ChSTU repository

МІНІСТЕРСТВО ОСВІТИ І НАУКИ УКРАЇНИ 
ЧЕРКАСЬКИЙ ДЕРЖАВНИЙ ТЕХНОЛОГІЧНИЙ УНІВЕРСИТЕТ 
КАФЕДРА ХІМІЧНИХ ТЕХНОЛОГІЙ ТА ВОДООЧИЩЕННЯ 
 
Реєстраційний №________ На правах рукопису 
УДК 66.074.52.094.3 
   «Допущено до захисту» 
     Завідувач кафедри д.т.н., професор 
_________Віталій ВЯЗОВИК 
                                                            «____»  _________________2025р. 
 
 
 
КВАЛІФІКАЦІЙНА РОБОТА МАГІСТРА 
на тему 
Коуагуляційно-флокуляційні процеси доочищення  
природних вод з використанням комбінованих реагентів 
за спеціальністю 161 «Хімічні технології та інженерія» 
 
 
Науковий керівник           Виконавець роботи 
К.х.н., доцентка           магістрант 
  
___________Тетяна СОЛОДОВНІК            __________Ігор ЛИТВИНОВ 
  
  
  
  
  
  
         Нормоконтроль ______________Наталія ФОМІНА 
  
 
Черкаси 2025 
 
«ЗАТВЕРДЖЕНО» 
Завідувач  кафедри, д.т.н, професор 
________Віталій ВЯЗОВИК  
                 «____» _______________2025р. 
 
ЗАВДАННЯ 
на кваліфікаційну роботу магістра 
Литвинову Ігорю Володимировичу 
 
1.Тема роботи: Коагуляційно-флокуляційні процеси доочищення  
природних вод з використанням комбінованих реагентів  
 
Затверджена наказом по університету від  28 листопада 2025 р.№ 364/03-03 
 
2.Мета дослідження: охарактеризувати особливості фізико-хімічних методів 
коагуляційно-флокуляційного  очищення  води з використанням 
комбінованих реагентів. 
3.Вихідні дані:  природна вода, комбіновані реагенти. 
 
4.Основні задачі дослідження: Виявити основні чинники, що спричиняють 
забруднення поверхневих вод, та розглянути сучасні технології їх очищення; 
дати характеристику дисперсним системам, процесу коагуляції та її основним 
класифікаційним ознакам.; розглянути основні підходи та прилади для 
доочищення природних вод та охарактеризувати особливості фізико-хімічної 
очистки коагуляційно-флокуляційним методом; проаналізувати методи 
доочищення природних вод від колоїдних часток комбінованими реагентами. 
  
5.Термін подання роботи до захисту:  24  грудня  2025  р. 
 
6.Дата видачі завдання 8  жовтня  2025  р. 
 
 
 
Науковий керівник к.х.н., доцент ______________Тетяна СОЛОДОВНІК 
 
 
Завдання прийняв до виконання              Ігор ЛИТВИНОВ  
ЗМІСТ  
 Стор 
ВСТУП 3 
1 АНАЛІЗ СУЧАСНОГО СТАНУ ОБ’ЄКТУ ДОСЛІДЖЕННЯ 5 
11 
      1.1 Головні джерела забруднення водних ресурсів (за видами людської 
діяльності) 13 
1.2 Актуальні технології очищення природних вод 
26 
2 ЗАСТОСУВАННЯ КОАГУЛЯЦІЇ ПРИ ОЧИЩЕННІ ВОДИ 26 
2.1 Властивості дисперсних систем та їх основні параметри 
2.2 Підходи до підвищення ефективності процесів водоочищення 43 
3 ТЕОРЕТИЧНІ ОСНОВИ ТА ОПТИМАЛЬНІ ПАРАМЕТРИ МЕТОДІВ  
 ОЧИСТКИ ВОДИ 50 
    3.1 Відстоювання 50 
    3.2 Коагуляція 54 
    3.3 Фільтрування 60 
4 ХАРАКТЕРИСТИКА ПРИРОДНИХ ВОД  65 
5 СИНТЕЗ КОАГУЛЯНТІВ ТА ДОСЛІДЖЕННЯ ПРОЦЕСІВ  ОЧИЩЕННЯ  
ВОДИ 68 
   5.1 Оксосульфати та оксохлориди 68 
   5.2 Дигідроксосульфат алюмінію та полігексаметиленгуанідин 70 
71 
   5.3 Коагуляційний метод очистки забарвленого модельного розчину  
77 
   5.4 Модельні розчини забруднених поверхневихх  вод   
80 
   5.5 Методи дослідження         
93 
6 ОХОРОНА ПРАЦІ ТА БЕЗПЕКА В НАДЗВИЧАЙНИХ СИТУАЦІЯХ 
109 
7 ЕКОНОМІЧНІ ПОКАЗНИКИ  
121 
ВИСНОВКИ 
124 
ПЕРЕЛІК ПОСИЛАНЬ  
  
 
ВСТУП 
 
Актуальність теми.  
Основною причиною екологічної кризи, пов’язаної із забрудненням 
поверхневих вод, є нераціональне використання водних ресурсів і 
недотримання екологічних норм. Сукупність цих чинників призводить до 
виснаження та забруднення водних об’єктів України, зниження їх здатності 
до самоочищення, деградації, збіднення й руйнування водних екосистем. 
Через зростання рівня урбанізації, розвиток промисловості та розширення 
комунальної інфраструктури обсяги міських стічних вод, що потребують 
очищення, постійно зростають. 
На сьогодні простежується стійка тенденція до погіршення стану 
поверхневих вод міста, що зумовлено як антропогенними та природними 
забрудненнями, так і потраплянням уламків вибухових пристроїв під час 
масованих обстрілів території України окупаційними військами. 
Очевидним є те, що необхідно запроваджувати комплекс заходів, 
спрямованих на адаптацію екологічного стану поверхневих вод до 
зростаючого техногенного навантаження. До таких заходів належать 
удосконалення технологічних процесів з метою зменшення обсягів скидання 
забруднювальних речовин і підвищення результативності очищення стічних 
вод шляхом створення нових та модернізації наявних методів водоочищення. 
Попри значний обсяг наукових досліджень, присвячених коагуляції, низка 
аспектів процесу досі не має остаточного пояснення: відсутній теоретично 
обґрунтований підхід до вибору коагулянтів, немає єдиного погляду на 
механізми процесів, що відбуваються під час гідролізу коагулянтів, а також 
на властивості агрегатів, які утворюються в цей період. Крім того, не 
встановлено основні причини зниження ефективності роботи коагулянтів при 
зменшенні температури. 
Мета кваліфікаційної роботи магістра  – охарактеризувати 
особливості фізико-хімічних методів коагуляційно-флокуляційного  
очищення  води з використанням комбінованих реагентів. 
 
Відповідно до сформульованої мети, необхідно виконати такі завдання: 
1. Встановити ключові джерела забруднення поверхневих вод і здійснити аналіз 
сучасних технологій їх очищення. 
2. Описати властивості дисперсних систем, розглянути механізм коагуляції та 
основні принципи її класифікації. 
3. Проаналізувати ключові підходи й обладнання, що застосовуються для 
доочищення природних вод, а також описати специфіку фізико-
хімічної очистки методом коагуляції-флокуляції. 
4. Дослідити методи доочищення природних вод від колоїдних домішок із застосуванням комбінованих 
реагентів. 
Об’єкт дослідження – процеси, що впливають на коагуляційно-флокуляційне очищення води. 
Методи дослідження – порівняльно-аналітичний, аналіз, синтез, 
систематизація, інструментальні методи аналізу та спектрофотометричний і 
нефелометричний методи 
 
1 АНАЛІЗ СУЧАСНОГО СТАНУ ОБ’ЄКТУ ДОСЛІДЖЕННЯ 
 
 
Збереження та охорона водних ресурсів від виснаження є однією з 
ключових глобальних проблем, що ускладнюється урбанізацією, 
швидким розвитком промисловості та широким застосуванням 
хімічних речовин у побуті й виробництві. Усе це спричиняє суттєве 
забруднення водного середовища. 
Водно-ресурсний потенціал України становить основу екологічного, 
соціального та економічного благополуччя держави. На сьогодні 
управління водними ресурсами та вирішення гідроекологічних питань 
мають загальнодержавне значення та відіграють важливу роль у 
забезпеченні національної безпеки. У період загострення водно-
екологічних проблем і браку фінансування для водоохоронних заходів 
особливої ваги набуває оцінка ефективності технологій очищення 
стічних вод, що дозволяє обирати найбільш раціональні рішення. 
Поступальний економічний розвиток потребує значних обсягів водних 
ресурсів. Розвиток промисловості, аграрного сектору, енергетики та 
підвищення якості життя населення можливі лише за умови 
забезпечення достатніх запасів води, яка відповідатиме сучасним 
стандартам і вимогам до її використання. 
Проблема збереження належної якості водних ресурсів і надалі залишається 
важливою для всіх регіонів України. Більшість поверхневих і значна частина 
підземних вод перебувають під впливом антропогенних чинників, особливо у 
промислових та аграрних зонах, що призводить до їх забруднення, поступової 
деградації та виснаження. 
Значні масштаби водоспоживання в різних сферах господарської діяльності та 
зростання обсягів скидання забруднених стічних вод у природні водойми є 
ключовими причинами посилення антропогенного навантаження на поверхневі 
водні ресурси [1, 2]. 
  
Згідно з Водним кодексом України, стічними водами вважають води, що утворюються 
внаслідок господарсько-побутової або виробничої діяльності (крім шахтних, кар’єрних та 
дренажних вод), а також води, які відводяться з територій населених пунктів після 
випадання атмосферних опадів [3]. 
Залежно від їх походження та типу забруднювальних домішок стічні 
води поділяють на чотири основні групи: господарсько-побутові, 
виробничі (промислові), сільськогосподарські, а також дощові води, 
що змиваються з територій підприємств і населених пунктів унаслідок 
опадів або поливу вулиць.         
      За походженням виділяють наступні види стічних вод: 
1. Господарсько-побутові стічні води — формуються в житлових 
будівлях і побутових приміщеннях на підприємствах (душові, санвузли 
тощо) та відводяться через систему побутової або загальносплавної 
каналізації. Основними забруднювачами є мийні засоби та фекальні 
маси. Значна частина твердих зважених речовин має целюлозне 
походження, а серед інших органічних домішок переважають жирні 
кислоти, білки й вуглеводи. Неприємний запах таких вод спричинений 
анаеробним розкладанням білкових сполук. Склад побутових стічних 
вод відносно стабільний і на 60% представлений органічними 
забрудненнями у нерозчиненій, колоїдній та розчиненій формах, а також 
різним бактеріальним та мікробіологічним складом, включно з 
патогенними мікроорганізмами [2]. 
2. Промислові (виробничі) стічні води — утворюються під час 
застосування води в технологічних процесах промисловості або під час 
видобутку корисних копалин. Вони відводяться через промислові чи 
сплавні каналізаційні системи. Найпоширенішими та 
найнебезпечнішими забруднювачами таких вод є речовини 
гірничодобувного походження (зокрема нафтопродукти), феноли, 
синтетичні поверхнево-активні речовини, важкі метали, органічні 
сполуки зі стійкою структурою, у тому числі пестициди. Промислові 
стоки можуть бути як забрудненими, так і умовно чистими — 
наприклад, вода, що використовується для охолодження у 
теплообмінниках. 
3. Сільськогосподарські стічні води охоплюють стоки від тваринницьких комплексів, 
а також поверхневі води, що змиваються з оброблюваних полів. Перші 
характеризуються високим вмістом органічних забруднень, тоді як другі містять 
агрохімікати, добрива й пестициди, які застосовують для підживлення та захисту 
рослин. 
4. Дощові (ливневі) стічні води — формуються внаслідок випадання 
дощу, танення снігу, граду або під час зрошення територій. Переважно 
  
відводяться системами зливової каналізації. У більшості випадків 
містять нерозчинні мінеральні та органічні домішки, нафтопродукти, 
поживні речовини та важкі метали. 
5. Шахтні та рудничні стічні води — виникають у процесі видобування й 
переробки корисних копалин. Зазвичай відзначаються високим рівнем 
мінералізації, підвищеною кислотністю та значною концентрацією 
гірничих компонентів у розчиненій і зваженій формах. 
6. Стічні води збагачувальних фабрик — включають флотаційні 
залишки, переливи згущувачів і фільтрати вакуум-фільтрів. 
7. Стічні води підприємств нафтової та газової галузі — містять 
нафтопродукти, різні органічні та неорганічні домішки, що формуються 
в процесі видобутку, транспортування та переробки вуглеводнів. 
Основними джерелами забруднення вод є стічні води різного походження, 
кислотні дощі, побутові тверді відходи, нафтові розливи, скиди теплових і 
атомних електростанцій, а також інші, часто важковизначувані антропогенні 
забруднення, зокрема несанкціоновані викиди промислових підприємств 
[10]. 
– Виробничі стічні води утворюються під час використання води в різних технологічних 
процесах. Їхній об’єм, склад і концентрації забруднювальних речовин визначаються 
низкою факторів: видом промислового виробництва та особливостями технологічних 
операцій, властивостями сировини й кінцевої продукції, характеристиками води, що 
подається у виробництво, а також режимами роботи технологічного устаткування. 
Рівень забруднення стічних вод на різних підприємствах значно відрізняється й може 
суттєво змінюватися впродовж часу як у межах окремих цехів, так і на заводі загалом. 
Нестабільність обсягів стічних вод і концентрацій домішок ускладнює роботу очисних 
споруд та погіршує умови їх експлуатації. 
Залежно від рівня забруднення виробничі стічні води класифікують на три основні групи 
[9]: 
– – Умовно чисті стічні води — це води, які не змінюють фізико-
хімічні показники водойми та не потребують очищення. Здебільшого вони 
надходять від теплообмінного обладнання або утворюються під час охолодження 
техніки та продукції. 
– Нормативно очищені стічні води — це стоки, з яких видалено забруднювальні 
речовини до встановлених норм, унаслідок чого їхнє відведення не погіршує якість води у 
водному об’єкті. 
– Забруднені стічні води — це води, що надходять у водойму без очищення 
або після недостатньої очистки і містять підвищені концентрації 
забруднювачів. 
  
Забруднені виробничі стічні води додатково класифікують за характером 
домішок на три групи: 
1. стоки, забруднені переважно органічними речовинами; 
2. стоки, насичені в основному мінеральними домішками; 
3. стоки зі змішаним типом забруднення, що містять як органічні, так і 
мінеральні речовини у різних співвідношеннях. 
У більшості підприємств співвідношення органічних і мінеральних 
забруднень у стічних водах істотно варіює [9]. 
 Промислові стічні води становлять найбільшу загрозу 
для водних екосистем. Їхнє очищення значно складніше 
порівняно з очищенням побутових стоків і потребує 
застосування технічно складних та дорогих очисних систем. 
Різноманітність складу та властивостей промислових 
забруднювачів зумовлює необхідність використання широкого 
спектра методів очищення, включаючи фізико-хімічні та хіміко-
біологічні технології. 
Скидання промислових стоків у комунальну каналізацію 
допускається лише за певних обмежень. Побутові стічні води 
утворюються під час користування ваннами, душами, 
пральними та харчоблоками. Вони містять фекальні маси, що 
складаються переважно з фізіологічних виділень людини, а 
також побутові відходи та залишки мийних засобів. 
Для побутових стічних вод характерна відносна сталість складу 
та значний рівень органічного забруднення, яке зазвичай має 
рослинне або тваринне походження. Такі стоки завжди містять 
велику кількість мікроорганізмів, що є продуктами 
життєдіяльності людини, серед яких можуть бути й патогенні. 
Саме тому вони становлять найбільшу епідеміологічну 
небезпеку [10]. 
  
