмісту загального хрому і хрому 
(VI). Для визначення концентрації загального хрому в досдіджуваному 
розчині в мірну колбу на 50 см3 вносили 2 см 3 проби, що містить хром. В 
іншу колбу розчин хрому не вносили, потім в кожну колбу додавали 5см 3 
розчину HNO3, 5 см3 розчину 25% (NH4)2S2O8. Розчин доводили 
дистильованою водою до 100 см 3. Розчини кип'ятили, упарюючи до об’єму 
приблизно 50 см3, охолоджували і переносили в мірні колби ємністю 100 см 3. 
Потім в кожну колбу вносили 1 см 3 розчину 20% сірчаної кислоти, 0,3 см 3 
концентрованої ортофосфорної кислоти, 2 см 3 розчину 1,5-дифенілкарбазиду 
з масовою концентрацією 5 г/дм 3, доводили до мітки дистильованою водою і 
перемішували . 
 
 2.2.6 Методика визначення ізотерми адсорбції щодо іонів хрому 
 
 Процес адсорбції проводили за статичних умов при температурі 20±1 оС. 
Визначення адсорбційної здатності цеоліту здійснювали на модельних 
розчинах, приготовлених із дистильованої води та біхромату калію, 
змінюючи концентрацію Cr (VI) від 0,005 до 5 г/дм 3. Приготований розчин 
K2Cr2O7 в об’ємі 200 см 3 і наважку клиноптилоліту ~ 1 г поміщали у конічну 
колбу і піддавали механічному перемішуванню кожних 12 год, а потім 
залишали у стані спокою. Такі операції проводились протягом 2 діб. Через 48 
год від початку досліду відбирали пробу та аналізували її на вміст Cr (VI) у 
розчині. Для визначення хрому виконували вимірювання 
спектрофотометричним методом. У якості реагенту застосовували 
дифенілкарбазид. Аналізовані проби піддавали розбавленню дистильованою 
водою, оскільки вміст хрому у розчинах знаходився у великій концентрації. 
Концентрації хрому визначали за методиками, описаними у розділі 2.2.5  
 
 
2.2.7 Методика та апаратура проведення експериментальних досліджень 
процесу адсорбції іонів купруму та хрому цеолітом  
 
Для проведення даного дослідження наважка мідного купоросу 
СuSО4·5Н2О масою 3,93 г і хрому нітрату Сr(NO )3-
3  4,58 г вносилась у колбу 
об'ємом 1 дм 3. Для взяття наважки солей використовували аналітичні або 
прецизійні терези (рисунок.2.5). 
 
 
 
 
                                              а)                                                          б) 
 
 
а) аналітичні терези марки                  б) прецизійні    терези марки                                                              
РА 114виробництва OHAUS                           KERN КВ 
 
Рисунок 2.5 – Загальний вигляд терезів  
 
 Солі розчиняли у дистильованій воді. Вміст масових кількостей іонів 
купруму та хрому складало 1:1. З приготованого розчину відбирали 6 проб 
об'ємом: 2 см3, 10 см 3, 20 см 3, 40 см 3, 80 см 3 і 120 см 3, 160 см 3, 200 см 3, і 
вносили у мірні колби об'ємом 200 см 3. Вміст кожної з проб доводили 
дистильованою водою до мітки та вносили у ємність наважку 2 г природного 
цеоліту. Вміст кожної з проб перемішували і закривали кришкою для 
настоювання його впродовж трьох діб у термостаті за температури 20±0,5°С. 
Через три доби розчин відфільтровували, а цеоліт висушували до постійної 
маси. За допомогою спектрофотометричного методу визначали кількість 
поглинутих йонів купруму і хрому . Методика визначення адсорбційної 
здатності цеоліту щодо суміші іонів купруму та хрому. 
Розчини, що містили суміш важких металів аналізували наступним 
чином. Для визначення концентрації купруму відбирали пробу в кількості 20 
см3 та аналізували відповідно до п. 2.2.3 та 2.2.4. В умовах експерименту 
одночасна присутність в розчині іонів хрому та купруму не впливає на 
результат експериментів. 
Для визначення концентрації хрому з досліджуваного розчину 
відбирали 2 см 3 проби. Вміст іонів хрому в досліджуваному розчині 
визначали відповідно до п.2.2.5 та 2.2.6 . 
 
2.2.8 Методика проведення процесів адсорбційного вилучення 
 досліджуваних компонентів стічних вод в шарі сорбенту 
 
Робота проводилась на експериментальній установці (рисунок. 2.6), яка 
працює за наступною схемою. 
Модельний розчин поступає з ділильної лійки 1 у адсорбційну колонку з 
цеолітовою засипкою 2. Сорбент насипається на решітку 3, яка вкрита 
фільтрувальним папером низької щільності (чорна стрічка). Швидкість 
фільтрування регулюється краном 4 на ділильній лійці 1. Кран колонного 
апарата повинен бути відкритий повністю. Фільтрат через встановлені 
інтервали часу збирали у ємності 5 і аналізували потенціометричним 
методом на іономірі И-160 МИ. 
 
 
 
 
 
 
 
 
1–  розподільна воронка з модельним розчином; 2 – цеоліт; 3 – решітка; 
4 – кран; 5 – приймач для збору фракцій 
 
 
Рисунок 2.6 – Схема експериментальної установки для дослідження 
адсорбції в шарі цеоліту   
 
 
2.2.9 Одержання модифікованого сорбенту 
 
Принцип модифікації сорбентів полягає у введенні катіонів в цеоліти, 
що мають ступінь окиснення не менше +2 і за рахунок того одним хімічним 
зв'язком можуть бути зв'язані з матрицею цеоліту, а іншим з фосфатами. 
Основною вимогою є те, щоб катіони давали нерозчинні фосфати. 
Регенерацію можна проводити кислотою або солями лужних металів. 
Проведено модифікацію природного клиноптилоліту Сокирницького 
родовища 1% розчином купруму сульфату, що імітував стічні води 
гальванічних підприємств у співвідношенні 1:100 за температури 293К 
упродовж 48 год.  
 
 3 ЗАСТОСУВАННЯ СОРБЦІЙНОГО МЕТОДУ 
ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД ВІД ІОНІВ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ 
 
