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 
                                                                       «____»  _________________2023р. 
 
КВАЛІФІКАЦІЙНА РОБОТА МАГІСТРА 
на тему 
ІНТЕНСИФІКАЦІЯ БІОЛОГІЧНОГО ОЧИЩЕННЯ 
ВИРОБНИЧИХ СТІЧНИХ ВОД  
за спеціальністю 161 «Хімічні технології та інженерія» 
 
 
Науковий керівник Виконавець роботи 
д.т.н., професор магістрант 
  
__________ Геннадій СТОЛЯРЕНКО __________ Руслан ДЗЮБА 
  
  
  
  
  
  
      Нормоконтроль                         Наталія ФОМІНА 
  
 
Черкаси 2023 
1 АНАЛІЗ СУЧАСНОГО СТАНУ ОБ'ЄКТУ ДОСЛІДЖЕННЯ, ВИБІР І 
ОБҐРУНТУВАННЯ ОСНОВНОГО НАПРЯМКУ ДОСЛІДЖЕННЯ 
 
1.1 Огляд літературних джерел і патентів, аналіз прогресивних 
технологічних і конструктивних рішень 
 
Споруди біологічної очистки стічних вод нафтопереробних та 
нафтохімічних підприємств знаходяться в середині технологічної схеми 
заводських очисних споруд. Їм передують установки механічного та фізико-
хімічного очищення, після біологічних споруд розташоване обладнання для 
доочищення та знезараження. 
Успішність біологічної деструкції нафтопродуктів залежить від 
розчинності компонентів, їх складових. Тому однією з основних задач 
попередніх щаблів очищення є звільнення стічних вод від нерозчинних 
забруднень, які при входженні в аеротенки не будуть окислюватися, але 
будуть чинити вплив на активний мул, а також погіршать його 
седиментаційні властивості [3]. Локальні установки застосовують для 
попереднього очищення стічних вод та технологічних конденсатів, подача 
яких до загальнозаводських систем каналізації може призвести до 
перевищення допустимих концентрацій окремих інгредієнтів та може 
призвести до унеможливлення подальшої обробки сумарного потоку [1]. 
Споруди механічного очищення повинні затримати грубодисперсні 
(плівкові) нафтопродукти, а встановлення споруд фізико-хімічного очищення 
– їх емульговану фракцію. Детальний огляд даних споруд та відповідних 
технологій наведено в монографії В. Г. Пономарьова та Е. Г. Іоакіміса [5]. 
Механічне очищення зазвичай включає решітки, пісколовки, 
нафтоуловлювачі і споруди для додаткового відстоювання. 
Фізико-хімічне очищення, як правило, представлено реагентною 
флотацією. Як реагенти використовують різні коагулянти та флокулянти. 
Кардинальним способом удосконалення технології флокуляційного 
очищення виробничих стічних вод, у тому числі промислових стоків 
нафтопереробних заводів, є використання органічних флокулянтів замість 
мінеральних коагулянтів [2]. 
Комплекс споруд біохімічного очищення стічних вод нафтопереробних 
заводів (НПЗ) є аналогічним міським очисним спорудам, аде без вузла 
механічного очищення. 
Хоча відомо про застосування на НПЗ біофільтрів [5] та біоставків [25], 
в переважній більшості випадків використовуються споруди з активним 
мулом. 
Для першої системи каналізації нафтопереробних заводів слід 
застосовувати одноступінчасту схему з аеротенками. Для другої системи 
каналізації також слід використовувати один ступінь аеротенків, якщо 
вихідні концентрації основних забруднень не перевищують встановлені 
величини. При більшій концентрації забруднень для другої системи 
застосовують двоступінчасту схему (табл. 1.1). 
Таблиця 1.1 - Максимальні концентрації забруднень у вихідних та 
очищених стічних водах споруд біологічного очищення НПЗ 
Показник Перша система Друга система при схемі очистки 
одноступінчаста двоступінчаста 
вхід вихід вхід вихід вхід вихід 
1 2 3 4 5 6 7 
ХСК 400 70 400 80 800 80 
БСК5 130 - 135 - 320 - 
БСКповн. 250 20 250 20 500 20 
Нафтопродукти 25 1,5 25 1,5 25 1 
Зважені 40 25 40 25 40 20 
речовини 
Феноли 9 0,05 15 0,03 50 0,02 
Сульфіди 10 - 10 відс. 25 відс. 
Азот 30  30  30  
амонійний 
Фосфор отс.  отс.  отс.  
фосфатів 
СПАР 5 - - - - - 
*ефірозчинні 
Як правило, на першому ступені очищення застосовують аеротенки з 
розосередженим впуском стічних вод та аеротенки-змішувачі. Аеротенки-
витискувачі зазвичай використовуються на другому ступені [5]. 
Одним із напрямків удосконалення споруд біологічного очищення 
стічних вод нафтопереробних та нафтохімічних підприємств є використання 
технології нітри-денитрифікації. Дані процеси при очищенні міських стічних 
вод вивчені досить повно [3, 4, 6, 7, 9]. Про видалення сполук азоту з 
нафтовмісних стічних вод відомо не так багато. На очисних спорудах НПЗ, 
як і при очищенні комунальних стічних вод, для одночасного окислення 
органічних речовин та видалення сполук азоту найбільш ефективною є схема 
нітри-денітрифікації, включає послідовно розташовані аноксидну зону 
(денітрифікатор), аеробну зону та вторинний відстійник. В монографії В. Г. 
Пономарьова та Е. Г. Іоакіміса відзначається низька швидкість нітрифікації 
та чутливість до різних токсикантів. При малій концентрації органічних 
речовин у воді, що надходить на другий ступінь, важко підтримувати 
необхідну концентрацію активного мулу без застосування інертних насадок 
для закріплення мікроорганізмів, у тому числі, нітрифікаторів [5]. 
За даними Н. С. Жмур для забезпечення процесу нітрифікації в стічних 
водах, що містять понад 10 мг/л нафтопродуктів, потрібно вік мулу 10-20 діб 
та його концентрація 2-4 г/л. Повідомляється, що денітрифікація таких 
стічних вод може бути здійснена тільки при додаванні додаткових 
органічних речовин, оскільки їх вміст у вихідних стічних водах, як правило, 
низький [3]. 
Одним із шляхів підвищення ефективності біологічного очищення є 
підвищення концентрації активного мулу. Цьому перешкоджає збільшення зі 
зростанням дози мулу винесеної кількості біомаси з вторинних відстійників. 
Застосування тонкошарових відстійників дозволяє збільшити концентрацію 
активного мулу в аеротенках до 10-15 г/л. Очевидно, що при підвищенні 
мулового індексу і, тим більше, набряканні мулу, настільки високу 
концентрацію утримати не вдається. Більш ефективний у цьому відношенні 
метод поділу мулової суміші напірною флотацією.  
Відомо застосування послідовно циклічних реакторів (англ. Sequencing 
Batch Reactor – SBR) для біологічного очищення нафтовмісних стічних вод. 
Процес включає наступні послідовні операції в одному реакторі: аноксидне 
заповнення, аеробний процес зі струменевою аерацією,поділ мулової суміші 
відстоюванням, злив очищеної води та видалення надлишкового мулу. 
Компанія Siemens розробляє та постачає такі реактори під маркою 
OMNIFLO® з 1980-х років. Ліцензіар вказує такі основні переваги даної 
технології: надійність, постійна висока якість очищення, гнучкість, 
адаптивність, автоматичний режим, можливість біологічного видалення 
азоту та фосфору, скорочення займаних спорудами площ, широкий вибір 
систем аерації, низькі капітальні та експлуатаційні витрати. Однією з 
областей застосування реакторів OMNIFLO є очищення промислових стічних 
вод зі специфічними забрудненнями, у тому числі нафтопереробних та 
нафтохімічних підприємств [16]. 
У статті L. Y. Lee та ін [33] описано застосування двостадійного SBR в 
якості основного ступіню очищення стічних вод НПЗ з концентрацією 
нафтопродуктів 5365-13350 мг/л та ХСК 1722-7826 мг/л. Пуск споруд було 
проведено при поступовому нарощуванні концентрації нафтовмісних стоків 
із додаванням метанолу як додаткового субстрату. Така стратегія дозволила 
адаптувати активний мул двостадійного SBR протягом 12 діб. 
Після адаптації було досягнуто ефективність видалення ХСК 47 2,4% 
та 98,2 – 93,8 % на першому та другому щаблях відповідно. На першому 
ступені реактора ефективність очищення нафтопродуктів становила 99,8%, а 
залишкова концентрація нафтопродуктів – 6 2 мг/л. Очищена вода після 
другого ступеня мала ХСК 97 16 мг/л, концентрація нафтопродуктів була 
нижчою за поріг визначення. Таким чином, показано можливість глибокого 
очищення висококонцентрованих нафтовмісних стічних вод у двостадійному 
SBR. Однак доцільність окислення нафтопродуктів замість їх вилучення та 
подальшого використання, при такій високій концентрації викликає сумнів. 
K. K. Chin наводить результати досліджень на лабораторній та пілотній 
установках із застосування послідовно-циклічного реактора (SBR) як другий 
ступінь очищення стічних вод заводу з переробки рослинної олії [19]. 
Вихідні стоки надходили після анаеробного біореактора з біоплівкою. У SBR 
було досягнуто більш ніж 90% зниження ХСК при об'ємному навантаженні              
2 кг ГПК/(м3∙добу). Осадження зважених речовин також було прийнятним у 
зв'язку з тим, що муловий індекс не перевищував 160 см3 /г. Система 
показала стабільні результати при зміні навантаження по органічним 
речовинам та експлуатаційним умовам у широкому діапазоні. Значна 
кількість ХСК була видалена під час заповнення реактора та аноксидного 
режиму. 
До недоліків реакторів періодичної дії можна віднести необхідність 
доочищення очищених стічних вод, частий пуск/зупинка обладнання, що 
змінний рівень рідини в реакторі значно нижче, ніж у аеротенках. Тому 
біофільтри не знайшли широкого застосування на вітчизняних НПЗ і нині 
вони використовуються лише на двох підприємствах як другий ступінь 
очищення [5]. Однак застосування іммобілізованих мікроорганізмів під час 
очищення нафтовмісних стічних вод набуло поширення в біореакторах 
різного типу, що поєднують використання біоплівки та активного мулу. 
Застосування прикріплених мікроорганізмів дозволяє підвищити 
ефективність окислення біорезистентних речовин за рахунок збільшення 
загальної біомаси та автоселекції. При цьому розрізняють реактори з 
рухомим та нерухомим завантаженням. 
У статті Hamoda та Al-Haddad [28] запропонований 
чотириступінчастий біореактор з нерухомим завантаженням, що аерується, з 
керамічних елементів з питомою поверхнею 72 м2/м3 . Біологічна очистка 
стічних вод НПЗ з навантаженням ГПК не вище 42 г/(м2/∙добу) дозволила 
домогтися зниження ХСК на 80%. 
За кордоном розрізняють два варіанти використання рухливих інертних 
носіїв біомаси з щільністю, близькою до густини води: без вільно плаваючого 
активного мулу – MBBR (moving bed bioreactor) та як елемент, інтегрований 
у систему з активним мулом - IFAS (integrated fixed-film activated sludge). У 
разі IFAS є циркуляція активного мулу з вторинного відстійника в 
біореакторі [16]. 
Компаніями «Еколотрон» та «Дорр-Олівер», США розроблено реактор 
з псевдозрідженим шаром, в якому як інертний носій біомаси 
використовуються пісок крупністю 0,6 мм. Розміри частинок з біоплівкою 
збільшуються до       08-2 мм. Для аерації може використовуватися повітря 
або технічний кисень. Концентрація біомаси може становити від 12 до 40 
г/л.[5, 8]. 
У роботі E.E. Schneider [44] досліджено застосування біореактора з 
рухомим шаром завантаження (MBBR) як основний ступінь біологічної 
очищення стічних вод НПЗ та нерухомого шару активованого вугілля на 
ступеня доочищення. Найкращі результати були досягнуті у тривалості 
очищення 6 год., щодо обсягів завантаження та реактора, рівному 0,6. У 
біореакторі ХСК знижувалося в середньому з 274 до 40-75 мг/л, а азоту 
амонійного – у середньому з 12 до 2-6 мг/л. 
Компанією Siemens у 1972 р. була розроблена система біологічного 
очищення з порошкоподібним активованим вугіллям РАСТ® (англ. Powdered 
activated carbon treatment) [16]. Фізична адсорбція та біологічна асиміляція у 
процесі відбуваються одночасно. Ця технологія може бути використана в 
поєднанні будь-якими схемами біологічного очищення з активним мулом і 
призначена для окислення біорезистентних органічних з'єднань. Ці речовини, 
сорбовані вугіллям, рециркулюють в аеротенк, даючи бактеріям більше часу 
на біодеградацію (вік мулу у багато разів перевищує гідравлічний час 
перебування у споруді). Летючі органічні сполуки також утримуються 
сорбентом і потім окислюються біологічно. Вибір дози вугілля та 
концентрації мулу дозволяють оптимізувати процес залежно від 
характеристик стічної води, що змінюються. Далі стічні води, що 
обробляються, і вугільно-мулова суспензія надходять на поділ у вторинні 
відстійники або залишаються в реакторі періодичного дії. Частина суспензії 
вугілля – біомаса виводяться із системи на обробку твердої речовини. 
Відпрацьоване вугілля може бути зневоднено разом з надлишковим 
активним мулом і захоронено як відхід або відновлено для повторного 
використання на установці регенерації вологим повітрям WAR (англ. Wet air 
regeneration).  
Зазвичай система WAR економічно вигідна при витраті вугілля, що 
перевищує 900 кг на добу. Установка WAR може експлуатуватися в 
автотермальному режимі, регенеруючи вугілля та виключаючи поховання 
мулу. Зневоднення осаду не вимагається. Втрати вугілля при регенерації 
становлять зазвичай менш як 5%. В той же час, в процесі WAR окислюється 
органічна речовина, сорбована на відпрацьованому вугіллі, зменшуючи його 
кількість до невеликого обсягу інертної золи, не виділяючи оксидів сірки та 
азоту. 
Перспективним технічним рішенням для біологічного очищення 
стічних вод нафтопереробних та нафтохімічних підприємств є технологія 
мембранного біореактора (МБР), що поєднує переваги біологічного та 
мембранного процесів. Стічна вода, пройшла ретельне механічне та фізико-
хімічне очищення, надходить у біореактор, який являє собою аеротенк з 
занурювальним або винесеним мембранним блоком. Процес илоподілу 
здійснюється з використанням мікро-або ультрафільтраційних мембран. 
Пермеат відводиться, активний мул повертається в аеротенк. Мембрани, що 
мають розмір пор порядку 0,04-0,5 мкм, є абсолютним фізичним бар'єром для 
активного мулу. Це дозволяє збільшити концентрацію мулу в аеротенках у 2–
3 рази, відповідно підвищити окисну потужність біореактора, а також 
відмовитися від вторинних відстійників та механічних фільтрів доочищення, 
так як пермеат практично не містить завислих речовин. Оскільки розмір пор 
мембран менший за розмір бактерій, відбувається фізична дезінфекція. Для 
підтримки постійної проникності мембран МБР обладнуються системами 
аерації мембранних блоків, їх зворотного промивання та хімічного 
очищення. 
Мембранний біореактор може бути використаний у комбінації з 
різними технологічними схемами біологічної очистки стічних вод. 
Оскільки в МБР зважені речовини не втрачаються на щаблі поділу фаз, 
з'являється можливість повного роз'єднання часу перебування води в 
реакторі та часу перебування твердої фази (біомаси мулу і завислих речовин 
вихідної стічної води), можливість роздільного управління віком активного 
мулу та гідравлічним часом перебування. 
Утримання суспензії вихідної води в біореакторі дозволяє продовжити 
контакт органічних забруднень, у тому числі і важкоокислюваних, 
мікроорганізмами доти, доки вони повністю не піддадуться біологічній 
деструкції. У традиційних системах ці речовини вимиваються з біореактора 
разом із частиною активного мулу [4]. 
За даними на 2006 р. для очищення виробничих стічних вод у Європі 
використовуються понад сотня мембранних біореакторів [20]. Відомо про 
застосування МБР на очисних спорудах паперової [25], оптоелектронної [18], 
текстильної [24, 36, 37] промисловості, тваринницьких комплексів [32, 34], 
фармацевтичних та хімічних підприємств [15, 20], у виноробстві [11, 14], 
виробництві цукру [40]. Повідомляється, що якість очищеної води в 
біомембранному процесі було значно вище, ніж на традиційних спорудах з 
активним мулом [25, 37]. Найбільшою мірою переваги МБР виявляються у 
випадках, коли потрібен великий вік активного мулу, наприклад, для 
нітрифікації [18]. Дослідження з застосування біомембранної технології в 
анаеробних умовах показали перспективність застосування АнМБР для 
очищення висококонцентрованих стічних вод [29]. 
F. Alberti та ін [10] досліджено застосування МБР з занурювальними 
пустотіловолокнистими мембранами для очищення стічних вод від 
промивання резервуарів зберігання мінеральної олії. Ефективність очищення 
за ХСК та вуглеводнів склала 93-97%. Мембранне фільтрування проводилося 
в передкритичній області проникності. Необхідна тривалість перебування 
стічних вод у МБР була меншою порівняно з традиційним біологічним 
очищенням в аеротенці. 
У роботах Технологічного інституту м. Бангкок досліджено 
застосування МБР для очищення інфільтрату полігонів поховання відходів 
[22, 23, 48]. Показано більшу ефективність зниження ГПК та менший темп 
приросту трансмембранного тиску (ТМД) в реакторі з дріжджовою 
культурою, працюючою при рН 3,5-3,8, порівняно з бактеріальним МБР. 
Обидва процеси відбувалися в аеробних умовах. 
Незважаючи на це, публікації про використання МБР в 
нафтопереробній та нафтохімічній галузі нечисленні. У статті [30] наведено 
результати лабораторних досліджень та наступних виробничих випробувань 
на МБР продуктивністю 480 м3 /добу з очищення стічних вод скрубера 
відхідних газів бітумного виробництва. 
Біологічному очищенню передувала напірна флотація. Об'ємне 
навантаження за ХСК становило 1,5-3 кг/(м3)·добу), що при концентрації 
мулу 10-15 г/л відповідало навантаженню на мул 100-300 мг/(г·добу) по БВБ. 
Ефективність зниження ХСК та концентрації нафтопродуктів становила 90 та 
98% відповідно, ХСК очищеної води не перевищувала 100 мг/л. У роботі [17] 
повідомляється про успішну реконструкцію за технологією МБР існуючих 
споруд біологічного очищення нафтохімічного підприємства Porto Marghera 
у Північній Італії. В результаті реалізації проекту було виконано встановлені 
нормативи, зокрема за специфічними забрудненнями. 
У статті Bahman та ін [13] наведено результати порівняння 
ефективності очищення модельного фенольного стоку у звичайному МБР та 
таких же мембранних біореакторах з носіями біомаси - пінополіуретанової та 
поліпропіленовими завантаженнями. Виявилось, що при використанні 
іммобілізованої мікрофлори ефективність видалення фенолу підвищувалася, 
причому з пінополіуретаном більшою мірою, ніж з поліпропіленом. 
Безперечний інтерес становлять гібридні технології, в яких об'єднані 
біологічні, мембранні та сорбційні процеси. В роботі Q.T.T. Thuy та C. 
Visvanathan [47] досліджено можливість очищення фенольних стічних вод з 
використанням двох систем МБР - звичайної та з біологічним гранульованим 
активованим вугіллям. Наявність фенолів викликає проблеми при 
традиційному біологічному очищенні через токсичну дію та інгібування 
активного мулу. При застосуванні біомембранної технології цього було 
виявлено. Ефективність видалення фенолу, 2,4-дихлорфенолу та ХСК в обох 
системах МБР перевищувала 99% при вихідній концентрації фенолу 500 мг/л 
та навантаженню по ГПК 1,8-5,76 кг/(м3·сут). Відносно низька адсорбція 
фенолу активованим вугіллям та біомасою, а також висока максимальна 
питома швидкість окислення у біологічному процесі дозволили визначити, 
що ефективність видалення фенолу більшою мірою досягнута 
біоокисленням. Можна припустити, що гібридна технологія МБР-сорбція 
матиме перевагу перед МБР при очищенні стічних вод від 
важкоокислюваних неполярних сполук. 
Аналогічно в дослідженні Yu та ін. [49] показано, що в МБР 
ефективність видалення перфтороктансульфонату та перфтороктанової 
кислоти становило лише 7 та 2% відповідно за рахунок біосорбції активним 
мулом. Додавання до реактора ПАУ з дозою 100 мг/л збільшило видалення 
перфторованих з'єднань до 90%. 
У статті Baêta [12] проведено порівняння результатів роботи з 
очищення стічних вод текстильного підприємства у двох однакових 
анаеробних МБР з присутністю порошкоподібного активованого вугілля 
(ПАУ) та без нього. 
Вихідну стічної води розбавляли 1:10 живильним розчином, що містить 
дріжджі та рибофлавін. Наявність ПАУ покращила стабільність та якість 
очищення в МБР. Середнє значення ефективності очищення за ГПК та 
летючим жирним кислотам склало з використанням ПАУ 90 і 94% 
відповідно, без нього – 79 та 86%. 
Одним із напрямків удосконалення біологічного очищення стічних вод 
нафтопереробних та нафтохімічних підприємств є застосування технологій 
нітри-денітрифікації. Підвищення ефективності окислення органічних 
забруднень, у т. ч. біорезистентних, може бути досягнуто за рахунок 
застосування комбінованих технологій, що поєднують процеси з активним 
мулом та біоплівкою, іммобілізованою на рухомих і нерухомих носіях, як 
інертних, так і тих, що володіть сорбційною активністю. Найбільш 
перспективною є біомембранна технологія, що дозволяє не тільки збільшити 
концентрацію біомаси в реакторі, а також підвищити ефективність окислення 
біорезистентних з'єднань, що особливо важливо для розглянутих галузей 
промисловості. 
 