 Біологічні методи найчастіше використовують для очищення побутових стічних 
вод. Підприємства зазвичай не контролюють якість таких стоків і передають їх на 
комунальні очисні споруди. Ступінь забруднення побутових і промислових вод визначає 
вибір технологічної схеми очищення та суттєво впливає на екологічну ситуацію в 
конкретному регіоні. 
Атмосферні (дощові) стічні води, тобто поверхневий стік із територій 
підприємств, формуються через вимивання забруднювальних речовин, що 
накопичилися на їхній площі. Для таких стоків характерні нерегулярність, 
різкі коливання обсягів та концентрацій забруднень. У дощових водах 
переважають мінеральні домішки — тверді (завислі) частинки та 
нафтопродукти. Крім того, стоки промислових об’єктів можуть містити 
специфічні речовини, властиві певному виробництву [10]. 
На рівень забруднення поверхневого стоку впливають численні чинники, 
зокрема рельєф місцевості, густота населення та інтенсивність транспортного 
руху. Такі води відводяться у міську зливову каналізаційну систему, а 
підприємства здійснюють облік їх об’ємів. Поверхневий стік з територій 
промислових об’єктів зазвичай має складніший склад і вищі концентрації 
забруднювальних речовин, ніж стоки муніципального походження. 
У наукових джерелах часто використовується поняття «комунальна каналізація». Міські 
стічні води можуть складатися з трьох видів стоків — за наявності загальної 
каналізаційної системи, або включати лише побутові та виробничі стоки — у разі 
роздільної системи водовідведення. У середньому промислові стічні води формують 
близько 40% усього обсягу стоків, що надходять до комунальних каналізаційних мереж 
[7]. 
З погляду хімічного аналізу міські стічні води характеризуються наявністю двох основних 
груп забруднень: мінеральних (пісок, глина, розчинені мінеральні солі, кислоти та луги) та 
органічних, що можуть походити як із рослинних, так і з тваринних джерел. 
Характерною особливістю міських стоків є надзвичайно високий рівень 
мікробіологічного забруднення. Для розв’язання питання їхнього скидання у 
водосховища немає потреби у детальному аналізі складу води, оскільки він є 
досить стабільним; змінюватись можуть лише концентрації компонентів, що 
залежать від інтенсивності надходження стоків. 
На комунальних очисних спорудах стічні води проходять безперервні механічні й 
біологічні стадії очищення, після чого їх додатково дезінфікують. Для стабільної 
роботи таких систем встановлено певні вимоги до складу та властивостей 
комунальних стоків, дотримання яких забезпечується систематичним контролем 
якості промислових вод, що надходять у міську каналізацію. Оскільки умови 
формування стічних вод на різних підприємствах можуть суттєво відрізнятися, 
  
більшість промислових об’єктів функціонують із повністю автономними 
каналізаційними системами [8].           
Дощові стоки, що надходять із чистих територій підприємств, відводять окремою 
каналізаційною системою або змішують із незабрудненими виробничими водами й 
скидають у водні об’єкти без потреби в очищенні. Водночас дощові води, забруднені на 
територіях підприємств, поєднують із забрудненими промисловими стоками та 
спрямовують на спільне очищення перед відведенням у природні водойми [11]. 
За узагальненими даними звітів щодо водокористування за 2018 рік 
найбільший обсяг забруднених стічних вод припадає на підприємства 
житлово-комунального сектору, які скинули 585,3 млн м³ забруднених стоків. 
Із загального обсягу стічних вод, що надходять у водні об’єкти, 952 млн м³ 
(18,27%) становлять забруднені стоки, 1058 млн м³ (20,31%) — нормативно 
очищені, 3048 млн м³ (58,51%) — нормативно чисті стоки, що не потребують 
очищення, а 151,7 млн м³ (2,91%) — шахтні та кар’єрні води, що не відносяться до 
жодної встановленої категорії [3]. 
Промислові підприємства скинули 301,4 млн м³ стоків із перевищенням норм 
забруднення серед яких основними забруднювачами є підприємства чорної 
металургії (271,5 млн м³) та хімічної промисловості (12,17 млн м³). 
Підприємства аграрного сектору скинули 15,37 млн м³ забруднених стоків. 
Використання поверхневих вод за галузями економіки, тис. м³, наведено на 
рисунку 1.1. 
Загальна кількість підприємств, що спричиняють забруднення водних 
об’єктів, становить 539. 
Протягом 2018 року разом зі стічними водами у поверхневі водойми було 
скинуто: 22,20 тис. тонн завислих речовин, 239,3 тонни нафтопродуктів, 6,06 тис. 
тонн амонійного азоту, 46,59 тис. тонн нітратів, 1,68 тис. тонн нітритів, 175,5 тон 
СПАР, 421,4 тонни заліза та 4688,0 тонн фосфатів. 
Крім цього, сумарні значення хімічного споживання кисню 
(ХСК) становили 68,88 тис. тонн, а біохімічного споживання кисню 
(БСК) — 17,86 тис. тонн. 
Рисунок 1.1. Розподіл використання поверхневих вод за видами 
економічної діяльності, тис. м³ 
  
Забезпечення населення та економічних секторів водними ресурсами 
Держводагентство здійснює здійснюючи регулювання та перерозподілення 
вод річкового басейну як у межах року, так і протягом кількох років. 
1.2 Сучасні методи очистки природних вод 
1.   реактив для коагуляційного оброблення природних і стічних вод виготовляють 
використовуючи титановмісної речовини, якою може бути неорганічна або органічна сіль, 
а також оксисіль чотиривалентного титану, розчинена в полярному органічному 
розчиннику. Вміст титану в такому реагенті становить 0,1–200 г/дм³ у перерахунку на 
діоксид титану. 
2.  Реактив за пунктом 1, який відрізняється тим, що як неорганічну сіль титану 
використовують хлорид, сульфат, нітрат або іншу водорозчинну сіль чотиривалентного 
титану використовують сіль однієї або кількох кислот: соляної, сірчаної, 
азотної, фосфорної, карбонатної, хлорної чи хлорнуватистої. 
3.  Реактив за пунктом 1, який відрізняється тим, що як органічну сіль титану 
використовують ацетат, лактат, оксалат, цитрат або іншу органічну сполуку 
чотиривалентного титану, придатну для розчинення в полярному органічному розчиннику 
застосовують сіль оцтової, лимонної, яблучної або молочної кислоти, або 
суміш таких солей. 
4. Реагент за пунктом 1, який відрізняється тим, що як органічну сіль титану 
використовують титановмісну сполуку зі спиртом, вибраним із ряду: етиловий, 
ізопропіловий або бутиловий спирт, або суміш зазначених спиртів. 
5. Реагент за будь-яким із пунктів 1–4, який відрізняється тим, що містить полярний 
органічний розчинник, вибраний із групи, що містить етиловий, бутиловий, 
ізопропіловий, ізоаміловий та полівініловий спирти, пропіленгліколь, гліцерин, ацетон, 
діетиловий етер, діізопропіловий етер, метил-третбутиловий етер, етиловий естер оцтової 
кислоти, триетиленамін або їхні суміші. 
6. Спосіб одержання реагенту для очищення природних і стічних вод шляхом 
змішування компонентів відповідно до п. 1, який відрізняється тим, що 
операції змішування та пакування готового продукту здійснюють за умов 
мінімального доступу вологи до зон проведення процесів. 
7. Спосіб за п. 6, який додатково характеризується тим, що змішування 
виконують у герметичному реакторі, оснащеному системою відведення 
тепла, яке виділяється під час процесу. 
8. Спосіб за п. 6 або 7, який відрізняється тим, що перед змішуванням 
розчинник піддають зневодненню до залишкового вмісту вологи не більш 
ніж 15 %. 
  
9. Метод очищення природних і стічних вод, який передбачає додавання у воду 
коагулянту на основі титану з подальшим інтенсивним змішуванням, відстоюванням і 
вилученням утвореного осаду, який відрізняється тим, що як коагулянт 
застосовують реагент за п. 1. Його додають безпосередньо в оброблювану 
воду у кількості, що забезпечує дозування 0,02–10,0 мг/дм³ у перерахунку на 
діоксид титану. 
Заявлена група винаходів охоплює реагент для коагуляційного очищення природних і 
стічних вод, спосіб його одержання, а також метод очищення вод із використанням 
зазначеного реагенту. Ця група винаходів належить до галузі водоочищення від 
забруднень природного та техногенного походження із застосуванням коагулянтів і може 
бути використана для розв’язання завдань у сфері водопостачання та охорони 
навколишнього середовища. 
Запропонований засіб для коагуляційного очищення вод, створений на основі 
титанвмісних сполук, включає як активну складову неорганічну та/або органічну сіль, 
і/або оксисіль титану(IV). Він подається у вигляді розчину в полярному органічному 
розчиннику з концентрацією титану 0,1–200 г/дм³ у перерахунку на діоксид титану. 
Одержання реагенту здійснюють шляхом змішування компонентів, що 
входять до його складу, при цьому процеси змішування та пакування 
готового продукту проводять за умов обмеженого доступу вологи в зони 
виконання операцій. 
Застосування реагенту передбачає його введення безпосередньо в очищувану 
воду з інтенсивним перемішуванням, після чого здійснюють відстоювання та 
відділення утвореного осаду. Дозування реагенту становить від 0,02 до 10 
мг/дм³ у перерахунку на діоксид титану. 
Група винаходів стосується технологій очищення природних і стічних вод від забруднень 
природного та техногенного походження із застосуванням коагулянтів і може бути 
результативно використана для вирішення актуальних задач водопідготовки та 
екологічної безпеки. 
Використання солей титану як реагентів для очищення вод уперше було 
запропоновано в 1930-х роках [Upton W.V., Buswell A.M., Industrial and 
Engineering Chemistry, 1937, 29(8), р. 870–871]. Автори показали, що сульфат 
титану ефективно коагулює навіть за низьких температур та забезпечує 
краще зниження кольоровості, ніж сульфат алюмінію. Проте через високу 
вартість солей титану тривалий час вони не знаходили широкого 
застосування у водоочищенні. 
На межі ХХ і ХХІ століть, із загостренням екологічних проблем та 
зростанням вимог до ступеня очищення природних і стічних вод від 
органічних забруднень, важких металів, мікроорганізмів та інших домішок, 
традиційні коагулянти на основі алюмінію й заліза виявилися недостатньо 
  
ефективними. Особливо це стало помітно за низьких температур 
оброблюваної води, а також через наявність токсичних залишків цих 
реагентів у вже очищеній воді, що ускладнює забезпечення екологічних 
нормативів. 
За таких умов актуалізувався пошук нових ефективних та екологічно 
безпечніших коагулянтів, зокрема реагентів на основі сполук титану. 
У патенті RU № 2087425, МПК6 C02F 1/52, C01F 7/74, опубл. 20.08.1997 р., 
описано спосіб одержання реагенту для очищення природних і стічних вод. 
Метод ґрунтується на взаємодії гідроксидів металів II, III та VIII груп 
періодичної системи з кислим титановмісним розчином за температури не 
нижче 60 °С при співвідношенні титану до металу (або суміші металів), що 
становить 1:0,5–0,7. Отриманий реагент являє собою суміш гідроксихлоридів 
титану та алюмінію, або заліза, або магнію, або їх комбінацій. Ефективність 
такої композиції підтверджена при очищенні природних та стічних вод від 
важких металів і завислих речовин. 
Ще більш багатокомпонентний склад реагенту запропоновано в патенті RU 
№ 2179954, МПК7 C02F 1/52, опубл. 27.02.2002 р. У документі описано 
групу винаходів, що включає три варіанти складу коагулянта для очищення 
природних і стічних вод та чотири варіанти способу його одержання. 
Основою коагулянта є сполуки чотиривалентного титану, які мають високу 
коагулюючу здатність. Крім того, композиція містить принаймні одну 
сполуку металу I–IV та VIII груп періодичної системи, а також щонайменше 
одну сполуку елементів V групи. Співвідношення титану до сумарної 
кількості металів становить 1:(0,1–30). 
Композиція коагулянта може додатково містити сполуки тривалентного 
титану. Зазначені компоненти здатні перебувати у формі гідроксиду, оксиду, 
солей (хлоридів, сульфатів, карбонатів, фосфатів) титану або їх сумішей. 
Одержання коагулянта здійснюють шляхом обробки суміші металевих 
сполук кислим титановмісним розчином за умов безперервного 
перемішування та нагрівання протягом 2,5–4,5 годин. Процес проводять у дві 
або три стадії зі ступінчастим підвищенням температури від 10 до 120 °С та 
варіюванням швидкості нагрівання на кожному етапі: перша стадія 
забезпечує розчинення металевих сполук, а друга і третя — полімеризацію 
отриманої суміші. 
Різноманітність компонентів та варіативність методів синтезу відомого 
титанового коагулянта дають змогу підбирати оптимальний його склад для 
конкретного типу природних або стічних вод, забезпечуючи високий ступінь 
очищення. 
  
Відомий також інший багатокомпонентний титановий коагулянт, до складу якого входять 
оксиди, гідроксиди, сульфати, оксигідросульфати, хлориди та оксигідрохлориди титану, 
алюмінію й кремнію. Вміст основних складових компонентів (у перерахунку на оксиди) 
становить, мас. %: 
• оксид алюмінію — не більше 76,5; 
• оксид титану — не менше 10,6; 
• оксид кремнію — не менше 5,9; 
• домішки сполук сірки, заліза, кальцію та хлору — не більше 0,5; 
• вода — не більше 7,4. 
Такий склад наведено в патенті RU № 2367618, МПК6 C02F 1/52, опубл. 
20.09.2009 р. 
Такий реагент продемонстрував високу ефективність і рекомендований для 
доочищення нафтовмісних пластових мінералізованих вод до показників, що 
відповідають питній воді, після проходження двостадійної флотації та 
процесу пом’якшення. Однією з ключових переваг титанових сполук є їх 
низька токсичність і практично повна нерозчинність продуктів гідролізу у 
воді. Саме це забезпечує істотні екологічні переваги порівняно з поширеними 
нині коагулянтами на основі алюмінію та заліза. 
Однак наведені вище багатокомпонентні титанові коагулянти містять значну 
кількість сполук інших металів (зокрема алюмінію та заліза), які можуть 
спричиняти вторинне забруднення очищуваної води. Крім того, їх загальним 
недоліком є складна структура та ускладнена технологія синтезу, що знижує 
зручність і економічну доцільність їх практичного використання. 
Тому такі реагенти не набули широкого застосування в технологіях 
водопідготовки. Водночас, з огляду на високу коагулюючу здатність 
титанових сполук та екологічну безпечність продуктів їх гідролізу, 
дослідники й нині не відмовляються від ідеї створення ефективних титанових 
коагулянтів. Сучасні розробки спрямовані на спрощення технології їх 
синтезу та використання, а також на вивчення більш простих за складом 
композицій або навіть індивідуальних солей титану. 
Останніми роками активно досліджують коагуляційні властивості 
тетрахлориду та сульфату титану з метою оцінки можливості їх 
використання у водоочищенні. У статті Vi-Fan Wu, Wen Liu та ін. («Water 
Research», № 45, 2011, с. 3704–3711) наведено результати вивчення 
коагуляції сульфату титану в дозах 0,03–0,3 ммоль/л у дистильованій воді та 
суспензіях каолінової глини, які моделювали середню (50–100 мг/л) та 
низьку (9,8–19,7 мг/л) каламутність. Для моделювання різної лужності до 
системи додавали натрій гідрокарбонат у кількості 0–120 мг СаСО₃/л. 
  
Автори встановили, що оптимальним для коагуляції Ti(SO₄)₂ є діапазон рН 4–
6, а висока ефективність процесу досягається навіть за доз 0,03–0,04 ммоль/л 
(2,4–3,2 мг TiO₂/л) у межах лужності 0,06–0,20 ммоль/л (15–45 мг СаСО₃/л). 
Для забезпечення необхідних умов коагуляції в кислих водах додавали 
розчин NaOH концентрацією 1,05 М; у системах із підвищеною лужністю 
(понад 50 мг СаСО₃/л) разом із коагулянтом вводили 0,5 М розчин H₂SO₄. 
За оптимальних умов очищення води з середньою та низькою каламутністю 
забезпечувало отримання залишкової каламутності менше 1,74 мг/л при 
дозах Ti(SO₄)₂ 0,07–0,14 ммоль/л (5,6–11,2 мг TiO₂/л). Лабораторні результати, 
що підтвердили ефективність Ti(SO₄)₂ у видаленні природних органічних речовин і 
зниженні каламутності, були перевірені на пілотній установці з очищення води річки 
Янцзи (каламутність 23,2–28,4 мг/л; лужність 80–89 мг СаСО₃/л; pH 7,0–7,8; температура 
23 °С). Очищення здійснювали на установці продуктивністю 160 м³/добу, що складалася з 
перегородчастого коагулятора, вертикального відстійника та піщаного фільтра. 
Для досліджень застосовували лабораторний коагулятор із часом 
перебування води 20 хвилин і швидкістю перемішування 25–80 с⁻¹. За 
внесення Ti(SO₄)₂ у дозах 16–32 мг/л (що відповідає 5,6–10,4 мг TiO₂/л) та 
коригуванні рН до 5,4–5,6 отримували каламутність води після відстоювання 
на рівні 1,86–3,25 мг/л, а ступінь знебарвлення становив 54–57 %. 
Таким чином встановлено, що сульфат титану забезпечує ефективну 
коагуляцію в слабокислих умовах при дозах, порівнянних із типовими для 
традиційних коагулянтів. На думку дослідників, він може бути придатним 
для покращення коагуляційних процесів під час очищення поверхневих вод 
із низькою лужністю або для оброблення окремих видів стічних вод. 
Мамченко А. В. та співавтори [Химия и технология воды, 2010, т. 32, № 3, с. 
309–323] дослідили ефективність титановмісних коагулянтів (TiOSO₄ і TiCl₄) 
на модельній природній воді зі сталими параметрами: іонна сила — 5,5×10⁻³, 
жорсткість — 4,0 мг-екв/дм³, каламутність — 5 мг/дм³ (за рахунок додавання 
дисперсії каоліну), кольоровість — 30° (після внесення розчину гумату 
натрію). Значення рН (5,5–10) та лужність (0,5–5,0 ммоль/дм³) змінювали 
шляхом додавання HCl, KOH і NaHCO₃. 
Для приготування реагентів готували концентровані (близько 1,5 моль/дм³) 
розчини TiOSO₄, TiCl₄ та Al₂(SO₄)₃, які потім розводили до робочих розчинів 
із концентрацією 0,6 г-екв Me/дм³ та значеннями рН 0,9; 0,6 і 1,8 відповідно. 
Очищення проводили так: у модельну воду додавали свіжоприготований 
робочий розчин коагулянта, перемішували у двостадійному режимі — 2 хв 
при 250 об/хв і 10 хв при 90 об/хв (аналогічно умовам Деснянської 
водопровідної станції м. Києва), після чого залишали на відстоювання 
  
протягом 1 години. Після цього вимірювали каламутність, лужність та рН, 
фільтрували воду й оцінювали її якість. 
Результати встановили, що оптимальні дози коагулянтів для досягнення 
необхідного ефекту очищення (каламутність відстояної води ≤ 2 мг/дм³, 
залишковий вміст металів нижче ГДК, кольоровість ≤ 20°) істотно залежать 
від рН та лужності. У проведених умовах титанові солі виявилися 
ефективнішими за сульфат алюмінію при очищенні вод із низькою лужністю 
(менше 5 ммоль/дм³) та при значеннях рН нижче 7,0 або вище 9,0 — тобто 
саме в тих діапазонах, де алюмінієвий коагулянт практично не працює. 
 У той же час у діапазоні рН 7–9, який є оптимальним для сульфату 
алюмінію, за середніх значень лужності, каламутності, кольоровості води та 
температури 18–20 °С цей реагент забезпечує аналогічний ступінь очищення 
при дозах 0,081–0,098 мг-екв/дм³. Це на 20–50 % менше порівняно з 
необхідними дозами титанілсульфату (0,102–0,12 мг-екв/дм³) та хлориду 
титану (0,113–0,145 мг-екв/дм³). 
Таким чином, проведені лабораторні експерименти, попри певні 
суперечності у результатах і рекомендаціях, визначили орієнтири для 
створення технологій очищення природних вод і промислових стоків із 
використанням індивідуальних солей титану як коагулянтів. 
Однак при розробленні промислових технологій необхідно враховувати 
специфічні властивості титанових солей — зокрема, їхню гігроскопічність 
(для твердих форм), леткість (для рідких) і характерну для всіх дуже високу 
швидкість гідролізу. Леткість та гігроскопічність ускладнюють зберігання й 
транспортування, оскільки вимагають суворої герметичності тари та умов 
експлуатації. 
Через швидкий гідроліз додавання титанових солей безпосередньо у воду 
небажане: реагент гідролізує ще до того, як буде рівномірно змішаний з 
об’ємом води, що погіршує захоплення домішок і знижує ефективність 
використання коагулянта. Використання заздалегідь приготовлених водних 
робочих розчинів також не усуває цієї проблеми, оскільки гідроліз 
починається вже на етапі підготовки, що спричиняє втрати реагенту та 
утворення продуктів гідролізу, здатних засмічувати дозувальне обладнання. 
Щоб запобігти гідролізу, робочі розчини готують при значному зниженні рН 
шляхом додавання кислот. Так, у прототипі забезпечували рН 0,9 для 
розчину TiOSO₄ і рН 0,6 — для TiCl₄. Такі умови дозволяють рівномірніше 
розподіляти реагент при дозуванні, проте значні об’єми кислоти знижують 
лужність води, створюючи потребу у додатковому внесенні підлужнюючих 
  
речовин. До того ж приготування, зберігання та дозування таких розчинів 
вимагають застосування кислото- та корозійностійкого обладнання. 
Усе це ускладнює технологічну схему та апаратурне оформлення процесу 
очищення води при застосуванні титанових коагулянтів. Тому завданням 
групи винаходів є спрощення процесів підготовки та дозування 
титановмісного коагулянта при одночасному підвищенні ефективності його 
дії. 
 