Окрему категорію сорбентів важких металів являють собою природні 
мінерали на основі глинистих матеріалів. Проводились неодноразові 
дослідження мінерального складу, адсорбційних властивостей бентонітових і 
палигорськітових глин (Дистанов У.Г., Кириченко Л.П., Лебединський В.І. та 
інші), глауконіту і сапоніту (Грицик Е.В.), цеолітів (Федишин В.Є., Дриц 
В.А., Брек Д.). Видано ряд великих узагальнюючих робіт, пристічні 
водиячених вивченню особливостей та властивостей кременистих порід 
(Дистанов У.Г.), бентонітових глин (Куковський Є.Г, Мерабішвілі М.С., 
Кірсанов М.В., Мачабелі Г.А.), перлітів (Петров В.П., Насєдкін В.В.), 
порівняльній оцінці кристалохімічних і фізико-хімічних основ природних 
адсорбентів (Мдівнішвілі О.М.) [65, 70, 87-96]. У світовій літературі досить 
багато інформації з використання природних адсорбентів для охорони 
навколишнього середовища [97-99]. За структурою і фізико-хімічними 
властивостями глинисті матеріали можна розділити на кілька груп: 
I. Дисперсні кремнеземи осадового походження, на 68-99% 
складаються з аморфного двоокису кремнію. Серед них опоки, відрізняються 
підвищеним вмістом Fe2O3 MgO, a трепел - Al2O3 - до 16%. Діатоміт має в 
основному макропористі, а опока - мезопористі структури. Опока не 
розмокає у воді і має високу механічну стійкість. 
II. Шаруваті і шарувато-стрічкові алюмозалізомагнієві силікати 
діляться на мінерали з жорсткою структурою. Перші (вермикуліт і 
монтморилоніт) складають основу бентонітових глин і «відбілюючих 
земель». Вони мають первинну мікропористу структуру, обумовлену 
будовою їх складових - мікрокристалів силікатів, і вторинну «пластинчасту 
мікропористу», перехідно- і макропористу структуру, що виникає за рахунок 
простору між мікрокристалами. У процесі сорбції вторинна пориста 
структура здатна до розширення за рахунок збільшення розміру мікропор. Ці 
сорбенти мають значну ємність по відношенню до полярних речовин (воді, 
спиртів, амінів) [100]. 
Глинисті мінерали високодисперсні, мають розвинену поверхню і для 
них крім іонного обміну можливий перебіг процесів фізичної та 
молекулярної сорбції. Адсорбційні глини за мінералогічним складом в 
основному монтморилонітові, відрізняються від інших типів глин 
підвищеною зв’язуючою властивістю, високою ємністю обмінних основ, 
адсорбційною й каталітичною активністю. Головні хімічні компоненти 
глини: SiО2 (30 – 70%), Al2О3 (10 – 40%) і Н2О (5 – 10%); у підпорядкованих 
кількостях присутні Fe2O3 (FeO), TiO2, CaO, MgO, K2O, Na2O, CO2, рідше 
MnO, SO3, P2O5 [65]. Як правило породоутворюючим мінералом в глині є 
каолініт, його склад: 47 % (мас) оксиду кремнію (IV) (SiО2), 39 % оксиду 
алюмінію (Al2О3) і 14 % води (Н2О). Al2О3 і SiО2 — складають значну 
частину хімічного складу глиноутворюючих мінералів. Діаметр часток глин 
менше 0,005 мм. Сорбційні властивості глини залежать від її будови. Основу 
глинистого матеріалу складають два основні структурні фрагменти. Перший, 
це кремнекисневий тетраедр, в центрі якого знаходиться атом кремнію 
(можливе заміщення на атом алюмінію чи заліза), а по вершинах – атоми 
кисню, спільні для двох сусідніх тетраедрів (рисунок 3.1 а). Другий – 
алюмокисневий октаедр (рисунок 3.1 б) [101]. 
 
 
а б 
а – кремнекисневий тетраедр, б – алюмокисневий октаедр 
 
Рисунок 3.1 - Основні структурні фрагменти глинистих матеріалів: 
Глинисті матеріали доцільно використовувати в процесах очищення 
стічних вод від іоннорозчинених домішок ВМ. Для вилучення з води великих 
катіонів лужних (Cs), лужноземельних і важких металів найдоцільніше 
використовувати такі глинисті мінерали, як монтморилоніт і вермикуліт [33]. 
Монтморилоніт – найефективніший глинистий мінерал для очищення 
води від різних органічних домішок, площа його поверхні досягає 766-833 
м2/г. Формула монтморилоніту (Si7.8Al IV
0.2)  (Al3.4 Mg VI
0.6)  O20(OH)4; хімічний 
склад: SiO2 66,7%, Al2O3 28,3%, H2O 5%. Формула вище показує, що існує 
заміна Si4 + на Al3 + в тетраедричному шарі та Al3 + на Mg2 + в октаедричному 
шарі. Монтморилоніт складається з частин, створених двома 
тетраедричними листами кремнезему зцентральним октаедричним листом 
алюмінію. Тетраедричні й октаедричні листи об'єднані таким чином, що 
кінчики тетраедрів кожного листа кремнію і один з гідроксильних шарів 
листа октаедричної формують загальний шар . Атоми в цьому шарі, які є 
загальними для обох листів, стають киснем замість гідроксилу. Таким чином, 
це називають тришаровим глинистим мінералом з T - O - T шарами, що 
складають структурну частину (рисунок 3.2) [97]. 
 
Рисунок 3.2 -  Структура монтморилоніту 
Монтморилоніт і його модифіковані форми мають набагато вищу 
адсорбційну властивість по відношенню до металів порівняно з природним і 
з модифікованим каолінітом. Пориста структура, наявність функціональних 
груп на поверхні глини, здатність створювати водневі зв’язки або зв’язки 
йоно-дипольного притягнення з важкими металами у водних розчинах 
визначають ефективність адсорбуючих властивостей такого матеріалу і 
можливості його використання в якості адсорбенту для очистки стічних вод. 
Попередньо обпалений при температурі 7500С вермикуліт в статичних 
умовах має поглинаючу здатність, мг/г: 32 - нікелю, 66 - міді, 39 - цинку, 39 - 
хрому; в динамічних умовах вона становить, мг/г: 290 - нікелю, 120 - міді, 
150 - цинку, 50 - хрому, що є близьким до результатів на іонообмінних 
смолах. 
У процесах очистки води від іонів ВМ використовують також каолініт, 
який володіє значно меншою, порівняно з монтморилонітом і вермикулітом, 
ємністю катіонного обміну. Каолініт, (Si )IV
4  (Al4)
VIO10 (OH)8, має такі 
компоненти: SiO2 46,54%, Al2O3 39,50%, H2O 13,96%, представлених у формі 
оксидів. В основі його структури - двошарова пачка тетраедричної 
кремнекисневої та октаедричної алюмогідрооксилкисневої (гібситових) сіток  
(рисунок 3.3) 
Рисунок 3.3 -  Структура каолініту 
Встановлено можливість застосування глинистого мінералу – 
волостоніту для очищення води від хрому (VI) з концентрацією 0,6-1,6∙10-4 м 
[102]. Зміна температури процесу з 25 до 450С призводить до збільшення 
адсорбції хрому з 34 до 65 %, а адсорбція хрому (VI) збільшується зі 
зменшенням рН. При рН 2, температурі стоків 250С і вихідною концентрацією 
0,2∙10- 4 м спостерігається його 100%-е вилучення. 
Природний доломіт, важкорозчинний у воді, за складом СаМg (СО3)2 
застосовують для очищення стічних вод від катіонів міді та свинцю [103]. 
Вступаючи з ними в хімічну реакцію, він утворює такі важкорозчинні 
сполуки: Cu2(OH)2CO3; СuСO3; Рb2(ОН)2СO3 і РbСO3. Очищають в 
доломітових фільтрах в динамічних і статистичних (порошкоподібний 
доломіт) умовах. При цьому стічна вода повинна мати кислу реакцію і при 
контакті з доломітом нейтралізуватися. У шаруватих сорбентів з жорсткою 
структурою (каолініт, тальк, гідрослюда) активна поверхня обумовлена 
перехідно- і макропористими просторами між мікрокристалами силікатів. 
Площа поверхні каолініту ~ 90 м2/г. Шарувато-стрічкові мінерали 
(полигорскіт і сепіоліт) мають структуру з мікропорами (dеф = 0,37-1,1нм) і 
ефективні при сорбції високомолекулярних сполук. 
Ці мінерали мають негативно заряджений 3-вимірний алюмосилікатний 
каркас із строго правильною тетраедричною структурою. У зазорах каркаса 
знаходяться гідратовані позитивні іони лужних металів, що компенсують 
заряд каркаса, і молекули води. При нагріванні цеолітів з них виділяється 
вода і утворюються адсорбційні порожнини, які з’єднані між собою та із 
зовнішнім простором невеликими віконними входами. З цієї причини цеоліти 
сорбують лише молекули речовин, критичний розмір яких менший за 
ефективний розмір вхідного вікна, тому цеоліти називають молекулярними 
ситами. Загальна структура цеоліту показана на рисунку 3.4 
Рисунок 3.4 -  Загальна структура цеоліту 
 