1.2 Перспективні технології доочищення біологічно очищених стічних 
вод НПЗ та НХК 
 
Як правило, основного ступеня біологічного очищення недостатньо для 
забезпечення необхідної якості очищених стічних вод. Відповідно до діючих 
норм [2] для доочищення біологічно очищених стічних вод НПЗ поряд з 
фільтруванням через зернисте завантаження, реагентною напірною 
флотацією та сорбцією застосовують біологічні методи – біоставки та 
біосорбери. 
Досліджено застосування нерухомих інертних насадок, що 
розміщуються в аераційній споруді (біотенки), а також реакторів із 
псевдозрідженою насадкою із піщаного завантаження [8]. При використанні 
носіїв біомаси надзвичайно важливою є надійна робота попереднього 
механічного та фізико-хімічного очищення, так як заумови проскоку 
грубодисперсних нафтопродуктів у біореактор відбувається забруднення 
завантаження та виключення цого з процесів очищення (наприклад, злипання 
завантажень «йорж» та «вія»). 
У роботі Sekoulov та Brinke-Seiferth [44] для доочищення стічних вод 
НПЗ запропонований реактор-витиснювач із завантаженням у вигляді 
елементів із обпаленої глини. Іммобілізовані мікроорганізми утилізували 
важкоокислювані органічні речовини, причому різке підвищення 
концентрації токсичних з'єднань не інгібувало їхню життєдіяльність. 
Розчинені, колоїдні і грубодисперсні речовини сорбувалися біоплівкою і 
видалялися з реактора зворотним промиванням. 
G. Töws та ін. дослідженнями на НПЗ паливно-оливного профілю 
показали ефективність біореактора доочищення з нерухомим шаром 
завантаження [47]. Загальний вміст вуглеводнів знижувався у ньому з 0,8 до 
0,1 мг/л. 
Високотемпературна газова хроматографія та мас-спектрометрія з 
отриманням екстракту 1,1,2-трихлор-трифторетану виявила, що основною 
групою речовин у вихідній (0,59 мг/л) та очищеній (0,065 мг/л) воді 
біореактора були моноциклоалкани. Невелика кількість вуглеводнів на вході 
були ароматичними сполуками (в основному алкілбензоли та 
бензоциклоалкани), які зазнали деградації в біореакторі в більшому ступені, 
ніж аліфатичні сполуки. 
У роботах D. Misković, O. Petrović, B. Dalmacija та ін [21, 38, 41] 
представлені результати досліджень з очищення стічних вод НПЗ на 
установці безперервної дії, що включає процеси відстоювання, напірної 
флотації, двостадійного біологічного очищення та сорбції гранульованим 
біологічно активним вугіллям. Доочищення здійснювалося на чотирьох 
колонах з гранульованим активованим вугіллям. Перша та остання колони 
були аеровані, тоді як дві середні - без аерації. Співввідношення виробничих 
та муніципальних стічних вод у суміші було від 85:15 до 30:70. Найвищий 
загальний ефект видалення органічних речовин в обох ступенях біологічного 
очищення було досягнуто при співвідношенні витрат виробничих та міських 
стічних вод, що дорівнює 1:1. Величина БПК5 очищених стічних вод 
становила 0,3-5,7 мг/л. За рахунок зміни умов з аеробних на аноксидні в міру 
руху стічних вод, що очищаються, по колонах з активованим вугіллям, 
відбувалася денітрифікація з використанням сорбованих органічних речовин 
як субстрату. 
Встановлено, що активоване вугілля сорбувало органічні речовини в 
1,37-2,1 рази більше за свою сорбційну ємність, тоді як 44,5-59,7% його 
поверхні залишалося вільною. 
Велика кількість робіт присвячена використанню мікро- та 
ультрафільтрації для доочищення біологічно очищених стічних вод, 
особливо підвищення ефективності діючих очисних споруд. 
У роботі Харбінського університету [50] досліджено доочищення 
стічних вод. невеликого муніципалітету ультрафільтрацією. В результаті 
досягнуто видалення фосфору та завислих речовин до норм повторного 
використання. 
У дослідженні університету Флоренції протягом чотирьох місяців 
вивчалося доочищення міських стічних вод ультрафільтрацією з 
занурювальними половолоконними мембранами [44]. При цьому 
використана устнвка ZW-10 компанії Zenon (нині GE Water & Process 
Technologies). Зниження концентрації завислих речовин було значним - 
98,7%, а ефективність очищення за ХСК виявилася невеликою – 35%. Були 
виконані вимоги щодо мікробіологічних показників. Якість очищення 
відповідало нормам, встановленим для повторного використання очищених 
стічних вод. 
У роботі [42] у різних умовах проведено порівняння ефективності МБР 
та традиційних споруд біологічного очищення, доповнених 
ультрафільтрацією для видалення органічних мікрозабруднень. Пілотний 
МБР та очисні споруди у Тель-Авіві експлуатувалися одночасно на одній і 
тій самій вихідній воді. Отримано порівнянну якість очищеної води за 
антибіотиками рокситроміцину, кларитроміцину та еритроміцину та дещо 
більша ефективність МБР за сульфонамідами. Аналогічне порівняння 
лабораторного МБР із роботою традиційних споруд очисної Стації Рулебен в 
Берліні показало перевагу МБР за ступенем очищення по антибіотикам 
триметоприм та 5-толілтріазол та більшу ефективність традиційних споруд з 
бензотриазолу, сульфаметоксазолу та 4-толілтріазолу. 
У роботі [45] показано, що в МБР досягається краща якість пермеату, 
ніж у комбінації традиційного процесу з активним мулом та 
ультрафільтрації. 
Цікавим є доочищення біологічно очищених стічних вод зворотним 
осмосом. Ефективним попереднім очищенням перед зворотним осмосом є 
МБР. Так, проникність зворотньоосмотичних мембран при одержанні води 
питної якості з господарсько-побутових стічних вод у Сінгапурі за 
технологією «МБР – зворотний осмос» на 30% вище, ніж у схемі 
«традиційний процес з активним мулом – ультрафільтрація – зворотний 
осмос» [46]. Крім того, під час роботи очисних споруд за технологією МБР - 
зворотний осмос важкоокислювані органічні речовини з пермеатом МБР 
надходять на вхід зворотноосмотичної установки і далі потрапляють у 
концентрат. При рециклі частини концентрату на вхід МБР ці органічні 
речовини окислюються адаптованим активним мулом, підвищуючи 
ефективність біологічного процесу [35]. 
Значна кількість досліджень присвячена мікро- та ультрафільтрації, без 
використання біологічних процесів на попередніх стадіях. Так Іранським 
університетом науки та технологій [42] досліджено очищення нафтовмісних 
стічних вод у послідовному процесі ультрафільтрація – зворотний осмос. 
Стічні води, що містять нафту, відібрані після нафтоуловлювача на НПЗ у 
Тегерані, очищали на лабораторній ультрафільтраційній установці з 
мембранами з полісульфону та поліакрилонітрилу. Останні показали більш 
високу селективність, більшу проникність і більшу стійкість до забивання. 
Вміст нафтопродуктів у пермеаті обох мембран не перевищував 5 мг/л. 
Зниження ХСК та БСК5 у процесі ультрафільтрації склало 65%. Використані 
математичні моделі для дослідження процесу забивання ультрафільтраційних 
мембран стічною водою, що містить нафтопродукти. 
Показано, що найкраще експериментальні результати для обох 
мембран описуються математичною моделлю формування шару кеку, потім 
моделлю із проміжним блокуванням. Для подальшого очищення пермеату 
ультрафільтраційної установки був застосований зворотний осмос з 
використанням тонкошарових композитних поліамідних мембран. Зниження 
ХСК, БСК5 та загального солевмісту в процесі ультрафільтрації – зворотний 
осмос становив 98%, 98% та 95% відповідно. Пермеат установки зворотного 
осмосу характеризувався більш високою якістю в порівнянні з водою, що 
використовується в даний час для підживлення градирень на Тегеранському 
НПЗ. 
У статті [177] тих самих авторів з Іранського університету науки та 
технологій досліджено вплив різних факторів на проникність 
ультрафільтраційних мембран при очищенні нафтовмісних стічних вод НПЗ 
після нафтовлювлювачів. Збільшення тангенційної швидкості, ТМД, 
температури та рН збільшувало продуктивність установки за рахунок 
підвищення рушійної сили процесу та зменшення забивання мембран. 
Визначено оптимальні значення факторів: ТМД – 3 бар, температура – 
40˚C, тангенціальна швидкість – 1-14 м/с, рН – 8. Встановлено максимальну 
ефективність видалення загального органічного вуглецю – 85%. 
Дослідження з очищення стічних вод молочних заводів у 
двостадійному мембранному процесі ультрафільтрація – нанофільтрація були 
проведені в Університеті технологій провінції Хенань, Китай [26]. Результати 
показали, що проникність ультрафільтраційних мембран була вищою при рН 
4,6, ніж при рН 8, оскільки гідравлічні втрати в мембранах були нижчими 
при рН 4,6, що відповідає ізоелектричній точці протеїну. Видалення протеїну 
за схемою ультрафільтрації – нанофільтрація перевищувало 99%. Затримання 
лактози за тією ж схемою склало 98,5% та 54% при використанні 
нанофільтраційних мембран NF90 та NF270 (за маркуванням DOW Chemical) 
відповідно. Експерименти з очищення мембран показали, що шар відкладень 
на ультра- та нанофільтраційних мембранах в основному складається з 
протеїну та казеїну і може бути видалений водним розчином їдкого натру 
при рН 10. Результати довгострокового експерименту показали, що ХСК у 
пермеаті NF90 незмінно було нижче 70 мг/л. 
Пілотна ультрафільтраційна установка була використана для очищення 
стічних вод, що утворюються під час виробництва соєвої олії. Забруднення 
вихідної води представлені каламутністю, зваженими речовинами, БСК, 
ХСК, олією та жиром. Використані нітроцелюлозні мембрани. Сухий 
залишок, БСК, ХСК, жир і каламутність видалялися на 50, 70, 70, 55 та 95% 
відповідно [39]. 
Гібридні технології, що поєднують біологічні, мембранні та сорбційні 
процеси, для доочищення стічних вод, особливо від біорезистентних сполук, 
що представляють не менший інтерес, ніж для основного ступеня біологічної 
очистки. Скоротити витрати енергії на запобігання осіданню активованого 
вугілля можна за рахунок застосування порошкоподібного вугілля. 
У статтях Thiruvenkatachari та ін [46] та Khirani [47] наведені 
результати дослідження гібридного процесу доочищення біологічно 
очищених міських стічних вод мікрофільтрацією та сорбцією на ПАВ. 
Була використана лабораторна установка з занурюваними 
пористоволоконними мембранами. Сорбент додавали до мембранної ємності. 
У роботі [47] оптимальні концентрації ПАВ в реакторі виявилися для вугілля 
на кокосовій, деревнній та вугільній основі 125, 250 та 750 мг/л відповідно. 
Максимальне видалення загального органічного вуглецю за гібридною 
системою в цілому протягом 8-годинних експериментів склало 67, 69 та 71% 
відповідно, у тому числі на долю мембранного поділу прийшлося 20-30%. 
При цьому на поверхні мембран формувався пористий шар переважно з 
частинок вугілля товщиною 0,1-0,5мм. Для всіх досліджених типів ПАВ було 
відзначено зменшення темпу зниження проникності мембран у порівнянні з 
мікрофільтрацією за відсутності сорбенту. Недолік цього дослідження 
полягає в короткочасності дослідів, що не дозволило задіяти та визначити 
вклад біологічного окислення забруднень та біологічної регенерації 
активованого вугілля в процес очищення. 
У дослідженні [31] біологічний процес був пригнічений навмисно 
додаванням лугу з метою визначення вкладу сорбції та мікрофільтрації у 
вилучення органічних речовин, що склав 80% при концентрації ПАВ Purolite 
A 500P в реакторі 2 г/л та його заміні 10%/добу. 
Аналогічний результат при кращій кінетиці процесу було отримано при 
використання замість ПАВ сильноосновного макропористого аніоніту, 
розмеленого до розміру більшості частинок 10 мкм. 
У статті співробітників Сіднейського Технологічного університету [27] 
повідомляється про тривале дослідження гібридної адсорбційно-мембранної 
системи з занурювальними пористоволоконними мембранами та низькою 
дозою ПАУ по видаленню органічних речовин з води, що змодельовані як 
біологічно очищені стічні води. У реакторі проходили біологічні процеси 
зростання біомаси. Система ефективно видаляла органічні речовини з 
молекулярною вагою від 270 до 36720. Було показано, що заміна ПАВ 
покращує біологічну активність та адсорбцію. Із заміною ПАВ 2,5% від 
загальної кількості на день ефективність видалення загального органічного 
вуглецю була на 10% вище ніж без заміни. В іншому експерименті 
ефективність видалення загального органічного вуглецю склала 85% після 55 
днів експлуатації з заміною ПАВ 2,5% від загальної кількості кожні два дні. 
 
 
1.3 Основи біохімічного очищення виробничих стічних вод 
 
1.3.1 Властивості активного мулу 
 
Активний мул складається з живих організмів і твердого субстрату. Живі 
організми представлені скупченнями бактерій і одиночних бактерій, 
найпростішими черв’яками, цвілевими грибами, дріжджами, актиноміцетами й 
рідко - личинками комах, рачків, а також водоростями й ін. Скупчення всіх живих 
організмів, що населяють мул, називають біоценозом. Біоценоз активного мулу в 
основному представлений дванадцятьма видами найпростіших 
мікроорганізмів[5]. 
Бактерії в активному мулі оточені слизовим шаром (капсулами). Такі 
скупчення називаються зооглеями. Вони сприяють поліпшенню структури мулу, 
його осадженню й ущільненню. Слизові речовини містять антибіотики, здатні 
придушувати ниткові бактерії. Співвідношення капсульних і безкапсульних 
штамів називають коефіцієнтом зооглейності.  
Бактерії, позбавлені слизового шару, з меншою швидкістю окисляють 
забруднення. 
Активний мул являє собою амфотерну колоїдну систему, яка при  
рН=4–9 має негативний заряд. Незважаючи на істотні розходження стічних 
вод, елементний хімічний склад активних мулів досить близький. Наприклад, 
хімічний склад активного мулу системи очищення коксохімічного заводу 
відповідає формулі - C97H199O53N28S2; заводи азотних добрив – C90H167O52S8  і 
міських стічних вод – C54H167O52N8S7[3]. 
Суха речовина активного мулу містить 70-90% органічних і 30-10% 
неорганічних речовин, субстрат яких в активному мулі може бути до 40% і 
являє собою тверду відмерлу частину залишків водоростей і різних твердих 
залишків. До нього прикріплюються організми активного мулу. 
В активному мулі перебувають мікроорганізми різних груп. Виникнення 
таких груп залежить від складу стічних вод,  вмісту в них кисню, температури, 
реакції середовища, вмісту солей, окислювально-відновного потенціалу й інших 
 
факторів. За екологічними групами мікроорганізми діляться на аеробів і 
анаеробів, термофілів і мезофілів, галофілів і галофобів. При очищенні 
промислових стічних вод переважають аеробні мікроби[9]. 
При утворенні активного мулу спочатку з'являються бактерії, потім 
найпростіші. Бактерії виділяють речовини, що стимулюють розмноження 
найпростіших. Вони мають клеючу здатність, тому активний мул являє собою 
бурувато-жовті грудочки й пластівці розміром 3–150мкм. Пластівці мають 
поверхню близько 1200 м2 на 1 м3 мулу (100 м2 на 1 м сухої речовини). В 1 м3 
активного мулу втримується 2·1014 бактерій. 
Якість мулу визначається швидкістю його осадження й ступенем очищення 
рідини. Великі пластівці осідають швидше, ніж дрібні. Стан мулу характеризує муловий 
індекс, що являє собою відношення об’єму осаджуємої части активного мулу до маси 
висушеного осаду (у грамах) після відстоювання протягом 30 хв. Чим гірше осідає мул, 
тим більш високий муловий індекс він має [3]. 
Біохімічною активністю мікроорганізмів називають біохімічну діяльність, 
пов'язану з руйнуванням органічних забруднень стічних вод. Біорозкладання 
стічних вод характеризується біохімічним показником, під яким розуміють 
відношення БСКповн/ХСК [9]. 
Біохімічний показник є параметром, необхідним для розрахунку й 
експлуатації промислових споруджень для очищення стічних вод. Його значення 
коливаються в широких межах для різних груп стічних вод. Промислові стічні 
води мають низький біохімічний показник (0,05-0,3); побутові стічні води - понад 
0,5.  
  
 
1.3.2 Біохімічні процеси при аеробному очищенні виробничих стічних вод 
 
Для того щоб відбувався процес біохімічного окислювання органічних 
речовин, які перебувають у стічних водах, вони повинні потрапити усередину 
клітин мікроорганізмів. У роботі [21] зазначено що на поверхні клітин речовини 
надходять за рахунок конвективної і молекулярної дифузії, а усередину клітин - 
дифузією через напівпроникні цитоплазматичні мембрани, що виникає внаслідок 
різниці концентрацій речовин у клітині й поза нею. Однак більша частина 
речовини попадає всередину клітин за допомогою специфічного білка-
переносника. Розчинний комплекс, що утвориться, речовина - переносник 
дифундує через мембрану в клітину, де він розпадається, і білок-переносник 
включається в новий цикл переносу[21]. 
Основну роль у процесі очищення стічних вод грають процеси 
перетворення речовини, які протікають всередині клітин мікроорганізмів. Ці 
процеси закінчуються окислюванням речовини з виділенням енергії й синтезом 
нових речовин, з витратою енергії. 
Всередині клітин мікроорганізмів відбувається безперервний і дуже 
складний процес хімічних перетворень. У строгій послідовності з високою 
швидкістю протікає велика кількість реакцій. Швидкість реакцій і їхня 
послідовність залежать від виду й вмісту ферментів, які виконують роль 
каталізаторів. Ферменти прискорюють тільки ті реакції, які протікають 
мимовільно, але з дуже малою швидкістю [21]. 
Каталітичні реакції протікають на поверхні молекул ферментів, на якій 
виникають активні центри. У порівнянні з хімічними каталізаторами ферменти 
здатні діяти в більш м'яких умовах, тобто при невисоких температурах, 
нормальному тиску й реакції середовища, близької до нейтрального. Іншою 
особливістю ферментів є те, що кожний з них взаємодіє тільки з певною хімічною 
сполукою й каталізує одне з багатьох перетворень, яким піддається дана хімічна 
сполука. При зміні складу й концентрації речовин потрібні ферменти іншого 
складу [3]. 
 
Таким чином, кожну реакцію каталізує один відповідний фермент. При 
цьому продукт однієї реакції служить субстратом для наступної. Все це є 
істотною відмінністю ферментного каталізу. 
Швидкість біохімічних реакцій визначається активністю ферментів, що 
залежить від температури, рН середовища і присутності в стічній воді різних 
речовин. З підвищенням температури швидкість ферментативних процесів 
підвищується, але до певної межі. Для кожного ферменту є оптимальна 
температура, вище якої швидкість реакції падає. Для руйнування складної суміші 
органічних, речовин необхідно 80-100 різних ферментів. 
До числа речовин (активаторів), які підвищують активність ферментів, 
відноситься багато вітамінів і катіони Са2+, Mg2+, Mn2+. У той же час солі важких 
металів та антибіотики є інгібіторами [44]. Вони блокують активні центри 
ферменту, перешкоджаючи його реакції із субстратом, тобто різко знижують 
активність. Швидкість утворення й розпаду ферментів залежить від умов росту 
мікроорганізмів і визначається швидкістю надходження в клітину речовин, що 
інгібують і  активують біохімічні процеси. 
Клітини кожного виду мікробів мають певний набір ферментів. Деякі з них 
незалежно від субстрату постійно присутні в клітинах мікроорганізмів. Такі 
ферменти називаються конститутивними. Інші ферменти синтезуються в клітинах 
внаслідок яких-небудь змін у навколишнім середовищі, наприклад зміни складу 
або концентрації забруднень стічних вод. Ці ферменти з'являються в період 
пристосування організмів до зміни середовища, тому називаються адаптивними. 
Строки адаптації (пристосування) різні й тривають від декількох годин до 
десятків і сотень днів [27]. 
Якщо в стічних водах перебуває кілька речовин, то процес окислювання 
буде залежати від вмісту й структури всіх розчинених органічних речовин. У 
першу чергу будуть окислятися ті речовини, які необхідні для створення 
клітинного матеріалу й для одержання енергії. Інші речовини споживаються 
мікроорганізмами залежно від набору ферментів з рівними або різними 
швидкостями окислювання одночасно або послідовно. Порядок окислювання 
речовини позначається на тривалості очищення стічних вод. При послідовному 
 
окислюванні речовини тривалість очищення визначається сумою тривалості 
окислювання кожної речовини окремо. 
Сумарні реакції біохімічного окислювання в аеробних умовах схематично 
можна представити в наступному вигляді: 
CxHyOz+(x+y/4+z/3+3/4)O ферменты
2   хСО2+(y–3)/2Н2O+NH3+ΔH,  (1.3.1) 
 
CxHyOz+NH +O  ферменты
3 2 С5Н7NO2+СO2+ΔH.               (1.3.2) 
 
Реакція (1.3.1) показує характер окислювання речовини для задоволення 
енергетичних потреб клітини, реакція (1.3.2) – для синтезу клітинної 
речовини[10].  
Витрати кисню на ці реакції становлять БСКповн стічної води. Якщо процес 
окислювання проводити далі, то починається перетворення клітинної речовини: 
 
С Н МO +5O ферменты
5 7 2 2   5СO2+NН3+2Н2O+ΔH,                  (1.3.3) 
 
NH +O ферменты
3 2   HNO +O ферменты
2 2   HNО3,              (1.3.4) 
 