Поставлену задачу вирішено завдяки запропонованій групі винаходів, яка охоплює новий 
склад реагенту для коагуляційного очищення природних і стічних вод, спосіб його 
одержання та метод очищення вод із використанням цього реагенту. 
Розроблений реагент містить сполуку чотиривалентного титану, вибрану з широкого 
спектра органічних, неорганічних або оксисолей титану, у вигляді її розчину в полярному 
органічному розчиннику. Вміст титану в реагенті становить від 0,1 до 200 г/дм³ у 
перерахунку на TiO₂. 
Як неорганічну сіль титану до складу реагенту можуть входити солі кислот із 
ряду: соляна, сірчана, азотна, фосфорна, карбонатна, хлорна, хлорнуватиста 
кислоти або їх суміші. 
Як органічну сіль титану реагент може містити сполуки кислот — оцтової, 
лимонної, яблучної, молочної — або комплекси титану зі спиртами, 
вибраними з етилового, ізопропілового та бутилового спиртів або їх сумішей. 
Органічний розчинник у складі реагенту обирають із широкої групи 
полярних сполук: етиловий, бутиловий, ізопропіловий, ізоаміловий спирти, 
полівініловий спирт, пропіленгліколь, гліцерин, ацетон, діетиловий, 
діізопропіловий та метилтретбутиловий етери, етиловий естер оцтової 
кислоти, триетиленамін або їх суміші. 
Одержання реагенту здійснюють шляхом змішування необхідних 
компонентів у заданих співвідношеннях. Оскільки солі титану є 
гігроскопічними та легко гідролізуються при контакті з вологою, процес 
змішування та затарювання готового продукту проводять за умов 
обмеженого доступу вологи. Це забезпечують попереднім зневодненням 
розчинника (до вмісту води менше 15 %) та/або використанням герметичної 
апаратури, що особливо важливо при роботі з леткими сполуками титану. 
Запропонований спосіб очищення води відрізняється від традиційного 
коагуляційного процесу, застосованого в прототипі (який передбачає 
приготування робочого розчину коагулянта, його дозування, інтенсивне 
  
перемішування, відстоювання та фільтрування), тим, що новий реагент 
дозують безпосередньо у воду, яка очищається. При цьому використані дози 
є значно меншими — від 0,02 до 10 мг/дм³ — порівняно з дозами, 
характерними для відомих титанових коагулянтів. 
Використання індивідуальних солей титану у процесах водопідготовки у 
вигляді їх розчинів у полярних органічних розчинниках дає можливість 
істотно розширити номенклатуру титанових коагулянтів і водночас 
спростити технологію очищення води на етапах підготовки та дозування 
реагенту. Це зумовлено тим, що запропонований реагент вводиться 
безпосередньо в очищувану воду, на відміну від традиційних титанових 
коагулянтів, які застосовуються у вигляді попередньо приготованих кислих 
робочих розчинів. Такий підхід усуває істотне зниження рН та лужної 
ємності оброблюваної води та ліквідує потребу у корозійно- і 
кислотостійкому обладнанні. 
Запропонований реагент практично не взаємодіє з вологою атмосферного 
повітря, що додатково спрощує його транспортування, зберігання та 
дозування. Після введення в об'єм води органічний розчинник перестає 
пригнічувати процес гідролізу титанової солі, і гідроліз відбувається швидко 
та повно, що забезпечує підвищену ефективність коагуляції та покращення 
показників якості очищеної води. 
Наведені нижче приклади очищення вод із різним характером забруднень 
демонструють високу ефективність запропонованих реагентів, що 
проявляється у значному зниженні робочих доз порівняно з відомими 
титановими коагулянтами (ТіСl₄ та TiOSO₄), які використовуються у вигляді 
кислих водних розчинів. Зокрема, для поверхневих вод досягнуте зменшення 
доз коагулянта у 10–30 разів, що є результатом, який автори винаходу 
вважають непередбачуваним. 
 
Приклади реалізації групи винаходів 
Приклади № 1–24. 
У цих прикладах наведено способи одержання та реальний склад зразків 
реагенту. Для синтезу використовували різні солі титану у вигляді хімічних 
реактивів вітчизняного виробництва (TiCl₄, TiOSO₄ виробництва ОАО 
«Титан») та реактиви кваліфікації «ч» і «чда» від фірм «Merck» та «Aldrich». 
Як полярні органічні розчинники застосовували розчинники українського та 
зарубіжного виробництва кваліфікації «ч». 
  
Одержання зразків реагенту здійснювали в атмосфері очищеного та осушеного азоту в 
герметичному реакторі, оснащеному мішалкою і водяною охолоджувальною сорочкою. 
До реактора вносили 1 дм³ органічного розчинника та додавали потрібну кількість солі 
титану, попередньо перенесеної з герметичної тари. Розчинники з підвищеним вмістом 
води перед використанням піддавали зневодненню до рівня не більше 15 %. 
Компоненти змішували, одночасно відводячи тепло, що виділялося, за 
допомогою води, охолодженої до 6 °С і циркулюючої в сорочці реактора. 
Процес продовжували до повного розчинення солі. У всіх варіантах було 
отримано однорідні прозорі або слабо опалесцюючі рідини, які протягом 
щонайменше двох годин перебування у відкритій посудині на повітрі 
(вологість 78 %, температура 19 °С) не зазнавали змін, що свідчили б про 
початок гідролізу. Точну концентрацію титану в кінцевому реагенті 
визначали ваговим методом: титановмісну сполуку осаджували у вигляді 
TiO₂ шляхом гідролізу за допомогою розчину NH₄OH. 
Вміст титану у зразках реагенту подано у перерахунку на TiO₂. 
Наведені приклади реалізації винаходу підтверджують можливість 
одержання достатньо стабільних рідких реагентів на основі різних солей 
титану або їх сумішей, із застосуванням широкого спектра органічних 
розчинників у широкому діапазоні концентрацій активної речовини. 
Для перевірки ефективності отриманих реагентів у процесах коагуляційного 
очищення води та визначення ключових технологічних параметрів було 
проведено серію дослідів із водами, що характеризуються різними типами 
забруднень (приклади 25, 26 і 27). 
Приклад № 25 
У цьому досліді зразки реагенту застосовували для очищення модельних 
розчинів, що імітують природні води з різними значеннями колірності, 
каламутності та рН, при температурі 12–21 °С. 
Для отримання модельних вод у дистильовану воду додавали гумат натрію 
виробництва «Aldrich» (для створення кольоровості) та стандартну суспензію 
каоліну (для моделювання каламутності). Значення рН регулювали 0,05 М 
розчином HCl. У результаті було підготовлено чотири типи модельних 
розчинів із визначеними характеристиками. 
Модельний розчин 1 
За властивостями нагадує воду зі стоячих водойм (боліт, повільних річок) у 
літньо-осінній період — висока колірність, низька каламутність, слабокисле 
середовище. Такі води потребують значних доз традиційних коагулянтів. 
Модельний розчин 2 
Подібний до вод стоячих водойм навесні — висока колірність і низька 
  
каламутність. У багатьох випадках очищення звичайними коагулянтами є 
ускладненим і не забезпечує бажаного ефекту. 
Модельний розчин 3 
Імітує побутові стоки після первинного очищення — відносно низька 
колірність, значна каламутність і низький рН. Для традиційних методів 
очищення необхідне внесення великих доз лужних реагентів. 
Модельний розчин 4 
За характеристиками відповідає одному з модельних розчинів, наведених у 
відомому способі очищення стічних вод (А.В. Мамченко та ін., «Хімія і 
технологія води», 2010, т. 32, № 3, с. 309–323). Завдання коагуляції в цьому 
випадку — довести показники до норм, встановлених СанПіН 2.2.4-171-10 
для питної води (колірність ≤ 30°, каламутність ≤ 2,9 мг/дм³). 
Процес коагуляції проводили в 1,5-літрових ємностях із мішалками. Вносили 
1 дм³ модельної води, додавали кількість реагенту (приклади 1–24), 
визначену за ефективною дозою, перемішували у двоступеневому режимі 
(0,5 хв при 250 об/хв, потім 10 хв при 20 об/хв), після чого відстоювали 
впродовж години до утворення та осідання пластівців TiO₂. Після 
відокремлення осаду вимірювали каламутність, колірність і рН очищеної 
води. 
Паралельно проводили контрольні досліди з використанням: 
— свіжоприготованого розчину TiCl₄, підкисленого до рН 1,8 (вміст Ti як 
TiO₂ — 105,2 г/дм³), 
— водного розчину TiOSO₄, підкисленого H₂SO₄ до рН 1,8 (вміст Ti як TiO₂ 
— 125,6 г/дм³). 
 
 
 
 
 
 
 
 
  
2 ВИКОРИСТАННЯ КОАГУЛЯЦІЙНИХ МЕТОДІВ ДЛЯ ОЧИЩЕННЯ ВОДИ 
2.1 Дисперсні системи: класифікація та ключові характеристики 
Дисперсність — це величина, що характеризує ступінь подрібнення частинок. Ступінь 
дисперсності визначають через питому поверхню, тобто співвідношення 
відношенням сумарної поверхні частинок до їхньої маси. Деякі матеріали з високим 
ступенем дисперсності відзначаються надзвичайно великим подрібненням: 
наприклад, у 1 г аеросилу міститься близько 4∙10¹⁶ частинок, а його питома 
поверхня перевищує 300 м²/г. 
Дисперсні системи — це утворення, що складаються з двох або більше фаз із 
значно розвиненою поверхнею розділу. У таких системах одна з фаз 
присутня у вигляді дрібних частинок, розподілених у суцільному середовищі. 
Подібні системи, де дисперсна фаза рівномірно розміщена в дисперсійному 
середовищі, широко трапляються в природі та мають велике значення в 
сучасних технологіях. Поняття дисперсності охоплює великий діапазон 
розмірів частинок — від 10⁻⁹ до 10⁻⁴ м, включаючи колоїдний стан, у якому 
можуть перебувати практично всі реальні речовини [16]. До таких систем 
належать природні та стічні води, промислові суспензії, органічні тканини, 
хмари, тумани, будівельні матеріали, метали, папір, продукти харчування, 
текстиль тощо [19]. 
 
2.1.1 Основні групи дисперсних систем 
Найпоширеніші групи дисперсних систем, побудована на відмінностях агрегатного стану 
дисперсійного середовища та дисперсної фази, була розроблена Вольфгангом 
Оствальдом і пізніше спрощена Р. Зігмонді. 
2.1.2. Класифікація за характером взаємодії 
Дисперсні системи класифікують як зв’язно-дисперсні та вільно-дисперсні залежно від 
характеру взаємодії між частинками дисперсної фази. 
Крім того, з урахуванням взаємодії частинок із дисперсійним середовищем їх поділяють 
на ліофільні та ліофобні системи. 
Ліофільні системи — це системи, у яких частинки дисперсної фази 
інтенсивно взаємодіють із розчинником. Якщо розчинником є вода, такі 
системи називають гідрофільними. Прикладами можуть бути розчини білків 
або полісахаридів у воді. 
  
Ліофобні системи характеризуються слабкою взаємодією між частинками та 
розчинником. У разі використання води йдеться про гідрофобні системи, де 
тверді частинки змочуються дуже слабо. Прикладом є колоїдні розчини 
благородних металів. 
Цю класифікацію вперше запропонував німецький вчений Фрейндліх, а 
згодом її було доповнено й розширено П. А. Ребіндером. 
2.1.3 Класифікація за розміром частинок 
Відповідно до розмірів частинок дисперсні системи поділяють на три основні 
групи: 
1. Грубо-дисперсні системи (суспензії, емульсії, порошки, грубі зависі) 
— характеризуються частинками розміром понад 1 мкм (10⁻⁶ м) та 
питомою поверхнею менш як 1 м²/г. 
2. Системи середньої дисперсності з розмірами частинок у межах 1–0,1 
мкм (10⁻⁶–10⁻⁷ м). У деяких джерелах їх об’єднують із грубо-
дисперсними системами. 
3. Колоїдно-дисперсні системи (золі) — їхні частинки мають розмір 
100–1 нм (10⁻⁷–10⁻⁹ м), а питома поверхня перевищує 10 м²/г. 
Ще дрібніші частинки характерні для істинних (молекулярних та іонних) 
розчинів, де їх розмір становить менше 10⁻⁹ м. Оскільки в таких системах 
відсутня поверхня розділу фаз, їх не відносять до дисперсних. У таблиці 2.1 
подано основні відмінності між різними типами дисперсних систем та 
істинними розчинами. 
 
          Таблиця 2.1- Відмінності дисперсних систем та розчинів 
Грубо  
Колоїдні системи Справжні розчини 
дисперсні  
системи  
Непрозорі Прозорі, Прозорі не  
опалесціюють опалесціюють  
Мають поверхню Мають поверхню Не мають поверхні  
поділу фаз поділу фаз поділу фаз 
Частинки не проходять Частинки проходять Частинки проходять 
через паперовий через паперовий через паперовий фільтр 
фільтр фільтр, і целофан 
але затримуються 
  
целофаном 
Нестійкі кінетично Стійкі кінетично 
Відносно стійкі 
і термодинамічно та 
кінетично 
термодинамічн
о 
Старіють в Старіють в часі Не старіють в часі 
часі 
Частинки видно в Частинки видно в Частинки не 
оптичний електронний видно в сучасні 
мікроскоп мікроскоп мікроскопи 
 
Залежно від розмірів частинок дисперсної фази розрізняють високодисперсні 
(ультрамікрогетерогенні або ультрадисперсні колоїдні системи), 
середньодисперсні (мікрогетерогенні) та грубодисперсні системи. Їхні 
характерні розміри зазвичай становлять відповідно 10⁻⁹–10⁻⁵ м та понад 10⁻⁵ 
м. 
Класифікація пористих матеріалів за розмірами пор ґрунтується на підході, 
запропонованому М. М. Дубиніним: 
 мікропористі — з порами до 2 нм; 
 мезопористі — з розмірами пор від 2 до 50 нм; 
 макропористі — з порами більшими за 50 нм. 
Дисперсні системи також поділяють залежно від кількості характерних 
розмірів (мірності) та за ступенем однорідності — на системи з частинками 
однакового або різного розміру. Вимірювання розмірів частинок здійснюють 
різними методами, зокрема оптичними, седиментаційними та іншими 
аналітичними підходами. 
  
 2.1.4 Класифікація за агрегатним станом 
 
Гетерогенні системи класифікують відповідно до агрегатного стану 
дисперсної фази та дисперсійного середовища. Залежно від їх комбінації 
виділяють тверді, рідкі та газоподібні різновиди таких систем. Основні типи 
гетерогенних систем наведені в таблиці 2.2. 
  