Природні цеоліти – нестехіометричні сполуки, їх зміст змінюється в 
широких межах, утворюючи ряди твердих розчинів. Кристалічні структури 
цеолітів складаються з тетраедрів [SiO ]4-
4  і [AlO ]5-
4 , з’єднаних вершинами в 
ажурні каркаси, в порожнинах і каналах яких знаходяться катіони і молекули 
H2О. 
Найбільш поширені природні цеоліти: клиноптилоліт (К2Na2Ca)3 
[Al6Si30О72] • 20H2О, гейландит (Na,К)Ca4[Al9Si27О72] • 24H2О, філіпсит 
К2(Ca0, 5Na) 4 [Al6Si10O32] • 12H2О, ломонтит Ca4[Al8Si16O48] • 16H2О, морденіт 
(Na2К2Ca)4 [Al8Si40 О96] • 28H2О, еріоніт NaK2Mg, Ca1, 5 [Al8Si28О72] • 28H2О, 
шабазит (Ca,Na2)2 [Al4Si8O24] • 12H2О, фер’єрит (Na, К) Mg2Ca0,5[Al8Si30О72] 
• 20H2О, анальцим. Для промислового використання пригодні анальцим, 
стильбіт, шабазит, ломонтит, філіпсит, клиноптилоліт, морденіт та еріоніт 
[104]. 
Штучні цеоліти нараховують більше 100 структурних видів, більшість 
яких не мають природних аналогів. Отримують їх у вигляді 
мікрокристалічних агрегатів з високоактивних реакційних сумішей (гелів і 
інших аморфних речовин) при температурах не вище 2000С. 
Для отримання міцних та водостійких фільтруючих матеріалів з 
природних цеолітів їх нагрівають в печах з хлоридом і карбонатом натрію 
при 10000С. Якщо нагрівання вести швидко, то вони спучуються, в результаті 
чого обсяг і пористість цеолітів збільшується в 5-20 разів. Обробка поверхні 
цеолітів кремнійорганічними сполуками робить її гідрофобною, що покращує 
сорбцію нафти з води [105]. 
Пориста відкрита мікроструктура цеолітів забезпечує адсорбційні і 
іонообмінні властивості. Зневоднені шляхом нагрівання цеоліти 
набувають здатність адсорбувати молекули різних речовин з газів і рідкої 
фази (адсорбційні властивості). У цьому випадку адсорбуються лише ті 
молекули, які не перевищують ефективного діаметра каналів, що 
з’єднують внутрішньокристалічні порожнини (властивості молекулярного 
сита). Величина адсорбції на цеолітах, особливо полярних речовинах, 
значною мірою визначається дипольною взаємодією молекул адсорбованої 
речовини з катіонами, а тому крім іонного радіусу катіона, заряд і природа 
катіону, його поляризація та положення в іонному каркасі буде важливим. 
Адсорбційні властивості природних цеолітів у цьому випадку 
визначаються наявністю 2 типів пір, представлених мікропорами та 
мезопорами (вторинна пористість). Мікропористість визначається 
мінеральним типом цеолітної фази, точніше структурою та геометрією 
кристалічної решітки загального типу цеоліту. Мезопористість (вторинна 
пористість) головним чином залежить від структурних і текстурних 
характеристик цеолітів, а також від кількості та природи присутніх 
нецеолітних домішок. Ці домішки можуть певною мірою екранувати 
поверхню мікрокристалітів цеоліту, запобігати прояву адсорбційної 
здатності та знижувати адсорбційну здатність. 
Іонообмінні властивості цеолітів визначаються мінеральною 
формою та складом цеоліту, а також типами та співвідношеннями 
обмінних катіонів у ньому [106]. 
Промислова цінність цеолітів визначається в основному наявністю 
унікальних іонно-молекулярних сит і каталітичними властивостями, 
зумовленими кристалохімічними характеристиками цеолітів; їх здатність до 
катіонного обміну, втрати та поглинання води та інших молекул без 
руйнування структурного каркаса. Особливе значення мають природні 
(кліноптилоліт, морденіт) і штучні висококремністі цеоліти, а також їх 
модифіковані форми, отримані введенням у структуру цеолітів катіонів I-VIII 
груп. Зневоднені цеоліти є високоактивними сорбентами великої ємності (до 
50% вільного об’єму). Цеоліти використовують для видалення на 
підприємствах з відведених газів SO2, H2S, NOx; очищення води від іонів 
амонію, токсичних (Pb, Hg, Ti) і радіоактивних металів (Sr, Cs); в грунтах – 
для вилучення іонів радіоактивних ізотопів Sr і Cs. Природні цеоліти 
України (морденіт з м. Хуст та ін.) можуть застосовуватися для очищення 
природних і стічних вод від радіонуклідів [93]. 
Таким чином, використання глиняних матеріалів дозволяє з високою 
ефективністю вилучати з промислових стічних вод широкий спектр іонів 
металів: нікелю – до 96%, міді – 90%, заліза – 96,7%, хрому – 95% тощо. 
Крім того, використання глини як сорбенту при очищенні стічних вод 
дозволяє значно знизити концентрації зважених речовин, BSC5, 
амонійного азоту тощо. Використання глини значно прискорює роботу 
очисних споруд на інших етапах очищення та знижує навантаження на 
мікроорганізми для очищення стічних вод в аеротенках. 
Деякі глини досить активні в природному стані, але більшість з них 
слід активувати хімічно або термічно, щоб збільшити і регулювати їх 
пористу структуру, змінити хімічну природу поверхні. Опоки і трепел 
пропікають при 1000°С із хлоридом і карбонатом натрію; прокалені мінерали 
не набухають у воді. Бентоніти та клиноптилоліти обробляють 20%-ми 
розчинами сірчаною чи соляною кислотами для часткового видалення окисів 
магнію, кальцію, алюмінію, заліза. Подібна обробка підвищує активну площу 
поверхні в 2-4 рази, хоча при цьому в 2-4 рази збільшується і середній 
ефективний розмір пор сорбенту. Кислі властивості поверхні активованих 
глин сприяють хемосорбції на них азот- , сірко- і кисневмісних сполук [107-
108]. 
Порівнюючи ціни на ряд загальноприйнятих природних адсорбентів, 
глини виявляються найдешевшими (таблиця 3.1). 
Таблиця 3.1 -  Вартість природних адсорбентів 
 
Таким чином, перевагами глинистих матеріалів як сорбентів важких 
металів зі стічних вод серед інших природних екологічно чистих матеріалів 
на промислових підприємствах є: велика питома поверхня, хімічна та 
механічна стійкість, висока катіонообмінна та сорбційна здатність, 
дешевизна, висока поширеність в Україні. 
 
4 РОЗРОБКА ТЕХНОЛОГІЧНОЇ СХЕМИ 
 
Технологічні процеси очищення в промислових масштабах можуть 
проводити або в апаратах з механічним або пневматичним 
перемішуванням (в ідеалі це апарати ідеального перемішування), або в 
апаратах колонного типу із закріпленим кулькою-адсорбентом (пристрої 
ідеального перемішування). Для забезпечення належного стану 
навколишнього середовища необхідно розробляти нові технології очищення 
стічних вод. 
Низький ступінь видалення забруднень з важких стічних вод 
металів, є наслідком низької ефективності діючих очисних споруд [9, 
15]. Необхідність стабілізації утворених відкладень вимагає додаткових 
витрат. Необхідність розробки нових технологій очищення стічних вод 
обґрунтовується також зміною характеру та фазово-дисперсного стану 
забруднення стічних вод важкими металами. Адсорбційні технології широко 
використовуються в очисній промисловості [9, 19]. 
Процеси поглинання розглядають поглинання компонента в статичних 
і 
динамічні умови. Дослідження динаміки дозволяє встановити розподіл 
сорбованого компонента в рідкому середовищі та адсорбенту в просторі та 
час. На основі динаміки сорбції визначається час досягнення явища 
«витікання», тобто концентрації речовини на виході з шару адсорбенту, яка є 
неприпустимі для скидання стічних вод у природні водойми. Це 
необхідно для забезпечення ефективної роботи обладнання та забезпечення 
необхідного ступеня очищення стічних вод. 
Запропонована мною технологія адсорбційної очистки стічних вод, 
містить важкі метали, використання природного сорбенту дозволяє 
вирішує проблему зниження агресивності середовища, має низьке 
енергоспоживання, і може бути реалізовано в широкому діапазоні змін 
складу 
стічні води. 
 