де CxHyOZN – всі органічні речовини стічних вод;  
C5H7NO2 – середнє співвідношення основних елементів у клітинній 
речовині бактерій;  
ΔH  - енергія. 
Загальна витрата кисню на чотири реакції приблизно вдвічі більша, ніж на 
(1.3.1) і (1.3.2). Як видно з реакцій, хімічні перетворення є джерелом необхідної 
для мікроорганізмів енергії. Живі організми здатні використати тільки зв'язану 
хімічну енергію. Універсальним переносником енергії в клітині є 
аденозинтрифосфорна кислота (АТФ), що утвориться в ході реакції приєднання 
залишку фосфорної кислоти до молекули аденозиндифосфорної кислоти (АТФ): 
АТФ + Н3РO4 ⇄ АТФ+Н2О.                                (1.3.4) 
 
 
Велика кількість біохімічних реакцій здійснюється за участю коферменту 
А. Кофермент А (або КоА, КоА – SH кофермент) є похідним                                  
- меркаптоетмуламіду пантотенової кислоти й нуклеотиду – аденозин-3,5-
дифосфата (C21H36O167P3S). Його молекулярна маса 767,56. Чистий КоА – білий 
аморфний порошок, добре розчинний, у воді, є сильною кислотою, з важкими 
металами утворює нерозчинні у воді меркаптиди, легко окислюється (I2, Н2O2, 
КMn4, а також киснем повітря) з утворенням дисульфідів, особливо в присутності 
важких металів. КоА активує карбонові кислоти, утворюючи з ними проміжні 
з'єднання [10]. 
Мікроорганізми здатні окислювати багато органічних речовин, але для 
цього потрібен різний час адаптації. Легко окисляються бензойна кислота, 
спирти, хлоргідриди, ацетон, гліцерин, анілін, складні ефіри й ін. Так, одно-, 
двох- і трьохатомні спирти, а також вторинні спирти добре окисляються, а 
третинні спирти окисляються з невеликою швидкістю. Різною швидкістю 
окислювання володіють хлорпохідні органічні сполуки, а нітросполуки погано 
окисляються [29]. Наявність функціональних груп збільшує здатність до 
біологічного руйнування з'єднань у такій послідовності: -СН3, –ООССН3, –СНО, -
СН2ОН, –СНОН, –СООН, –CN, –NH2, –ОНСООН, –SO3H. 
Наявність подвійного зв'язку в деяких випадках полегшує біологічне 
розкладання з'єднань. Зі збільшенням молекулярної маси речовини швидкість 
біологічного окислювання зменшується. Поверхнево-активні речовини 
окисляються з різною швидкістю. 
Установлено, що речовини, які перебувають у стічних водах у колоїдному 
або мілкодисперсному стані, окисляються з меншою швидкістю, ніж речовини, 
розчинені у воді. Спочатку в стічних водах із суміші речовин в першу чергу 
окисляються ті речовини, які краще засвоюються мікроорганізмами [6]. 
Окислення органічних речовин до СО2 і Н2О відбувається в кілька стадій. 
Окислення вуглеводів описується складною схемою: 
 
С6Н12O6 ферменти ферменти
→          C3H4O3 →          СН3–СО–S–КоА→ЦТК→СO2+Н2O. (1.3.5) 
 
 
Метан окисляється за схемою: 
 
СН4→СН3ОН→НСНО→НСООН→СO2.                          (1.3.6) 
 
Етиловий спирт мікроорганізми перетворюють в оцтову кислоту, який після 
реакції з ацетил-КоА включається в ЦТК: 
 
СН3СН2ОН→СН3СНО→СН3СООН→Ацетил-КоА→ЦТК.  (1.3.7) 
 
 
 
Окислення вуглеводнів здійснюється за такими рівняннями: 
 
O
СН3(СН2)nСН 2
3 СН3(СН2)nСН2ОН→СН3(СН2)nСНО→ 
→СН3(СН2)nСООН→- Окислення → Ацетил-КоА→ЦТК.           (1.3.8) 
 
При очищенні стічних вод під дією бактерій, що нітрифікують, протікають 
процеси нітрифікації й денітрифікації. Бактерії, що нітрифікують, окисляють 
азотоамонійні з'єднання спочатку до нітритів, а потім до нітратів. Цей процес 
називається нітрифікацією й протікає  він у дві стадії [10]. Він є кінцевою стадією 
мінералізації азотовмісних органічних речовин. Присутність нітратів-іонів в 
очищеній стічній воді є одним з показників повноти очищення: 
 
NH ++O ферменты ферменты
4 2   HNO2+O2   НNО3.            (1.3.9) 
 
Кількість активного мулу, необхідного для нітрифікації, розраховують, 
виходячи зі вмісту органічних речовин, концентрації азоту й аміаку в стічних 
водах, активності мулу. Враховують також здатність росту й розмноження 
мікроорганізмів активного мулу в умовах зміни навантаження й окислювально-
відновного потенціалу мулу. 
Під дією денітрифікуючих бактерій зв'язаний кисень відщеплюється від 
нітритів і нітратів і знову витрачається на окислювання органічних речовин. Цей 
 
процес називається денітрифікацією. Умовами здійснення процесу денітрифікації 
є: наявність органічних речовин, невеликий доступ кисню, нейтральна реакція. 
Денітрифікація – процес багатостадійний і може протікати з утворенням 
аміаку, молекулярного азоту або оксидів азоту. При очищенні стічних вод 
денітрифікація протікає головним чином з утворенням азоту  і NH3: 
 
NH2OH  NH3
NO-
3→NO2→NO |                                (1.3.10) 
N2O N2
 
Азотовмісні з'єднання розкладаються з виділенням азоту у вигляді аміаку. 
Наприклад, карбамід розкладається за рівнянням: 
 
CO(NH2)2+2H2O→(NH4)2CO3⇄2NH3+CO2+H2O.  (1.3.11) 
 
Розкладання органічних сполук може відбуватися через утворення 
амінокислот, які далі виділяють аміак при протіканні різних процесів. 
Процес окислювання сірчаних з'єднань бактеріями може бути 
представлений наступними схемами: 
 
HS-→S→S O 2-→S O 2-→SO 2                                                   
2 3 4 6 4 (1.3.12) 
або 
 
HS-→S O 2-→S O 2-
2 2 2 3 →S O 2- 2-
2 5 →S2O7 →SO 2-
4 .                 (1.3.13) 
 
При окислюванні сірководню спочатку утвориться сірка, що накопичується 
в клітинах у вигляді запасної речовини: 
 
2H2S+O2→2H2O+2S+ΔH.                       (1.3.14) 
 
Потім при недостачі H2S іде реакція: 
 
2S+3O2+2H2O→2Н2SО4+ΔH.                             (1.3.15) 
 
 
З інженерної точки зору визначальними для технологічного і 
конструктивного оформлення процесу біологічного очищення являтимуться 
швидкості вилучення забруднень з води, що очищається, тобто власне процесу 
очищення води і швидкості біохімічного розкладання забруднень, що 
вилучаються. В зв'язку з цим представляють інтерес основні закономірності 
розвитку колонії мікроорганізмів, що вводяться в контакт з рідиною, що містить 
поживні речовини, при достатньому забезпеченні її розчиненим киснем [27]. У 
цьому розвитку можна виділити наступні фази, рисунок 1.3.1: 
І - лаг-фазу, або фазу адаптації, яка спостерігається відразу після введення 
мікробіальної культури в контакт з поживним середовищем і в якій практично не 
відбувається приросту біомаси. Тривалість цієї фази залежить як від природи 
органічних речовин і міри адаптованості мікроорганізмів до них, так і від умов, в 
які вноситься мікробіальна маса; 
ІІ - фазу експоненціального росту (фазу прискореного росту) 
мікроорганізмів, в якій надлишок поживних речовин і відсутність (чи дуже 
незначна присутність) продуктів обміну речовин сприяють підтримці 
максимально можливої в цих умовах швидкості множення клітин, визначуваною 
лише біологічною суттю процесу їх відтворення;  
III - фазу уповільненого росту, в якій швидкість зростання біомаси починає 
усе більше стримуватися у міру виснаження поживних речовин, накопичення 
продуктів метаболізму в культуральному середовищі;  
IV - фазу нульового росту (чи припинення росту), в якій спостерігається 
практично стаціонарний стан у кількості біомаси,  що свідчить про рівновагу між 
наявністю поживних речовин і накопиченою біологічною масою; 
V - фазу ендогенного дихання (чи фазу самоокислювання), в якій через 
нестачу живлення починаються відмирання і розпад клітин, що ведуть до 
зниження загальної кількості біомаси у біологічному реакторі.  
 
 
 
 
Рисунок 1.3.1 – Залежність приросту біомаси в аеробних умовах від 
концентрації поживних речовин. 
 
На рисунку 1.3.1 видно, що відміченим фазам росту мікробіальної маси 
відповідає і динаміка зміни концентрації поживних речовин, виражених через 
БСК, і, отже, можна зробити наступні дуже важливі для технічної реалізації 
процесу висновки:  
- при біологічному очищенні значна частина забруднень, що містяться в 
стічних водах, трансформується у біологічну масу або, іншими словами, 
розчинені і інертні зважені органічні речовини в результаті метаболічної 
активності мікроорганізмів і сорбційної здатності активного мулу 
перетворюються на біологічну масу, порівняно легко відділяєму від очищеної 
води; 
- тривалість вилучення і окислення органічних забруднень, що містяться в 
стічній воді, буде тим коротше, чим довше маса мікроорганізмів буде у контакті з 
ними; 
- при падінні вмісту органічних речовин в рідині нижче певної межі, що 
очищається, життєдіяльність мікроорганізмів триває, але вже або за рахунок 
накопичених поживних речовин, або за рахунок їх власної маси, тобто 
відмирання і окислення мікроорганізмів зі зниженням їх загальної маси. 
 
Встановлено, що мікробіальна маса, що піддалася дії фази 
самоокислювання, будучи введена знову в контакт з поживним середовищем, 
відновлює свою колишню метаболічну активність зі значною затримкою в 
порівнянні з біомасою, що не піддавалася цій дії. 
Так, якщо у фазах II і III йде бурхливе зростання біомаси, культура 
«омолоджується» і в ній переважають нові клітини, то у фазі IV спостерігається 
рівновага між ростом живих і розпадом відмерлих клітин, а у фазі V 
спостерігається переважання відмирання клітин над їх ростом. Природно, що 
фізіологічний стан клітин не залишається постійним на різних фазах росту 
біомаси і характеризуватиметься їх різною метаболічною активністю. Іншими 
словами, вік мікробіальної культури має істотний вплив на швидкість біохімічних 
процесів, що протікають у біологічному реакторі, і його підтримку у певному 
діапазоні дозволить забезпечити оптимальні умови розвитку біомаси для 
досягнення поставлених технологічних параметрів вилучення і окислення 
органічних забруднень із стічних вод, що поступають в аераційну споруду [29].  
Необхідний вік мікробіальної культури, її висока метаболічна активність і 
хороша седиментаційна здатність досягаються підтримкою лише необхідної 
кількості біомаси в аераційній споруді за рахунок виведення з неї її приросту і 
забезпеченням відповідної тривалості контакту біомаси із забрудненнями. 
З вищесказаного виходить, що співвідношення між кількістю живлення і 
масою мікроорганізмів у біологічному реакторі є найважливішою 
характеристикою, що визначає умови протікання в ньому біохімічних процесів. 
Стосовно аераційних споруд ця характеристика дістала назву «навантаження 
забруднень на мул» [30]. Під нею розуміється кількість забруднень, які 
поступають із стічною водою, що припадає на одиницю маси мулу в одиницю 
часу. Виражається ця величина зазвичай в міліграмах або грамах забруднення 
(ХСК, БСК або будь-якого іншого забруднення) на 1 г сухої речовини мулу за 1 
годину або в 1 добу. Останніми роками забруднення рахують не на 1 г сухої 
речовини мулу, а на 1 г сухої беззольної речовини мулу, що в якійсь мірі дозволяє 
враховувати метаболічну активність мулу. Це пов'язано з тим, що в активному 
мулі є присутніми близько 25-35% по масі мінеральних речовин, що не входять до 
складу мікробіальних клітин і які не беруть участь у біохімічних процесах. Слід 
 
зазначити, що беззольна речовина мулу також не виражає однозначно активну 
частину мулу, оскільки в нім можуть бути присутніми накопичені, але не 
перетворені на живі мікробіальні клітини органічні зольні речовини. Масу мулу в 
аераційній споруді виражають через його концентрацію в муловій суміші в 
грамах сухої речовини мулу в 1 л або в 1 м3 мулової суміші. Концентрацію 
активного мулу, підтримувану в експлуатаційному режимі аераційної споруди, 
називають «дозою активного мулу» або «робочою дозою». Таким чином, середнє 
навантаження на активний мул, наприклад, по забрудненнях, виражених через 
БСК, можна представити як:  
 
L
en
a (1 S)t
q  = i at
i                                                (1.3.16) 
де Len - БCК стічної рідини, що поступає в аераційну споруду, г/м3; 
     S – зольність мулу, д.о. 
    аі – доза мулу, г/м3; 
    tat – тривалість перебування рідини в аераційній споруді. 
 
Тоді навантаження на мул виразиться в грамах БСК, що поступає, на        1 г 
зольної речовини сухого мулу за 1 годину. 
Проте середнє навантаження на мул ще не означає, що уся кількість 
забруднень, що поступила в споруду, буде вилучена активним мулом. У 
біологічно очищеній стічній воді може залишатися певна кількість забруднень, 
що залежить від глибини очищення стічної води. При повному біологічному 
очищенні після відділення активного мулу ця кількість складає 12-20 мг/л по 
БСКповн. Різниця між БСКповн, що поступає в аераційну споруду і БСКповн, що 
виходить з неї, називається знятою БСКповн. Відношення тривалості аерації до 
маси мулу називають питомою швидкістю вилучення забруднень з очищаємої 
води, тобто швидкістю очищення [13].  
Виходячи з навантаження на активний мул, аеротенк може бути 
охарактеризований як високо навантажуваний при навантаженнях понад 0,5 г 
БСКповн на 1 г беззольної речовини сухого мулу в добу, такий, що має середнє 
навантаження при qi в межах 0,15-0,5 г БСКповн на 1 г беззольної речовини сухого 
 
мулу за добу, і низько навантажений при в межах ~ 0,065-0,15 г БСКповн на 1 г 
беззольної речовини сухого мулу за добу.  
Середнє навантаження на мул, і питома швидкість очищення можуть 
підтримуватися на певному рівні при дотриманні постійності добутку аі∙tat тобто 
дози мулу на тривалість його дії на забруднення. Умовно кажучи, збільшуючи 
дозу мулу в споруді і пропорційно скорочуючи тривалість перебування мулової 
суміші в аераційній споруді можна було б відповідно зменшити його об'єми. 
Залежно від таких чинників, як характер забруднень, навантаження на мул, 
тривалість відстоювання і ін., займаний мулом об'єм змінюється в досить 
широких межах. Для можливості порівняння значень рН показника, отриманих 
при різних технологічних режимах, введено стандартизоване поняття мулового 
індексу, тобто це є об'єм, мл, що доводиться на 1 г сухої речовини активного мулу 
після хвилинного відстоювання мулової суміші [34]. Муловий індекс 
характеризує седиментаційну здатність активного мулу, тобто схильність мулу до 
осідання. Оскільки після завершення процесу очищення води (вилучення і 
окислення забруднень з чистої води) активний мул має бути відокремлений від 
очищеної води, то здатність мулової суміші до розподілу на очищену воду і 
активний мул має дуже важливе значення.  
Мул, що добре осідає, має муловий індекс від 60-90 до 120-150 мл/г 
залежно від технологічного режиму роботи аераційних споруд і складу стічних 
вод. Як перевантаження, так і недовантаження активного мулу по забрудненнях 
(окрім інших чинників) призводять до різкого збільшення мулового індексу, 
названому «спуханням» мулу, рисунок 3.2, і підвищеному винесенню його з 
очищеною стічною водою. Отже, дозу мулу слід розглядати як оптимальну 
концентрацію активного мулу в аераційній споруді, що складається під впливом 
різних чинників, що характеризують той або інший технологічний режим роботи 
аераційних споруд, споруджень муловідокремлювання і ін [17]. В зв'язку з цим 
доречно говорити лише про деякі середні значення дози мулу в аераційних 
спорудах, відмітивши що вона може коливатися в межах 3-5 г/л - при 
продовженій аерації 3-4 г/л - при низьких навантаженнях на мул; 2,5-3,5 г/л - при 
середніх і 2-3 г/ л при високих навантаженнях.  
 
 
 
Рисунок 1.3.2 – Залежність мулового індексу від навантаження на мул. 
Чим вище значення робочої дози мулу в аераційній споруді, тим вище 
окислювальна потужність цієї споруди. Під нею розуміється кількість забруднень, 
що знімаються в одиницю часу масою активного мулу, що знаходиться в одиниці 
об'єму споруди. Зазвичай окислювальну потужність виражають в кілограмах 
знятих забруднень, що доводяться на 1 м споруди за добу. (Іноді цю величину 
називають об'ємним навантаженням на споруду). Можна сказати, що 
окислювальна потужність споруди відбиває його пропускну спроможність по масі 
забруднень при забезпеченні заданого або можливого для цих умов ефекту 
очищення [19]. 
Окислювальна потужність аеротенків може складати від 0,3 – 1 кг БСКповн 
до 2-3 кг БСКповн на 1 м3 споруди залежно від технологічного режиму його 
роботи.  
Підвищення дози мулу в аераційній споруді відповідно його окислювальної 
потужності без збитку для якості очищення є нині одним з напрямів 
інтенсифікації роботи аераційних споруд. 
Ще однією важливою характеристикою метаболічної активності мулу, що 
відзначалася вище, є вік мулу, під яким розуміється середня тривалість його 
перебування в біологічних спорудах. Оскільки частина споживаних мулом 
органічних забруднень іде на побудову нових бактерійних клітин, активний мул 
розвивається і його маса збільшується. Це збільшення називається приростом 
мулу і його, як і дозу мулу, виражають в одиницях концентрації, тобто в мг/л або 
г/л. Експериментально встановлено, що в масу приросту мулу включається 
 
близько 25-30% БСКповн, що знімається в спорудах і близько 75-80% зважених 
речовин, що поступили з водою. Оскільки в аеротенку може підтримуватися лише 
визначена для цих умов концентрація мулу, то приріст маси мулу повинен 
своєчасно видалятися з системи біологічного очищення. Інакше мул 
виноситиметься з потоком очищеної води, погіршуючи якість очищення. Цю масу 
мулу, тобто його приріст, називають надмірним активним мулом на відміну від 
маси мулу, що повертається із споруд муловідокремлювання в аераційний 
резервуар, і яка дістала назву циркуляційного активного мулу. Постійний приріст 
і видалення надмірного мулу з системи біологічного очищення поступово 
оновлюють мулову масу в аераційній споруді. Чим вище приріст мулу, тим 
більше кількість надмірного активного мулу, і, отже, тим швидше оновлюється 
мул і тим менше його вік.  
При занадто високій тривалості перебування мулу у біологічній системі в 
нім може виявитися високою і доля мінералізованого мулу або мулу, що піддався 
самоокислюванню. Це приведе до високої зольності мулу і відповідного 
зниження його метаболічної активності. Навпаки, при занадто низькій тривалості 
перебування мулу у біологічній системі в нім може виявитися відносно високою 
доля «неактивної», механічно включеної в мул і такої, що не асимілює 
забруднення, що також викличе зниження його метаболічної активності [32].  
Досвід експлуатації аераційних споруд показує, що прийнятна міра 
метаболічної активності мулу забезпечується при його віці в 2-5 діб. На жаль, які-
небудь конкретні рекомендації по розрахунку віку мулу під час розрахунку об'єму 
аераційних споруд в науковій або нормативній літературі не наводяться.  
Ефективність роботи аераційних споруд оцінюється такими показниками, 
як міра очищення по БСКповн (ХСК), приріст мулу, залишкові концентрації в 
очищеній воді БСКповн азоту амонійного, нітриту, нітратів, з'єднань фосфору або 
якого-небудь конкретного забруднення, зважених речовин після відділення мулу. 
Оцінка проводиться на основі лабораторних аналізів за визначенням якості 
стічної води, що поступає у споруди біологічного очищення і стічної води, що 
виходить з них, за усіма показниками, а також за визначенням дози мулу, 
концентрацією розчиненого кисню, температури, рН та ін.  
 
 
1.3.3 Застосування іммобілізованих культур в очищенні виробничих стічних 
вод 
 
При використанні додаткової біомаси мулу, розміщеної на носіях, 
очищення здійснюється кількома різними ценозами мулу, що дозволяє підвищити 
ефект біологічної очистки за рахунок збільшення робочої концентрації активного 
мулу, яка поділяється на дві основні групи: ценоз активного мулу, що 
знаходиться в зваженому стані, і ценоз біоплівки, прикріпленою до носіїв. 
Вік активного мулу на носіях більший, ніж у мулу у зваженому стані, який 
безперервно видаляється і оновлюється. 
Коли бактерії переходять від планктонного фенотипу до формування 
біоплівки, процеси їх біосинтезу радикально змінюються. Клітини починають 
синтезувати полімери, які захищають їх зв'язують між собою і з поверхнею. 
Утворення біоплівок складний комплексний динамічний процес, що 
складається з декількох етапів. Виділяють п'ять стадій розвитку бактеріальної 
біоплівки: 
1) первинне прикріплення мікроорганізмів до поверхні (адгезія) з 
навколишнього середовища (зазвичай рідини); 
2)  остаточне, необоротне, прикріплення; 
3)  дозрівання біоплівки; 
4)  ріст і утворення дорослої зрілої біоплівки в білково-полісахаридному 
каркасі; 
5)  дисперсія (викид бактерій або відділення), при якій періодично від зрілої 
біоплівки відриваються окремі клітини, здатні через деякий час прикріпитися до 
поверхні і утворити нову колонію. 
Основні етапи утворення біоплівки (адгезія; дозрівання, ріст і утворення 
дорослої зрілої біоплівки, відділення) показані на рисунку 1.3.3. 
 