Таблиця 2.2 - Типи гетерогенних систем 
Дисперсне   
Дисперсна Ско
 середовище Приклади систем  
фаза (розчинник) роче
 
не 
 
знач  
ення  
Тумани, аерозолі  
Рідина Газ      р / 
рідких  
т 
речовин 
Дими, аерозолі 
Тверде тіло Газ     р / т 
твердих 
 речовин 
Газ Рідина    р / т Піни, газові емульсії 
Емульсії (наприклад 
Рідина Рідина    р / т 
молоко) 
Суспензії та колоїдні 
Тверде тіло Рідина   р / т 
 розчини 
Тверді піни, пемза, 
Газ Тверде   р / т 
тіло активне вугілля 
Рідина Тверде  р / т Гелі, драглі 
тіло 
Сплави металів, 
Тверде тіло Тверде  т/т 
тіло  природні мінерали 
 
Першу класифікацію дисперсних систем за агрегатним станом дисперсної 
фази та дисперсійного середовища запропонував В. Оствальд у 1891 році. 
Згідно з нею можливими є дев’ять варіантів поєднання фаз, які можуть 
 
 
перебувати у газоподібному, рідкому чи твердому стані. Проте в реальних 
умовах існує лише вісім таких комбінацій, оскільки гази за нормальних умов 
необмежено змішуються між собою, утворюючи однорідні системи. 
Класифікація Оствальда стала загальновизнаною та вважається однією з 
найзручніших для опису різноманіття дисперсних систем. 
 2.1.5 Золі, аерозолі, гелі, порошки 
 
Золі — це високодисперсні системи, стійкі до седиментації, у яких дисперсна фаза 
представлена твердими частинками, а дисперсійне середовище є рідиною. Традиційно золі 
також називають колоїдними розчинами. 
Колоїдні системи (колоїди, колоїдно-дисперсні системи) належать до мікрогетерогенних 
систем із максимально високим ступенем дисперсності. Розміри колоїдних частинок 
зазвичай становлять від 1 до 100 нм. У рідкому чи газоподібному середовищі такі 
частинки перебувають у постійному броунівському русі та рівномірно заповнюють увесь 
об’єм дисперсійного середовища [31]. 
Аерозолі — це різновид дисперсних систем, у яких у газовому середовищі в завислому 
стані містяться тверді чи рідкі частинки дисперсної фази. 
Гелі — це високодисперсні системи з рідким дисперсійним середовищем, у якому 
частинки дисперсної фази формують просторову структурну сітку (каркас). Типові гелі, 
що мають вигляд драглистих осадів, утворюються під час коагуляції золів або при 
випаданні нової фази з пересичених розчинів. Коли ж дисперсійним середовищем є газ, 
утворюються аерогелі. 
Порошки — це двофазні системи, у яких тверді частинки дисперсної фази розподілені в 
повітрі чи іншому газовому середовищі. Іншими словами, порошки являють собою 
сукупність окремих твердих частинок або їхніх агломератів (агрегатів). Співвідношення 
агрегатів, частинок та областей когерентного розсіювання (ОКР) схематично зображено 
на рисунку 2.1. 
Зазвичай до порошків зараховують більшість сипучих речовин. Проте термін 
«порошки» коректно використовувати лише щодо високодисперсних систем, 
у яких розміри частинок такі, що сили міжчастинкової взаємодії стають 
співмірними з їхньою вагою або навіть меншими. 
 
 
 
 
 
1 – агрегат; 2 – частка; 3 – ОКР 
  
                   
                     Рисунок 2.1 -  Співвідношення агрегатів, часток і областей 
когерентного розсіювання (ОКР) 
 
Відповідно до цієї характеристики, розмір окремих частинок зазвичай 
знаходиться в діапазоні від 0,001 до 1000 мкм. Дисперсні фази з частинками 
меншими за 0,001 мкм називають кластерами, а частинки розміром 1000 мкм 
і більше — гранулами. Якщо порошок складається з частинок менших ніж 1 
мкм, він утворює зважену в газовому середовищі систему, бере участь у 
броунівському русі та формує аерозолі, пил або дими. 
Частинка — це елементарна одиниця порошку, яку неможливо легко 
розділити звичайними методами сепарації. Вона може містити декілька 
зерен, тому термін «зерно» не є синонімом поняття «частинка». 
Агломерат (або агрегат) — це група частинок, що з’єднані між собою у 
більші структури. Схематичне зображення агломератів наведено на рисунку 
2.2. 
Агрегати та агломерати відрізняються наявністю внутрішньої пористості: в 
агломератах між частинками існують порожнини (рис. 2.2, а), тоді як 
агрегати таких пустот не мають (рис. 2.2, б). 
Класифікація дисперсних систем за розмірами та питомою поверхнею 
дисперсної фази широко застосовується в науці й промисловості. Залежно від 
сили взаємодії між речовиною дисперсної фази та дисперсійним 
 
 
середовищем, що виникає внаслідок молекулярних сил на межі поділу фаз, 
дисперсні системи поділяють на ліофільні та ліофобні. Для ліофільних 
систем характерна сильна міжмолекулярна взаємодія між частинками та 
середовищем, тоді як для ліофобних — слабка. 
Ці взаємодії зумовлюють утворення сольватних (гідратних) оболонок із 
молекул дисперсійного середовища (наприклад, води) навколо частинок. Такі 
відмінності визначають різні механізми стабілізації та коагуляції ліофобних і 
ліофільних колоїдних систем. 
 
 
 
Рисунок 2.2 - Структура агломератів 
 
 2.1.6 Види дисперсних фаз 
 
Дисперсні фази в реальних системах можуть мати найрізноманітніші форми: 
сферичні, голкоподібні, лускоподібні, циліндричні чи нерегулярні. Крім того, 
дисперсна фаза може бути представлена у вигляді покриттів, плівок, 
мембран, ниток, капілярів, волокон або пор. Тому класифікацію дисперсних 
систем часто здійснюють на основі геометричних ознак або кількості 
вимірювань, за якими визначаються характерні розміри дисперсної фази. 
Під характерними розмірами розуміють ті параметри, що визначають ступінь 
дисперсності. Дисперсність є величиною, оберненою до розміру частинок 
 
 
дисперсної фази. Для тривимірних тіл такі розміри, а відповідно й 
дисперсність, встановлюють у трьох взаємно перпендикулярних напрямках 
[17]. 
Приклади нульмірної (а), двовимірної (б) та одномірної (в) дисперсної фази 
наведено на рисунку 2.3. 
Рисунок 2.3 - Нульмірна (а), двовимірна (б) і одномірна (в) дисперсна фаза 
 
Отже, до двовимірних систем належать волокна, нитки та капіляри, які 
характеризуються значною довжиною, тоді як два інші їхні розміри 
знаходяться в нанометричному діапазоні. Для одновимірних тіл дисперсність 
визначається лише одним характерним розміром. До таких матеріалів 
відносять плівки, мембрани та покриття, товщина яких вимірюється 
нанометрами, а два інші виміри мають макроскопічний масштаб. Тривимірні 
наносистеми представлені об’ємними наноматеріалами. 
      2.1.7 Будова колоїдних частинок 
 
У сучасному розумінні колоїдний розчин являє собою сукупність міцел — структурних 
утворень, сформованих зарядженими колоїдними частинками. Заряд на цих частинках 
виникає через вибіркову адсорбцію іонів на їхній поверхні або внаслідок іонізації 
функціональних груп твердої фази [9]. 
Міцела включає три основні компоненти: ядро, адсорбційний шар іонів та 
дифузійний шар іонів. 
 Ядро є центральною частиною міцели й складається з великої кількості 
нейтральних атомів чи молекул — їх кількість може досягати сотень 
мільйонів. 
 На поверхні ядра вибірково адсорбуються іони, які надають йому 
заряд. Такі іони називають потенціалоутворюючими, а створений 
ними потенціал — електротермодинамічним. Він сприяє подальшому 
приєднанню іонів протилежного заряду, формуючи адсорбційний 
шар. 
 Частина протиіонів не утримується достатньо сильно й може вільно 
переміщатися у розчиннику, утворюючи дифузійний шар. 
 
 
Разом ядро та адсорбційно-дифузійний шари формують міцели, які загалом є 
електронейтральними, хоча сама колоїдна частинка має певний заряд. 
Схематичне зображення міцели йодиду срібла з негативно зарядженою 
колоїдною частинкою наведено на рисунку 2.4. 
 
 
 
 
 
 
  
          Рисунок 2.4 - Схема будови міцели йодиду срібла з від’ємно 
зарядженою колоїдною частинкою 
 
 
 
     2.1.8 Стійкість дисперсних систем 
 
Стійкість дисперсних систем визначається як властивостями самої системи, 
так і характеристиками дисперсної фази та дисперсійного середовища. 
Стійкість дисперсної системи — це здатність зберігати в часі свої основні 
параметри: розмір і заряд частинок, їх рівномірний розподіл у всьому об’ємі 
середовища. Для колоїдних розчинів виділяють два види стабільності — 
кінетичну та агрегаційну. 
Кінетична стабільність означає здатність системи залишатися в колоїдному 
стані без випадання частинок в осад. Вона визначається, насамперед, 
величиною поверхневого заряду та товщиною дифузійного шару навколо 
частинок. 
Агрегаційна стабільність характеризує збереження постійного розміру 
частинок. Її втрата пов’язана зі злипанням частинок та утворенням агрегатів, 
що призводить до коагуляції й осадження дисперсної фази [12]. 
Більшість колоїдних систем мають обмежену кінетичну та агрегаційну 
стабільність. Її підвищенню сприяють: 
1. Однойменний заряд частинок, що забезпечує електростатичне 
відштовхування й перешкоджає агрегації; 
2. Наявність гідратної (сольватної) оболонки, яка фізично 
перешкоджає злипанню частинок. 
Стабілізація колоїдних систем досягається введенням невеликої кількості 
високомолекулярних речовин, які адсорбуються на поверхні частинок і 
запобігають їх коагуляції. Особливо ефективні білки та полісахариди. Такий 
механізм має важливе значення в біологічних середовищах: наприклад, у сечі 
нерозчинні фосфати, карбонати кальцію та органічні речовини утримуються 
в колоїдному стані завдяки адсорбції молекул білка. 
Усі біологічні рідини є колоїдними системами, оскільки містять речовини 
(холестерин, тригліцериди, жирні кислоти тощо), що стають розчинними 
лише завдяки стабілізуючим механізмам. Порушення стабільності таких 
колоїдів може мати патологічні наслідки: утворення каменів у жовчі та 
нирках, а також відкладання холестерину й ліпідів у судинних стінках при 
зниженні стабільності колоїдної системи крові. 
  
      
 
 
  2.1.9 Коагуляція як метод очистки води 
 
Вода, що використовується для господарсько-питних потреб, повинна 
відповідати чинним санітарним нормам. Її якість визначається 
органолептичними показниками — відсутністю кольору, каламутності, 
сторонніх запахів і присмаку, а також шкідливих органічних і мінеральних 
домішок [7]. 
Щоб надати воді необхідних споживчих властивостей і забезпечити 
можливість її використання для питного водопостачання, застосовують 
багатоступеневу систему очищення. Вона включає різні методи 
водопідготовки, одним із яких є коагуляція. 
Коагуляція колоїдних розчинів — це процес, під час якого дрібні частинки 
об’єднуються, збільшуються в розмірах і зрештою випадають в осад. На 
коагуляцію впливають такі чинники: 
 зміна температури; 
 інтенсивність перемішування; 
 додавання барвників, алкалоїдів та інших речовин; 
 зміна кислотності середовища; 
 внесення іонів, заряд яких збігається із зарядом протиіонів, тобто є 
протилежним заряду гранули. 
Коагулюючу здатність іонів описують порогом коагуляції, тобто 
мінімальною концентрацією електроліту, за якої починається коагуляція. Її 
інтенсивність залежить від заряду та концентрації іонів. 
Правило Шульце–Гарді стверджує: коагулююча дія зростає зі збільшенням 
валентності іона. 
Водопідготовка — це комплекс процесів, спрямованих на очищення 
природних вод (поверхневих і підземних) від зважених, колоїдних частинок 
та інших домішок. Коагулянти прискорюють осадження та фільтрування 
забруднень. 
У водних дисперсних системах більшість зважених частинок мають 
однойменний заряд, що забезпечує їх стабільність завдяки 
електростатичному відштовхуванню. Коагулянти підвищують концентрацію 
іонів у дифузному шарі, зменшують його товщину й переводять міцелу 
(частинку разом із шаром протиіонів) у ізоелектричний стан, коли її заряд 
дорівнює нулю. За таких умов частинки легко зближуються, утворюють 
агрегати та осаджуються. 
 
 
Стабільність або нестабільність колоїдів визначається співвідношенням 
електростатичних сил відштовхування, зумовлених подвійним 
електричним шаром, та сил тяжіння Лондона – Ван-дер-Ваальса. Останні 
включають: 
 взаємодію постійних дипольних моментів; 
 поляризацію однієї молекули під дією диполя іншої; 
 квантово-механічні сили взаємного притягання. 
Ці сили виникають через коливальні дипольні моменти атомів, що 
формуються внаслідок руху електронів із частотою 10¹⁵–10¹⁶ Гц. Поляризація 
між атомами створює взаємне притягання, яке й лежить в основі коагуляції. 
Сили Лондона – Ван-дер-Ваальса, що діють між окремими атомами, 
проявляються на надзвичайно малих відстанях, порівнянних з атомними 
розмірами. Проте під час взаємодії колоїдних частинок ці дисперсійні сили 
проявляються на значно більших відстанях завдяки їх адитивності, тобто 
сумуванню взаємодій між великою кількістю атомів у частинках. 
У 1937–1941 рр. Б. В. Дерягін і Л. Д. Ландау в СРСР та Е. Фервей і Д. Т. 
Овербек у Голландії незалежно один від одного створили кількісну теорію 
стійкості колоїдних систем, яка отримала назву теорії ДЛФО (за першими 
літерами прізвищ авторів). 
Ця теорія описує одночасну дію: 
 сил притягання Лондона – Ван-дер-Ваальса, 
 та електростатичних сил відштовхування, що виникають завдяки 
подвійним електричним шарам на межі частинок. 
Коагуляція в зернистих фільтрах відбувається значно інтенсивніше та 
швидше, ніж у вільному об’ємі води [2, с. 54]. Особливо важливим є процес 
злипання мікро- та макрочастинок у суспензіях із різним ступенем 
дисперсності, що має вирішальне значення під час освітлення води в 
освітлювачах із шаром зваженого контактного середовища. 
Формування агломератів навколо частинок гідроксидів, які захоплюють 
забруднення та утворюють пластівці, відбувається безпосередньо в товщі 
фільтруючого завантаження. Це зумовлено тим, що коагулятивні частинки 
прилипають до поверхні зерен фільтруючого матеріалу, що додатково 
посилює процес укрупнення та осадження домішок. 
Під час коагуляції, що здійснюється в шарі зернистого фільтрувального 
матеріалу, відпадає потреба у створенні пластівців у змішувальних камерах, а 
також у подальших процесах осадження й освітлення води у відстійниках. 
 
 
Освітлювачі забезпечують вищу ефективність і продуктивність видалення 
каламутності порівняно з відстійниками. 
 
           2.1.10 Умови для ефективного очищення води 
Для підвищення ефективності водоочищення необхідно створити оптимальні 
умови, що сприяють інтенсифікації осадження гідроксидів алюмінію та заліза 
і прискорюють процес коагуляції [3, c. 43]. 
Вплив кількості та складу коагулянтів. Із зростанням ступеня гідролізу 
солей прискорюється утворення пластівців і випадання в осад Al(OH)₃ або 
Fe(OH)₃. 
Температура та перемішування. Ці чинники мають бути збалансованими, 
оскільки підвищення температури приводить до зміни в’язкості розчину та 
уповільнює рух частинок. Найефективнішою вважається температура 20–25 
°C, стабільно підтримувана автоматично при інтенсивному перемішуванні. 
Допустимі коливання температури — не більше ±1 °C, адже відхилення 
можуть спричинити підвищення каламутності. За низьких температур процес 
коагуляції та укрупнення пластівців можна інтенсифікувати за рахунок 
збільшення тривалості перемішування. 
          
Підтримання оптимального рівня рН. Найінтенсивніше осадження 
гідроксиду алюмінію відбувається за водневого показника 6,0–6,5. У межах 
рН 5,5–6,5 ефективно видаляються гумати, які в цих умовах переходять у 
важкорозчинні та добре коагулюючі гумінові кислоти. Сполуки заліза 
найповніше осаджуються при рН 6,5–7,5. Для кожного конкретного джерела 
води оптимальне значення рН визначають експериментально з урахуванням 
її хімічного складу [4, с. 45]. Якщо природна вода має високу лужність, 
коагулянт додатково підкислюють концентрованою сірчаною кислотою. 
Використання допоміжних речовин. Попереднє введення в розчин 
окисників покращує процес коагуляції. Хлор та озон руйнують гідрофільні 
органічні сполуки, які стабілізують домішки, що створює сприятливі умови 
для їх коагуляції. Такий підхід особливо ефективний під час оброблення вод 
із підвищеною кольоровістю. 
Додавання флокулянтів через 3–5 хвилин після внесення коагулянтів 
сприяє пришвидшенню процесу агломерації частинок [4, с. 32]. 
 
 
Прискорити коагуляцію також можна шляхом введення замутнювачів — 
дрібних частинок розміром до 3 мкм, які підсилюють формування пластівців 
на 30–50%. Як штучні замутнювачі використовують порошкоподібне 
активоване вугілля або глинисті суспензії. 
 Процес утворення пластівців можна істотно прискорити та зменшити 
витрати коагулянту на 25–30% шляхом додавання шламів — промивної води 
фільтрів або осаду відстійників. Оптимально починати з введення 5–25% 
промивної води від початкового об’єму, після чого додавати коагулянт. 
Коагуляцію також можливо інтенсифікувати шляхом застосування 
електричних і магнітних полів, ультразвукового впливу або іонізуючого 
випромінювання. 
  