Попередні дослідження вивчали адсорбційні властивості цеоліту 
Закарпатського родовища на основі кліноптилоліту щодо іонів Cu (II) та Cr 
(VI). Встановлено, що ізотерма адсорбції має s-подібний вигляд і відноситься 
до ізотерми II типу. Встановлено, що після утворення мономолекулярного 
адсорбційного шару адсорбція продовжується. Це призводить до появи 
димолекулярного шару. 
Досліджено сумісне поглинання іонів міді (II) та хрому (VI) в аніонній 
формі на природному цеоліті та визначено його адсорбційну здатність при їх 
спільному поглинанні. Існує значна різниця в їх сорбційній здатності, яка 
значно вища для катіонів міді, ніж для аніонної форми хрому [108]. 
Досліджено елементний склад поверхні сорбенту рентгено-флюоресцентним 
методом після поглинання важких металів з двокомпонентної системи, що 
містить іони Cu2+ та Cr3+. Теоретично обґрунтовано механізм сорбційного 
вилучення купруму та хрому з розчину. 
Встановлено, що на вибірковість вилучення металу впливає радіус 
елемента і розчинність його гідроксидів. Розраховано умови осадження 
гідроксидів відповідних металів та побудовано логарифмічну діаграму 
складу двокомпонентної системи залежно від рН. Мета цієї частини 
робота полягала в дослідженні динаміки адсорбції іонів міді та хрому 
природним цеолітом, визначення природи вихідних кривих різної довжини. 
шару цеоліту та математично описати вихідні криві за допомогою 
наближеного методу, заснованого на використанні експоненціальної 
залежності початкової концентрації для короткого шару. 
Роботу проводили на установці колонного типу Рисунок 2.6 з висотою шару 
цеоліту 2, 5 і 7 см. Концентрація вихідного розчину становила 0,002 кг/дм3. 
Визначення концентрації іонів міді та хрому проводили 
спектрофотометрично за стандартною методикою, описаною в розділі 2. 
Дослідження сорбції іонів міді та хрому природним цеолітом у динамічних 
умовах проводили в апараті колонкового типу. Розчин подавали зверху 
колони, пропускали через шар адсорбенту різної висоти і збирали в приймач 
очищеної води. Опис експериментальної установки наведено у другому 
розділі роботи. Вимірювання об’єму рідини проводили з часом і 
з певної порції рідини відбирали проби для визначення концентрації іонів 
міді та хрому. Початкові криві для різної висоти шару цеоліту наведені на 
рисунку 4.1 та рисунку 4.2. 
 
 
 
З приведених даних видно, що в умовах даного гідродинамічного 
режиму процесу адсорбції іонів купруму та хрому на цеоліті має місце 
змішанодифузійний механізм адсорбції. При недостатній висоті шару 
сорбенту навіть за умови витрати розчину 3 см3/хв спостерігається проскок 
незначних кількостей забрудника вже з перших хвилин експерименту. Тому 
мінімальна висота шару сорбента повинна становити не менше 5 см. 
Кількість іонів купруму та хрому, яка затримана у колонці, відповідає площі 
під кривою проскоку у координатах С–t і була розрахована чисельним 
інтегруванням. За початкової концентрації іонів купруму та хрому 0,015 
кг/м3 побудована початкова крива адсорбції іонів купруму та хрому в 
динамічних умовах, що адсорбуються на фільтрувальному матеріалі з 
адсорбентом при Z=2 cм (рисунок  4.3 та рисунок  4.4) 
Отримані результати експериментальних досліджень дають змогу 
визначити коефіцієнти процесу сорбції іонів купруму та хрому в апараті 
колонного типу. Досліджено процес сорбції іонів купруму та хрому цеолітом 
та обґрунтовано параметри адсорбційної колони.  
Принципова схема поглинання та розділення суміші важких металів за 
їх різної сорбційної здатності. 
 
4.1. Принципова схема поглинання та розділення суміші важких 
металів 
 
Наші результати щодо сорбційної здатності окремих іонів міді та 
хрому, а також їх комбінованої адсорбції свідчать про можливість їх 
тільки абсорбція з метою очищення стічних вод, а також для 
можливості їх хроматографічного розділення. Як відомо, цей метод 
використовується в основному для аналітичних цілей, виділення окремих 
компонентів і їх визначення як кількісно, так і якісно. Наше дослідження 
вказує на можливість хроматографічного розділення суміші іонів міді та 
хрому з використанням природного цеоліту в установках із нерухомим 
шаром цього сорбенту. Дослідження дозволяють запропонувати принципову 
технологічну схему такого процесу, який для безперервної очистки стічних 
вод має складатися з двох адсорберів. Інші методи використання цих 
компонентів можуть бути засновані на технологіях, які були розроблені та 
описані в літературі. 
Запропонована принципова технологічна схема представлена на 
рисунку 4.5. Установка складається з чотирьох пар адсорберів 1 і 2 і 3 і 4, 
встановлених попарно, заповнених природним цеолітом. Насос 5 стічних вод 
подається для очищення на адсорбери. Його розподіл на адсорбери 
здійснюється за допомогою кранів 6а і 6б. 
Розглянемо випадок, коли стічні води подають на перший адсорбер. 
Клапан 6b в цьому випадку закритий. Відкриється кран 7а, через який буде 
виходити очищена від іонів міді та хрому вода. Після того, як фронт досягає 
руху концентрації іонів хрому нижнього шару адсорбенту і спостерігає 
явище витоку через хром, клапан 7a закривається і клапан 8a відкривається. 
Розчин, що містить тільки іони хрому, направляється в адсорбер 3, де 
відбувається адсорбція іонів хрому, а очищена вода виводиться назовні 
краном 10а. Коли десорбція іонів хрому в адсорбері закінчується і іони міді 
починають виходити на виході, крани 6а і 8а закриваються. Стічні води 
переводять у колону 2 відповідно. Крани 6б і 7б відкриваються і очищені 
стічні води випускаються. Цикл продовжують, як і в попередній колонці 1. 
Адсорбовані цеолітом мідь і хром можна виділити з адсорбенту шляхом 
десорбції. Регенерований цеоліт можна повторно включити в цикл 
поглинання важких металів. Запропонована технологія не тільки виконає 
екологічне завдання, а саме очищення стічних вод від важких металів, а й 
використання цієї технології дозволить регенерувати важкі метали, які знову 
можуть бути включені в технологічний процес гальванічного виробництва. 
 
 
1 - 4 – колонки з природним цеолітом; 5 – насос подачі стічної води; 
6а,б – регулювальні крани поперемінної подачі стічної води в апарат; 7а,б; 
10а,б - крани виведення очищеної води; 8а,б - крани виведення води після 
адсорбції з сполуками хрому; 9а,б - крани періодичної подачі розчину, що 
подається для регенерації сорбенту і витісняє з шару цеоліту адсорбовані 
сполуки купруму; 11а,б – крани періодичної подачі розчину, що подається 
для регенерації сорбенту і витісняє з шару цеоліту адсорбовані сполуки 
хрому; 12а,б – крани періодичного виведення заадсорбованих сполук 
купруму, що утворюються після регенерації сорбенту; 13а,б – крани 
періодичного виведення заадсорбованих сполук хрому, що утворюються 
після регенерації сорбенту. 
 