 
 
Планктонні клітини,  
 
 
Прикріпленні клітин( адгезія) 
                                                                        
 
Мікроколонії ( дозрівання) 
      
Зріла біоплівка 
 
 
Клітини, що покинули біоплівку 
 
 
Рисунок 1.3.3 - Схема формування біоплівки. 
 
Біоплівка - це конгломерат колоній мікроорганізмів (бактерій), які 
прикріплені до поверхні або одна до одної. Заключені в матрикс синтезовані ними 
позаклітинні полімерні речовин, мають змінений фенотип, що виявляється 
іншими параметрами зростання і експресії специфічних генів 
Біоплівка не є однорідною субстанцією, вона гетерогенна в просторі і в часі, 
крізь біоплівку проходять водні канали, що несуть поживні речовини і вимивають 
продукти життєдіяльності мікроорганізмів. Мікроколонії займають приблизно 
35% від загальної маси біоплівки. 
Екстрацелюлярний матрикс є потужним біологічним клеєм, за допомогою 
якого біоплівка міцно прикріплюється до поверхні. 
Біоплівка є вершиною організації прокаріотичних спільнот. Прокаріоти 
взаємодіють один з одним, секретуючи сигнальні молекули, які впізнаються 
сусідами. Ці сигнальні молекули, звані аутоіндуктори, забезпечують 
скоординовану експресію генів в групі мікроорганізмів. Цей механізм дозволяє 
бактеріям діяти колективно, подібно клітинам в багатоклітинних організмі. 
 
В результаті зростання мікроколонії відбувається формування зрілої 
структури біоплівки, яка характеризується наявністю каналів, що забезпечують 
доступ поживних компонентів до мікроорганізмів, що знаходяться в ній. 
Полімерні полісахариди скріплюють біоплівку. Ці полісахариди також 
забезпечують захист від зовнішніх впливів, які надають шкідливу дію на 
планктонні мікроби. Зріла біоплівка являє собою динамічну структуру, від якої 
весь час відщеплюються мікроорганізми. Цей процес називається поширенням 
або фрагментацією [5]. Процес може відбуватися по всьому об'єму, в результаті 
чого група мікроорганізмів відкріплюється від біоплівки, але залишається 
вкрапленою в захисну полісахаридну матрицю. Перебуваючи в такій матриці, 
організми залишаються захищеними від зовнішніх впливів і, щоб продовжити 
зростання, можуть приєднуватися до сусідніх поверхонь. У той же час рухливі 
організми, подібно планктонним, можуть виходити з біоплівки, не порушуючи її 
структури. Такий метод поширення забезпечує «ознайомчу» діяльність мікробів, з 
тим щоб знайти в навколишньому середовищу місця для утворення нових колоній 
і при цьому не порушити життя всієї спільноти. 
Характерною особливістю біоплівки є наявність мембранних бульбашок. В 
бульбашки пакуються ферменти, призначені для транспортування до поверхні. 
Передбачається, що основна функція бульбашок в біоплівці - лізис частини 
клітин, які служать джерелом необхідних ростових факторів для інших членів 
мікробного співтовариства. При виснаженні джерела живлення в середовищі, 
бактерії біоплівки виділяють гідролітичні ферменти, що дозволяють 
використовувати полімери матриксу як джерела живлення і одночасно 
вивільняють їх у вигляді планктонних клітин, здатних знайти більш сприятливі 
для розмноження умови. 
Біоплівка надає захист від факторів зовнішнього середовища і може 
включати мікроорганізми різних класів (наприклад, бактерії і гриби). Завдяки 
існуванню у вигляді біоплівки популяція бактерій підсилює свій захист від 
фагоцитозу, ультрафіолетового випромінювання, вірусів і дегідратації, а також 
від антибіотиків. Зокрема, біоплівка здатна витримувати концентрації 
антибіотиків в 100 - 1000 разів більше, ніж пригнічують планктонні клітини. 
 
Реакція мікроорганізмів на зміну умов навколишнього середовища в 
біоплівці істотно відрізняється від реакції кожного окремого виду в монокультурі. 
Така організація забезпечує її фізіологічну і функціональну стабільність і, отже, є 
запорукою конкурентного виживання в екологічній ніші. 
При іммобілізації клітин шляхом прикріплення особливу увагу слід 
приділяти правильному підбору носія, придатного для промислового 
використання, і заселення його за потрібне мікроорганізмом або популяцією 
мікроорганізмів. 
Для забезпечення надійного очищення оброблюваної води при значній 
швидкості потоку необхідно утримувати в очисній споруді значну біомасу 
мікроорганізмів-деструкторів, а це можна досягти імобілізацією мікроорганізмів 
на носії. 
Прикріплені організми стійкіші до дії токсикантів, розмножуються швидше, 
ніж в підвішеному стані, характеризуються підвищеною метаболічної активністю. 
Іммобілізація - це прикріплення клітин мікроорганізмів або ферментів до 
нерозчинних, інертних носіїв. 
Іммобілізація клітин може відбуватися природним шляхом або може бути 
викликана хімічними або фізичними способами. Саме розвиток методів 
управління штучної або індукованої імобілізації призвело в даний час до 
усвідомлення переваг застосування в біологічних реакторах іммобілізованих 
клітин, за рахунок збільшення питомої поверхні насадки в системі. 
Методи клітинної іммобілізації поділяються на групи згідно з тим, який 
фізичний процес лежить в їх основі: 
- прикріплення; 
- проникнення; 
- включення чи агрегація. 
Прикріплення рисунок 1.3.4 – форма іммобілізації, при якій клітини яким-
небудь чином прикріплюються до поверхні носія. 
Прикріплення може бути наслідком природної адгезії або індукуватись 
хімічно. 
 
 
Рисунок 1.3.4  – Прикріплення клітин до поверхні або твердого носія. 
  
Клітини, не здатні до природного прикріплення до поверхні, можуть бути 
прикріплені за допомогою хімічних сполук (зшивання за допомогою глутарового 
альдегіду). У цих випадках міцність прикріплення така сама, як за природної 
адгезії. 
Прикріплені клітини контактують з навколишнім середовищем, частково 
відділяються від носія та переходять у рідку фазу. 
Проникнення, рисунок 1.3.5 – клітини самовільно потрапляють у пористі 
структури та, накопичуючись у процесі росту, “попадають у пастку”. Цей процес 
може відбуватись на мікроскопічному рівні на частинках мікропористого носія 
(цегли, коксу, кераміки) або на макроскопічному рівні, де частинки мають великі 
пори (до 0,1 мм) (сталевий дріт, скручений у клубок; сітчастий пінополіуретан). 
 
Рисунок 1.3.5 – Проникнення клітини у пористі структури. 
 
Клітини, що проникли у носій, захищені від механічного відриву під 
впливом зовнішніх дій, але не відділені від навколишнього середовища якоюсь 
межею, тому не можна вважати робоче середовище повністю вільним від клітин. 
Включення, рисунок 1.3.6 – іммобілізація включенням клітин у заздалегідь 
підготовану або утворену оболонку. Такою оболонкою може служити межа 
розділення фаз між двома рідинами, що не змішуються. 
 
 
 
Рисунок 1.3.6 – Включення клітин у заздалегідь підготовану або утворену 
оболонку. 
Такі системи дають можливість повністю очистити робоче середовище від 
клітин. 
Агрегація, рисунок 1.3.7 – іммобілізація об’єднанням клітин з утворенням 
великих агрегатів. Для посилення агрегації можуть використовуватись штучні 
флокулянти, які сприяють об’єднанню. 
  
 
 
 
Рисунок 1.3.7 - Агрегація – іммобілізація об’єднанням клітин з утворенням 
великих агрегатів. 
 
Найбільше поширеними є три групи очисних споруд для біологічного 
очищення, які відрізняються за видом розміщення в них активної біомаси: 
- біомаса закріплена нерухомо, а стічна вода рухається; 
- біомаса знаходиться у стічній воді у вільному стані; 
- перший і другий варіанти поєднані. 
Клітинна іммобілізація як прокаріотичних, так і еукаріотичних клітин 
дозволяє створювати біочасточки різних розмірів, об’ємів і щільності. 
Впровадження всередину готових структур зазвичай є природним 
наслідком зростання клітин, причому ефективність іммобілізації залежить від 
типу клітин і носія. 
Товщина плівки може бути кілька міліметрів. 
Переваги процесу: 
1. Досягнення надзвичайно високої концентрації клітин, що веде до 
збільшення загальної продуктивності системи. 
2. Можливість проведення безперервного реакційного процесу при будь-
якому протоці рідини без ризику вимивання клітин. 
3. Можливість багаторазової культивації з використання тих же клітин. 
4. Можливість іммобілізації клітини кількох видів відокремлено один від 
одного. 
Іммобілізація має обмеження: 
- приготування іммобілізованих клітин часто є більш витратною операцією 
у порівнянні з традиційними методами. 
При іммобілізації клітин шляхом прикріплення особливу увагу слід 
приділяти правильному підбору носія, придатного для промислового 
 
використання, і заселення його потрібними мікроорганізмами або популяцією 
мікроорганізмів. 
Як завантаження можуть бути використані органічні і неорганічні носії - 
кераміка, глина та інші, особливу увагу в останні роки привертають 
багатопористим носіям. 
Завдяки різноманітності і доступності синтетичні полімерні матеріали 
широко використовуються як носії для іммобілізації. До них відносяться 
полімери на основі стиролу, акрилової кислоти, полівінілового спирту, поліамідні 
і поліуретанові полімери. 
Більшість синтетичних полімерних носіїв володіють механічною міцністю, 
а при утворенні забезпечують можливість варіювання в широких межах 
величиною пор, введення різних функціональних груп. Деякі синтетичні полімери 
можуть бути зроблені в різних фізичних формах (труби, волокна, гранули, кулі, 
ковпачки). 
Прикріплена біомаса збільшує загальний час перебування активного мулу в 
системі, що особливо важливо для споруд, що очищають складноокислюєму 
органіку. Зростання концентрації мулу і загальної біомаси призводить до 
зниження навантажень на мул, а, отже, до придушення нитчастого бактеріального 
спухання і поліпшення якості очищення. 
 
1.3.4 Вплив різноманітних чинників на процес біологічної очистки стічних вод 
 
На біоценоз активного мулу впливають 2 види факторів: біотичні - 
визначаються живими організмами і абіотичні - фактори неживої природи. 
Основними абіотичними факторами, які впливають на мул і які визначають 
його задовільну роботу є: 
- температура; 
- концентрація водневих іонів (рН); 
- залпові концентрації отруйних речовин; 
- різноманітність і збалансованість "біогенних" речовин; 
- вміст кисню; 
- наявність в стічних водах токсичних для мікроорганізмів речовин; 
 
- гідравлічні навантаження. 
Температура - впливає на ефективність процесу механічного відстоювання, 
на інтенсивність обміну речовин у організмів активного мулу і споживання 
розчиненого кисню. У зимовий час при температурі стічної води    4 °С 
ефективність відстоювання знижується на 20% (за 1,5 години), тому час 
перебування стічних вод в первинних відстійниках збільшують на 40%. 
Оптимальні умови для життєдіяльності мікроорганізмів в процесі 
біологічного очищення: 16-23 0С, максимально допустима температура 40 0С. 
При зниженні температури швидкість окислення в аеротенках 
сповільнюється, так як знижується. біологічна активність мікроорганізмів. 
Розчинність кисню у воді при цьому збільшується. При підвищенні температури 
швидкість споживання кисню збільшується, так як прискорюється обмін речовин, 
і зростає проникність бактеріальних клітин. В результаті, бактерії стають більш 
чутливими до дії токсичних речовин. Несприятливо діють на активний мул 
швидкі перепади температури. В цьому випадку організми не встигають 
пристосуватися і гинуть.  
Концентрація водневих іонів (рН) - зміна рН середовища від 6,5 до 9,0 
допустимою є тільки при прийомі стічних вод в системи міської каналізації. Для 
нормальної роботи активного мулу необхідно нейтральне значення рН, оптимум 
від 6,5-7,8. При зниженні рН знижується обмін речовин у бактерій, відбувається 
дефлокуляція (руйнування) пластівців активного мулу, внаслідок чого мул погано 
осідає у вторинних відстійниках. 
При рН нижче 5,0 бактерії активного мулу витісняються грибами. При рН 
вище 9,5 клітини активного мулу гинуть. Підтримка рН від 6,7 до 7,8 - дуже 
важлива умова успішного перебігу процесу нітрифікації на спорудах біологічної 
очистки.  
Питомі навантаження на мул - визначаються кількістю забруднюючих 
речовин на 1 г беззольної речовини активного мулу. Щоб знайти частку 
беззольної речовини, необхідно відняти від 100% зольність у відсотках, що 
визначена в зворотному мулі (або від 1 відняти зольність, визначену в частках 
одиниці), де забруднення максимально мінералізовані. Питомі навантаження на 
 
мул виражають відношення кількості живлення до чисельності мікроорганізмів. 
Величина навантаження на різних спорудах різна:  
- низькі навантаження - менше 150 мг БСКповн на 1 г беззольної сухої 
речовини мулу на добу; 
- середні-200-350 мг на 1 г беззольної сухої речовини мулу; 
- високі - більш 400-900 мг на 1 г беззольної сухої речовини мулу. 
При навантаженнях по БСКповн 200-250 мг / г аеротенки забезпечують 
високу якість очищення, при навантаженнях понад 400 мг / г - робота стає 
нестабільною (підвищується муловий індекс, погіршується якість очищення). При 
навантаженнях 50-150 мг / г відбувається повна нітрифікація амонійного азоту до 
нітратів [10].  
Біогенні елементи. Всі клітини живих організмів складаються з одних і тих 
же хімічних елементів. На частку кисню, вуглецю, водню і азоту припадає до 98% 
маси клітини. Речовини, що входять до складу організмів і мають певне 
біологічне значення для їх життєдіяльності називаються біогенними. Одними з 
основних біогенних елементів для організмів активного мулу є сполуки азоту і 
фосфору, які відіграють важливу роль в обміні речовин у організмів. Елементи, 
які потрібні організмам в мізерно малих кількостях називаються 
мікроелементами. Для ефективного процесу очищення стічних вод повинна бути 
достатня концентрація основних елементів живлення - органічного вуглецю 
(БСК), азоту і фосфору. Для оптимального очищення має витримуватися 
співвідношення: БСК: До: Р = 100: 5: 1 (за масою). 
Біохімічний показник - це відношення величин БСКповн і ХСК. Він визначає 
ступінь придатності стічних вод для мікробіологічного окислення: 
- при БСК / ХСК - менше 0,5 - біологічне очищення є неефективним, краще 
застосовувати фізико-хімічне очищення; 
- при БСК / ХСК - більш ніж 0,5-0,7 - біологічне очищення є можливим; 
- після біологічного очищення БСКповн / ХСК має бути 0,1-0,2; 
- ХСК у воді, що надходить повинно бути більше БСКповн не більше, ніж в 
1,5 рази; 
- ХСК у воді, що надходить повинно бути більше БСК5 не більше, ніж в 2,5 
рази. 
 
При проектуванні очисних споруд передбачають різну ступінь очищення 
стічних вод: 
- неповне - БСКповн більше 20 мг / л; 
- повне - БСКповн менше 20 мг / л; 
- повне з нітрифікацією азоту амонійного - коли концентрація нітратів на 
виході становить 5-6 мг/л.  
Контрольовані показники процесу очищення стічних вод: період аерації і 
вміст кисню; час контакту активного мулу з стічної водою визначаються 
технологічним параметром - періодом аерації (год.), і визначається за формулою: 
 
                       τ= W/g,                                                   (1.3.17 ) 
де W - об’єм аеруємих споруд, м3; 
      g - витрати води, м3/год. 
 
Тривалість часу аерації передбачається проектом, і залежить від складу 
стічних вод. Чим складніше склад стічних вод, тим триваліший період аерації. 
Його продовження необхідно для забезпечення глибокого окислення складних 
забруднюючих речовин. 
Найбільша потреба в кисні характерна для аеротенків - витискувачів, на 
вхід яких надходять стічні води з великим вмістом забруднень. У міру просування 
стічних вод по аеротенках ступінь аерації можна знижувати. Норма вмісту кисню 
- 1,0-2,0 мг/л, хоча мікроорганізми (мікроаерофіли) можуть витримувати 
зниження до 0,5 мг / л.  
Подача кисню забезпечує наступні процеси: 
- дихання мікроорганізмів; 
- перемішування мулової суміші; 
- видалення метаболітів; 
- хемоокислення забруднень; 
- нітрифікація амонійного азоту. 
Сухий залишок - це загальна кількість розчинених, зважених і колоїдних 
домішок в натуральній пробі стічної води. Щільний залишок (або сухий залишок 
в фільтраті) - це кількість домішок в фільтрованій пробі, яке залишається після 
 
відділення від неї зважених речовин. Щільний залишок становить приблизно % 
частини від маси сухого залишку. Високе значення щільного залишку (вище 10 
г/л) згубно впливає на клітини бактерій і найпростіших. По ходу очищення 
значення щільного залишку практично не змінюється. 
Зольність характеризує вміст мінеральних речовин в активному мулі, 
виражене у відсотках або частках одиниці. Норма - 20-30% або 0,2-0,3 в частках 
одиниці. Зольність визначається в зворотньому мулі, де забруднюючі речовини 
максимально мінералізовані. Вона залежить від вмісту в мулі піску, дрібних 
нерозчинних частинок, від глибини мінералізації забруднень, і від зольності 
самих клітин мулу. Зольність визначається як відношення маси залишку після 
прожарювання до маси спочатку взятого зразка, виражене у відсотках: 
 
                                    Sл= М/d,                                                (1.3.18) 
де  M- маса залишку після прокалювання (маса золи, в г); 
d - маса попередньо взятого зразку (по сухій речовині, г) 
S Л - зольність у відсотках. 
 
Сульфати, хлориди - по ходу очищення в аеробних умовах аеротенку 
практично мало змінюються, вони не підлягають біологічному очищенню. 
Сульфати в анаеробних умовах відновлюються до сульфідів, які випадають в 
осад, переважно у вигляді сульфідів заліза, цей процес може проходити в 
застійних зонах очисних споруд і в водопровідних мережах, якщо вони мало 
використовуються. Кількість хлоридів в стічних водах не має істотного значення 
для біологічної очистки, поріг по хлоридам для життєдіяльності мікроорганізмів 
визначено в 5-20 г / л. 
Таблиця 1.3.1 - Склад органічних речовин в неочищених стічних водах по 
величині часток 
Показник Види часток 
Розмір, Розчинні Колоїдні Грубі суспензії 
мкм Плаваючі Осідаючі 
істинно зважені речовини 
речовини 
 
П оказник менше 0,003-1,0 1,0-100,0 
РОозмір, 0,001 15 26 100,0 і більше 
рг мкм 
ані
чні речовини в стічній воді, можуть бути в нерозчинному, розчиненому і 
колоїдному станах (в залежності від розміру часток). У міру проходження стічних 
вод по очисним спорудам, спочатку видаляються більші частки органічних 
речовин, потім більш дрібні. 
Потенційно токсичні речовини - важкоокислюємі з'єднання промислового 
походження. Груповим показником їх присутності в стічній воді умовно можна 
вважати різницю між показниками ХСК та БСКповн. Чим більше перевищення 
ХСК над БСК) тим більше в пробі вміст речовин промислового походження, і тим 
вище токсичність води. До потенційно токсичних речовин відносяться важкі 
метали, органічні галогени, пестициди, інсектициди, гербіциди, синтетичні 
поверхнево-активні речовини, поліароматичні вуглеводні та інші. Найбільш 
токсичними в стічних водах є дві групи речовин: важкі метали та органічні 
токсиканти (нафтопродукти, пестициди, ПАР, діоксини та ін.). 
Важкі метали - найбільш поширена група токсичних речовин, присутніх в 
стічних водах. Важкі метали у вигляді солей, оксидів і гідроксидів постійно 
зустрічаються в стічних водах багатьох галузей промисловості. У неочищених 
стічних водах вони можуть перебувати у зваженій, колоїдній та розчиненій 
формах, Найбільш токсичні розчинені форми сполук металів. У кислому 
середовищі з'єднання металів найбільш небезпечні для активного мулу. Сполуки 
металів майже не руйнуються біохімічним окисленням. Частково з'єднання 
металів сорбуються активним мулом, і потім через ряд біохімічних процесів 
переводяться в неактивну форму. Інша частина іонів важких металів утворює 
комплекси з білком активного мулу. В обох випадках, відбувається накопичення 
сполук металів в активному мулі. Контрольовані показники процесу очищення 
стічних вод від міді, хрому, алюмінію, свинцю, нікелю та цинку. Вони мають 
несприятливу дію на активний мул вже при концентраціях від 1 до 5 мг/л. На 
токсичність сполук металів впливає температура, вміст кисню, рН, жорсткість 
стічної води, доза активного мулу в аеротенках, вік мулу, адаптація мулу до 
 
металів, а також спільна присутність інших токсикантів (ПАР, фенолу та ін.). 
Деякі комбінації сполук металів, такі як сполуки міді і заліза, міді і нікелю, міді і 
цинку, міді і кадмію, більш токсичні, ніж кожне з цих сполук окремо. При 
токсичному віз дії сполук металів на біоценоз активного мулу, в першу чергу 
зникають інфузорії, коловертки, хижаки, внаслідок цього збільшується кількість 
стійких видів нитчастих організмів, зооглейних бактерій, раковини амеб. 
Кількість видів в біоценозі знижується, і відбувається нитчасті спухання 
активного мулу. 
Органічні токсиканти зазвичай видаляються шляхом сорбції активним мулом. 
Нафтопродукти. Під терміном "вміст нафтопродуктів" прийнято розуміти 
сумарний вміст вуглеводнів, які екстрагуються чотирихлористим вуглецем, 
гексаном або петролейним ефіром. Нафта і нафтопродукти можуть знаходитися в 
стічній воді у вигляді плівки, в розчиненому, емульгованому і зваженому стані. 
На міські очисні споруди можуть надходити стічні води з концентрацією 
нафтопродуктів до 20-28 мг / л, але тільки в тому випадку, якщо біоценоз 
активного мулу добре адаптований до них і в мулі присутні не менше 10% 
мікрофлори, здатної окисляти нафтопродукти. У первинних відстійниках 
відбувається розтікання нафтової плівки по поверхні, за рахунок випаровування 
летючих фракцій, плівка стає в'язкою і осідає на стінках відстійників у вигляді 
грудочок, які слід видаляти механічним способом. 
Окислення нафтопродуктів відбувається тільки в аеробних умовах 
аеротенків. Цей процес залежить від хімічного складу нафти, наявності балансу 
між надходженням нафтопродуктів і їх руйнуванням, фізико-хімічних умов в 
аеротенках, технології режиму очищення і властивостей активного мулу. 
Біохімічному розкладу піддається частина розчинних з'єднань нафтопродуктів. 
Інша частина розчинних, але не окислюємих нафтопродуктів, проходить 
транзитом через аеротенк. Для їх видалення слід застосовувати доочищення з 
використанням сорбентів. Нерозчинні нафтопродукти окислюються в меншій 
мірі, вони лише накопичуються в активному мулі (до 65% -80%), порушуючи 
процеси відстоювання активного мулу у вторинних відстійниках. Вміст 
нафтопродуктів в зворотному мулі більше 10-15% від його сухої маси є межею, 
після якого наступає деградація активного мулу. 
 