 2.1.11 Освітлення і коагуляція води 
 
Водопідготовка є багаторівневим та складним процесом, що включає 
різні методи очищення залежно від характеру забруднень. Коагуляція посідає 
в ньому одне з ключових місць. Завдяки цьому процесу з води ефективно 
усувають зважені частинки, колоїдні й полімерні сполуки, детергенти, які 
можуть змінювати свою дисперсійну стійкість, а також бактеріальні та 
мікробіологічні забруднення. Одночасно зменшується кольоровість води та 
відбувається знешкодження патогенних мікроорганізмів [5]. 
До ключових особливостей, що істотно впливають на підвищення 
ефективності коагуляційного очищення забруднених вод, належать такі 
фактори [5,6]: 
 
1.   Збільшення дози коагулянту до оптимального рівня прискорює процес 
утворення пластівців. На швидкість хлоп’єтворення також позитивно 
впливають підвищення температури та інтенсивне перемішування 
коагулянту з водою, що очищається. Коагуляція є найповільнішим етапом 
процесу, який лімітує формування пластівців і осадження гідроксиду 
 
 
алюмінію. Наприклад, за низьких температур зменшується рухливість 
колоїдних частинок і частота їхніх зіткнень, що гальмує агломерацію. 
Зниження температури води від 20 до 1 °C подовжує час коагуляції 
приблизно у 1,5 раза. Це пояснюється зменшенням кінетичної активності 
домішок та збільшенням в’язкості води, яка при 1 °C майже удвічі більша. 
2.  За низьких температур різко зменшується рухливість домішок у воді 
та продуктів гідролізу коагулянту, що пов’язано з підвищенням ступеня їх 
гідратації та збільшенням розмірів гідратованих частинок. Зі зростанням 
гідратації кількість зіткнень між ними зменшується, що стабілізує колоїдну 
систему й підвищує її стійкість. Це, у свою чергу, уповільнює процес 
коагуляції [7]. 
3. Рухливість частинок забруднень у воді під час коагуляції 
підвищується за умови перемішування. Наприклад, інтенсивніше 
утворення пластівців спостерігається при покращенні роботи 
гідравлічних змішувачів, збільшенні тривалості перемішування та 
впливі інших технологічних факторів. Найважливішим етапом, який 
істотно підсилює ефективність подальшого освітлення води, є 
механічне змішування вихідної води з доданим коагулянтом. 
4. Попереднє окиснення води також підвищує результативність 
коагуляції. Окисники руйнують гідрофільні органічні речовини, що 
стабілізують дисперговані забруднення, тим самим полегшуючи їх 
осадження. Особливо помітний ефект спостерігається під час обробки 
слабкокаламутної та забарвленої води, оскільки це сприяє збільшенню 
гідравлічного розміру пластівців і прискоренню процесу очищення. 
На основі наведеного вище можна визначити основні напрями вдосконалення 
процесу очищення води, які доцільно згрупувати за кількома категоріями [8, 
9]. 
 Оптимізація режиму реагентної обробки води, що включає 
застосування коагулянту (сульфату алюмінію) та флокулянту (ПАА). 
 Введення додаткових реагентів та матеріалів — мінеральних, 
сорбційних або модифікованих добавок, здатних підвищити 
ефективність очищення. 
 Рециркуляція коагульованої суспензії у зону подачі коагулянту, що 
прискорює формування пластівців. 
 Інтенсифікація перемішування за допомогою аерації або механічних 
змішувачів у камерах реагентного введення. 
 Заміна традиційних реагентів (сульфату алюмінію та ПАА) на більш 
ефективні сучасні коагулянти та флокулянти залежно від умов 
очищення. 
 Додаткове застосування окисників — хлору, озону тощо для 
попереднього руйнування органічних стабілізаторів колоїдів. 
 
 
 Використання фізичних методів очищення в поєднанні з 
реагентними: вплив магнітного або електричного поля, ультразвукова 
чи ультрафіолетова обробка та інші технологічні прийоми. 
 Покращення технічного стану очисних споруд — відстійників, 
фільтрів, а також модернізація режимів їх роботи. 
Як видно з наведеного переліку, частину цих заходів можна реалізувати в 
межах наявних технологічних процесів, тоді як інші потребують 
реконструкції споруд або зміни технологічної схеми водоочищення. Вибір 
конкретних методів повинен ґрунтуватися на характеристиках вихідної води 
та типах забруднень, для яких визначають оптимальні умови коагулювання: 
вид і доза реагентів, порядок і місце їх введення, потреба у попередньому 
окисненні, параметри перемішування тощо. На основі цих даних, а також 
аналізу роботи водоочисних станцій, обираються додаткові методи 
підвищення ефективності очищення [10]. 
 
 2.2 Методи вдосконалення процесу очистки води 
 
До методів удосконалення реагентного очищення води коагуляцією належать 
такі підходи: 
1. Оптимізація способів введення коагулянту 
У традиційних схемах коагулянт подають у воду безперервно повною дозою 
в певну точку. Проте досвід роботи водопровідних станцій показує, що 
застосування альтернативних методів дозування дозволяє суттєво знизити 
витрати реагентів і, відповідно, експлуатаційні витрати. До таких методів 
належать [11]: 
 фракційне введення реагенту; 
 концентрована (роздільна) коагуляція; 
 переривчасте (періодичне) коагулювання; 
 робота на дефіцитних дозах коагулянту та інші прийоми. 
 
Фракційне коагулювання 
Фракційна подача передбачає внесення загальної розрахованої дози 
коагулянту не одноразово, а у дві чи більше порції з певними інтервалами 
[12]. 
 
 
Кінетичний ефект цього методу пояснюється тим, що перші введені порції 
коагулянту, гідролізуючись, утворюють тверду фазу, яка стає центрами для 
гідролізу наступних порцій реагенту. Завдяки цьому коагулянт 
використовується більш повно й ефективно. 
Прикладом є подача повної дози в декілька точок змішувача або перед 
надходженням води у камеру хлоп’єтворення [12]. 
 
Переривчасте (періодичне) коагулювання 
Цей метод ґрунтується на повнішому використанні продуктів гідролізу 
коагулянту за умов їх тимчасового надлишку. Суть полягає в чергуванні 
періодів: 
 підвищеної подачі коагулянту, 
 повного припинення коагулювання. 
Наприклад, 2 години коагулянт вводять у необхідній дозі, а наступні 2 
години – подачу повністю припиняють. Такий режим дозволяє зменшити 
витрату реагенту на 30–40% і знизити навантаження на очисні споруди. 
Метод роботи на дефіцитних дозах є ефективним переважно при контактній 
коагуляції та дає економію реагенту, хоча може дещо погіршувати якість 
очищеної води [12]. 
До 2000 року на багатьох водоочисних станціях застосовували періодичне 
коагулювання або один із зазначених раніше методів. Однак ці підходи не 
набули широкого поширення на практиці. Основна причина — їх нестабільна 
ефективність і сильна залежність від рН води. Наприклад, під час обробки 
малокольорових вод за підвищених значень рН (7,6–8,0) фракційне 
додавання коагулянту сприяє утворенню розчинних продуктів гідролізу 
алюмінію, які мають малий позитивний або навіть негативний заряд. Це 
ускладнює їх взаємодію з негативно зарядженими гумусовими речовинами та 
утворення твердої фази. 
У таких умовах не завжди вдається досягти кольоровості води нижче 20 
градусів. Деколи виникає необхідність отримувати дозвіл Санепідемстанції 
на підвищення цього показника до 30–35 градусів [7]. Метод 
концентрованого коагулювання також значною мірою залежить від 
характеристик вихідної води, а його ефективність визначається якістю та 
швидкістю змішування коагулянту з водним потоком [7, 12]. 
Багато досліджень показали, що під час освітлення води важливими 
показниками є не лише кольоровість і каламутність, а й перманганатне 
 
 
окиснення. Тому, всупереч попередній практиці економії коагулянту та 
роботі на мінімальних дозах, забезпечення нормативу за перманганатним 
окисненням інколи потребує збільшення його витрати [12–13]. 
Крім того, запровадження нових мікробіологічних норм і підвищення вимог 
до них роблять необхідним постійне коагулювання, навіть у зимовий період, 
та загальне поглиблення процесів очищення для забезпечення ефективної 
роботи всієї водоочисної станції. 
1. На більшості водопідготовчих станцій разом із коагулянтом додатково 
використовують флокулянт — поліакриламід (ПАА). Відповідно до 
СанПіН та «Технологічних вказівок щодо застосування ПАА» [14], 
інтервал між подачею коагулянту та флокулянту має становити близько 
2 хвилин. Проте на практиці ці реагенти часто вводять майже в одну й 
ту саму точку, що значно знижує загальну ефективність процесу. Для 
оптимальної роботи флокулянта необхідно забезпечити певну паузу 
після початку коагуляції — її тривалість залежить від характеристик 
вихідної води, передусім від каламутності, температури та обраного 
технологічного режиму конкретної станції. 
Коагулянт, маючи позитивний заряд, стискає електричний подвійний шар 
частинок і нейтралізує їхній поверхневий заряд. Дестабілізовані частинки 
притягують молекули коагулянту під час контакту. На цьому етапі важливо 
здійснити інтенсивне перемішування протягом кількох секунд, щоб 
рівномірно розподілити реагент і забезпечити максимальний контакт між 
частинками. Далі, під час більш тривалого перемішування (кілька хвилин), 
дрібні частинки об’єднуються у більші агрегати. Коли їхній розмір і маса 
зростають, вони поступово осідають на дно під дією гравітації. 
У очищеній воді не повинні залишатися сполуки коагулянту, однак на 
практиці це трапляється не завжди, оскільки вода зазвичай містить значну 
кількість гідроксиду кальцію або карбонату натрію (тобто є жорсткою). Це 
сприяє утворенню нерозчинного гідроксиду алюмінію, який випадає у 
вигляді безбарвного осаду. Якщо ж вода м’яка і не містить зазначених 
компонентів, до неї додають вапняну воду або соду: приблизно 0,35 м³ 
вапняної води чи соди на 0,5 м³ сульфату алюмінію. 
Серед хлорвмісних сполук алюмінію в технології очищення води найчастіше 
застосовують AlCl₃, а також гідроксихлориди складу Al₂(OH)ₙCl₆₋ₙ. 
У промислових масштабах виробляють і широко застосовують у 
водопідготовці пентагідроксохлорид алюмінію Al₂(OH)₅Cl, оскільки він має 
низку переваг. Під час досліджень цього реагенту встановлено, що він 
інтенсифікує утворення пластівців та прискорює осадження коагульованої 
суспензії. Крім того, його використання дозволяє значно зменшити витрату 
коагулянту під час очищення слабокольорових вод із низьким вмістом солей 
 
 
і завислих речовин. Робочий діапазон оптимальних значень рН при цьому 
розширюється, особливо в бік нижчих показників. Пентагідроксохлорид 
алюмінію містить більше водорозчинного алюмінію, а його розчини не 
потребують використання нержавіючих сталей або спеціального 
антикорозійного захисту обладнання й трубопроводів. Також цей реагент не 
злежується та не втрачає своїх властивостей під час зберігання [14]. 
У порівнянні з іншими коагулянтами, зокрема з сульфатом алюмінію, солі 
заліза мають суттєві переваги: хлорид заліза забезпечує дуже швидке 
осадження домішок. Солі заліза особливо ефективні в інтервалах рН 3,5–6,6 
та 8–11, а максимальний ефект знебарвлення води досягається при рН 3,5–
5,0. Їх переважно застосовують для очищення каламутних, жорстких вод з 
високим значенням рН, а також для обробки стічних вод. Існуючі способи 
виробництва гідроксохлориду алюмінію переважно базуються на 
використанні металевого алюмінію, оксиду або гідроксиду алюмінію як 
вихідної сировини. 
Гідроксохлорид алюмінію як коагулянт має такі переваги: 
 ефективно зменшує мутність води; 
 забезпечує формування пластівців у широкому інтервалі доз 
коагулянту без необхідності коригування рН; 
 характеризується високою швидкістю утворення пластівців; 
 результативно знижує кольоровість води; 
 сприяє видаленню іонів важких металів; 
 дозволяє отримати воду з нижчим вмістом залишкових іонів алюмінію 
та хлору. 
Гідроксохлорид алюмінію переважно застосовують для очищення природних 
і стічних вод. 
Таким чином, для досягнення високої ефективності водоочищення на 
сучасному етапі необхідно використовувати комплексне технологічне 
обладнання з автоматизованими системами приготування та дозування 
коагулянтів і флокулянтів, які забезпечують оптимальні умови для якісної 
водопідготовки. 
Дисперсні системи — це утворення, що складаються з двох або більше фаз, 
між якими існує значно розвинена поверхня розділу. У таких системах 
щонайменше одна фаза представлена дрібними частинками, рівномірно 
розподіленими в іншій, суцільній фазі. Подібні системи, де дисперсна фаза у 
вигляді сильно подрібнених частинок розміщується в дисперсійному 
середовищі, широко зустрічаються в природі та мають важливе значення в 
сучасних технологічних процесах. 
 
 
Колоїдні розчини вважають утвореннями, що складаються з міцел — 
агрегатів, сформованих зарядженими частинками. Їхній заряд виникає через 
вибіркову адсорбцію іонів на поверхні частинок або внаслідок іонізації 
функціональних груп твердої фази. 
Прискорити перебіг коагуляції можна додаванням замутнювальних речовин. 
Частинки розміром до 3 мкм здатні зменшити час утворення пластівців на 
30–50%. Ще одним способом інтенсифікації коагуляції є введення шламів — 
промивної води з фільтрів та осаду відстійників, що дозволяє як прискорити 
формування пластівців, так і зменшити витрату коагулянту на 25–30%. 
Зазвичай рекомендують вводити 5–25% промивної води від об’єму вихідної, 
а вже після цього додавати коагулянт. 
У сучасних технологіях для порушення агрегативної стійкості колоїдних 
домішок застосовують неорганічні коагулянти та органічні поліелектроліти 
— флокулянти. Серед неорганічних реагентів найбільш поширені солі 
слабких основ і сильних кислот: сульфат алюмінію Al₂(SO₄)₃, хлорид 
алюмінію AlCl₃, оксихлориди Al₂(OH)ₙCl₆₋ₙ, а також сульфати та хлориди 
заліза (II) і (III), натрій алюмінат NaAlO₂. Їхні суміші у різних 
співвідношеннях порушують стійкість колоїдних частинок за рахунок 
катіонного обміну. Ефективність коагуляції підвищується зі збільшенням 
валентності катіонів. 
 
3 ТЕОРЕТИЧНІ ОСНОВИ ТА ОПТИМАЛЬНІ ПАРАМЕТРИ МЕТОДІВ 
ОЧИСТКИ ВОДИ 
 
         3.1 Відстоювання 
 
 Методом відстоювання видаляється I група домішок, а саме 
грубодисперсні речовини. 
 Загальна маса завислих у воді домішок і скоагулюаних пластівців 
видаляються відстоюванням. 
 Розрізняють завись монодисперсну, яка складається з часок майже 
однакового розміру та полідисперсну, що складається є часток різного 
розміру. 
 В нерухомому середовищі на частинку, яка осідає діють три сили. 
 1 Сила гравітації в воді: 
 
 
 
                                                  G  (ρ - ρ ) g W,                                             
ч ж
(3.1) 
                                        
  де ρ  і ρ – відповідно густина частинки і рідини, кг/м3; 
ч ж
      g – прискорення вільного падіння, м/с2; 
     W – об’єм рідини, м3. 
2 Сила опору рідини, яка залежить від її в’язкості, маси, розміру і форми 
частинки та швидкості її осадження:   
 
                                                   Ф  ρж υ2 d2,                                              
(3.2) 
 
 де   – коефіцієнт опору зависі від числа Рейнольда: 
 
ρ υ d
                                                      Re  ж ,                                                
μ
(3.3) 
 
       – швидкість осадження частинки, мм/с; 
     d – еквівалентний діаметр частинки, м; 
     μ – динамічний коефіцієнт в’язкості води, Па с . 
3  Сила гравітації, дорівнює масі частинки, помноженої на прискорення 
вільного падіння. 
 На швидкість руху частинки зависі, під дією сили гравітації впливають: 
форма, розміри частинок, їх густина і коефіцієнт опору рідини руху 
частинок. Звідси слідує, що рух частки, який утворюється в воді  при 
коагулюванні гідроксидів, повинні осаджуватися швидше, ніж природні 
зависі (пісок, глина) тієї ж величини. 
 