Рисунок 4.5 – Принципова технологічна схема очищення стічних вод 
від іонів купруму та хрому 
 
4.1.1 Використання відпрацьованого сорбенту.  
Відпрацьований цеоліт, може бути регенерований методом десорбції. У 
колону може подаватись розчин солі або кислоти, який витіснить купрум, 
хром з цеоліту, згідно з реакцією:  
 
Cu ≡ Ceol + 2NaCl = 2Na – Ceol + CuCl2 
Cr ≡ Ceol + 3NaCl = 3Na – Ceol + CrCl3 
 
Вартість природних дисперсних сорбентів невелика, планувати 
регенерацію відпрацьованих сорбентів недоцільно, оскільки вартість 
регенерації буде на порядок вищою за вартість нового сорбенту. Оскільки 
необхідною умовою для утилізації відпрацьованих сорбентів є запобігання 
процесу десорбції, слід зазначити, що поглинання іонів важких металів 
кліноптилолітом є необоротним і тому не відбувається вилуговування. 
від землі. Крім того, щоб провести процес десорбції, потрібен 
концентрований розчин солі або кислоти, що малоймовірно в природних 
умовах. 
Тому, враховуючи вищевикладене, відпрацьований цеоліт, який 
вичерпується 
його сорбційні та іонообмінні властивості та насичений важкими 
металами, а саме міддю і хромом, або тільки міддю чи тільки хромом, можна 
використовувати як компонент у дорожньому та промисловому будівництві. 
В крайньому випадку, не категорично, для карстових порожнин можна 
використовувати відпрацьований цеоліт, який містить адсорбовані іони 
важких металів. Одним із перспективних напрямів використання 
відпрацьованого цеоліту є його використання при послідовній сорбції 
(рисунок 4.6). 
Адсорбція міді є першою стадією послідовного процесу сорбції. Таким 
чином, цей метод забезпечує не тільки хроматографічне розділення іонів міді 
та хрому та очищення стічних вод від іонів Cu, наприклад, у гальванічному 
виробництві, але й дозволяє модифікувати структуру цеоліту. 
 
Рисунок 4.6 – Схема послідовної адсорбції  
 
Вдало підібраний модифікатор дозволить послідовно провести другу 
стадію сорбції, що забезпечує утилізацію сорбенту після І стадії сорбції.  
Встановлено, що поглинання фосфатів відбувається за механізмом 
хемосорбції після співосадження вивільнених за рахунок іонного обміну 
катіона фосфатної солі на обмінні катіони цеоліту – Ca2+ та Mg2+, за 
схемою: 
Ceol(Na+)n + nMe2+ → CL(Me2+)+n + (Na+); 
Ceol(Me2+)+n + nH2PO4- → CL(MeH2PO4)n. 
 
Для відновлення сорбційних властивостей цеоліту необхідною умовою є 
регенерація сорбенту. Завантаження адсорбційної колони, що вичерпало 
обмінну здатність, можна регенерувати 10 % розчином NH4OH. Після цього 
сорбент можна повторно використовувати для очищення стічних вод 
гальванічних цехів, а розчинні фосфати можуть утилізуватись, наприклад, 
для сільськогосподарських потреб.  
 
4.2 Технологічна схема очищення стічних вод від іонів важких металів 
 
Стічна вода поступає на грати (1), де відбувається очищення від 
  
 
Н1-6 – насоси; 1, 14 – грати; 2 – пісковловлювач; 3 – флотатор; 4 – фільтр 
зпіщаним і керамзитовим завантаженням; 5 – резервуар фільтрованої води;  
6 – повітродувка; 7 – адсорбер з цеолітовим завантаженням; 8, 20 – змішувачі 
реагентів; 10 – резервуар з рідким хлором; 11 – контактний резервуар;  12 –  
резервуар для збору промивної води фільтрів; 13 – осадоущільнувач;  15 – 
центрифуга; 16 – транспортер; 17 – бункер осаду; 18 – резервуар для NH4OH; 
19 – бак їдкого натрію; 21 – відстійник; 22 – гладильня; 23 – абсорбер; 24 – 
бункер з водою. Середовища в трубопроводі: 1-1 – вихідна вода на 
очищення; 1-2 – вода після очищення на скидання або повторне 
використання; 1-3 – вода; 2-1 – мулова вода; 3-1 – ущільнений осад; 4-1 – не 
ущільнений осад; 5-1– NН4OH; 6-1 – NаOH; 7-1 – аміачна вода; 9-1 – Cl; 10-1 
– осад; 11-1 –повітря 
 
Рисунок 4.7 – Технологічна схема очищення стічної води 
грубодисперсних частинок розмірами 1∙10-2м. У цілях захисту тонкошарових 
відстійників та завантаження фільтрів від кольматації крупними частинками 
грати запроектовані в два послідовні ступені. На першому ступені 
встановлені вертикальні грати з прозорами 16мм, на другому ступені - 
самоскидаючі струнні грати з прозорами 10мм. Потім у тангенціальному 
пісковловлювачі (2) вода очищається від дрібнодисперсних частинок 
розмірами 1∙10-3 – 1∙10-5м.  
Після попереднього видалення частинок, які осідають в полі сил 
гравітації передбачається флотація у флотаційному апараті (3) Даний метод 
дає змогу очистити стічну воду від частинок розмірами 1∙10-5 – 1∙10-7 м, що 
здійснюється за допомогою повітря, яке подається із повітродувки (6). 
Штучно створений в рідкому середовищі висхідний потік газових пухирців 
захоплює і відносить з собою до поверхні рідини частинки жиру, суспензії, 
утворюючи шар піни.  
Піна видаляється з поверхні рідини на подальшу обробку. Проведені 
дослідження показали, що цей метод дає ефект очищення від жирів 90-95%, 
від залежних речових 90-96 %. Стічні води в процесі освітлення звільняються 
не тільки від осідаючих залежних частин, але і від колоїдних забруднень, а 
також від частин розчинних органічних забруднень. 
З флотатора вода за допомогою насоса Н1 подається на фільтри з піщаним 
завантаженням, який призначений для утримання пластівців та залишкових 
забруднень. Напрям фільтрації - з низу до верху, промивка фільтрів - 
водоповітряна. Очищення стоків від розчинених органічних сполук 
передбачене на фільтрах з керамзитовими завантаженнями (4).  
Завантаження аеробних умов і стійкої біологічної плівки стічну воду 
насичують повітрям за допомогою повітродувки (6) шляхом аерації 
верхнього шару води над завантаженням. Система аерації виконана труба з 
поліетиленових з отворами, направленими вгору. Після фільтрів із 
завантаженням води самопливом поступає в резервуар фільтрованої води 
(5).Для зниження концентрації іонів важких металів вода самопливом 
поступає в адсорбер (7), завантажений ціолітом. Розмір фракції 
роздробленого цеоліту повинен бути 1-2 мм. Швидкість фільтрування – 5 
м3/год.; висота шару завантаження – 1,5 м. Тривалість роботи фільтрів до 
виведення на регенерацію рівна 5–7 діб. Фільтрація здійснюється зверху 
вниз. 
Дезінфекція очищеної води передбачена рідким хлором. Розрахункова 
доза активного хлору – 3 г/м3. Хлорна вода подається з резервуару (10) і 
через витратні резервуари (9) в змішувач (8). Знезараження проходить 20хв. 
 Вода надходить у контактний резервуар і може бути скинута в 
резервуар або повторно використана для промислових цілей. Під час роботи 
адсорбційної установки, включеної в технологічну схему, активні центри 
цеоліту насичуються іонами важких металів, що призводить до насичення 
забруднювачами. Для відновлення сорбційних властивостей цеоліту його 
замінюють на новий або модифікують і використовують для поглинання 
фосфатів, як описано вище. 
Завантаження змінних іонообмінних фільтрів регенерують 10% 
розчином NH4OH, пропускаючи його двічі через завантажувальний шар 
насосом Н5, після чого сорбент можна повторно використовувати для 
очищення стічних вод гальванічних установок, а розчинні фосфати 
утилізувати, наприклад, для потреб g. 
Приготування розчину NH4OH проводять у баку (18). Перед 
регенерацією навантаження фільтра розпушується зворотним потоком води, 
а після регенерації промивається фільтрованою водою, що подається з бака 
(25) насосом Н6. Для відновлення і повторного використання 
відпрацьованого регенераційного розчину його підлужують каустичною 
содою (NaOH), яка надходить з резервуара (19) у змішувач (20) для 
змішування і подається в відстійник регенераційного шламу (21). Із 
змішувача розчин H4OH за допомогою H4 подається на решітку (14), де з 
нього виділяється осад карбонату кальцію, Mg (OH) 2 і Cu (OH) 2, який 
подається на центрифуги ( 15) для переробки разом з осадом з осаджувача. ). 
Пісок з ущільнювача піску ерліфтами подається в бункер для піску. Осад із 
згущувача шламу зневоднюється на центрифугах і подається в бункер (16). 
Відстояний сольовий розчин подається в охолоджувач вентилятора (22), де з 
нього видаляється аміак. Розчин без аміаку повторно використовується для 
регенерації завантаження кліноптилоліту, а аміак поглинається водою в 
абсорбері (23). Аміачна вода збирається в бункер (24) і, при необхідності, 
подається в (18) для приготування регенераційного розчину. 
Таким чином, запропоновано розроблену  технологічну схему 
очищення промислових стічних вод від іонів важких металів, яка складається 
із наступних стадій:  
- очищення стічних вод від грубо- та дрібнодисперсних частинок;  
          - флотація з подальшим фільтруванням колоїдних розчинів і адсорбція 
йонів важких металів; 
- знезараження очищеної води; переробка осаду, що є побічним 
продуктом даного технологічного процесу.  
Крім того, в технологічному процесі передбачено стадії регенерації 
відпрацьованих сорбентів. 
В таблиці 4.1 представлено показники стічної води які потрапляють на 
очисні споруди 
У промислових масштабах процес адсорбції відбувається у апаратах 
колонного типу, у яких зміна концентрації є функцією висоти апарату і часу 
адсорбції. 
В таблиці 4.2 представлено показники стічної води після очищення . 
 