Нормальні умови для біоокислення стічних вод з підвищеним вмістом 
нафтопродуктів наступні: 
- температура від 18 до 32 0С;  
- рН 6,8-7,8; 
- оптимум кисню; наявність 10% адаптованих мікроорганізмів, баланс 
біогенних речовин; високий вік мулу (10-12 діб);  
- доза мулу - 2-4 г/л і відсоток регенерації мулу 50% -100%. 
 
  
 
2. ВИБІР І ОБҐРУНТУВАННЯ МЕТОДІВ І МЕТОДИК ВДОСКОНАЛЕННЯ 
ОБ'ЄКТУ ДОСЛІДЖЕННЯ 
 
2.1 Методика визначення вмісту нафтопродуктів в стічній воді 
 
Для аналізу вмісту нафтопродуктів у стічній воді використовуємо 
аналізатор АН - 2.  
Проведення аналізу включає в себе наступні стадії: 
– отримання екстракту, 
– визначення вмісту нафтопродуктів в пробі води. 
Для отримання екстракту використовується екстрактор. 
Вміст нафтопродуктів в пробі води визначається концентратоміром при 
вимірюванні концентрації нафтопродуктів в екстракті. 
Отримання екстракту. 
При екстракції нафтопродуктів з проби води необхідно для кожного 
діапазону вимірювання дотримуватися співвідношення між об’ємом проби води і 
об’ємом екстрагенту, зазначені в таблиці 2.1. 
 
Таблиця 2.1 – Співвідношення між об’ємом проби води і об’ємом 
екстрагенту 
Діапазон виміру, мг / л 0,04-1,0 1,0-10,0 10,0-100,0 100,0-
1000,0 
Об’єм проби води, мл 500 100 20 5 
Об’єм екстрагенту, мл 10 10 20 50 
Співвідношення обсягів     
проби води і екстрагенту 50:1 10:1 1:1 1:10 
 
 
Необхідний діапазон встановлюється кнопкою «ДІАПАЗОН». 
Показання концентратоміра відповідають вмісту нафтопродуктів в 
аналізованій пробі води тільки при дотриманні зазначених в таблиці 2.1 
співвідношень.  
 
Для отримання необхідних об’ємів проб води і екстрагенту 
використовується мірний посуд. 
Дозування проби води 500 мл проводять циліндром 1-500, 100 мл - 
циліндром 1-100; 50 і 20 мл - циліндром 1-50; 5 мл - циліндром 1-10. 
Дозування об’єму екстрагенту 5,10 і 20 мл здійснюють піпеткою 6-2-10, 50 
мл - циліндром 1-50. 
Заливаємо в бутель екстрактора необхідні для обраного діапазону 
вимірювання об’єми проби води і екстрагенту (див. табл. 2.1). 
На діапазонах вимірювання 10,0-100,0 і 100,0-1000,0 мг/л після дозування 
води в екстракторі промити використаний мірний посуд дозованим об’ємом 
екстрагенту і злийти його в екстрактор. Для діапазонів вимірювання 0,04-1,0 і 1,0 
-10,0 мг/л промивка такого посуду дозою екстрагенту не є обов'язковою. За 
допомогою кришки з гумовою прокладкою загерметизувати бутель екстрактора. 
При аналізі вод з концентрацією нафтопродуктів в воді від 0,04 мг/л до 0,1 
мг/л з метою підвищення точності рекомендується виконати два паралельних 
визначення. Якщо середньоарифметичний результат визначення перевищує 0,06 
мг/л, його приймають за результат аналізу. В іншому випадку рекомендується 
провести ще два визначення і прийняти за результат аналізу 
середньоарифметичний результат чотирьох визначень. 
Встановити бутель, заповнений пробою води і екстрагентом, в екстрактор. 
Подивіться, до якого номеру роз'єму концентратоміра підключений 
екстрактор. Натиснти і відпустити кнопку того ж номера включення екстракторів. 
При цьому повинен загорітися індикатор включення відповідного екстрактора, 
бутель екстрактора повинен обертатися. 
Під час екстракції світловий індикатор має постійне світіння, а потім, після 
закінчення екстракції протягом 5 хв, переривчасте. 
При роботі з екстрактором після закінчення процесу екстракції перелити 
вміст пляшки екстрактора в воронку. Відстояти суміш протягом 5-10 хв. Злити, 
відкривши кран воронки, нижній шар екстракту в кількості 6-8 мл в пробірку, 
склянку або циліндр місткістю 10 мл, не допускаючи попадання крапель води в 
екстракт. Після закінчення процесу екстракції повертати бутель шийкою вгору 
слід плавно, щоб уникнути поломки редуктора. 
 
Якщо в отриманому екстракті міститься стійка водна емульсія або 
потрапила крапля води, внести в цей екстракт 0,5-1,0 г безводного сірчанокислого 
натрію, струсити ємність з екстрактом, після цього дати відстоятися. Потім 
освітленим екстрактом заповнити кювету концентратоміра. 
Якщо кількість отриманого екстракту є недостатньою, провести повторно 
екстракцію з новою порцією аналізованої проби води і екстрагенту. Зібрати в 
приймальний посуд екстракт, отриманий в результаті двох екстракцій. 
Визначення вмісту нафтопродуктів в пробі води.  
Увімкнути і прогріти концентратомір протягом 30 хвилин. Вийняти кювету 
з кюветного відсіку. Встановити необхідний діапазон виміру послідовним 
натисканням кнопки «ДІАПАЗОН». Перші три діапазони вимірювання 
висвічуються світловою індикацією. Обполоснути внутрішню поверхню кювети 
невеликою кількістю аналізованого екстракту. 
Залити в кювету (до повного заповнення) екстракт і після 10 сек. часу 
відстою встановити її в кюветний відсік концентратоміра. Стале показання 
цифрового табло концентратоміра покаже концентрацію нафтопродуктів у пробі 
води. Вийняти кювету з кюветного відсіку і вилити в приймальний посуд вміст 
кювети. Промити кювету екстрагентом для забезпечення чистоти аналізу при 
наступних вимірах. 
 
2.2 Методика визначення ХСК на приладі AL200 COD 
 
2.2.1 Підготовка приладу до роботи 
 
Підготовка проби стічної води до аналізу. 
З метою підготовки зразка стічної води для проведення аналізу на ХСК: 
1. Відкрити реакційну пробірку з білою кришкою і додати вказаний об'єм в 
пробірку. 
Для ймовірно невисокого значення ХСК (за показами приладу             LR- 
/MR):  в пробірку налити 2 мл стічної води; 
Для ймовірно високого значення ХСК (за показами приладу HR):  в 
пробірку налити 0,2 мл стічної води. 
 
Зразки стічної води можна аналізувати, якщо вміст хлориду в них не 
перевищує 1000 мг / л (LR/MR) або 10 000 мг/л (HR). 
2. Підігріти пробу стічної води  в термостаті. 
Підключення термостату до мережі. 
Перед підключенням до джерела живлення необхідно перевірити, чи 
перемикач ON/OFF перемкнутий на "0". Далі необхідно перевірити, чи значення 
напруги (115 В/230 В) відповідає напрузі в електричній мережі. 
Функції кнопок термостату представлено на рисунку 2.1. 
 
Рисунок 2.1  − Функції кнопок термостата. 
Клавіша запуску “Start”: Натискаючи цю клавішу, робочий цикл почнеться з 
початку у вибиранному діапазоні температури та часу. Наприкінці робочого 
циклу зазвучить звуковий сигнал а нагрівач автоматично вимикається. 
Кнопка нагріву “Hеat”: натискання цієї кнопки включає термостат і він 
нагрівається до заданої температури. 
Клавіша "Теmp": натискання цієї кнопки дозволяє вибирати значення 
температури. Значення вибирається в інтервалі між 100/120 та 150 °С. Коли 
вибрана відповідна температура - світлодіод буде світитись. 
Клавіша часу “Time”: натискаючи цю клавішу можна вибирати час. Час 
можна вибрати між: 30/60/120 хв. Або ∞ (нескінченно). Коли буде вибрано час, 
відповідний світлодіод буде світитись. 
Після налаштування на дисплеї приладу автоматично відображаються 
останнє значення вибраної температури та часового інтервалу. Будуть горіти 
відповідні світлодіоди. 
 
Для включення нагріву необхідно натиснути кнопку "Hеat". Включення 
нагрівання сигналізується загорянням відповідного світлодіоду. 
Часовий проміжок і температура до і після натискання кнопки “Hеat” 
можуть бути змінені. 
При натисканні кнопки " Start ", таймер запускає робочі цикли, що 
відповідають обраному проміжку часу. 
В процесі нагрівання індикатор температури світиться блимаючим світлом. 
Коли обрана температура досягнута, індикатор температури перестає блимати і 
світиться постійно. 
По закінченню робочого циклу термостат вимикається автоматично. 
Увага !!! 
Не вставляти гарячі флакони в адаптер! Дати флакону охолонути до 
кімнатної температури мінімум 45 хвилин. Рекомендується залишити гарячі 
флакони для остигання протягом ночі. 
Очистити зовнішню частину флаконів рушником, щоб видалити відбитки 
пальців та інші знаки. 
 
2.2.2 Проведення вимірювань 
 
Зафіксувати адаптер для флаконів по 16 мм в камері зразка. 
Увімкнути пристрій, використовуючи клавішу «ON / OFF». 
На дисплеї відображається наступне: 
  - виберати необхідний тест за допомогою клавіші «MODE». 
Натиснути клавішу «ZERO / TEST». 
Символ "Діапазон" блимає приблизно біля 8 секунд. 
Після обнулення інформації зняти флакон з адаптера. 
Помістити зразок назад в адаптер переконавшись, що позначки на адаптері і 
приладі вирівняні. 
Далі натиснути клавішу «ZERO / TEST». 
Символ "Діапазон" блимає приблизно протягом 3 секунд. 
Результат з'являється на дисплеї: 
- LR- / MR-діапазон: в мг / л; 
 
- HR-діапазон: в г / л. 
Результат зберігається в пам’яті приладу автоматично. 
 
2.3 Методика визначення БСК на приладі BD 600 
 
1. По таблиці 2.2 визначаємо потрібний об’єм зразка, який залежить від 
приблизного значення БCК у стічній воді. 
Якщо приблизне значення БПК невідоме, то для побутових стічних вод 
можна вважати, що воно відповідає приблизно 80 % об’єму COD. 
 
 
Таблиця 2.2 – Визначення об’єму зразка проби від значення БCК у стічній 
воді 
Діапазон БCК в мг / л Об'єм зразка в мл Дозування інгібітору 
нітрифікації АТН 
0 – 40 428 10 капель 
0 – 80 360 10 капель 
0 – 200 244 5 капель 
0 – 400 157 5 капель 
0 – 800 94 3 каплі 
0 – 2000 56 3 каплі 
0 – 4000 21,7 1 капля 
2. Перевірити значення рН зразка стічних вод. Ідеальне значення рН лежить 
між рН 6,5 та 7,5. Будь-яке велике відхилення забезпечує меншу величину БПК. 
Якщо значення рН занадто високе, його можна нейтралізувати розведеною 
соляною кислотою (1 молярна) або розведеною сірчаною кислотою (1 молярна), а 
якщо значення рН є занадто низькими, його можна нейтралізувати розчином 
гідроксиду натрію (1 молярний ) 
3. Зразок добре перемішати, при потребі провести фільтрацію, або 
гомогенізувати.  
 
4. До вимірювальної пляшки додати точно необхідний об’єм відповідно 
таблиці об'ємною колбою. Інакше можуть виникнути великі помилки у 
вимірюванні. Рекомендовано провести подвійну або потрійну перевірку об’єму 
для кожного зразка. Можна очікувати різні результати для однакових зразків з 
різними частками твердих часток. Вимірювання слід повторити, якщо існують 
великі відхилення. 
5. Для стримування нітрифікації додати інгібітор Н нітрифікації. Особливо 
це слід враховувати при низькому діапазоні вимірювань 0 - 40 мг / л відповідно 
табл. 2.2. 
Коментар: Нітратні бактерії також споживають кисень. Це споживання 
може відбутися протягом перших п'яти днів, особливо у зразках з низькими 
значеннями БПК. Для тестування БПК споживання кисню на процес нітрифікації 
зазвичай не фіксується. Тобто за допомогою інгібітору нітрифікації  активність 
цих бактерій може бути придушена за допомогою ферментативного придушення 
таким чином, що деградація органічних речовин становить тільки БПК зразка. 
Якщо необхідно визначити споживання кисню в процесі нітрифікації (N-BOD), 
порівнюють результат аналізу з інгібітором нітрифікації та без нього. Різниця між 
значеннями БПК в результатах аналізів з інгібітором нітрифікації та без нього − 
відповідає споживанню кисню нітрифікуючими бактеріями. 
6. Покласти чисту магнітну мішалку в кожну пляшку та наповнити сухі 
резинові пробірки 3 - 4 краплями 45 % розчину гідроксиду калію (для зв'язування 
двоокису вуглецю). Помістити резинові пробірки в пляшки. 
УВАГА! Зразок ніколи не може контактувати з розчином гідроксиду калію. 
Це може призвести до фальсифікації вимірювань. 
УВАГА! Ніколи не треба використовувати змазки або інші мастильні 
матеріали як додаткову ущільнювальну допомогу для скріплених пляшок і 
датчиків БПК. Такі продукти можуть містити розчинники, які пошкоджують 
датчики. Це може призвести до серйозного пошкодження пластикового корпусу 
або навіть до повного знищення датчиків.  
7. Перед початком вимірювання підготовлену пробу довести до бажаної 
температури з інтервалом ± 1 °С. (наприклад, 20 °С ± 1 °С). Це відбуваєтться в 
 
корпусі термостата при постійному перемішуванні зразка в системі індуктивного 
перемішування. 
У BD 600 є додаткова функція автостарту, яка дозволяє використовувати 
зразки з температурою від 15 до 21 °С. Якщо функція автозапуску включена, 
система в певних інтервалах перевіряє, чи відбулося падіння тиску у пляшці БПК, 
а потім починає вимірювання часу (час починається не пізніше, ніж через три 
години після запуску датчиків БСК, незалежно від того, чи падіння тиску було 
виявлено чи ні). 
8. Ретельно закрутити тестові пляшки датчиками БСК. Це особливо 
важливо, тому що система повинна бути абсолютно герметичною. Потім 
помістити пляшки з датчиками БСК у стійку для пляшок, а стійку безпосередньо 
в корпус термостату. У разі необхідності відключення мережевого жилення, BD 
600 має резервний блок живлення від акумуляторів. 
9. На приладі в меню «Серія вимірювання початкового рівня» виставити 
приблизне значення БСК для кожної пляшки та почати вимірювання протягом 5 
днів. 
Якщо поряд з ХСК очищаємої води відомо і БСК, то для розрахунків ρ 
можна використовувати співвідношення: 
 
2
ρ  0,1164  XCK БСК 0,1427  .                           (2.1) 
 
Вид розрахункових залежностей для визначення основних показників 
роботи аеротенків залежить від конструкції аеротенка та організації потоків 
стічної і очищеної води, активного мулу, системи аерації. 
 
2.4 Опис дослідної установки та методика роботи на установці 
 
Експериментальна установка аеробного біологічного очищення 
промислових стічних вод представляє собою модель одноступеневого аеротенка - 
змішувача, що працює при безперервній аерації в стаціонарному режимі, з 
вторинним відстійником, рисунок 2.2.  
 
Для іммобілізації мікроорганізмів активного мулу, носії занурюються на 
певний час в концентровану (густу) суспензію клітин активного мулу. На 
зовнішній поверхні носіїв повинна утворитися біоплівка. Загальна питома площа 
поверхні для утворення біоплівки в установці - 18 м2/м3. Всього в аеротенку 
встановлюється 54 ковпачки; обсяг займаний матеріалом завантаження - 0,004 м3. 
Отже, об’єм в аеротенку - 28,6% загального робочого об'єму рідини. Далі носії 
переносяться в аеротенк для проведення досліджень. По закінченню досліджень 
очищена вода і активний мул виводяться з установки. 
  
 
2
4
E-4
Активний  мул
P-2
V-2
Очищена вода
3 Суміш
E-5
Стічні води
P-3 V-4
V-3
6
E-2
5 Надлишковий мул
1
Повітря
V-1
E-3  
1 – компресор; 2 – збірник активного мулу; 3 – збірник стічних вод; 4 – модель 
одноступеневого аеротенка – змішувача; 5 - носії мікроорганізмів активного 
мулу; 6 – ємність для очищеної води. 
Рисунок 2.2 - Експериментальна установка аеробного біологічного очищення 
промислових стічних вод без рециркуляції активного мулу. 
 
Досліди проводяться за умов сталої температури - 20 ºС. Стічні води НПЗ 
дозуються в модельну установку біологічної очистки із збірника 3. Активний мул 
в аеротенк подається із збірника 2. Активний мул приводиться в циркуляцію за 
допомогою системи аерації. Повітря в аеротенк 4 для аерації подавалося через 
диспергатори компресором 1. При достатній концентрації кисню створюються 
сприятливі умови для розвитку мікроорганізмів, які проводять процес 
біоокислення. Зустрічаючи на шляху завантаження бульбашки повітря проходять 
крізь отвори на поверхні завантаження та дробляться на бульбашки меншого 
діаметра, що створює більш сприятливі умови дифузії кисню в воду. Одночасно 
це створює рух мулової суміші і забезпечує перемішування всередині аеротенку. 
На поверхні біоплівки утворюються мікрозони з підвищеною концентрацією 
органічних речовин. Надлишкова маса мікроорганізмів в суміші з потоком води 
виноситься з псевдозрідженим шаром і розділяється в ємкості 6. Перша частина 
досліджень проводиться в стандартних умовах роботи промислових аеротенків, 
т.б. біоценозами активного мулу, що знаходився в підвішеному стані. Друга 
частина досліджень проводиться в умовах очистки стічної води як біоценозами 
 
активного мулу, що знаходився в підвішеному стані, так і біоплівкою, 
прикріпленою до носіїв 5. 
 
2.5 Методика проведення експериментальних досліджень. 
 