 
 Для монодисперсних кулеподібних часток діаметром d швидкість 
вільного осадження υ  в нерухомій воді виражається рівнянням 
 
4 ρ ρ
                                                 υ  g  ч ж d ,                                             
3 К
ш
(3.4) 
 
 де К – коефіцієнт опору осідаючої кулеподібної частинки, яка 
ш
залежить від числа Рейнольда.   
 Для дужу малих часток, які осідають з не великою швидкістю (при 
Re<2), коли на опір руху частинки впливає тільки сила гравітації, коефіцієнт 
опору рівний  
24
                                                            К  .                                                   
ш Re
(3.5) 
 
 Швидкість вільного падіння такої кулеподібної частинки описується 
рівнянням Стокса: 
1 ρ ρ
                                                  υ   ч ж g d2.                                         
18 μ
(3.6) 
 
 Коефіцієнт опору при 2<Re<50 виражається формулою 
 
18,5
                                                           К  .                                                
ш
Re0,6
(3.7) 
 З збільшенням швидкості осадження і розмірів частинок (Re>500) при 
обтіканні їх рідиною, коефіцієнт опору стає незалежним від числа 
 
 
Рейнольдса і дорівнює 0,4. Рівняння швидкості вільного падіння 
кулеподібної частинки в цих умовах записується так: 
 
                                                  υ  33g (ρчρж ) d.                                          
(3.8) 
 На швидкість осадження частинок значно впливає густина частинок 
твердої фази. Частинки, які утворилися в воді при коагулюванні гідроксидів 
осаджують швидше, ніж природні зависі (пісок, глина) такого самого 
розміру. 
 Швидкість осадження в воді некулеподібних часток в порівнянні з 
кулеподібними значно менша. В зв’язку з тим, що на коефіцієнт опору 
впливає форма частки, в рівняння коефіцієнту опору кулеподібних частинки 
вводиться коефіцієнт форми:  
 
                                                      Кш  К Кн ,                                                  
ф
(3.9) 
 де Кн – коефіцієнт опору при осіданні не кулеподібних частинок; 
      К – коефіцієнт форми. 
ф
 Більшість зависей, які зустрічаються в природній воді, а також  які 
утворюються в процесі очистки, неоднорідні за розміром, формою та масою. 
Тому характер процесу осадження таких полідисперсних зависей 
визначаються експериментально на онові графіка, де на осі абсцис 
відкладається час осадження, а на осі ординат – маса зависі, яка випала в 
осад.  
 Час осадження t  залежить від висоти h шару води. Розділивши цю 
висоту на час, який відповідає певному проценту зависі (t1,t2), знаходять так 
звані "процентні" швидкості і випадання зависі: 
 
 
 
h h
                                                    u  ; u  .                                           
1 t 2 t
1 2
(3.10) 
 На основі дослідження багатьох кривих в координатах ”швидкість 
осадження – ефект освітлення“ розроблена методика, яка дозволяє 
порівнювати здатність різних вод до освітлення. По цій методиці визначають 
процент зависі, яка випала (рисунок 3.1) при швидкостях осадження 0,2 (В) і 
1,2 мм/с (А). Перший показник відповідає перебуванню води у відстійнику 
протягом 6 годин, а другий – 1 година; глибина відстійника – 4 м. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
1– 3 – показники осадження зависі А/В відповідно рівні 12/35; 22/47; 7/89. 
 
Рисунок 3.1 - Графічна залежність показника осадження зависі для води з 
різною концентрацією зависі 
 
 Користуючись процентними швидкостями випадання зависей, 
отримують данні для проектування відстійників. Графіки будують на основі 
експериментальних даних, отриманих методом технологічного моделювання. 
 
 
Для видалення з води завислих речовин використовують горизонтальні, 
вертикальні і радіальні відстійники. Головна мета при проектуванні 
відстійників – забезпечення осадження в них основної маси зависі, які 
містяться в обробленій воді. 
 
           3.2 Коагуляція 
 
 Коагуляцією домішок у воді називають процес укрупнення колоїдних і завислих 
частинок дисперсної системи, що відбувається внаслідок їх взаємодії та з’єднання в 
агрегати. Завершальним етапом коагуляції є відокремлення сформованих агрегатів від 
рідкої фази шляхом осадження. 
Дисперговані, колоїдні та завислі частинки природних вод у більшості випадків мають 
однойменні заряди, що зумовлює виникнення міжчастинкових сил відштовхування і, 
відповідно, агрегативну стійкість системи. Оскільки під час очищення води необхідно 
забезпечити часткове або повне видалення домішок, цю стійкість потрібно порушити, а 
заряд частинок — усунути або знизити до мінімальних значень. Такого ефекту досягають 
шляхом введення у воду коагулянтів — сульфату алюмінію, солей заліза(ІІ) та заліза(ІІІ), 
хлориду алюмінію, хлориду заліза(ІІІ), оксихлориду алюмінію та інших реагентів, здатних 
знижувати агрегативну стійкість дисперсної системи. 
 Колоїдні домішки, присутні в природних водах, дають змогу розглядати їх як 
гетерофазні системи, де вода виступає дисперсійним середовищем, а розподілені в ній 
колоїдні частинки — Дисперсна фаза представлена частинками, що є дуже дрібними 
агрегатами з кристалічною або аморфною структурою. Через велику питому поверхню 
такі колоїдні частинки характеризуються значною поверхневою енергією та, відповідно, 
вираженою здатністю до адсорбції.Це відіграє важливу роль у процесах водоочищення, 
оскільки один із ключових етапів — коагулювання — тісно пов’язаний з адсорбцією 
різноманітних домішок на поверхні колоїдних частинок, присутніх у воді.  
 Утворенню колоїдних частин відбувається утворенням твердої фази 
(ядра), яка адсорбує з розчинів потенціал утворюючі іони. Найсильніше 
адсорбуються ті іони, які найбільше зменшують вільну енергію поверхні твердої фази. 
Унаслідок їх поглинання поверхня ядра частинки набуває певного заряду. Іони 
протилежного знака, що містяться в розчині, притягуються до цієї поверхні завдяки 
електростатичній взаємодії різнойменних зарядів, формуючи навколо частинки 
електричну оболонку. 
Якби в розчині був відсутній тепловий рух, протиіони утворили б мономолекулярний шар 
(рис. 3.2, а), що щільно прилягає до поверхні частинки на відстані, рівній іонному радіусу. 
Термодинамічний потенціал такого подвійного шару визначається різницею потенціалів 
між твердою фазою та рідиною. 
Однак у реальних умовах тепловий рух порушує впорядкованість цього шару, і оболонка 
протиіонів набуває дифузійного характеру (рис. 3.2, б), поступово зменшуючи 
концентрацію іонів у напрямку від поверхні частинки. 
 
 
  
 
ОО – поверхня ядра; АВ – границя подвійного шару; ∆ – товщина подвійного 
шару; СD – границя дифузійного шару. 
 
Рисунок 3.2 - Зміна потенціалу і розподілення заряду в подвійному (а) та 
дифузійному (б) шарах. 
 Колоїдна частинка разом з оточуючим її дифузним шаром називається 
міцелою. На рисунку 3.3 зображена схема будови міцели золя  Fe(OH)3, який 
отриманий в результаті гідролізу FeCI3. Золь – це система, яка складається з 
колоїдних частинок, які роз приділені по рідині або газоподібному 
середовищу.   
 
   
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Рисунок 3.3 - Схематичне зображення золя гідроксиду заліза (III) з позитивно 
зарядженою часткою 
 
 
  
      Якщо таким середовищем є вода, система називається гідрозолем. Як 
видно з рисунку 3.3, міцела Fe(OH)3 складається з ядра, який утворився з 
молекул Fe(OH)3, адсорбційно зв’язаних з ним потенціалоутворюючих 
водневих іонів (nH+) і деякої кількості іонів хлору [(n-x) CI-], меншої, чим 
кількість іонів H+, в результаті чого колоїдна частка має позитивний заряд. 
Іони H+ і частки, які входять в склад противіонів CI- утворюють подвійний 
електричний шар. Окремі іони хлору (xCI-) утворюють дифузійний шар і 
разом з колоїдною частинкою складають міцелу золю Fe(OH)3: 
                                                          Частинка 
 
{m[Fe(OH) ] · nH+, (n-x) CI-
3 } xCI- 
 
                                                Ядро 
 
Міцела 
 
 Золь Al(OH)₃ утворюється під час гідролізу солей алюмінію. Його заряд залежить 
від кислотності середовища: при низьких значеннях рН частинки мають позитивний 
заряд, а при високих — негативний. Заряд поверхні колоїдних частинок формується 
внаслідок кількох можливих процесів. 
У лужному середовищі кристалічна решітка частинки сорбує гідроксид-іони, що надає їй 
негативного заряду. У нейтральному та кислому середовищах поверхня частинок набуває 
позитивного заряду через адсорбцію іонів Al³⁺. 
Міцела золю Al(OH)₃, що утворюється при гідролізі AlCl₃ у нейтральному середовищі, має 
таку загальну формулу: 
{m[Al (OH)3] · n Al3+, 3(n-x) CI-} 3xCI- 
 
 При гідролізі розчинів Al2(SO4)3 потенціалутворюючими іонами і 
протиіонами будуть відповідно іони  Al3+ і SO 2-
4 . 
 Відомо, що колоїдні частинки перебувають у безперервному русі. У процесі їх 
переміщення частина навколишнього розчину прилягає до поверхні частинки й рухається 
разом із нею, утворюючи тонку гідратну плівку. 
На рисунку 3.2, б лінія ОО позначає поверхню колоїдної частинки. Безпосередньо біля неї 
розташовані протилежно заряджені іони, що формують щільний шар подвійного 
 
 
електричного шару, а далі — іони дифузійного шару. Межа електронейтрального 
комплексу міцели позначена на рисунку лінією CD. 
Під дією електричного поля колоїдна частинка рухається разом із частиною розчину, що 
знаходиться між лініями AB і CD, тоді як зовнішні шари розчину відокремлюються від 
частинки. 
 При цьому вона стає негативно зарядженою, а охоплюючий її розчин 
набуває позитивний заряд. Стрибок потенціалу, який виникає при цьому між 
частиною рідини, яка охоплена колоїдною частинкою й останнім розчином 
називається електрокінетичним, або ξ - потенціалом. 
 ξ - Потенціал змінюється при додаванні до колоїдних систем 
електролітів. Для отримання заряджених частинок ξ - потенціал залежить від 
величина заряду катіонів електроліту, а для позитивно заряджених частинок 
– від величини заряду аніонів.  
 З додаванням електролітів концентрація іонів  в дифузійному шарі 
зростає, і для компенсації зарядів на поверхні частинок потрібний менший 
об’єм дифузійного шару. Стиснення може дійти до такої степені, що 
дифузійний шар не буде виходити за межі лінії, яка обмежується поверхнею 
ковзання колоїдної частинки при її русі (рисунок 4.1, б, лінія АВ). Коли 
дифузійний шар стиснеться до розміру, який обмежений лінією АВ, ξ - 
потенціал стане рівним нулю. В цей момент колоїдні частинки будуть 
знаходиться в ізоелектричному стані. В результаті усуваються причини, які 
перешкоджали їх зближенню, колоїдні частинки, об’єднуються, утворюючи 
великі агрегати, які починають осаджуватися. 
 При додаванні електроліта до коагульованого колоїду можна помітити, 
що коагуляція починається не в ізоелектричному струмі, а при значенні 
потенціалу 0,03 В. Це значення ξ - потенціалу є мірою стійкості колоїдних 
систем і називається критичним; з його зменшенням стійкість колоїдних 
систем зменшується.  
 Процес коагулювання води складається з III стадій: 
 
 
I стадія. На цій стадії виділяється тверда фаза гідроксиду коагулянту у воді за 
реакціями: 
FeCl3 + HOH          FeOHCl2 + HCl  
                                    FeOHCl2 + HOH        Fe(OH)2Cl + HCl    
                                     Fe(OH)2Cl + HOH       Fe(OH)3 + HCl 
                                        FeCl3 + HOH        Fe(OH)3 + HCl 
 Тверда фаза адсорбує з розчинів потенціал утворюючи іони до яких 
відносяться (Fe,H), тобто ті іони, які більше знижують вільну енергію 
поверхні твердої фази. З води адсорбуються іони, які сильніше зменшують 
вільну енергія твердої фази, і крім того входять в склад речовини. В 
результаті поглинання іонів поверхня ядра отримує заряд. Таким чином ядро 
представляє собою Fe(OH)3 і адсорбційно зв’язані з ними потенціал 
утворюючі іони Fe3+ або H+. 
 II стадія. На другій стадії колоїдна частинка утворюється таким чином: 
1 різнойменно заряджені іони, які знаходяться в розчині (протиіони) 
збираються біля поверхні ядра, внаслідок електричного притягання між 
різнойменними електричними зарядами; 
2 в колоїдну частинку входить деяка кількість іонів хлору, яка менша за 
H+ для Fe3+ і Al3+. В результаті чого колоїдна частинка має слабкий 
позитивний заряд іона H+ або Al3+ і протиіони CI-, які входять в склад частки 
утворюючої подвійний електричний шар. Взалежності від умов утворення 
золя потенціал утворюючих іонів та протиіонів можуть мінятися місцями. 
Поверхня колоїдної частинки золя набуває заряд внаслідок декількох 
можливих процесів; 
3 в лужному середовищі кристалічна решітка частково добудовується 
гідроксильними іонами, які знаходяться в воді набуваючи негативний заряд; 
4 в нейтральному і кислому середовищі – позитивний заряд виникає за 
рахунок адсорбції решіткою іонів Al3+ (H+). 
  На III стадії утворюється міцела золя. 
 
 
 Окремі іони xCI- для Fe(OH)3 і 3xCI- для Al (OH)3 утворюють 
дифузійний шар, який разом з колоїдною частинкою складає міцелу золя. 
Міцела утворює первинну структуру дисперсної фази, тобто структуру 
окремих часток золя і суспензії. З нею пов’язані електричні і молярно-
кінетичні властивості часток, їх гідратація. Спочатку в результаті 
бромівлького руху утворюються агрегати з масою недостатньою для 
випадання. Потім збільшення досягає межі, тоді коли утворюються пластівці, 
які дуже добре видно неозброєним оком, і які осідають під дією 
гравітаційних сил. 
 Для нормальної коагуляції велику роль відіграє гідроліз коагулянту, 
який повинен проходити найбільш повністю, цього можна досягни 
створюючи оптимальні умови для його проведення, певне pH та температура. 
Сполуки Al3+ найбільш повністю гідролізують при температурі 20 °С та 
pH=3-7, а сполуки Fe2+ та Fe3+ при 0-5 °С та pH=5-7. 
  
          3.3 Фільтрування 
 
 Заключним етапом очистки води від зависі є фільтрування. Це процес 
здійснюється пропусканням води зернисті і другі матеріали.  
 При фільтруванні води, яка містить завислі речовини, через шар піску 
або іншого зернистого матеріалу вони можуть виділятися на поверхні 
фільтрувального шару (плівкове фільтрування); в  порах фільтрувального 
шару; одночасно на поверхні і в порах завантаження. В процесі  плівкового 
фільтрування завислі речовини, які виділяються на поверхні фільтруючого 
шару, утворюють додатковий фільтрувальний шар. Цей шар здатний 
затримувати високо дисперсну завись, але її гідравлічний опір швидко 
збільшується і фільтр потрібно часто виключати на промивку. 
 Завислі речовини на поверхні фільтрувального шару  можуть 
виділятися у вигляді піни при невеликих і при звичайних швидкостях 
 
 
фільтрування на швидких фільтрах, якщо через них пропускається вода, яка 
має міцну завись. 
 Залежно від способу різниці тисків по обидва боки фільтрувальної 
перегородки розрізняють процес фільтрування за сталої різниці тисків, сталої 
швидкості та змінних різниці тисків і швидкості. Слід віддавати перевагу 
фільтруванню з утворенням осаду, що практично виключає закупорювання 
пор перегородки і відповідно не призводить до збільшення її опору. Такий 
спосіб фільтрування спостерігається за достатньо високою концентрацією 
твердої фази в суспензії (понад 1 % об’єму). 
 У разі фільтрування із закупорюванням пор перегородки 
ускладнюється її регенерація, і тому цей спосіб використовується рідко. 
Такий спосіб фільтрування називається проясненням і застосовується за 
концентрації твердих часток у суспензії менш ніж 0,1 %  об’єму. Під час 
фільтрування суспензії з невеликою концентрацією тонко дисперсної твердої 
фази часто використовують фільтрувальні допоміжні речовини (діатоміт, 
азбест, перліт, целюлозу, активоване вугілля, деревне борошно), які 
перешкоджають проникненню твердих часток у пори фільтрувальної 
перегородки. 
 Осади, що утворюються на фільтрувальній перегородці, бувають 
нестисливі та стисливі. Нестисливими називаються осади, в яких пористість 
(відношення об’єму пор до об’єму осаду) не зменшується за збільшення 
різниці тисків. До практично нестисливих належать осади неорганічних 
речовин із розміром часток понад 100 мкм (пісок, карбонат кальцію тощо). 
Смисловими називаються осади, проникність яких зменшується, а опір 
рідини зростає за збільшенням різниці тисків у процесі фільтрування. До 
дуже стисливих належать осади гідроксидів металів (міді, алюмінію, заліза 
тощо), які складаються з агрегатів, що легко деформуються. 
 В більшості випадках на швидких фільтрах плівка не утворюється і 
завислі речовини разом з водою проникають в товщину фільтруючого шару. 
Зі збільшенням величини зерен завантаження і швидкості фільтрування 
 
 
глибина проникнення забруднень зростає (рисунок 3.4). Адгезія або сорбція 
скоагульованих частинок поверхнею зерен фільтруючого шару залежить від 
заряду часток зависі і їх розмірів. Якщо завись стабілізована і має великий 
заряд, однойменних із зарядом поверхності фільтруючого шару, в порах 
фільтруючого шару вона заряджається погано.  
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Рисунок 3.4 - Залежність глибини проникнення забруднень в товщину 
фільтруючого завантаження від швидкості фільтрування. 
 