Таблиця 4.1 – Характеристика стічних вод, які потрапляють на очисні  
споруди  
 
 Таблиця 4.2 – Характеристика стічних вод після очищення 
 
6 ЕКОНОМІЧНІ РОЗРАХУНКИ 
 
У природні водойми (моря, озера, річки, водосховища) з промисловими 
стічними водами надходить значна кількість іонів важких металів, які стають 
значною перешкодою для життя мікробіонтів. 
Важкі метали надходять у стічні води кольорової металургії, 
електронної та радіопромислової промисловості, а також з усіх галузей, де 
використовується гальванографія. 
 Стічні води можуть містити один компонент, але дуже часто більше. 
Серед різноманітних методів очищення, що забезпечують високий рівень 
очищення стічних вод, широко використовуються сорбційні методи з 
використанням природних сорбентів, які характеризуються дешевизною та 
високою ефективністю. Особлива увага приділяється природним цеолітам, 
запаси яких в Україні оцінюються в мільйони тонн. Використання природних 
цеолітів для адсорбції важких металів дозволяє не тільки очищати стічні 
води, але в багатьох випадках робить їх модифікованими адсорбентами, які 
можна використовувати для адсорбції інших шкідливих забруднювачів. 
Метою роботи є дослідження методів підвищення екологічної безпеки 
водних об’єктів шляхом нейтралізації забруднення стічних вод важкими 
металами за допомогою природних сорбентів. Для досягнення поставленої 
мети необхідно вирішити такі завдання: оцінити вплив на водойми важких 
металів, а саме міді та хрому, та визначити методи їх знешкодження; 
розробити науково обґрунтований метод вибору природного цеоліту для 
очищення стічних вод від важких металів за умови їх єдиної та сумісної 
присутності; дослідити гранулометричний склад природного цеоліту та на 
його основі визначити середній діаметр зерна адсорбенту; встановити 
адсорбційну здатність природного цеоліту щодо іонів міді та хрому в 
катіонній та аніонній формі та описати їх ізотерми за допомогою графічних 
залежностей; визначити кінетичний механізм поглинання іонів міді та хрому 
та встановити кінетичні коефіцієнти швидкості сорбції; дослідити динаміку 
поглинання окремих катіонів важких металів у нерухомому шарі цеоліту та 
їх сукупне поглинання; розробити технологічну схему очищення стічних вод 
від іонів важких металів, а також використання відпрацьованих сорбентів для 
інших послідовних процесів очищення стічних вод від забруднень. 
Вартість впровадження методики очищення стічних вод буде залежати 
від виду технологічного устаткування, наявності реагентів, реактивів та 
матеріалів, наявності комунікацій і т.д. 
Відповідно розрахунки прибутку та витрат можуть бути виконані після 
визначення потужності виробництва, виконання проекту, визначення 
вартості обладнання, сировини, монтажу і т.д. Розрахунок проводився на 
основі методики досліду за отриманими дослідними даними. Режим роботи 
лабораторії є перервним, має 1 робочу зміну на добу, тривалість (зміни) 
робочого дня складає 8 годин. 
 
6.1 Кошторис на виконання науково-дослідної роботи 
 
Таблиця 6.1 – Зведена таблиця витрат на виконання науково-дослідної роботи 
 
 6.2 Розрахунок витрат на проведення науково-дослідної роботи 
 
 
6.2.1 Матеріали, комплектуючі вироби, реактиви 
 
 
 До витрат цієї статі належать вартість основних комплектуючих виробів, 
напівфабрикатів. Реагентів та матеріалів з урахуванням транспортно- 
заготівельних витрат, а також вартість матеріалів, що необхідні для 
виготовлення макетів зразків та додаткових матеріалів, що використовуються 
для виконання науково-дослідної роботи. 
Розміри витрат визначаються методом прямого розрахунку за формулою: 
 
    
                                            Cm=∑ Umi Qmi                                                             
(6.1) 
  
 
де Umi – ціна і-го матеріалу з урахуванням транспортних та 
заготівельних витрат, грн.; 
Qmi – кількість і-го компоненту, необхідного для виконання НДР, од.. 
 
Потрібність в матеріальних ресурсах визначається на основі матеріальної 
специфікації, ціна матеріальних ресурсів визначається по відповідним 
прейскурантам. Транспортно-заготівельні витрати приймаються рівними 2-5% 
від вартості придбання. Результати розрахунків зводяться в таблиці 6.2. 
 
 
 
Таблиця 6.2 – Витрати на основі матеріали, реактиви та 
комплектуючі вироби 
 
Найменування Одиниці Вартість за Кількі Загальна 
виміру одиницю сть вартість 
Колба мірна 25 см3 шт. 26,40 1 26,40 
Колба мірна 50 см3 шт. 30,00 3 90,00 
Циліндр мірний 300 см3 шт. 170,00 1 170,00 
Стакан лабораторний 100 см3 шт. 46,40 2 92,8 
Піпетка лабораторна 25 см3 шт. 29,4 2 58,8 
Піпетка лабораторна 5 см3 шт. 22,00 1 22,00 
Піпетка лабораторна 2 см3 шт. 20,00 1 20,00 
Груша маленька лабораторна шт. 10,56 1 10,56 
Розчин амоніаку дм3 100,00 0,100 10,00 
Синтетичний цеоліт марки СаА кг160,0 0 0,5 80,00  
Купруму сульфат кг255,0 0 0,01 2,55  
Хрому нітрат кг87,00 0,02 1,74  
цеоліт Сокирницького кг56,00 1 56,00  
родовища 
Натрію гідроксид кг69,00 0,1 6,9  
Хлоридна кислота (конц.)дм 3 55,00 0,05 2,75 
Дихромат калію кг230,0 0 0,01 2,3  
Дистильована вода дм3 100,00 2 200,00 
Разом    852,8 
 
 
6.2.2 Спеціальне обладнання 
 
До витрат цієї статті належать витрати на придбання приладів, 
установок та іншого обладнання для виконання науково-дослідної роботи. 
Вартість приладів та обладнання довгострокового використання 
враховують в вигляді амортизаційних відрахувань. При розрахункові останніх 
коректуються фактичний строк використання обладнання при виконанні НДР. 
Вартість спеціально створюваного обладнання та установок визначається по 
наступним статтям: 
 
-складові матеріали та напівфабрикати; 
-покупні вироби; 
-основана та додаткова заробітна плата виробників з начисленням на 
соціальне страхування; 
-накладні витрати. 
В загальному випадку витрати на експлуатацію обладнання можуть 
бути визначені за наступною формулою: 
 
m 
                         Kоб. =∑ Цобi.⋅Qобi.⋅Kдост.i=1 ,                 (6.2) 
                                          і 
           де Ц – ціна і-го обладнання із амортизаційними відрахуваннями;  
Qоб. – кількість і-го обладнання, шт.; 
Кдост. – коефіцієнт, який враховує витрати на доставку та монтажне 
обладнання, рівний 1,15. 
 