Для того, щоб проаналізувати процеси, що відбуваються, визначити, що 
найбільше на них впливає та порівняти ці дані з тими, що наведені в літературі, 
проводили статистичний та динамічний аналіз (з фактором часу), щоб визначити 
закономірності зміни концентрацій забруднюючих речовин. 
Аналіз отриманих даних було проведено у два етапи: 
     1.Статичний аналіз – аналіз залежності впливу середніх значень основних 
забрудників стічних вод на ефективність очищення (∆ХСК та ∆БСК),  
Визначення  коефіцієнтів залежності між ними. 
     2. Динамічний аналіз – дослідження вмісту у стічній воді забруднюючих       
речовин і визначення зміни ефективності очищення її в часі. 
     В ході досліджень для зручності і точності отриманих результатів і 
залежностей та через велику кількість проведених вимірювань з метою більш 
точних обчислень та полегшення обробки було використано пакет програмного 
забезпечення MathCadv.14 та програму Excel. 
     Основний принцип методики визначення впливу хімічної, механічної, 
термічної деструкції на процес очищення стічних вод полягав у визначенні 
відмінностей очищення при застосуванні дезпергованого активного мулу в 
порівнянні з очищенням вихідним мулом. Критерієм очищення виступало 
достовірне зменшення концентрації забруднюючих речовин у стічних водах в 
порівнянні з контролем. 
      В експериментальних дослідженнях аеробного процесу біохімічного 
очищення стічних вод обробка частини активного мулу відбувалась за такими 
методами: 
- застосування механічного диспергатора – використання термолізу; 
- додавання до стічних вод висушеного активного мулу; 
 
     В експериментальних дослідженнях анаеробного процесу біохімічного 
очищення стічних вод обробка частини активного мулу відбувалась за такими 
методами: 
- застосування механічного дезінтегратора; 
- використання термолізу;  
     Крім того, досліджувався метаногенез при попередній обробці стічних вод 
ультразвуком частотою 20-40 кГц. 
Дослідження методів деструкції клітин мікроорганізмів активного мулу 
відбувалися в лабораторних умовах з реальними стоками.  
     Були розроблені та змонтовані 2 види лабораторних установок, з метою 
проведення паралельних досліджень та дослідження процесу очищення в - 
застосування механічного дезінтегратора; 
- використання термолізу;  
     Крім того, досліджувався метаногенез при попередній обробці стічних вод 
ультразвуком частотою 20-40 кГц. 
     Дослідження методів деструкції клітин мікроорганізмів активного мулу 
відбувалися в лабораторних умовах з реальними стоками.  
Були розроблені та змонтовані 2 види лабораторних установок, з метою 
проведення паралельних досліджень та дослідження процесу очищення в  
аеробних та анаеробних умовах. 
     Лабораторні установки (див. рис. 3.3) включали в себе ємності об’ємом 10л 
та мікрокомпресор з подачею повітря на аерацію потужністю 8м3/год. 
Установки заповнювались мулом на 30% від загального об’єму споруди. 
     Методика експерименту аеробного процесу полягає в наступному. 
Забруднена вода заливалась в ємності об’ємом 10 л. До кожної з ємностей 
додавали активний мул у кількості 30% від об’єму залитої у ємності води, 
тобто з концентрацією мікроорганізмів 35г/л (у експериментальному аеротенку 
15% від загального об’єму активного мулу, що вносили до цієї ємності, було 
піддано механічній та термічній деструкції). 
     В кожну ємність мікрокомпресором АЕН-4 подавалося повітря. Аерація 
проводилася безперервно протягом всього часу очищення. Через певний 
 
проміжок часу з кожної ємності відбирали проби води для подальшого 
вимірювання концентрації забруднюючих речовин. 
     При механічній деструкції відбирали 100 мл (1%) активного мулу і 
проводили обробку у центрифузі ОПН-3 періодичної дії з частотою обертання 
до 3000 об./хв., після чого отриману суміш (прозору рідину та осад) подавали в 
аеротенк. Центрифугування мулу продовжувалося впродовж 1 хвилини після 
набирання нею максимальної кількості обертів. Співвідношення мулу і рідини 
в аеротенку становило: активний мул : оброблений мул : стічні води – 29:1:70. 
     Термолізу піддавалося 15% біомаси при температурі 90ºС. Після нагрівання 
активного мулу до 90 ºС впродовж 1 хвилини біомасу підтримували при сталій 
температурі. Аналогічно обробку проводили при підігріванні активного мулу 
до 50ºС. В аеротенку знаходились стічні води з дрібним додаванням 
регенерованого та обробленого мулу відповідно 70:15:15 %.  
     Повне висушування активного мулу проводилося за 1,5 доби при 
температурі 180-200 ºС. Отримані пластівці відправляли у споруду у кількості 1 
і 3 % від загального об’єму. Співвідношення стічної води : регенерованого 
активного мулу : обробленого мулу становило 70 : 10 : 20 %. 
     Обробку мулу ультразвуком здійснювали при використанні ультразвукового 
диспергатора УЗДН–1М з набором магнітострикційних випромінювачів, що 
дозволяло створювати у досліджуваній системі ультразвукові коливання 
частотою від 17 кГц до100 кГц при інтенсивності ультразвуку до 25 Вт/см2. 
 
 
 
  
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Рисунок 3.3. Схема експериментальної установки для дослідження в 
аеробних умовах: а – контроль; процеси із застосуванням: б – хімічної 
деструкції, в – висушеного мулу; 1 – ємності, де відбувається очищення; 2 – 
мікрокомпресори; 3 –витяжка; 4 –повітряні бульбашки; 5 –активний мул. 
 
  
 
3. БІОХІМІЧНІ МЕТОДИ ОЧИЩЕННЯ ВИРОБНИЧИХ СТІЧНИХ ВОД  
ТА ПЕРЕРОБКИ АКТИВНОГО МУЛУ 
 
Біологічне очищення СВ хімічних підприємств, належить до традиційних. 
Зазвичай використовують багатостадійне очищення комбінуванням різних спо- 
собів. Якщо використовують тільки біологічний спосіб, то першою стадією 
є анаеробне очищення (метанування), а далі стадія аеробного очищення, перед 
яким можна проводити перемішування і барботаж у пневмоаераторі з мішалкою. 
Зазвичай, спочатку встановлюють аеротенки, утворена біомаса відділяється у 
відстійнику і потім направляється у метантенк [23]. Доочищення здійснюють в 
аеротенках або із застосуванням фізико-хімічних способів (коагуляції/флокуляції, 
адсорбції) чи фільтрування через кварцовий пісок, цеоліт тощо 
Аеробне очищення здійснюють з використанням аеротенків різних 
конструкцій, реакторів типу SBR, біоставків. Дані про ефективність очищення 
стічних вод з використанням реакторів типу SBR суперечливі: у – це близько 10 
% по ХСК і 50 % по амонійному Нітрогену; фірма АТВ  Umvelttechnologien 
GmbH пропонує установку Aguamax Gastro, яка через три тижні забезпечувала 
концентрацію ХСК 150 мг/дм3 (її можна довести до 60 – 80 мг/дм3), а вміст 
амонійного Нітрогену – <1 мг/дм3. У лабораторних умовах розроблено метод 
очищення стічних вод з використанням реактора SBR і доочищення з 
використанням коагулянтів [36]. Вихідне ХСК 16000  мг/дм3; ефективність 
зменшення ХСК в середньому 75%. На другій стадії як коагулянт 
використовували феруму(ІІІ) хлорид. Кінцевий ефект очищення за ХСК - більше 
91%. В іншому випадку відпрацьовано анаеробний режим роботи SBR. Цикл 
включав стадії заповнення, зброджування, відстоювання, декантації. 
Біологічне очищення ефективно функціонує лише за строгого 
дотримування технологічного процесу: підтримування оптимальної температури, 
рН середовища, рівня живлення, певного співвідношення між елементами-
нутрієнтами (С:N:P), відсутності у стічних водах токсичних речовин тощо. Цей 
спосіб потребує порівняно великих площ під очисні споруди (мулові майданчики, 
вторинні відстійники тощо), у випадку анаеробних процесів у довкілля 
виділяються  
 
поганопахнучі гази. Все це обмежує використання біологічних способів у 
населених пунктах. У випадку, якщо підприємство не володіє територією для 
облаштування санітарно-захисної зони, то використання біологічного очищення 
стічних вод чинними нормативними документами заборонено. 
 
3.1. Кавітаційний метод очищення стічних вод 
 
Одним із ефективних фізико – хімічних методів очищення стоків є метод 
кавітації. 
На підставі виконаного критичного аналізу методів очищення стічних вод 
дійшли висновку, що застосування реагентних методів з використанням дешевих, 
проте малорозчинних реаґентів, зокрема, кальцію гідроксиду, дасть змогу 
забезпечити високу швидкість процесу очищення складних стічних вод навіть за 
суттєвих коливань їх складу та обсягів, який можна реалізувати на незначних 
площах; відповідні процеси можна легко автоматизувати, вони не потребують 
громіздкого обладнання. Однак широке провадження цих методів й зокрема із 
застосуванням дешевих, доступних неорганічних реагентів, передусім, кальцію 
гідроксиду обмежується незначною розчинністю у водних середовищах, а також 
можливістю блокуванням поверхні їх частинок у разі використання суспензій 
продуктами взаємодії із речовинами-забруднювачами. Тому для промислового 
застосування цих реагентів необхідне їх активування як перед застосуванням в 
технологічному процесі, так й безпосередньо під час його перебігу. 
До числа сучасних перспективних методів інтенсифікації сукупності 
різноманітних процесів належать концентровані енергетичні впливи з 
використанням фізичних і хімічних ефектів, для створення яких застосовують 
зовнішні джерела енергії. Вибір того чи іншого методу інтенсифікації 
технологічного процесу повинен відповідати тому рівню введення енергії, що є 
визначальним [5].  
Традиційно використовують, в основному, три компоненти технології – 
зміни температури і тиску, механічне чи хімічне диспергування, каталіз. 
Водночас, оптимальні інтервали змін температури і тисків тощо є обмеженими. 
 
Найефективнішим за таких умов може бути підведення зовнішньої нетеплової 
енергії у вигляді 
 механічного перемішування, акустичних чи імпульсних коливань. 
Результатом такого впливу, незалежно від способу введення енергії, може бути 
вимушений відносний рух фаз, деформація і подрібнення твердих частинок, 
збільшення часу перебування дисперсної частинки у активному об’ємі, 
рівномірний розподіл дисперсних фаз тощо. Крім того, може відбуватися 
деформація кристалів, утворення великої кількості дефектів, зсувові напруження, 
зміна розмірів мікроблоків, які утворюють кристал, агрегування кристалітів, 
локальний підйом температури і тиску, фазові перетворення, формування 
поверхонь з підвищеною активністю тощо [5]. Існують технології, що належать 
до хімії високих енергій, з використанням іонізаційно–радіаційних, магнітних, 
електричних, плазмо- та фотохімічних методів, під впливом яких відбувається 
утворення електронно-збуджених станів, сольватованих і захоплених електронів 
тощо. Розробляють методи і випробовують технології магнітної, електричної та 
комбіновані активації хіміко-технологічних систем. Наприклад, установлено 
підвищення пластичності цементного тіста та міцності цементного каменю, 
зниження витрат в’яжучих речовин. Це зумовлено інтенсифікацією 
структуроутворення, ростом кількості високодисперсних голчастих новоутворень 
гідросилікатів Кальцію, диспергування частинок і ростом числа активних центрів. 
Під механоактивацією, найчастіше, розуміють активування твердофазних 
речовин під час подрібнення. На сьогодні достатньо глибоко досліджена 
реакційна здатність твердих неорганічних речовин саме під час їх подрібнення: 
сорбція газів, дисоціація рідин на свіжоутворених поверхностях, механохімічні 
реакції за участю твердої фази тощо. Зараз найбільше уваги приділено процесам 
механоактивування матеріалів для будівельної галузі. У [35] наведено результати 
досліджень механічного диспергування цементу разом з дрібним наповнювачем 
(піском) під час швидкісного перемішування. Активація різноманітних в’яжучих 
відбувається також під час помелу, унаслідок чого пришвидшується гідратація та 
тужавіння бетону. Інтенсивне механічне оброблення призводить до 
акумулювання надлишкової ентальпії через утворення різного роду дефектів 
структури. Кількість дефектів і їх природа залежать від типу млина та часу 
 
оброблення. Сучасні дослідження механохімії свідчать, що під час руйнування 
матеріалів ювенільною і активною є не тільки кожна нова поверхня, але й всі 
шари матеріалу, які знаходяться під нею.  
Крім того, якість нової поверхні залежить від характеру механічних сил, які 
її створюють. Дослідження показують зв'язок між конструкцією дезінтегратора з 
ефектом набутого матеріалом активування – із збільшенням числа ударів і 
зменшенням інтервалу між ними активність кінцевого продукту зростає. Вибір на 
користь того чи іншого варіанта інтенсифікації повинен враховувати допуск у 
впливах на якісні показники конкретних локальних і загальних результатів всієї 
сукупності технологічних процесів.  
Показано, що кавітаційне оброблення бетонної суміші дає змогу значно 
підвищити міцність бетону. Характер ультразвукової дії на властивості 
дисперсних систем залежить від параметрів ультразвукового поля, тривалості 
оброблення, складу і співвідношення рідкої і твердої фаз, а також способу 
ультразвукового оброблення. Регулюванням параметрів УЗ дії можна забезпечити 
переважаючий прояв того чи іншого технологічного ефекту та інтенсифікувати 
процес формування дисперсних структур. 
У джерелах інформації [28] описано можливі шляхи підвищення 
ефективності очищення дифузійного соку у виробництві цукру, зокрема, з 
використанням явищ кавітації. Інтенсифікація процесу очищення дифузійного 
соку та супутніх процесів (активації водо-вапняної суміші) полягає у 
прокачуванні  соку через кавітаційний пристрій. Тут відбувається ретельне 
змішування реаґентів за рахунок ударно-хвильової дії колапсуючих парогазових 
бульбашок. Кавітаційне оброблення суспензії кальцію гідроксиду скорочує її 
витрати на очищення дифузійного соку та підвищує технологічні показники стадії 
його очищення. Попереднє оброблення дифузійного соку сприяє зменшенню 
забарвленості; сік швидше відстоюється і краще фільтрується. Дослідниками 
порівняно пристрої пароконденсаційної та гідродинамічної кавітації. Кращі 
показники процесу були у гідродинамічному кавітаційному пристрої. Це 
зумовлено рівномірним розподілом парогазових бульбашок і вищою 
турбулентністю потоку у проточній частині пристрою. 
 
У [36]запропоновано спосіб одержання вапняного молока для потреб 
цукрової промисловості, в якому передбачено гасіння випаленого вапняку водою 
та гідродинамічну кавітаційну активацію утвореної суспензії. Процес здійснюють 
у роторно-кавітаційному активаторі зі швидкістю циркуляції потоку,  
не менше 15 м/с. За рахунок сплескування кавітаційних бульбашок у 
суспензії виникає тиск і ударні хвилі, що призводить до подрібнення 
нерозгашених і рекристалізованих частинок вапна до колоїдних розмірів, 
підвищення їх розчинності та активності.  
Недоліками перелічених способів є низький ступінь механічного 
подрібнення та низький загальний ступінь активування вапняного молока. 
Необхідно наголосити, що в наявних джерелах інформація щодо активації 
малорозчинних неорганічних реаґентів, які застосовують у технологічних 
процесах очищення стічних вод, практично відсутня. Однак позитивний ефект від 
застосування кавітаційних явищ для активації реаґентів у будівельній та цукровій 
галузях дають підстави очікувати, що їх реалізація в процесах кондиціювання 
стічних вод дасть змогу різко підвищити їх техніко-економічну ефективність. 
Відтак для вибору найдоцільнішого методу активації реаґентів необхідно 
проаналізувати роботу різних типів генераторів кавітаційних полів.  
 
3.2. Основні типи генераторів кавітаційного поля 
 
Важливо зазначити, що залежно від особливостей вибраного методу та 
конструкції пристрою для створення кавітації, який забезпечує введення енергії в 
хімічну систему, інтенсифікація процесу відбувається переважно на ділянці 
введення енергії, а значна її кількість витрачається непродуктивно. Тому для 
вибору методу інтенсифікації та пристрою для його здійснення важливими є 
оцінка розподілу енергії у системі та визначення корисної (ефективної) енергії 
саме для конкретного процесу. 
Для генерування кавітаційних полів у рідких середовищах в промисловості 
використовують різноманітні генератори кавітації, а саме: магнітострикційні, 
п’єзоелектричні, гідро- та електродинамічні, механічні [28].  
 
Акустична кавітація виникає під час поширення в рідині акустичних 
коливань ультразвукового діапазону, які збуджують п’єзоелектричними та 
магнітострикційними генераторами кавітації. Ці пристрої належать до 
електроакустичних перетворювачів, принцип дії яких ґрунтується на прямому 
магнітострикційному  
 
та п’єзоелектричному ефектах у змінних магнітних та електричних полях. 
Частоти збурених коливань перебувають у широкому діапазоні – від 8 до 44 кГц і 
більше. Ультразвукові коливання від генератора передаються оброблюваному 
середовищу через спеціальні пристрої – концентратори, пластини тощо. Для 
реалізації процесу потрібні дорогі, потужні ультразвукові генератори. Кавітація в 
цьому випадку виникає лише безпосередньо біля джерела акустичних 
випромінювань і займає по відношенню до загальної кількості рідини незначний 
об’єм. Виникнення і розвиток кавітації безпосередньо біля джерела звукових 
коливань чинить руйнівну дію на ультразвуковий генератор, спричиняючи значну 
ерозію випромінюючих поверхонь. П’єзокерамічні випромінювачі часто 
піддаються негативному впливу, який чинить акустична кавітація. Негативними 
наслідками можуть бути: зниження коефіцієнту корисної дії й величини 
звукового тиску на осі характеристики спрямованості випромінювача. Також 
зменшується хвильовий опір середовища, наслідком якого є порушення 
узгодження випромінювача з генераторним пристроєм, ріст механічних 
напружень в активному матеріалі перетворювача та кавітаційна ерозія.  
В імпульсних електоророзрядних випромінювачах використовують 
електрогідравлічний ефект: генерація ударних хвиль виникає в рідині під час її 
пробою. Протікання електричного розряду в рідині спричиняє виникнення 
ударних хвиль, інтенсивних ультразвукових випромінювань, кавітаційних полів 
тощо. 
До недоліків ультразвукових та електророзрядних пристроїв генерування 
кавітації належить й те, що вони мають відносно незначну потужність, а тому їх 
застосування для очищення значних обсягів стічних вод є недоцільним. 
Для створення потужних кавітаційних полів у великих об’ємах рідини 
(кілька м3) у промисловості використовують гідродинамічні генератори. 
 
Гідродинамічна кавітація виникає в потоці рідини під час обтікання нею 
перешкод (кавітаторів), за високої швидкості руху твердих тіл у рідині тощо. Під 
час обтікання кавітаторів за ними утворюються бульбашкові каверни, в області 
яких відбувається кавітаційне оброблення технологічної сировини. Це можуть 
бути кавітатори у вигляді усічених конусів, циліндрів, типу труба Вентурі, 
конусів, дисків тощо. У роторних імпульсних апаратах гідродинамічна та 
акустична взаємодія відбувається в рідині за рахунок розвиненої турбулентності, 
інтенсивної кавітації, пульсацій  
тиску та швидкості, ударних хвиль. Розроблені суперкавітаційні насоси – 
пристрої динамічного типу – кавітація в яких виникає позаду робочих органів, в 
основному лопатей, що обертаються з високою швидкістю. 
Найрозповсюдженішими є роторні кавітаційні апарати [23]. 
У резонансних гідродинамічних апаратах для збудження акустичних 
коливань використовують коливання резонуючих елементів у вигляді пластин, 
стрижнів, мембран, які створюють акустичне поле. Це, в основному, різноманітні 
модифікації пластинчастих випромінювачів з консольним або двоточковим 
кріпленням вібруючої пластини. 
 
3.3.Інтенсифікація процесу метанового бродіння 
 
Процес метанового бродіння (ферментації) використовуються для 
отримання горючого газу - метану і органічних добрив . Також, метанове 
бродіння використовують для очищення стічних вод. Процес метанового 
бродіння не вимагає специфічного середовища. Збудником процесу метанового 
бродіння є змішані культури мікроорганізмів – метаноутворюючі бактерії, для 
більшості яких джерелом харчування є вуглекислий газ, жирні кислоти і 
мінеральні нітратні сполуки. Метанове бродіння відбувається в лужному 
середовищі. Особливістю процесу метанового бродіння є його залежність від 
часу. Потрібний певний час для досягнення стану рівноваги між процесами 
окислення і відновлення. Швидкість процесу метанового бродіння значно 
підвищується з ростом температури. Оптимальною температурою бродіння 
вважається 323- 328 К. Низька швидкість процесу метанового бродіння гальмує 
 
широке його використання в промисловості] .Головні показники, які впливають 
на процес ферментації, це вміст вологи, золи, насипна маса. За швидкістю 
виділення біогазу можна прогнозувати і регулювати якість метанового бродіння. 
Один із способів регулювання виходу біогазу - збільшення навантаження на 
метантенк, що дозволяє при інших рівних умовах, пропустити через наявний 
метантенк пропорційно більшу кількість мулового речовини. У традиційному 
процесі метанового бродіння збільшити навантаження на біореактор можна 
тільки за рахунок збільшення концентрації осаду . 
  
 
 Використання концентрованих опадів дозволяє не тільки зменшити обсяг 
метантенків, але додатково знизити вартість тепла на їх обігрів. Для збільшення 
навантаження на метантенк використовують попереднє концентрування 
завантажувального речовини, тобто збільшення сухого залишку в сировину. Такі 
реактори з мезофільних режимом є найпопулярнішими в США, Німеччині. 
Використання процесів метанового бродіння дозволяє отримувати екологічно 
чисті знешкоджені добрива, в яких корисні речовини знаходяться в формі легко 
засвоювані рослинами. Цей метод забезпечує більш знезараження і усунення 
патогенних мікроорганізмів в добривах. У роботах  говориться про екологічні 
аспекти використання процесів метанового бродіння в технології одержання 
органо-мінеральних добрив. В процесі метанового бродіння виділяється біогаз, 
можна використовувати для обігріву біореактора. Такий підхід допоможе 
економити на електроенергії . Відомий спосіб виробництва біогазу та органічних 
добрив з багатокомпонентного субстрату, в якому використовують процес 
метанового бродіння з попередньою обробкою органо-мінеральної суміші. Однак, 
тривалий час бродіння ускладнює використання такого методу. Попередній помел 
суміші до частинок не більше 50 мм в процесі підготовки не дозволяє прискорити 
процес бродіння ] . Попередня механічна обробка суміші піддається метанового 
бродіння, дозволить отримувати добриво за менший проміжок часу. Відомо, що 
основним показником якості процесу метанового бродіння динаміка і швидкість 
виходу біогазу. Чим вище швидкість виходу біогазу, тим якісніше відбуваються 
процеси бродіння . Скорочення часу процесу метанового бродіння буде 
спостерігатися при підвищенні швидкості виходу біогазу. Прогнозується також, 
що попередня хімічна обробка суміші, яка піддається метанового бродіння, є 
обробка кальцій містять сполуками. шламом буде сприяти зниженню її вологи, 
що призведе до збільшення корисного об'єму метантенка (біореактора). Також 
відомо, що чим дрібніша дисперсна суміш, тим якісніше відбуваються процеси 
бродіння. Використання механічних методів попередньої обробки сировини 
дозволить отримувати суміш менш дисперсну і також допоможе прискорити 
процеси метанового бродіння. 
  