 
 
Адгезія – це властивість фізичних тіл проникати до інших тіл, 
внаслідок чого виникає зчеплення поверхонь тіл. Аутогезія – це 
самозлиплення, тобто здатність утворювати міцні зв’язки поверхнею одного і 
того ж  матеріалу під тиском або без нього.  
На швидких фільтрах при фільтруванні води зверху вниз найкраще 
проходять одночасно два процеси – зарядження частини завислих речовин в 
плівці на поверхні фільтруючого шару і проникнення їх в товщину фільтра. 
 Процес освітлення фільтруючої суспензії – результат двох 
протилежних процесів: адгезія затримуючих часток до макроповерхні і 
відрив раніше прилиплих часток та переносу їх гідродинамічними силами 
потоку. В кожному елементарному шарі завантаження води освітлюється до 
тих пір, поки сили відриву часток не почнуть переважати над силами адгезії 
або взаємодії між частками в прилиплому шарі. 
 Накопичення осаду в зернистому шарі призводить до збільшення сили 
відриву часток. При очисткі води процес фільтрування важливий в тій стадії, 
коли присипання часток переважає над їх відривом. Величина сили адгезії  у 
водному шарі визначається  в загальному міжмолекулярною взаємодією 
контактуючих тіл; вона на декілька порядків менша, ніж сила адгезії в 
повітрі. Крім того, в повітряному середовищі виникають сили 
відштовхування, які обумовленні властивостями останньої. 
 Сили адгезії залежать від властивостей води і контактуючої поверхні. 
Якщо останні різко розрізняються по змочуваності, то адгезія мінімальна. У 
водному середовищі вона досягає максимального значення при однаковій 
гідрофільності або гідрофобності поверхонь. Проте злипання гідрофобної 
поверхні більша, ніж гідрофільної.  
 Сили відштовхування, які з’являються у водному середовищі, 
обумовлені роз’єднувальною  дією тонкого шару рідини, яка знаходиться між 
поверхнями контактуючих тіл. Роз’єднувальна дія таких шарів пояснюється 
відмінністю їх термодинамічного і хімічного потенціалів від потенціалів 
об’ємної фази.  
 
 
 Відрив часток під дією водного потоку відбувається у випадку, якщо 
сила Fотр перевищує силу адгезії Fад і масу часток P, тобто  
 
Fотр μ  (Fад  Р) , 
де μ – сила тертя. 
Якщо Fад  Р, то Fотр μFад . 
Сила взаємодії потоку на частку залежить від густини і в’язкості 
середовища, діаметра часток, швидкості потоку і умов обтікання прилиплих 
часток потоком. 
Ефективним методом ведення фільтрування  в оптимальному режимі є 
взаємодія на адгезійні властивості фільтруючої зависі і властивості 
відкладання в зернистому завантаженні.  
  В залежності від фільтруючого шару розрізняють наступні види 
фільтрів: зернисті (фільтруючий шар – кварцовий пісок, подріблений 
антрацит, керамзит та інші); сітчасті (фільтрувальний шар – сітка із розміром 
комірок 40 мкм); тканинні (фільтрувальний шар – бавовняно-паперові, лляні, 
скляні або капронові тканини); намивні (фільтрувальний шар – деревинне 
борошно, діатоміт, азбестова крихта та інші матеріали). 
 Для очистки води в комунальному та промисловому водозабезпеченні 
найбільш широко використовують зернисті фільтри. За швидкістю 
фільтрування їх поділяють на повільні (швидкість фільтрування 0,1–0,2 
м/год), швидкі (5,5–14 м/год) та надшвидкі (>25 м/год).   
 
 
4 ХАРАКТЕРИСТИКА ПРИРОДНИХ ВОД 
 
В технологічній схемі, що розробляється у якості сировини 
використовується вода із поверхневих джерел водозабезпечення (річка 
Дніпро), тому процес підготовки води проводиться в дві стадії: 
- коагуляція з вапнуванням в освітлювачах, з подальшим доосвітленням 
 
 
на механічних фільтрах; 
- двоступеневе знесолення (ступеневе Н-катіонування І ступеню та 
аніонування І ступеню, Н-катіонування ІІ ступеню та аніонування ІІ ступеню, 
після першого ступеню встановлено декарбонізатор). 
Характеристика сировини наведена в таблиці 4.1. 
 
Таблиця 4.1 – Характеристика складу води р. Дніпро 
№ п/п Показник та розмірність Значення показника 
1. Температура, 0С 17 - 34 
2. Вміст заліза, мкг/л 200 - 485 
3. рН 7,8 – 8,45 
4. Загальна твердість, мг-екв./л 2,9 – 4,75 
5. Загальна лужність, мг-екв/л 2,05 – 3,75 
6. Вміст іонів Cl-, мг-екв/л 9,5 - 17 
7. Вміст іонів SO 2-
4 , мг-екв/л 10,4 - 22 
8. Вміст іонів SiO 2-
3 , мг-екв/л 9,6 – 12,6 
9. Вміст іонів Са2+, мг-екв/л 1,85 – 3,3 
10. Вміст іонів Mg2+, мг-екв/л 0,5 – 1,35 
11. Вміст міді, мкг/л 5 – 16,8 
12. Вміст іонів NO -
3 , мг/л 0,2 – 1,14 
13. Вміст іонів NO -
2 , мг/л 0,02 – 0,063 
14. Вміст аміаку, мг/л 0,11-0,33 
15. Вміст твердих домішок, мг/л 320 – 490 
Таблиця 4.2 - Вимоги до сировини, напівпродуктів та матеріалів 
Найменування сировини, Стандарти Показники, Регламентовані 
напівпродуктів, або обов'язкові показники 
матеріалів та готової технічні до контролю з допустимими 
продукції умови відхиленнями 
1 2 3 4 
Коагулянт - сульфат заліза ГОСТ вміст  прозорі 
 
 
(ІІ) FeSO4 ·7H2O 6981-75 FeSO4, зеленувато-голубі 
вільної кристали 
Н2SO4 повинен містити 
нерозчинний не менше 47 - 52 
залишок % FeSO4, не 
більше 1% 
вільної Н2SO4 і не 
більше 0,4 та 1% 
нерозчинного 
залишку 
Будівельне вапно ГОСТ Вміст вапнякового 
9179-79 Са(ОН)2 молоко 
концентрацією 5-
10% або розчин 
концентрацією до 
1,4 г/л 
  діаметр  
Антрацит зерен, мм 
Кварцовий пісок 0,7 – 1,7 
0,5 – 1,2 
Катіоніт КУ-2-8 ГОСТ розмір зерен насипна вага, т/м3 
5.1423-72 0,3 – 1,5 мм 0,5 
повна коефіцієнт 
обмінна набухання 1,42 
здатність  
1500 – 1700 
г-екв./м3 
допустима 
температура 
води  
120 – 130 0С 
 
 
 
Кінець таблиці 4.2 
1 2 3 4 
Аніоніт  АН 31 ГОСТ 13504- розмір зерен насипна вага, т/м3 
68 0,4 – 2 мм 0,31 
повна коефіцієнт 
обмінна набухання 1,25 
здатність  
2600 г-екв./м3 
допустима 
температура 
води  
 
 
120 – 130 0С 
Аніоніт АВ-29-12 П ГОСТ 13504- розмір зерен насипна вага, т/м3 
68 0,3 – 1,2 мм 0,6 
повна коефіцієнт 
обмінна набухання 1,0 
здатність 900  
г-екв./м3 
допустима 
температура 
води  
120 – 130 0С 
 
Характеристика готової продукції – води знесоленої наведена в таблиці 4.3. 
 
Таблиця 4.3 – Вода знесолена 
№    
п/п Показник та розмірність Значення показника 
1. Твердість ,мкг-екв/л. до 3 
2. Окислюємість, мг О2/л. до 1 
3. Кисень з деаератора підживлення до 20 
знесоленої води, мкг/л. 
4. Вміст кремнієвої кислоти, мг/л. до 0,3 
5. Залізо, мкг/л. не більше 40 
6. рН 6,5 – 9,2 
7 Вміст, солей, мкг/л. не більше 10 
5 СИНТЕЗ КОАГУЛЯНТІВ ТА ДОСЛІДЖЕННЯ ПРОЦЕСІВ 
ОЧИСТКИ ВОДИ 
 
5.1 Оксисульфати та оксихлориди 
 
Для забезпечення потреб народного господарства в коагулянтах, розширення їхнього асортименту 
та підвищення якості необхідно створювати нові виробництва, модернізувати наявні потужності, 
удосконалювати існуючі технології та вивчати можливості отримання більш ефективних коагулянтів. Такі 
реагенти мають відрізнятися як хімічним складом, так і коагуляційною дією. Тому питання синтезу 
 
 
високоефективних коагулянтів, що максимально відповідають сучасним вимогам, є особливо важливим. 
Використання основних солей алюмінію як коагулянтів може покращити технологічні параметри 
водопідготовки загалом та усунути або зменшити недоліки, властиві сульфату алюмінію. 
Дана робота присвячена дослідженню коагуляційних властивостей реагентів основного 
типу та спрямована на визначення умов їх практичного використання. Розглядається 
застосування основних солей алюмінію – оксисульфатів (ОСА) і оксихлоридів (ОХА) – у 
процесах коагуляційного очищення природних і промислових вод. 
Головні переваги цих реагентів порівняно з традиційним сульфатом алюмінію полягають 
у здатності формувати великі, рівномірні за гранулометричним складом пластівці, розмір 
яких майже не залежить від температури, що забезпечує їхню ефективність у холодний 
період року. Крім того, основні солі алюмінію практично не знижують рН та лужний 
резерв води, що мінімізує ризики кислотної корозії трубопроводів. 
ОХА та ОСА проявляють високу коагулюючу активність як у кислому, так і в лужному 
середовищах, тому діапазон оптимального рН їх застосування є досить широким. 
Важливою перевагою цих коагулянтів є значно нижчий вміст залишкового алюмінію у 
воді після обробки, а для ОХА – також мінімальне збільшення концентрації хлору. 
Використання ОСА та ОХА (у перерахунку на Al₂O₃) дає змогу зменшити витрати 
реагентів під час коагуляції природних вод у середньому на 20–30 %, а в окремих 
випадках для ОСА – навіть на 40–50 %. 
Основні переваги ОСА та ОХА порівняно з сульфатом алюмінію полягають у наступному:  
 міцели, що утворюються під час гідролізу основних солей алюмінію, мають вищий 
позитивний заряд і кращі адсорбційні властивості; 
 завдяки меншій кислотності такі реагенти значно знижують ризики кислотної 
корозії обладнання та трубопроводів; 
 технологія синтезу ОХА є складнішою, оскільки передбачає використання летких 
реагентів. 
Активні дослідження щодо отримання та використання оксихлориду алюмінію для 
очищення природних вод проводяться в Японії, Італії, Франції, Англії та інших країнах. 
Існує кілька підходів до синтезу ОХА, зокрема: 
• утворення на нафтохімічних виробництвах під час отримання етилбензолу, 
ізопропілбензолу та поліізопропілену; 
• виробництво з металевого алюмінію, оксиду чи гідроксиду алюмінію; 
• нейтралізація розчинів хлориду алюмінію; 
• солянокислий розклад алюмосилікатів; 
• термогідроліз алюмінієвмісної сировини; 
• хлорсульфатні, йонообмінні та електрохімічні методи. 
Одержання ОСА здійснюється такими способами: 
• із природної алюмінієвмісної сировини; 
• із сульфату алюмінію, свіжоосадженого аморфного гідроксиду алюмінію або металевого 
алюмінію. 
У даній роботі досліджено властивості основних солей алюмінію — ОХА та ОСА — на 
прикладі природних вод річок Дніпро та Ольшанка. 
 
 
Порівняльну оцінку виконували за такими показниками, як кольоровість, каламутність, вміст 
залишкового алюмінію та лужність. Характеристики вихідної природної води були такими: температура – 4 
°C, каламутність – 17 мг/л, кольоровість – 55, рН у межах 7,9–8,5. Дані про якість води після очищення 
оптимальними дозами ОСА та ОХА, а також показники природної води в період паводку наведено в таблиці 
5.1. 
 Практика водоочищення свідчить, що основні солі алюмінію є більш дієвими 
коагулянтами, оскільки їх використання дає можливість інтенсифікувати процес 
очищення, розширити діапазон допустимих значень рН вихідної води та підвищити якість 
очищеної води. 
Результати проведених досліджень коагуляційного очищення із застосуванням ОХА та 
ОСА підтверджують, що основні сульфати алюмінію демонструють вищу коагуляційну 
ефективність порівняно з основними хлоридами. Використання ОСА в технологічних 
схемах підготовки природної води дозволяє отримати кращі показники якості води при 
меншій витраті реагентів. 
 
Таблиця 5.1- Показники якості очищеної води оптимальними дозами 
ОСА і ОХА і показники природної води до очищення в паводковий період.  
 Показник ОХА ОСА 
 Кольоровість, град 22 13 
Каламутність, мг/л 12,2 1,6 
Залишковий алюміній, мг/л 1,08 0,86 
Лужність, мг-екв/л 2,4 2,65 
 
 5.2 Дигідроксосульфат алюмінію та полігексаметиленгуанідин 
Робота присвячена розробці наукових засад технології підготовки питної 
води з використанням в якості коагулянтів основних сульфатів алюмінію, 
зокрема, дигідроксосульфату алюмінію (ДГСА) та флокулянту – суміші солей 
полігексаметиленгуанідину (ПГМГ). Визначено оптимальні параметри синтезу 
основних сульфатів алюмінію та дигідроксосульфату алюмінію. Практично 
отримані результати були підтверджені теоретичними розрахунками за 
допомогою математичної обробки. В роботі встановлено, що використання 
основних сульфатів та дигідроксосульфату алюмінію значно інтенсифікує процес 
очищення води за фізико-хімічними показниками. Особливо значимим фактором 
є зменшення вмісту в очищеній воді вміст залишкового алюмінію. 
 
 
Досліджено знезаражуючу ефективність флокулянтів полідиалілдиметиламоній 
хлориду та суміші солей ПГМГ (Валеус) та їх композицій з коагулянтами. 
Встановлено композицію «коагулянт+флокулянт», яка має високий 
знезаражуючий ефект та ефективну коагуляційну здатність. Такою композицєю є 
«ДГСА+Валеус». 
 
5.3 Коагуляційний метод очищення забарвленого модельного розчину  
 
Для дослідження ефективності коагуляційно-флокуляційного очищення 
модельних розчинів з концентраціями барвника 200 мг/дм3 та каоліну 200 мг/дм3 
було визначено як змінюється pH розчинів після додавання реагентів. 
Встановлено, що pH розчинів залишається в межах від 4 до 8, що відображено в 
даних таблиці 4.2 і відповідає ефективній дії коагулянту Al2(SO4)3·18H2O [8]. 
Зміна pH розчину в залежності від дози коагулянту (а) та флокулянтів (б) 
представлена в таблиці 5.2 
 
Таблиця 5.2 – Зміна pH розчину в залежності від дози коагулянту (а) та 
флокулянтів (б) 
Доза Al3+ рН  Альгінат Хітозан Доза флокулянту 
 натрію мг/дм3 * 
Початкова 8,077 7,073 7,232 Початкова 
20 7,37 6,712 6,602 0 
30 7,025 6,514 6,516 1 
40 6,721 6,804 5,84 5 
50 6,371 6,773 5,127 10 
60 5,652 6,786 5,168 15 
70 4,804 6,715 4,864 20 
 
* - Доза коагулянту Al2(SO4)3·nH2O  складає 40 мг/дм3 
 
Визначення оптимальної дози коагулянту Al2(SO4)3·nH2O проводилося 
спектрофотометричним та нефелометричним методом. Графічні залежності, які 
 
 
представлені на рисунках 5.1 та 5.2 , свідчать, що найменша доза коагулянту, яка 
необхідна для ефективного очищення забарвлених та мутних розчинів складає 40 
мг/дм3 , та необхідний час осадження 2 години. Залежність ступеня очистки 
забарвлених модельних розчинів від дози коагулянту представлено на рисунку 5.1. 
Залежність ступеня очистки мутних розчинів від дози коагулянту 
представлено на рисунку 5.2. 
 
В процесі осадження фіксувався загальний солевміст розчинів через 1, 
2 та 3 години. Залежність загального солевмісту модельного розчину від дози 
коагулянту представлено в таблиці 5.3.Це дозволило встановити, що час 
осадження практично не впливає на солевміст. 
 
Таблиця 5.3 – Залежність загального солевмісту модельного розчину від 
дози коагулянту 
Доза коагулянту, TDS, мг/дм3 
мг/дм3 1 год. 2 год. 3 год. 
0 350 350 350 
20 385 385 370 
30 364 376 385 
40 380 375 382 
50 372 390 402 
60 391 395 399 
70 389 420 426 
 
 
 
 
 
 
Рисунок 5.1– Залежність ступеня очистки забарвлених модельних розчинів 
від дози коагулянту  
 
 
Рисунок 5.2 – Залежність ступеня очистки мутних розчинів від дози 
коагулянту  
 
Процес інтенсифікації очищення досліджувався шляхом додавання 1 % 
розчину альгінат натрію в діапазоні доз від 10 до 200 мг/дм3 при сталій дози 
коагулянту (40 мг/дм3), та встановлено збільшення ступеню очищення 
 
 
модельних розчинів на 2-4 % при додаванні 10 мг/дм3 розчину флокулянту, та 
зменшення ефективності зі збільшенням дози Залежність ступеня очистки 
забарвлених модельних розчинів від дози флокулянту - альгінат натрію (доза 
коагулянту 40 мг/дм3) представлено на рисунку 5.3. Залежність ступеня очистки 
мутних модельних розчинів від дози флокулянту - альгінат натрію (доза 
коагулянту 40 мг/дм3) представлено на рисунку 5.4. 
В таблиці 5.3 представлені результати дослідження впливу сумісної дії 
коагулянту і флокулянту на солевміст, які показують, що час осадження не 
впливає на солевміст розчинів. 
 