Таблиця 6.3 – Вартість основного обладнання 
 
 Кіль Вартість заЗ агальна Відсоток Сума 
Найменування кість одиницю, вартість амортиза амортиз., 
грн. ції грн. 
Прецизійні терези 1 7020,00 7020,00 15 1053,00 
марки KERN КВ 
Дистилятор 13 2310,00 2310,00 15 346,50 
Іономір И-160МИ1 1 12400,00 12400,00 15 1860,00 
 
15 
Спектрофотометр 1 35029,37 35029,37 15 5254,41 
Ulab102 
Терези аналітичні 1 27251,13 27251,13 15 4087,67 
РА 114 
Разом 5 84010,5 84010,5 15 12601,57 
 
 
6.2.3 Основна і додаткова заробітна плата 
 
До витрат цієї статті належать плановий фонд заробітної плати наданого 
та інженерно-технічного персоналу, який займається науково-дослідною 
роботою: 
                                                         Зод. =Зт +З п +З д           ,                                            (6.3) 
 
 де З т – тарифний фонд зарплати працівників (по окладам та розцінкам 
для погодинників та віддільників відповідно), грн.; 
Зп – премії з фонду зарплати (складають 20-30% від Зт),грн.; 
Зд – додаткова зарплата (оплата очередних та додаткових відпусток, 
виконання державних та громадських обов’язків складає 10-15% від суми З т Зп), 
грн. 
 
Таблиця 6.4 – Розрахунки штату і фонду заробітної плати 
 
Зт=M⋅t⋅∑ Qд  ,                                         (6.4) 
 
де М – кількість місяців фактично вироблених в рокові, міс.; t – строк 
дії господарсько-договірної теми; 
∑ Qд  – сума посадових місячних окладів співробітників відповідно 
штатного регламенту. 
Науково-дослідна робота проводилась протягом двох місяців. 
Тарифний фонд зарплати за місяць складає 14800 грн. 
Тоді за два місяці: 
 
                                Зт=14800⋅2=29600 грн. 
Відрахування на премії з фонду заробітної плати приймаються рівними 
20% від тарифного фонду заробітної плати: 
                                                         Зп=Зт⋅0,20                                   (6.5) 
 
Премії з фонду заробітної плати : 
 
 
Зп=29600⋅0,20=5920,00грн. 
 
Відрахування на додаткову заробітну плату приймаються рівними 15% 
від суми (Зт+Зп). Додаткова заробітна плата становить: 
 
                                          З      
д =    Q ⋅∑(Зт+Зп).                                          (6.6) 
                                                         100 
                                                                 
15 
                                 З      
д =    ⋅∑ (5920+29600)=5328 грн. 
                                                      100 
 
                                                 Зoд=29600+5920+5328=400848 грн. 
 
Плановий фонд заробітної плати персоналу, який займається науково- 
дослідною роботою становить 400848 грн. 
 
6.2.4 Відрахування на соцстрахування 
 
 
До витрат цієї статті належать витрати на відрахування на соціальне 
страхування із суми основних та додаткової заробітної плати. Норматив 
відрахувань на соціальне страхування приймається за даними базового 
підприємства або рівним 7-15% від суми основної та додаткової заробітної 
плати науково-виробничого персоналу. 
Відрахування на соцстрахування визначається за формулою: 
Bc 
Зот=Зoд⋅_ 
100 ,                             (6.7) 
   
 де   Зод – основна та додаткова заробітна плата наукового персоналу, грн.;  
        Вс – відрахування на соцстрахування становить 7%. 
Отже, відрахування на соцстрахування становлять: 
 
 
  
З от=40848_7__ = 2859,36 грн. 
                                                                  100 
  
 6.2.5 Витрати на наукові та виробничі відрядження 
 
 
Витрати на наукові та виробничі відрядження включають всі витрати 
по відрядженням (добові,квартирні, транспортні і т.д.) пов’язані з даною 
НДР. Розрахунок цих витрат виконується методом прямого розрахунку (за 
переліком командировок) або вони приймаються рівними 8-10% від суми 
основної та додаткової заробітної плати науково-виробничого персоналу. 
По даній науково-дослідній роботі приймаються затрати на 
відрядження рівними 10% від суми основної та додаткової заробітної плати. 
 
                                                Cком=Зoд⋅0,1                          
.(6.8) 
 
Отже, витрати на наукові та виробничі відрядження становлять: 
 
 
                                                  Cком=400848⋅0,1=40,084,8,2грн 
 
 Накладні витрати 
 
До накладних витрат належать зарплата адміністрації та господарського 
персоналу, витрати на охорону праці, ремонт, опалення, освітлення, 
водопостачання та інші витрати. 
 
6.2.6 Визначення потреби в електроенергії  
 
Визначення потреби в електроенергії  проводиться окремо по 
конкретному виду обладнання. Вартість однієї кВт/год електроенергії 
визначається на основі діючих прейскурантів – тарифів на електроенергію в 
залежності від регіону. 
 
Потреба в силовій електроенергії визначається за формулою: 
 
                                                   Есил  = N⋅Т⋅K⋅Kф ,                                         
(6.9) 
  
 де N – потужність використованого обладнання, кВт ; 
  Т – час роботи обладнання, год/рік; 
   К – коефіцієнт навантаження на обладнання за потужністю,    
К=0,7; Кф – коефіцієнт, який враховує косинус фі,  
    Кф=0,95. 
Тоді: 
 
Есил=  3⋅112⋅0,7⋅0,95 = 223,44 кВт/год 
 
 
Розрахунок проведений на період виконання НДР – 2- місяця. Потреба 
в електроенергії для освітлення визначається за формулою: 
Т⋅S⋅a⋅1,02⋅1,05 
E =
осв 1000 ,                            (6.10) 
 
де Т – період штучного освітлення, год.; S – площа освітлення, м2; 
а – потужність світильників на 1 м2 поверхні, Вт; 1,02 - коефіцієнт , який 
враховує втрати в мережах; 1,05 - коефіцієнт чергового освітлення. 
 
110⋅48⋅6⋅1,02⋅1,05=33,93 Вт/год або 0,03393 кВт/год 
     Eосв=
                 1000 
 
Загальні потреби в електроенергії визначаються за формулою: 
 
                                                          E=Е сил +E осв                                    (6.11) 
 
                                                    E=0,03393+223,44=223,47 кВт/год. 
 
Ціна за 1 кВт/год складає 4,70 грн. 
                                           Цe=Ц і⋅E=4,70⋅223,47=1 050,309грн. 
 
6.2.7 Витрати на опалення розраховуються в залежності від площі 
лабораторії та вартості ціни за 1 м2 опалюваної площі. 
 
                                                               Bo=Ц⋅S ,                                           (6.12) 
 
 де S – площа лабораторії, м2; 
            Ц – оплата за 1 м2 площі в сезон опалення. 
 Науково-дослідна робота виконувалась протягом 2 місяців. Один місяць з 
цього періоду припадає на сезон опалення. 
 
                                                      Bo=48⋅46,50=2232 грн. 
 