 
3.4.Дослідження впливу попереднього диспергування на фізико-хімічні 
характеристики активного мулу 
 
Для проведення експериментів по впливу диспергування клітин 
мікроорганізмів на швидкість відстоювання активного мулу використовували 
стічні води очисних споруд м. Черкаси. Інтенсифікацію біологічної очистки 
стічних вод здійснювали шляхом попередньої деструкції 10-15% від основного 
змісту активного мулу з вологістю 99% при температурі розчину 293 К в 
квитанційну диспергаторі протягом 120 секунд.  У таблиці 3.1 представлені якісні 
та кількісні показники впливу кавітації на вміст мікроорганізмів. 
Таблиця 3.1 - Кількість мікроорганізмів активного мулу до і після 
кавітатора. 
Склад мікроорганізмів Кількість мікроорганізмів, шт/дм3 
активного мулу до кавітації після кавітації 
Amoeba sp. 12 1 
Rotatoria 26 3 
Centropyxis sp. 78 18 
Euglypha sp. 44 11 
Peranema trichophorum 11 - 
Aspedisca costata 8 - 
Aspedisca suleata 18 2 
Colpoda sp. 15 - 
Paramecium caudatum 19 - 
Carchesium sp. 19 - 
Telotrochа 1 - 
круглі черви 1 - 
 
Встановлено, що при обробці мулової суміші в кавітатор відбувається 
часткове руйнування клітин мікроорганізмів, спостерігається зміна структури 
розчину. 
  
 
 Досліджували мікроструктуру активного мулу, що використовувався до та 
після обробки диспергаторів. Результати цих досліджень наведені на рисунку 3.1. 
  
Рисунок 3.1 - Фотографія вихідного (а) і обробленого (б) і сумарного (в) 
активного мулу 
Структура активного мулу стала більш щільною, спостерігалось частково 
руйнування одноклітинних мікроорганізмів (рисунок 3.1б) . 
Співвідношення обсягів розчинів стендового аеротенках і оброблюваної 
мулової суміші в кавітатор становила приблизно 10: 1. Обсяг кавітатора 8 дм3. 
Час дозування обробленої суміші в аеротенк не більше 600 секунд. Досліджено, 
що після біологічного очищення стічних вод із застосовуваного 50% 
диспергованих активного мулу концентрація фосфатів у очищеній воді знизу з 11 
до 3,8 мг / дм3.У порівняльній стічній воді без використання диспергованого 
активного мулу по закінченню експерименту концентрація фосфатів становила 
6,5 мг / дм3. Видно, що суміш активного мулу з диспергованими 
мікроорганізмами була активнішою, ніж за відсутності обробки. 
Таким чином, експериментальні дослідження відносного вивчення впливу 
диспергування мікроорганізмів активного мулу на процес насичення фосфатами 
із стічних вод показали, що руйнування чистини клітин біомаси інтенсифікує 
процеси життєдіяльності мулу, сприяючи ефективного вилучення фосфатів .  
  
 
3.5 Експериментальні дослідження впливу процесу кавітації на аеробне 
очищення 
3.5.1 Методика відбору, зберігання та підготовки проб стічних вод. 
Відбір проб води проводили шляхом взяття середньої змішаної проби (за 
годину, зміну, добу) згідно правил відбору проб. Визначали добовий максимум 
і мінімум кількості стічних вод і добову, тижневу чи рокову зміну якості води.  
Для відбору проб використовували спеціальний посуд, основними вимогами до 
якого є чистота та герметичність. Відбір проб здійснювали шляхом заповнення 
посудини водою під пробку, після чого щільно закривали ємність. Об’єм проби 
для визначення концентрацій забруднюючих речовин у стоках складав не 
менше 1 дм3. 
Відібрані для проведення аналізів проби води не підлягали консервуванню 
хімічними  речовинами та заморожуванню. Тестування проводили не пізніше за 
6 годин з часу відбору проб. Якщо зазначена вимога не могла бути виконана, 
зразок охолоджували до температури+4°С і зберігали в темряві у доверху 
наповненому і щільно закритому посуді, це забезпечувало подовження терміну 
придатності проб стічних вод на строк до 72 годин з часу їх відбору. Перед 
початком тестування відібрані зразки фільтрували крізь фільтрувальний папір з 
розміром пор 3,5…5,0 мкм. 
        
  
 
Усереднений склад досліджуваних стоків наведено в таблиці 3.2 
 
Таблиця 3.2 Характеристика стічної води 
 
Показник Вхід  Скид  
 
     
 
Температура, ºС 16±4 17±3  
 
     
 
Прозорість, см 2,0±1,0 18±10  
 
     
 
рН 7,3±0,5 7,7±0,3  
 
     
 
Лужність, мг/л 6,5±1,5 4,5±1,0  
 
     
 
ХСК, мгО2/л 380±250 75±5,5  
 
 
БСК5, мгО2/л 150±50 15±5,5  
 
     
 
Завислі речовини, мг/л 185±80 15±10  
 
     
 
Сухий залишок, мг/л 650±100 525±100  
 
     
 
Нітроген амонійний, мг/л 35±10 2,5±0,5  
 
     
 
Нітрити, мг/л 0,11±0,1 0,9±0,1  
 
     
 
Нітрати, мг/л 1,5±0,75 23,5±4,5  
 
     
 
Фосфати, мг/л 12±5,0 4,5±1,5  
 
     
 
Хлориди, мг/л 100±75  90±5  
 
     
 
Сульфати, мг/л 75±25  65±5  
 
     
 
Нафтопродукти, мг/л 0,2±0,05  0,05±0,005  
 
     
 
Хром, мг/л 0,04±0,02  0,008±0,001  
 
     
 
Залізо, мг/л 1,5±1,0  0,25±0,02  
 
     
 
Цинк, мг/л 0,003±0,0015  -  
 
     
 
Кобальт, мг/л 0,025±0,015  0,007±0,0015  
 
     
 
Мідь, мг/л 0,035±0,015  0,008±0,001  
 
     
 
Нікель, мг/л 0,025±0,010  0,015±0,005  
 
     
 
СПАР, мг/л 0,6±0,3  0,1±0,005  
 
     
 
Розчинений кисень,мгО2/л -  8±4,0 
  
 
 
  
 
3.5.3. Встановлення залежності ефективності очищення від основних біотичних 
та абіотичних факторів 
 
     Експеримент з визначення динаміки залежності швидкості приросту 
біомаси від вмісту важко окиснювальних речовин у стічній воді на вході, 
вмісту основних мікроелементів: фосфору, нітрогену проводився протягом 
140 діб, із визначенням кількості біомаси, що утворювалась на добу а також 
динаміки ефективності очищення (за хімічним споживанням кисню). 
Результати дослідження представлено на рис. 3.10-3.12. 
     Як видно з рис. 3.10, приріст мулу збільшується з 31-ї до 83-ї доби 
експерименту. Така залежність має місце через те, що при збільшенні 
кількості активного мулу в біореакторі, що виникає через відсутність 
вимивання його з реакційного об’єму, збільшується потреба біомаси в 
нітрогені. Після 80-ї доби в очисні споруди було розпочато додавання 
нітрогеновмісних речовин в невеликій кількості. В період з 1-ої по 83-ю добу 
спостерігалось поступове зниження швидкості нарощення біомаси, що було 
пов’язане із зростанням нестачі нітрогену у біореакторі в період до 83-ої 
доби (див.рис. 3.3 - 3.6). 
 
     Під час аналізу залежності ефективності очищення від вмісту нітрогену 
було враховано, що якщо має місце повне перетворення ХСК, то утворення 
3
мулу FSP в  розрахунку на 1 м  води,  враховуючи коефіцієнт приросту 
біомаси, можна описати наступним чином: 
 
FSP/Q1=C1Yнабл, 
 
     де Yнабл - коефіцієнт приросту біомаси, що спостерігається для даних умов 
(кг ХСК/кг доданого ХСК),  
              С1 – значення ХСК на вході в очисні споруди. 
 
        Відповідно,  потреба у нітрогені  та фосфорі відповідно: 
 
DN=fX,NFSP/Q1, 
 
 
 
 
                                                                      DP=fX,PFSP/Q1, 
 
 
     де DN, DP – споживання нітрогену і фосфору відповідно, fX,N , fX,P - вміст 
нітрогену і фосфору в мулі N/ХСК, Р/ХСК відповідно (стандартні значення 
для активного мулу – 7% N/ХСК і 1,5% Р/ХСК) . 
     Після 85-ої доби процесу очищення стічних вод через зменшення впливу 
інгібування процесів біохімічного очищення та недостатністю нітрогену в 
біореакторі спостерігається стабілізація і деяке збільшення в період з 111 до 
119 доби приросту біомаси. Схожу залежність було отримано у дослідженнях 
Masse . У всьому діапазоні віку мулу (10-110 днів), реактор забезпечував 
дуже високу ефективність видалення органічних речовин (від 90,6 до 92,8%), 
оцінену за ХСК. 
     За отриманими даними при збільшенні віку мулу до 113 діб приріст мулу 
збільшився від 0,0008 до 0,016 г/г ХСК. Оскільки концентрація води, що 
поступає, була приблизно однакової якості до 80 доби, то спостерігався дуже 
повільний, але стабільний приріст біомаси до 83 доби (до 5 мг/л), і від 83 
доби, через зміни концентрації загального нітрогену у стічній воді 
відбувались 
     Після 109 доби час перебування стічної води в біореакторі був зменшений 
через збільшення окислювальної потужності до 1,3 кг ХСК/м3·добу. Це 
зумовило приріст біомаси, через збільшення кількості субстрату, що 
проходила через біореактор. 
Проведення аналізу нестачі фосфору в очисних спорудах показало, що 
протягом усього періоду проведення експерименту нестачі фосфору не було 
виявлено, тобто в стічних водах знаходилась достатня концентрація фосфору  
У дослідженнях з використанням механічної деструкції біомаси 
значення рН стічних вод становило7,4-7,7, початкова температура води       
+7 °С, температура  процесу очищення +10 °С. Прозорість на початку 
досліду становила 1,0 см, на кінець – 12,5 см у контрольному та 20 см у 
експериментальному аеротенку. Початкове значення за нітритами становило 
0,59 мг/дм3, у контрольному та експериментальному аеротенках відповідно 0,29 
та 0,13 мг/дм3, що свідчить про проходження процесів нітрифікації (див. табл. 
3.4). У вихідному активному мулі концентрація нітрогену становила 6,3 мг/л, 
фосфатів – 10 мг/л,  нітритів – 2,91 мг/дм3, рН – 7,1. 
 
     ХСК вихідних стічних вод становило 440 мг О2/л. Після першої доби аерації 
у контролі та експерименті значення ХСК становило 80 і 50 мг О2/л. 
Інтенсивність очищення була більшою при використанні механічної деструкції 
мулу, ступінь очищення при цьому становила 93% за ХСК. 
     Дані таблиці 3.2 свідчать про високу швидкість та глибшу біотрансформацію 
полютантів у порівнянні з контрольним аеротенком. Крім того, у контролі не 
відбулося вилучення фосфатів до встановлених норм. 
     Під час експерименту із застосуванням механічної деструкції значення рН 
знаходилось в допустимих межах – 7,15…8,05. Температура вихідних стічних 
вод становила +12 °С, їх прозорість на початку досліду – 0,5 см, наприкінці – 30 
см у контрольному та більше 30 см в експериментальному аеротенку, що 
свідчить про інтенсивне біохімічне очищення стоків. 
     Зміна концентрацій ХСК, нітрогену, фосфатів, завислих речовин та сухого 
залишку в експерименті представлені у табл.3.5. Аналіз отриманих залежностей 
показав, що найбільше видалення полютантів спостерігалось за перші 2 доби. 
На 3 та 4 добу відбувалось поступове зменшення ХСК порівняно із попереднім 
періодом. 
     Результати досліджень показали, що при застосуванні механічної деструкції 
біомаси ефективність очищення стічних вод за нітрогеном в експерименті 
більша. У контролі не було досягнуто нормативних значень і спостерігалось 
перевищення ГДК майже вдвічі. 
  
  
  
 
 
  
 500 
 
450 
 
400 
 
350 
 
300 
 
250 
 
200 
 
150 
 
100 
 
50 
 
 0 
0 20 40 60 80 100 120 140 
 
Час, доба 
 
Рисунок 3.5. Динаміка приросту активного мулу
Приріст активного мулу, г акт . мулу/г ХCК 
 
  
  
 80 
 
 
70 
 
 
60 
 
 
50 
 
 
40 
 
 
30 
 
 
20 
 
 
10 
 
 
 0 
0 20 40 60 80 100 120 140 
 
 
Час, доба 
 
 
 
 Рисунок 3.6. Динаміка нестачі нітрогену в біореакторі 
  
  
  
  
 160  
140  
120  
100 1 
80  
 60 2 
 
40 
 
20 
 
0 
 
 0 20 40 60 80 100 120 
Час, доба 
 
 ХСК в біореакторі;  ХСК в очищенійводі 
 
 
Рисунок 3.7. Зміна концентрацій ХСК в біореакторі (1) та в очищеній воді (2) 
НестачаNзаг 
ХСК , мг /л 
 
 
 
  
 
  
18 
 
 
16 
 
 
14 
 
 
12 
 
 
10 
 
 
8 
 
 
6 
 
 
4 
 
 
2 
 
 
 0 
 0 20 40 60 80 100 120  
              
Час, доба 
 
Рисунок 3.8. Динаміка концентрації активного мулу в біореакторі 
Концентрація активного мулу, мг/л 
 
 
 
 
Таблиця 3.3 Кінетика зміни концентрації забруднюючих речовин у 
стоках при деструкції мулу 
 
     Періодочищення, діб      
 
Показники Вихідні                
 
                
 
 дані  1  2  3  4  5 
 
                 
 
  К*  Е К  Е К  Е К  Е К  Е 
 
                 
 
Прозорість,см 0,5 2,5  4,0 6  8 18,5  27 30  >30 30  >30 
 
                 
 
рН 7,3 7,3  7,45 7,15  7,7 7,4  8,05 7,45  7,55 7,6  7,7 
 
                 
 
Нітроген, мг/л 34,8 25,8  23,13 12,9  12,9 11,56  14,25 10,66  10,22 9,34  7,12 
 
                 
 
Фосфати, мг/л 14,00 29  17,5 12,0  6,75 8,87  7,0 8,0  4,5 5,5  2,75 
 
                 
 
ХCК, мгО2/л 320 160  160 80  80 60  <40 60  <40 60  <40 
 
БСК5, мгО2/л 148,5 13,8  13,3 14,2  12,0 6,9  4,17 4,7  3,8 3,8  3,5 
 
Завислі                 
 
3
речовини, мг/дм  123,5 47,5  40,5 6,5  1,5 -  - -  - -  - 
 
                  
Сухийзалишок, 634 614  564 412  325 217  101 83  54 68  31 
 
3
мг/дм                  
 
              
 
  Характеристика активного мулу       
 
            
 
Кисень, мгО2/л 4,08 3,67  4,12 4,05  4,56 4,36  5,87 2,60  4,28 3,12  4,39 
 
Доза мулу по 11,567 3,25  2,14 4,02  3,97 3,56  2,58 4,17  1,88 4,05  1,75 
 
масі, г                 
 
                 
 
Доза мулу по 92 25  18 36  45 31  24 34  14 35  12 
 
об’єму,%                 
 
                 
 
Індекс мулу, % 79,5 76,9  84 89,5  113 87  93 81,5  74 86  69 
 
                 
 
* К - контроль, Е - експеримент 
 
     Ефективність очищення за нітрогеном у контролі становила 84%, у 
експерименті – 92%. Під час очищення концентрація фосфатів у стоках 
знизилась до 5,5мг/л у контролі до 2,75 мг/л в експериментальному аеротенку. 
        В  результаті дослідження був досягнутий високий ступінь очищення 
  стоків у контролі та експерименті,  проте за більшістю показників застосу- 
вання дезінтегрованого мулу має певні переваги.
 
Проведені дослідження показали,  що концентрації завислих речовин та 
сухого залишку знижувались до допустимих значень для біохімічно 
очищених стоків. Дані аналізу характеристик активного мулу свідчать про те, 
що за умов експерименту він був придатним для ефективного очищення 
стічних вод від полютантів. 
     Результати проведених експериментальних досліджень дозволили 
визначити ефективність аеробного очищення стічних вод за ХСК: 
    -  при застосуванні термолізу мулу – 77%, при підігріванні мулу до 50ºС – 
92%,  у контролі – 85%; 
- при додаванні висушеного активного мулу у кількості 1% від загального 
об'єму ефективність очищення становила 78%, 3% мулу – 44%, у контролі 
67%; 
- при застосуванні механічної деструкції – 93%,  у контролі - 91%; 
      Порівнюючи вплив деструкції мулу на ефективність видалення ХСК, 
нітрогену та фосфатів із стоків, можна зробити висновок, що хімічна та 
механічна  обробка біомаси призводить до значної біотрансформації 
полютантів стічних вод. На основі обробки даних експериментів можна 
підтвердити, що деструкція частини активного мулу внаслідок хімічної та 
механічної деструкції є досить ефективним способом підвищення якості 
очищення стічних вод. Крім зниження ХСК до 94%, спостерігався також 
значно менший приріст надлишкової кількості активного мулу в порівнянні з 
контролем. 
 
      Таблиця 3.4 Зміна значень ХПК при використанні методів деструкції   
активного мулу 
 Методи Вихідні     Періодочищення, діб     
             
деструкції дані 1  2  3  4   5  6  
                
 Контроль 520 140  110  80  60   40  30  
                
 Термічна 420 200  190  170  80   60  60  
               
Механічна 360 165  110  100  80   35  30  
 
 
350
 
300
 
250
 
200
 
150 контроль
 
експеремент
100
 
50
 
0
0 1 2 3 4 5  
період очищення, доба
 
 
Рисунок 3.9 Зміна значень ХСК при використанні методів деструкції 
активного мулу 
 
 
Рисунок 3.10 Зміна значень БСК при використанні методів деструкції 
активного мулу 
 
ХСК, мгО2/дм3
 
 
 
 
 
 
Рисунок 3.11 Зміна концентрації фосфатів у стоках при деструкції активного 
мулу 
 
 
Рисунок 3.12 Зміна концентрації сухого залишку у стоках при деструкції 
активного мулу 
 
 
 
 
Удосконалення технології нафтопереробки та нафтохімії призвело до 
зміни складу стічних вод цих галузей. В результаті підвищення ефективності 
попередніх ступенів механічної та фізико-хімічного очищення, концентрація 
органічних забруднень перед спорудами біологічного очищення загалом 
зменшилася, протее відносний вміст важкоокислюваних речовин збільшився, 
особливо для нафтопереробних підприємств. Це виразилося у співвідношенні 
БПКповн/ХСК у діапазоні 0,3-0,5 для виробничих стічних вод НПЗ та 0,5-
0,74 для стічних вод НХК. Співвідношення БПКповн/азот для двох галузей є 
різним: для нафтопереробки – 3-5,7, а для нафтохімії – 12-75. 
Фосфор у вигляді фосфатів в вихідних стічних водах практично 
відсутній. Загальна кількість стічних вод нафтопереробної галузі може сягати 
до 1 млн. м3/добу. 
Для біологічного очищення стічних вод НПЗ, як правило, 
застосовується двоступінчаста схема з аеротенками. Біологічне очищення 
стічних вод нафтохімічних підприємств проводиться в аеротенках в один 
щабель. Незважаючи на те, що експлуатаційні параметри в основному 
відповідають чинним рекомендаціям щодо технологічного проектування, 
якість очищених стічних вод не задовольняє встановленим нормам щодо 
БПК нафтопродуктів, фенолів та інших специфічних забрудненням, а також 
за сполуками азоту. 
Концентрація активного мулу в аеротенках та ефективність очищення 
схильні до різких коливань. 
Технологія нітри-денітрифікації на більшості споруд не передбачена, 
хоча вона необхідна для виконання сучасних нормативів допустимих 
концентрацый забруднювачыв в скидах. Здійснити денітрифікацію на 
другому ступені аеротенків при очищенні стічних вод НПЗ не є можливим 
через низькы концентрації легкоокислюваних органічних речовин та високі 
концентрації розчиненого кисню. 
 
Для зниження концентрацій сполук азоту в очищених стічних водах до 
встановлених значень на спорудах біологічного очищення нафтопереробних 
та нафтохімічних підприємств необхідна інтенсифікація процесів 
біологічного очищення. Найбільш перспективним напрямом удосконалення 
біологічного очищення стічних вод аналізованих галузей промисловості є 
збільшення об’єму активного мулу за рахунок використанням закріплених до 
носіїв мікроорганізмів активного мулу. Така технологія дозволяє не тільки 
збільшити концентрацію біомаси в біореакторі, а й підвищити ефективність 
окислення біорезистентних з'єднань. 
Відсутність дослідних даних по роботі вищевказаних споруд очищення та 
доочищення стічних вод нафтопереробних та нафтохімічних підприємств 
вимагає теоретичного вивчення процесів, що відбуваються в них, і 
проведення експериментальних досліджень. 
 