 
Рисунок 5.3 – Залежність ступеня очистки забарвлених модельних 
розчинів від дози флокулянту - альгінат натрію (доза коагулянту 40 мг/дм3) 
 
 
 
 
Рисунок 5.4 – Залежність ступеня очистки мутних модельних розчинів від 
дози флокулянту - альгінат натрію (доза коагулянту 40 мг/дм3) 
 
 
 
Таблиця 5.3 – Залежність загального солевмісту модельного розчину від 
дози флокулянту альгінат натрію 
Доза флокулянту, TDS, мг/дм3 
мг/дм3 1 год. 2 год. 3 год. 
Початкова 347 347 347 
0 396 400 400 
10 393 397 408 
50 383 395 398 
100 388 392 380 
150 397 398 390 
200 410 396 403 
 
Дослідження інтенсифікації процесу очищення шляхом додавання 1 % 
розчину флокулянту хітозану в діапазоні доз від 10 до 200 мг/дм3 при сталій дозі 
коагулянту (40 мг/дм3) показало збільшення ступені очищення модельних розчинів 
на 4-6 %, що свідчить про утворення пластівців з більшою сорбційною стійкістю, ніж 
при застосуванні альгінат натрію. Відповідно до графічних залежностей на рисунку 
5.5 та 5.6 оптимальна доза хітозану складає від 10 до 100 мг/дм3. Зафіксовані значення 
загального солевмісту розчинів наведені в таблиці 5.4.Залежність ступеня очистки 
забарвлених модельних розчинів від дози флокулянту - хітозану (доза коагулянту 
40 мг/дм3) представлено на рисунку 5.5. Залежність ступеня очистки мутних 
модельних розчинів від дози флокулянту - хітозану (доза коагулянту 40 мг/дм3) 
представлено на рисунку 5.6. 
 
Таблиця 5.4 – Залежність загального солевмісту модельного розчину від 
дози флокулянту хітозану 
Доза флокулянту, TDS, мг/дм3 
мг/дм3 1 год. 2 год. 3 год. 
Початкова 346 346 346 
0 402 393 393 
10 390 394 373 
50 373 372 394 
100 398 378 379 
150 390 371 371 
200 395 377 391 
 
 
 
 
Рисунок 5.5 – Залежність ступеня очистки забарвлених модельних 
розчинів від дози флокулянту - хітозану (доза коагулянту 40 мг/дм3) 
 
 
 
Рисунок 5.6 – Залежність ступеня очистки мутних модельних розчинів від 
дози флокулянту - хітозану (доза коагулянту 40 мг/дм3) 
 
 
7 ЕКОНОМІЧНІ РОЗРАХУНКИ  
 
У даному розділі вказана сукупність загальних витрат на виконання 
науково-дослідної роботи за темою кваліфікаційної магістерської роботи 
«Коуагуляційно-флокуляційні процеси доочищення природних вод з 
використанням комбінованих реагентів».  
Проведено дослідження коагуляційних властивостей 
дигідроксосульфату та основних сульфатів алюмінію в порівнянні з 
традиційним коагулянтом – сульфатом алюмінію. , що проводилась в 
лабораторії «Фізико-хімічного аналізу води»  кафедри Хімічних технологій 
та водоочищення, на четвертому поверсі Черкаського Державного 
технологічного університету. Витрати на виконання науково – дослідної 
роботи представлено в таблиці 7.1 
 
7.1 Кошторис на виконання НДР 
 
Таблиця 7.1 – Витрати на виконання науково – дослідної роботи 
Умовне Сума 
Стаття витрат 
позначення грн. % 
1 2 3 4 
Матеріали, комплектуючі вироби, 
Cm 23819,10 1,62 
реактиви 
Спеціальне обладнання для 
Коб 876600,80 59,56 
експериментальних робіт 
Зод 
Основна та додаткова з/п і соц. 469200 31,88 
страхування  
Зот 32844 2,23 
Витрати на промислові та наочні  
Ск 46920 
відрядження 3,19 
Накладні витрати Вн 18694,14 1,27 
Послуги сторонніх організацій Пс 3730 0,25 
Всього Вз 1471808,04 100 
7.2 Розрахунок витрат на проведення науково-дослідної роботи 
 
 
 
До складу витрат на проведення науково – дослідної роботи відносять 
вартість усіх ресурсів, матеріалів, комплектуючих виробів, установок, 
необхідних для реалізації комплексу робіт, які передбачені темою роботи. 
Розміри витрат визначаються на основі кошторисних калькуляцій, що 
розраховуються окремо і потім підсумовуються. Отримані результати 
зводяться у таблицю 7.1. 
 
7.2.1 Матеріали, комплектуючі вироби, реактиви 
 
До цієї статті відносять вартість основних комплектуючих виробів, 
напівфабрикатів, реагентів, матеріалів з урахуванням транспортно – 
заготівельних витрат, а також вартість матеріалів, що необхідні для 
виготовлення макетів та додаткових матеріалів, що використовуються для 
виконання науково – дослідної роботи. 
Розміри витрат визначаються методом прямого розрахунку за 
формулою: 
m
C  U Q ,                 (7.1) 
m mi mi
i1
 
 де  Umi – ціна і-го матеріалу з урахуванням транспортних та 
заготівельних витрат, грн.; 
 Qmi – кількість і-го компоненту, необхідного для виконання НДР, од. 
 
Потреби в матеріальних ресурсах визначається на основі матеріальної 
специфікації, ціна матеріальних ресурсів визначається відповідно. 
Транспортно – заготівельні витрати приймаються рівними 2,5 % від вартості 
придбання. Витрати на основні матеріали, реактиви, та комплектуючі вироби 
Представлено в таблиці 7.2. 
 
 
Таблиця 7.2 – Витрати на основні матеріали, реактиви, та 
комплектуючі вироби 
Одиниці Вартість за Кількі Загальна 
Найменування  виміру  одиницю  сть  вартість  
Колба мірна 25 см3  шт.   26,40  7  184,80  
Колба мірна 50 см3  шт.  30,00  1  30,00  
Колба мірна 100 см3  шт  30,00  1  30,00  
Циліндр мірний 500 см3  шт.  230,00  1  230,00  
Стакан лабораторний 1000 см3  шт.  105,60  6  633,60  
Стакан лабораторний 50 см3  шт.  28,80  7  201,6  
Піпетка лабораторна 25 см3  шт.  29,4  1  29,4  
Піпетка лабораторна 10 см3  шт.  30,33  1  30,33  
Піпетка лабораторна 5 см3  шт.   22,00  1  22,00  
Піпетка лабораторна 2 см3  шт.  20,00  1  20,00  
Грушка маленька   шт.  10,56  1  10,56  
Шпатель  шт.  48,00  1  48,00  
Піпетка лабораторна 5 см3   шт.  21,45  1  21,45  
Оцтова кислота , 45%  дм3  90,00  0,01  0,90  
Хітозан    кг  1440,00  0,002 2,88  
Альгінат натрію  кг  430,00  0,001 0,43  
Барвник активний синій 3СВТ  кг  5250,0  0,004 21,00  
Барвник прямий чорний  кг  4155,5  0,004 16,63  
Барвник дисперсний 
червонокоричневий  кг  4730,3  0,004 18,93  
Глина косметична біла  уп  13,75  1 13,75  
Алюміній сірчанокислий техн.  кг  480,00  0,01 4,8  
Дистильована вода  дм3  100,00  3 300,00  
Разом        1871,06  
 
7.2.2 Спеціальне обладнання 
 
До витрат цієї статті належать витрати на придбання приладів, 
установок та іншого обладнання для використання під час проведення 
науково – дослідної роботи. 
 
 
Вартість приладів та обладнання довгострокового використання 
враховується у вигляді амортизаційних відрахувань. При розрахунку 
останніх коректуються фактичний строк використання обладнання при 
виконанні НДР. Вартість спеціального обладнання, установок визначається 
по таким статтям: 
- складові матеріали та напівфабрикати; 
- покупні вироби; 
- основна та додаткова з/п виробників з нарахуванням на соціальне 
страхування; 
- накладні витрати. 
 
Витрати на експлуатацію обладнання визначаю за формулою: 
 
m
Kоб. Ц Q K ,     (7.2) 
обi. обi. дост.
i1
 
 де Ц – ціна і-го обладнання із амортизаційними відрахуваннями; 
 Qоб. – кількість і-го обладнання, шт.; 
 Кдост. – коефіцієнт, який враховує витрати на доставку та монтажне 
обладнання, рівний 1,15. 
 Вартість основного обладнання представлено в таблиці 6.3 
 
Таблиця 7.3 – Вартість основного обладнання 
Вартість за Відсоток Сума 
Кільк Загальна 
Найменування  одиницю, амортизац амортиз., 
ість  грн.  вартість  
ії  грн.  
1 2 3 4 5 6 
Ваги аналітичні  1  27251,13  27251,13  15  4087,67  
Дистилятор  1  2310,00  2310,00  15  346,50  
Флокулятор  Kemira 2000  
1  24000,00  24000,00  15  3600,00  
 
 
Кінець таблиці 7.3 
   
1 2 3 4 5 6 
 Спектрофотометр  
Ulab102  1  35029,37  35029,37  15  5254,41  
 Мутномір TB  
1000W.  1  61636,86  61636,86  15  9245,53  
 Іономір И-160МИ   1  12400,00  12400,00  15  1860,00  
 Кондуктометр MP  
521, ULAB  1  21498,20  21498,20  15  3224,73  
Разом  7  184125,56  184125,56  15  27618,83  
 
7.2.3 Основна і додаткова заробітна плата працюючих 
 
До витрат цієї статті  належать плановий фонд заробітної плати наданого 
та інженерно – технічного персоналу, який займається науково – дослідною 
роботою. Штат і фонд заробітної плати представлено в  таблиці 6.4. 
Витрати визначаю за формулою: 
 
Зод.  Зт  Зп  Зд ,     (7.3) 
 де  Зт – тарифний фонд зарплати працівників (по окладам та 
 розцінкам для погодинників та віддільників відповідно), грн.; 
 Зп – премії з фонду зарплати (відповідно польського законодавства 
даний відсоток складає 20% від Зт),грн.; 
 Зд – додаткова зарплата (оплата чергових та додаткових 
відпусток, виконання державних та громадських обов’язків відповідно до 
польського законодавства складає 15% від суми Зт і Зп), грн. 
 
 
 
 
 
 
 
Таблиця 7.4 – Штат і фонд заробітної плати 
Кваліфікація Посадовий оклад за місяць, грн. 
працюючих 
По штату Сумісництво 
1 2 3 
Керівник 19000 - 
Лаборант 15000 - 
 
Тарифний фонд зарплати працівників розраховую за формулою: 
 
Зт  M  t Q ,     (7.4) 
д
 
 де  М – кількість місяців фактично вироблених в рокові, міс.; 
 t – строк дії господарсько-договірної теми; 
 ΣQд – сума посадових місячних окладів співробітників відповідно 
штатного регламенту. 
Науково – дослідна робота проводилась протягом 10 місяців. Тарифний 
фонд зарплати за місяць складає 34000 грн.  
Отже, тарифний фонд зарплати працівників за 10 місяців складає: 
 
Зт  34000 10  340000  грн. 
 
 Відрахування на премії з фонду зарплати приймаються рівними 20% 
від тарифного фонду зарплати, відповідно до польського законодавства:  
Зп  Зт 0,20 .    (7.5) 
Премії з фонду заробітної плати : 
 
Зп  340000 0,20  68000,00 грн.
 
 Відрахування на додаткову заробітну плату приймаються рівними 15% 
від суми (Зт+Зп). Додаткова заробітна плата становить: 
 
 
 
Q
Зд   (Зп  Зт ) ,     (7.6) 

 
15
Зд  (340000 68000)  61200,0 грн.
100  
Зод  340000 68000 61200  469200  грн.  
 
Плановий фонд заробітної плати персоналу, який займається науково-
дослідною роботою становить 469200 грн. 
 
7.2.4 Відрахування на соціальне страхування 
 
До витрат цієї статті належать витрати на відрахування на соціальне 
страхування із суми основних та додаткової заробітної плати. 
Норматив відрахувань на соціальне страхування приймається за 
даними базового підприємства або рівним 7% від суми основної та 
додаткової заробітної плати науково – дослідного персоналу відповідно до 
трудового законодавства Польщі. 
Відрахування на соціальне страхування розраховую за формулою: 
 
B
З c
от  Зoд  ,      (7.7) 
100
 де Зод – основна та додаткова заробітна плата наукового персоналу, 
 грн.; 
 Вс – відрахування на соцстрахування становить 7%. 
Отже, відрахування на соцстрахування становлять: 
 
7
Зот  469200   32844,0 грн.  
100
 
7.2.5 Витрати на наукові та виробничі відрядження 
 
 
 
Витрати на наукові та виробничі відрядження включають всі витрати за 
відрядженнями (добові, квартирні, транспортні і т. д.), пов’язані з даною 
НДР. 
Розрахунок цих витрат виконується методом прямого розрахунку 
відповідно переліку конкретних відряджень) або вони приймаються рівними 
10% від суми основної та додаткової заробітної плати науково – виробничого 
персоналу відповідно до умов проекту WaterHarmonyErasmus+, на базі якого 
проводилась відповідна науково-дослідна робота. 
 
Cком  Зoд 0,1.     (7.8) 
 
Отже, витрати на наукові та виробничі відрядження становлять: 
 
Cком  469200 0,1 46920  грн  
 
7.2.6 Накладні витрати  
 
До накладних витрат належать зарплата адміністрації та 
господарського персоналу, витрати на охорону праці, ремонт, опалення, 
освітлення, водопостачання та інші витрати. 
Визначення потреби в електроенергії проводиться окремо по 
конкретному виду обладнання. Вартість однієї кВт/год електроенергії 
визначається на основі діючих прейскурантів – тарифів на електроенергію в 
залежності від регіону. 
Потреби в силовій електроенергії визначаються за формулою: 
 
Есил = N Т K Kф ,     (7.9) 
 
 
 
 де  N – потужність використованого обладнання, кВт; 
Т – час роботи обладнання, год/рік; 
К – коефіцієнт навантаження на обладнання за потужністю, К=0,7; 
Кф – коефіцієнт, який враховує косинус фі, Кф=0,95. 
 
 Тоді 
Есил   6 560 0,7 0,95 = 2234,4 кВт/год.. 
 
Розрахунок проведений на період виконання НДР 10 місяці, робота з 
установкою ( електроактиватором) приблизно 23 днів ( 560 год.). 
 
Потреба в електроенергії для освітлення визначається за формулою: 
 
Т S a 1,02 1,05
Eосв  ,    (7.10) 
1000
 
 де      Т – період штучного освітлення, год.; 
S – площа освітлення, м2; 
а – потужність світильників на 1 м2 поверхні, Вт; 
1,02 - коефіцієнт , який враховує втрати в мережах; 
1,05 - коефіцієнт чергового освітлення. 
 
593 96 14 1,02 1,05
Eосв   853,58 кВт/год.  
1000
Загальні потреби в електроенергії визначаються за формулою: 
 
E  Есил  Eосв ,     (7.11) 
 
E 853,58 2234,43087,98 кВт/год. 
 
 
 
Ціна за 1 кВт електроенергії складає 4,86 грн. 
 
Тоді: 
 
Цe  Ц і E  4,86 3087,98 15007,99 грн.  
 
Витрати на опалення розраховую в залежності від площі лабораторії та 
вартості, ціни за 1 м2 опалювальної площі за формулою: 
 
Bo  Ц  S,       (7.12) 
 
 де  S – площа лабораторії,м2; 
 Ц – оплата за 1 м2 площі в сезон опалення. Вартість опалення  
становить 9,34 грн за 1 м2. 
 Науково – дослідна робота виконувалась на протязі 10 місяців з жовтня 
по липень включно. На сезон опалення припадає 4 місяці. 
 
Bo  96 9,34 4  3586,56 грн.
 
 
Отже, витрати на опалення складають 3586,56 грн. 
Ремонт обладнання проводився власними силами, за виключенням 
електромонтажних робіт.  
Загальні накладні витрати для проведення  науково – дослідної роботи 
розраховую за формулою: 
 
Bн  Ц еBo 100 ,     (7.13) 
 
 де Ц е  - загальні потреби в електроенергії, що були витрачені на 
проведення науково-дослідної роботи; 
 
 
 Bo  - витрати на опалення. 
 
Bн 15007,58 3586,56 100 18694,14 грн. 
 
7.2.7 Послуги сторонніх організацій 
 
До витрат цієї статті належать витрати та послуги сторонніх 
організацій для опрацювання експериментальних даних, виготовлення та 
дослідження окремих зразків, оплата робіт та послуг. 
Витрати та послуги сторонніх організацій представлено в таблиці 7.5 
До цієї статті відноситься патентно – ліцензійний пошук необхідного 
матеріалу з методів інтенсифікації і очистки води методом електрохімічної 
активації. Сюди віднесемо витрати на пошук літератури у бібліотеках, та на 
роботу в мережі інтернет. 
 
Таблиця 7.5 – Витрати та послуги сторонніх організацій 
Сплата за 1 місяць. 
Кількість 
Назва послуги використання Сума, грн. 
місяців роботи 
мережі, грн. 
1 2 3 4 
Робота в мережі 
10 450 4500 
інтернет 
Всього   4500 
 
В таблиці 7.6 представлено економічні показники проекту 
 
 
 
 
    Таблиця 7.6 - Економічні показники проекту 
Найменування статей Умовне 
Сума, гривні  
витрат  позначення  
 
 
Матеріали . 
Комплектуючі вироби та  Cm  1871,060 
реактиви 
Спеціальне обладнання 
для проведення Коб 184125,56 
експерементальних робіт 
Основна та додаткова 
плата науковому Зод 92738 
персоналу 
Відрахування на 
Зот 6491,83 
соціальне відрахування 
Витрати на наукові 
Ск 9273,83 
відрядження 
Послуги сторонніх 
Вн 18,000 
організацій 
Всього Пс 297283,79