Витрати на опалення становлять 1514,4 грн. Ремонт обладнання 
проводився власними силами. 
Загальні накладні витрати для проведення даної науково-дослідної 
роботи складають: 
                                                    Bн = Ц е+ Вo+100 ,                                  (6.13) 
 
                                                Bн=1050,309+2232+100=3382,309грн. 
6.2.8 Послуги сторонніх організацій 
 
До складу витрат за цією статтею входять витрати на сторонні послуги: 
насамперед використання комп’ютерної техніки для обробки та розрахунку 
експериментальних даних, виготовлення та дослідження окремих зразків, 
оплата робіт і послуг науково-дослідного підприємства, випробувальних 
установок та полігонів. 
У цій статті здійснено патентно-ліцензійний пошук необхідного 
матеріалу щодо сучасних методів інтенсифікації очищення стічних вод від 
іонів важких металів природними сорбентами. Сюди віднесемо витрати на 
пошук літератури у бібліотеках міста та витрати на роботу в мережі Інтернет. 
Витрати цієї статті наведені в таблиці 6.5. 
 
Таблиця 6.5 – Витрати на послуги сторонніх організацій 
 
Розрахувавши витрати на проведення експерементальні досліди ,  
можно розрахувати витрати на доочищення стічної води від іонів 
важких металів за допомогою природних сорбентів в порівнянні з 
традиційною хімічною очисткою 
 
 6.3 Еколого-економічний аналіз застосування природних сорбентів для  
очищення стічних вод від іонів важких металів 
 
Технологія нейтралізації стічних вод на існуючих локальних 
системах  реагентного очищення передбачає: 
- підкислення стічної води до рН=4..6 з додаванням розчину 36%-ої 
сірчаної кислоти (H2SO4); 
- очищення води методом вапнування розчином вапнякового 
молока (CaO)  в реакторі-нейтралізаторі; 
- освітлення вапняково-коагульованої води на насипних вугільних 
фільтрах, завантажених антрацитовою крихтою. 
                     Для очищення 1 м3 стічної води згідно технічного 
регламенту нейтралізації кислотно-лужного стоку дільниці промивання 
деталей гальванічної лінії хромування  застосовується 1,2 кг негашеного 
вапна ринковою вартістю від 3 до 8 грн./кг. Отже, загальна вартість 
нейтралізації вапном Пв становить: 
 
П 3
в = 8 грн./кг ×1,2 кг = 9,6 грн./м . 
 
Для попереднього зниження рН 1 м3 стічної води застосовується 
сірчана кислота концентрацією 36% ринковою вартістю 50 грн./л у 
співвідношеннях 1:1000 літрів стічної води. Отже, загальна вартість витрати 
кислоти Пк на 1 м3 стічної води становить: 
 
П 3 3
к = 50 грн./л × 1 м  = 50 грн./м . 
 
Доочищення стічної води після етапу нейтралізації від зважених 
дрібнодисперсних частинок здійснюється на механічних насипних фільтрах, 
завантажених антрацитовою крихтою (ринкова вартість 2500-3000 грн./т) у 
співвідношенні 0,035 кг на очищення 1 м3 стічної води. Отже, вартість стадії 
доочищення Пд становить: 
 
Пд = 0,035 кг × 1 м3 × 3 грн./кг = 0,11 грн./м3 
Наступний етап очищення стічної води передбачає захоронення шламу 
отриманого після нейтралізації на спецполігоні промислових відходів. 
Контрактна вартість вивезення та захоронення шламу становить 7,72 грн./кг. 
Орієнтовна маса шламу, що утворюється після етапу нейтралізації 1 м3 
стічної води становить 1,25 кг. Отже, можна прийняти, що загальна вартість 
етапу поводження з відходами очищення Пз становить: 
 
Пз = 7,72 грн./кг × 1,25 кг = 9,65 грн./м3. 
 
Таким чином, при сумарній добовій витраті стічної води з лінії 
промивки деталей у 24 м3/добу, сумарні витрати Псум складають: 
 
Псум = (9,6 грн./м3 + 50 грн./м3 + 0,11 грн./м3 + 9,65 грн./м3) × 24 м3/добу 
= 1664,64 грн./добу 
 
6.4  Витрати на доочищення стічної води від іонів важких металів за 
допомогою природних сорбентів 
 
Проведені дослідження дозволили визначити найбільш доцільну  
оптимальну висоту шару сорбенту та процедуру його модифікації.  
Середня вартість природних сорбентів складає 850 грн./т, загальна 
вартість сорбенту для очищення 1м3 стічної води Пс складатиме: 
 
Пс = 0,085 грн./кг × 20 кг/м3 = 1,7 грн./м3. 
 
Процес модифікації сорбентів передбачає обробку сорбентів 10%-им 
водним розчином сірчаної кислоти. Вартість очищення 1 м3 стічної води за 
допомогою модифікованих сорбентів Пмс складає: 
 
Пмс = 0,085 грн./кг × 20 кг/м3 × 13,89 грн./кг = 23,6 грн./ м3. 
 
Відсутні затрати на захоронення шламу після процесу очищення: 
відпрацьований сорбент використовується у будівельних сумішах, що може 
бути прибутком для підприємства – зменшуються витрати на пісок (до 50 
грн./т). 
Сумарні витрати на очищення 24 м3 стічної води очищених за 
допомогою природних сорбентів Па та їх модифікованих форм Пма 
складають: 
Па = 1,7 грн./м3 × 24 м3/добу = 40,8 грн./добу 
Пма = 23,6 грн./м3 × 24 м3/добу = 566,4 грн./добу 
 
Отже, собівартість очищення 1 м3 виробничих стічних вод від іонів 
важких металів при застосуванні природних сорбентів знизиться на 66% у 
порівняні з існуючою технологією очищення. Річна вартість застосування 
технології сорбційного очищення за допомогою клиноптилоліту ( цеоліту) 
складе: 
Пра = 365 діб × 566,4 грн./добу = 206 736 грн./рік 
 
При цьому, річна економія коштів Пе у порівнянні з реагентною 
технологію складе: 
 
Пе = 607 593,6 грн./рік – 206 736,0 грн./рік = 400 857 грн./рік. 
 
 
ВИСНОВКИ 
 
 Визначено джерела утворення та надходження іонів важких металів у 
стічні води промислових підприємств. Проведено аналіз існуючих та 
перспективних методів вилучення іонів важких металів із стічних вод на 
промислових підприємствах, визначено їх переваги та недоліки. Результати 
аналізу стану проблеми дозволили обґрунтувати вибір сорбційного методу 
очищення з використанням екологічно чистих природних сорбентів. 
Досліджено динаміку адсорбції окремих компонентів з іонами купруму 
та хрому на шарі адсорбенту різної висоти та одержано вихідні криві, які 
характеризують процес адсорбції у шарі. 
Проведено експериментальне дослідження динаміки адсорбції 
двокомпонентної системи на природному цеоліті і встановлено 
хроматографічне розділення двокомпонентної системи купрум – хром у 
водному розчині, причому купрум витісняє хром, який також може бути 
адсорбований. 
Запропоновано принципову технологічну схему хроматографічного 
розділення двокомпонентної системи купрум – хром у водному розчині та 
показано можливості їх використання. 
Отримано подальший розвиток методу послідовної адсорбції, згідно 
якого на першій стадії відбувається поглинання купруму (одинарна сорбція 
чи хроматографічне розділення), а на другій послідовно адсорбція 
фосфорних сполук. 
Запропановапно технологічну схему та апаратурне оформлення 
процесу очищення стічних вод від іонів важких металів за допомогою 
природного сорбенту. 
 Зроблено економічні розрахунки експериментальних досліджень та 
еколого-економічний аналіз застосування природних сорбентів для  очищення 
стічних вод від іонів важких металів в порівнянні з реагентним методом 
очищення. 
 Під час експериментальних досліджень використовувались методи 
фізико-хімічного та хімічного аналізу рідинного та твердого середовища 
(фотоколориметрія,  рН-метрія), гравіметричний метод визначення 
дисперсного складу.