  
 
4 ОПИС ТЕХНОЛОГІЧНОЇ СХЕМИ ВИРОБНИЦТВА 
 
Стічні води надходять по безнапірному залізобетонному колектору в 
приймальний резервуар насосної станції , далі насосами подаються на 
механізовані решітки 1, де затримуються крупні предмети, які відводяться в 
контейнер 2. З решіток стічну воду направляють на пісколовки 3, де 
проходить осадження піску, що знаходиться в ній. Пісколовка являє собою 
круглий резервуар з конічним днищем. Всередині пісколовки знаходиться 
кільцевий лоток, який закінчується внизу щілинним отвором. Стічна вода по 
підводному лотку тангенційно надходить в кільцевий лоток пісколовки. 
Мінеральні частинки (пісок) через щілинний отвір лотка сповзають в 
нижню конічну частину пісколовки, а стічна вода по відвідному каналу 
направляються на наступну очистку. Виведення накопиченого піску із 
пісколовок на пісковий майданчик 14 здійснюється за допомогою 
гідроелеватора. Стічні води після пісколовок проходять розподільчу камеру  
та надходять в первинні радіальні відстійники 4, де проходить осадження 
нерозчинних, грубодисперсних речовин переважно органічного та 
мінерального походження, що перебувають у завислому стані. Сирий осад з 
відстійників, після згрібання муловим скребком подається на радіальний 
мулоущільнювач 10, де проходить його ущільнення, після чого подається на 
кавітаційну установку 00, де відбувається його механічна диспергація. Після 
диспергації  по трубі направляється в метантенк 11, де проходить 
термофільне зброджування. Жирова плівка, що спливає на поверхню води 
попадає в жировий бункер і далі направляється в приймальну камеру мулової 
насосної станції. 
Освітлена стічна вода, після комплексу механічного очищення 
надходить в аеротенки 6 для біохімічного очищення. В аеротенках проходить 
процес біохімічного окислення органічних речовин, що знаходяться у вигляді 
суспензії, колоїдних розчинів та у розчиненому вигляді. Сам процес 
 
біохімічного окислення органічних речовин в стічних водах проходить за   
допомогою мікроорганізмів мінералізаторів, колонії які утворюють активний 
мул. 
Для забезпечення активного мулу киснем та нормальної 
життєдіяльності мікроорганізмів в аеротенк безперервно подають повітря. 
Повітря забезпечує також інтенсивне перемішування та кращий контакт 
суміші стічної води з активним мулом, шо безперервно подається в аеротенк 
з вторинних відстійників 7 в об'ємі 50% від стічної води, шо надходить та з 
повітродувної станції. Частина циркуляційного активного мулу, в об'ємі 1%,   
перед подачею на аеротенки проходить попередню кавітаційну обробку на 
кавітаторах 26. 
Подача циркуляційного активного мулу  здійснюється ерліфтною 
установкою  на початку першого коридору кожної секції аеротенку.  
Освітлена стічна вода надходить в аеротенки з каналу освітленої води 
по розподільчому лотку, що є загальним для всіх секцій аеротенку та 
розташований по центру секції. 
Розподільчий лоток має отвори з шиберами (10шт.), що дозволяє 
здійснити подачу стоків в аеротенк добре розподіляючи їх. Крім того об'єм 
регенераційної частини аеротенку можна змінювати в межах від 25 до 58% 
від об'єму аеротенку, 
Відведення мулової суміші із аеротенку здійснюють через водяні стоки 
в 4-му коридорі кожної секїцї аеротенку у загальний для 2-х секцій канал 
мулової суміші. 
Повітря в аеротенк подають через пористі пластини — фільтроси, що 
перекривають бетонні фільтросні канали та розташовані по всій довжині. Для 
кращого розподілення повітря по довжині каналів, а також для зменшення 
небезпеки виходу з ладу аеротенку (прорив фільтросів на окремий ділянці) 
кожний фільтрувальний канал по довжині поділено на три ділянки. Повітря в 
 
кожний канал подають всередину ділянки окремим стояком, що відходить 
від магістралі повітря. 
Для видалення води з фільтросного каналу під час подачі в нього 
повітря, кожна ділянка з обох кінців має водовідвідні стояки. Витрати 
повітря, що подають на секцію вимірюють за допомогою комплекту, який 
складається з діафрагми, дифманометру, встановлених на трубопроводі 
повітря та вторинного приладу, що і встановлено на щиті у диспетчера. 
Інтенсивність аерації контролюють величиною розчиненого кисню, який у 
всіх точках по ходу руху рідини не повинен мати великих розходжень. В 
процесі аерації може утворюватися піна для гасіння якої аеротенки обладнані 
спеціальною системою, що складається з розвідних труб та розбризкуючих 
головок, які розташовані вздовж кожного коридору. В систему піногасіння 
подають також і воду. Ерліфтні установки призначені для перекачування 
циркуляційного активного мулу, що знаходиться у вторинних відстійниках, в 
аеротенк. 
Кожна секція аеротенку має свою ерліфтну установку. Рухаючим 
агентом в ерліфтних установках є повітря, яке подають із загального 
трубопроводу повітря. Кількість циркулюючого активного мулу регулюють 
зміною подачі повітря на ерліфтну установку, а також кількістю мулу, що 
відсасують з вторинних відстійників 
Активний мул, що осідає у відстійниках, під дією гідростатичного 
стовпа рідини за допомогою відсасувачів мулу відводять із камер випуску 
мулу звідки направляють на ерліфтні установки. 
Інтенсивність відсасування мулу із відстійників регулюють за 
допомогою зливу води, що встановлено в камері випуску мулу, що також 
дозволяє змінювати величину гідростатичного тиску стовпа рідини. 
Надлишок активного мулу безперервно видаляють з аеротенку та 
направляють на  радіальний мулоущільнювач 10, де проходить його 
ущільнення, після чого подається на кавітаційну установку 26, де 
 
відбувається його механічна диспергація, потім в метантенки 11 для 
сумісного зброжування з сирим залишком з первинних відстійників. Газ, 
який виділяється з метантенку, потрапляє в газовий кіоск, обладнаний 
гідрозачинниками. Пройшовши водогрязьовідділювач в газовому кіоску, газ 
потрапляє в газгольдер , а потім в ТЕЦ 18 . З метантенків зброджений осад з 
масовою часткою води 97,2% надходить на муловий майданчик 13. 
Оскільки активний мул, що осаджується у вторинних відстійниках , має 
підвищений вміст вологи (98-99%), перед направленням в метантенк його 
ущільнюють. В режимі ущільнення можуть працювати вторинні відстійники 
№ 1 та 2. Для заданої продуктивності очисних споруд в режимі ущільнення 
мулу може працювати один відстійник, а інший - у циркуляційному режимі. 
Після вторинних відстійників очищена вода надходить у контактну 
ємкість біологічних ставків 16, що мають три секції. В ставках вода 
очищується за рахунок природної аерації, внаслідок чого стічні води будуть 
збагачуватися киснем з розрахунку 6-8 г/добу з 1м3 ставка. Так як БСК 
стічних вод, що подають у ставки після аеротенків, повинно бути не більше 
ніж 15 мг/м3 тому органічні речовини, що містяться в них повинні 
доокислюватися у літній період до БСК 6 мг/дм3, а в зимовий до 8 мг/дм. 
Очищені стічні води надходять з секції в секцію через випуски збірного 
лотка. Кожна секція має обвідний лоток, а також випуск для повного 
видалення води 8. Очищена стічна вода потрапляє у  контактний резервуар 9 
для забезпечення знезараження стічних вод хлором, який надходить з 
хлораторної 17. Очищені стічні води надходять у контактний резервуар 9 з 
третьої секції біологічих ставків. За допомогою обвідного лотка є можливість 
направляти очищені стоки із першої та другої секції біологічних ставків. 
Хлорована стічна вода надходить з контактної ємкості в приймальний 
резервуар насосної станції. 
З насосної станції біологічних ставків 23 очищені стоки надходять в 
індикаторні ставки, для визначення співвідношення їх з річковою водою, що 
 
забезпечує найбільш оптимальні умови для життя живих організмів - риби. 
Після індикаторних ставків вода надходить у Кременчуцьке водоймище 
через розсіюючі випуски. Конструкція розсіюючих випусків забезпечує 13-ти 
кратне розбавлення води, що перекачується за рахунок підсосу річкової води. 
Технологічна схема очищення стічних вод зображена на рисунку 4.1. 
 
  
 
 
     0.0 - сміття; 0.2 - пісок; 0.5 - зброджений активний мул; 0.6 - сирий осад; 
0.7 циркулюючий активний мул; 0.8 - надлишковий активний мул; 0.9 - 
зневоднений осад; 1.0 - стічні води; 1.6 - біологічно очищені стічні води; 1.7 - 
хлорована вода; 1.9 - хлорна вода; 2.9 - пара; 3.1 - повітря свіже; 4.9 - гази 
бродіння; 1 - механічні грабельні решітки; 2 - контейнер; 3 - пісковловлювач 
з коловим рухом води; 4 - первинний радіальний відстійник; 5 - вентилятор 
для свіжого повітря; 6 – аеротенк-змішувач ; 7 - вторинний радіальний 
відстійник; 8 - збірний лоток; 9 - контактний резервуар; 10 - радіальний 
мулоущільнювач; 11 - метантенк; 12 - інжектор; 13 - муловий майданчик; 14 - 
пісковий майданчик; 15 - мулові поля; 16 - біологічний ставок; 17 - 
хлораторна; 18 - ТЕЦ; 19 - насос подачі стічної води; 20 - насос для 
перекачування сирого осаду; 21 - насос для перекачування надлишкового 
активного мулу; 22 - насос подачі хлорної води; 23 - насос для перекачування 
хлорованої води; 24 - насос для перекачування зневодненого осаду; 25 - насос 
для перекачування зневодненого активного мулу; 26- кавітатор 
     Рисунок 4.1 Технологічна схема очищення стічних вод 
 
5 РОЗРАХУНОК МАТЕРІАЛЬНОГО БАЛАНСУ 
 
Вихідні дані:  
Q = 120000 м3/добу – кількість стоків, які надходять на очисні споруди; 
Qmax = 5000 м3/годину; 
Qсек. = 1,389 м3/сек. – розрахункові секундні витрати;  
БПК = 146 мг/л – біохімічне поглинання кисню [37, с 239]; 
k = 183 мг/л – максимально завислі речовини [37, с 239]. 
 
Решітки 
Максимальні витрати складають 120000 м3/добу; 
 
Кількість викидів, які знімають з решіток розраховують за формулою, 
м3/добу: 
 
M 0  n 0 M Ч /365 1000;      (5.1) 
 
де  n0 – кількість викидів на одного мешканця, м3/добу [37, с 239]; 
  МЧ – кількість людей, які мешкають у місті; 
  365 – кількість днів у році; 
  1000 – перерахунок;  
 
M0 10  439100 / 365 1000 12,03 м3 / добу. 
 
Пісколовки 
Витрата стоків, які подаються на пісколовки розраховують за формулою, 
м3/добу:  
 
 
QП  Q - M 0 ;       (5.2) 
QП 120000 12,03 119987,97.  
 
Кількість осаду на одну людину розраховую за формулою, м3/добу: 
 
V0  0,02 M Ч /1000;      (5.3) 
 
де  0,02 – кількість піску, який затримується [37, с 240]; 
  МЧ – кількість людей в місті.  
 
V0  0,02  439100 /1000  8,78. 
 
Кількість технічної води, яка необхідна для навантаження 8,8 м3/добу піску 
розраховую за формулою, м3/добу: 
 
VТ  n V0 K;       (5.4) 
 
де  n – кількість пісколовок, шт.; 
  V0 –кількість піску вивантаженого з пісколовок, м3/добу; 
  К – витрата технічної води на один гідроелеватор для вивантаження 
піску, м3/добу [37, с 239]. 
 
V 3
T  8 8,78 1,75 122,93 м / добу. 
 
Повернено стічних вод з піскових площадок та збродженого мулу перед 
пісколовками розраховую за формулою, м3/добу: 
 
G  VT V0 ;       (5.5) 
 
 
G 122,93  8,78 114,15 м3 / добу. 
 
Первинні відстійники  
Надійшло стоків 119979,19 м3/добу. Вологість сирого осаду складає 94%; 
Кількість сирого осаду розраховую за формулою, м3/добу: 
 
C0  Q  k  0,49  t 100/1,1  (100  94) 120000;    (5.6) 
 
де  Q – витрати стоків, м3/годину; 
  k – кількість завислих речовин [37, с 240]; 
  0,49 – ефект освітлення [37, с 270]; 
  t – тривалість роботи за добу, год. 
 
C0  4166,67 183  0,49  24 100/1,1  (100  94) 1000 1000  277,27 м3 / добу.
 
Кількість стічних вод, що надходять на аеротенк розраховую за формулою, 
м3/добу: 
 
Q 119979,19  277,27 119701,92 м3 / добу. 
 
Аеротенки  
Витратою поверненого активного мулу прийнятого вважати 50% потоку 
стоків, що дорівнює 277,27/2 = 138,64 м3/добу, що у суміші зі стоками, які 
надходять складає 119840,56 м3/добу. 
 
Тривалість окислення забруднень розраховую за формулою, м3/добу: 
 
 
t  La  Lt/a  (1 Sл )  p;      (5.7) 
 
де  La – БПКповн. стоків, які надходять в аеротенк, мг/л; 
  Lt – БПКповн. стоків, які виходять з аеротенку, мг/л; 
  а – доза мулу, мг/л [16, табл.11.4]; 
  Sл – зольність мулу у частках [37, с 238]; 
  р – середня швидкість окислення забруднень, мг [16, табл. 11.4]. 
 
t 146 15/1,5  (1 0,3) 18  7 год. 
 
Приріст активного мулу розраховую за формулою, мг/л: 
 
Пр  0,8 В  0,3 La;       (5.8) 
 
де В – кількість завислих речовин в стічній воді, яка надходить в 
аеротенк, мг/л [35, с 232]. 
 
Пр  0,8 150  0,3 146 163,8 мг/л.  
 
Перевожу надлишок  активного мулу за формулою, м3/добу: 
 
5416,7 163,8  887 м3 / добу 
 
Кількість надлишкового активного мулу розраховую за формулою, м3/добу: 
 
Км 12 119840,56 183  (1 0,49) 1,15/1000 1000 11,41 м3 / добу 
 
 
де  1,15 – коефіцієнт, який враховує збільшення нерівномірності приросту 
активного мулу [16, с 173]; 
  12 – винос активного мулу з вторинних відстійників [35, с 231]. 
 
Витрати надлишкового активного мулу розраховую за формулою, м3/добу: 
 
R 100 К М /(100  w)  p 0 ;       (5.9) 
 
де  КМ – кількість надлишкового мулу, т/добу; 
  w – кількість надлишкового активного мулу; 
  р0 – густина надлишкового активного мулу, т/м3. 
 
R 100 9,52/(100  97,3) 1 352 м3 / добу. 
 
Вторинні відстійники  
Кількість стоків, що надходять на вторинні відстійнки без надлишкового 
активного мулу розраховую за формулою, м3/добу: 
 
119840,56 - 352 119488,56 м3 / добу; 
 
Витрата технічної води на охолодження нагнітачів дорівнює 82,5 м3/годину, 
розраховую за формулою, м3/добу: 
 
82,5  24 1980 м3 / добу. 
 
Кількість води, яка надходить на біоставки розраховую формулою, м3/добу: 
 
119488,56 1980 117508,56 м3 / добу. 
 
 
Також в біоставки повертається 1980 м3/добу води з нагнітачів. 
В насосну станцію надходить, м3/добу: 
 
117508,56+1980=119488,56 м3/добу. 
 
Кількість викидів очищених стоків в річку Дніпро складає 119488,56 м3/добу. 
 
Таблиця 5.1 – Матеріальний баланс  
 
Надходження Витрати 
Стаття м3/добу % Стаття м3/добу % 
Надходить   Викиди з решіток 12,03 0,01 
стоків на 120000 100 Пісок з пісколовок 8,78 0,01 
очистку Осад з первинних 138,64 0,12 
відстійників 
Надлишковий 352 0,29 
активний мул 
Очищена вода 119488,56 99,57 
 120000 100  120000 100 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
  
 
7 ЕКОНОМІЧНІ РОЗРАХУНКИ 
 
 
В даному розділі проведено розрахунки собівартості очистки стічної 
води на стендовій установці біологічної очистки стічних вод.  
 
7.1 Розрахунки вартості основних фондів 
 
До вартості основних фондів відносять вартість будівель та споруд і 
вартість обладнання. 
Результати розрахунків зведені в таблиці 7.1 і 7.2. 
 
Таблиця 7.1 – Розрахунки вартості будівель та споруд 
Найменування Кіл. Початкова Аморти- Сума аморти-
вартість, грн. зація, % зації, грн. 
Будівлі:     
Лабораторія очистки 1 1710238 5 85511,9 
стічних вод 
Витяжна шафа 1 62831 5 3141,55 
Всього  2 1773069  88653,45 
 
Таблиця 7.2 – Розрахунки вартості обладнання  
Найменуван Ціна за Монтаж Вартість з % Сума 
ня оди- (10-15% монта- аморти амортиза
ницю, від ціни) жем,  зації ції, грн. 
грн. грн. 
1 2 3 4 5 6 7 
Аеротенк 1 1850 10 2035 10 185 
Мулоущіль-
1 1082 10 1190,2 10 108,2 
нювач 
Відстійник 1 967 10 1063,7 10 96,7 
К-ть одиниць 
 
 
Продовження таблиці 7.2 
1 2 3 4 5 6 7 
Ерліфт 1 350 10 385 10 35 
Насос 1 2553 10 2808,3 10 255,3 
Ротаметр 1 800 10 880 10 80 
Монтажний 
1 6042 10 6646,2 10 604,2 
стіл 
Вентиляцій-
1 37469 10 41215,9 10 3746,9 
на система 
Всього 8   56224,3  5111,3 
 
7.2  Штати і фонд заробітної плати персоналу 
 
7.2.1  Баланс часу роботи 
 
 
Баланс часу роботи визначає кількість днів, які повинен відпрацювати 
один робітник за рік в залежності від прийнятого в проекті режиму роботи 
лабораторії і тривалості робочої зміни. 
Для безперервної роботи виробництва з 12-годинною робочою зміною 
баланс робочого часу одного робітника в днях за рік складає: 
 
1. Календарний фонд      -365 днів 
2. Вихідні дні      -91 дні 
3. Дійсний фонд часу роботи    -274 дні 
4. Неявки на роботу: 
 а) відпустка      -24 дні 
 б) хвороба      -7 днів 
 в) державні обов`язки    -1 день 
 
Разом невиходів       -32 дні 
Ефективний фонд робочого часу 1 робітника -242 днів. 
7.2.2 Визначення кількості працюючих 
 
Розрахунок кількості робітників проводиться за явочним списками. Для  
переходу від явочної до облікової кількості необхідно зіставити кількість 
робочих днів роботи лабораторії з часом роботи окремого робітника за рік. 
При безперервній роботі цеху кількість роботи за рік становить 365 
днів, баланс часу роботи одного працівника – 242 днів, тоді коефіцієнт 
переходу від явочної до облікової кількості робітників становить: 
 
365 / 242 = 1,5. 
 
Різниця між обліковою та явочною кількістю робітників становить для 
підміни в графіку змінності роботи та при неявці у зв`язку з хворобою-
відпусткою. 
 
7.2.3 Розрахунки фонду зарплати робітників 
 
Розрахунки представлено в таблиці 7.3. 
  
 
Таблиця 7.3 - Штати та фонд заробітної плати персоналу 
 Категор Чисель- Поса- Річний Доплата Всього 
 ія пра- ність довий фонд за річний 
Посада цівникі оклад за зарпла- шкідлив фонд 
 в місяць, ти, грн. і умови оплати 
 грн. праці, праці 
грн./рік 
1 2 3 4 5 6 7 
1.Начальник Кер. 1 19706 236472 - 236472 
лабораторії 
2.Майстер з спец. 1 15125 181500 - 181500 
обслуговува
ння 
установки 
3. Старший спец. 1 10408 124896 8500 133396 
лаборант 
4. Лаборант спец. 1 9530 114360 7000 121360 
Всього  4  657228  672728 
 
 
7.3 Кошторис витрат  
 
7.3.1  Розрахунок собівартості очистки стічної води на стендовій 
установці біологічної очистки 
 
 
Розрахунки проводимо відповідно встановлених витрат сировини, 
матеріалів та обсягу стічної води  в апараті. 
Вартість однієї кВт∙год. електроенергії визначається на основі діючих 
прейскурантів-тарифів на електроенергію (табл. 7.4).  
 
Таблиця 7.4 – Витрати сировини, матеріалів та енергії 
 
Всього на 
Ціна за 
Од. Норма на одиницю 
№ Найменування одиницю, 
вим. одиницю продукції, 
грн. 
грн. 
Сировина і матеріали 
1 Хлорне вапно кг 0,1 5,0 50 
Допоміжні матеріали 
19 Ганчір’я  кг 0,1 4,5 45 
Енергозатрати 
20 Вода технічна м3 0,00769 9,93 1291 
22 Електроенергія кВт 12,3 69,86 5,68 
Всього   89,29  
 
 
7.3.2 Кошторис витрат на лабораторію 
 
Кошторис витрат на лабораторію складається на основі попередніх 
розрахунків та представлено в таблиці 7.5. 
 
Таблиця 7.5 – Кошторис витрат на лабораторію 
№ Статті витрат Сума, грн. Примітки 
1 Зарплата персоналу  672728  
2 Відрахування на соціальне страхування  252273 37,5 % від ст. 
1 
3 Утримання будівель і споруд 188653,45 5-7% їх 
вартості 
4 Амортизація виробничих будівель 188653,45 5% вартості 
5 Витрати на охорону праці 91372,8 10% від 
заробітної 
плати 
 Разом витрат 1393680,7  
 
 
 
 
 
7.3.3   Кошторис витрат на утримання та експлуатацію обладнання. 
 
Кошторис складається на основі попередніх розрахунків та заноситься 
у таблицю 7.5. 
 
Таблиця 7.5 – Утримання та експлуатацію обладнання  
Статті витрат Сума, грн Примітки 
Утримання і витрати :   
а) зарплата робітників по нагляду і   
обслуговуванню обладнання 15125 табл. 7.3 
б) відрахування на соц. страхування 5671,87 37,5%  ЗП 
в) допоміжні матеріали 29400 40% від ст. а) 
Амортизація обладнання 4251,94  
Разом по кошторису 54448,81  
 
7.4   Калькуляція собівартості продукції 
 
 
Розрахунки витрат на очистку стічної води на стендовій установці 
біологічної очистки представлено в таблиці 7.6. 
 
Таблиця 7.6– Собівартість очистки стічної води 
Статті калькуляції Од.  Ціна за Витрати на 
виміру оди- очистку 
ницю, Кіль- Сума, 
грн. кість грн. 
1.Сировина:     
- хлорне вапно кг 50 0,1 5,0 
 
2. Матеріали:     
- ганчір’я кг 45 0,1 4,5 
3. Енергозатрати:     
- вода технічна м3 1291 0,00769 9,93 
- електроенергія кВт 5,68 12,3 69,86 
4. Заробітна плата персоналу грн. 657228 1 л 6572,28 
5. Витрати на утримання та грн. 134714,44 1 л 27,83 
експлуатацію обладнання 
6. Витрати на лабораторію грн. 551402,25 1 л 113,93 
7. Собівартість утилізації грн.  1 л 12480,07